Innehåll
3 Förord
4 Hälsorelaterad miljöövervakning (HÄMI)
8 Europaperspektiv
12 Perfl uorerade organiska ämnen i blod
under graviditet och amning
21 Exponeringsstudier i en befolkningsgrupp – mönstrande
25 Cancerframkallande ämnen i tätortsluft
29 Tidstrendsstudie – kvicksilver i hår hos gravida
32 Hg i hår hos gravida kvinnor i Västsverige
35 Exponering för bekämpningsmedel i befolkningen
38 Fältvalidering av Ogawaprovtagaren för NO
2och NO
x46 Jämförande inomhusmätning mellan diffusionsprovtagare
och direktvisande kemiluminescenceinstrument
Människors hälsa kan påverkas på olika sätt av förändringar i vår miljö. Klimatförändringarna vet vi på olika sätt kommer att påverka vår livsmiljö. Luftföroreningar kostar stora pengar varje år och kan bland annat ge oss allergiska besvär. Några procent av befolkningen uppskattas ha påverkan på njurarna orsakad av kadmium. Många av våra miljöföroreningar återfi nns i modersmjölk. Detta ger oss anledning att vara vaksamma på miljögifter och deras spridning. Det är också därför vi har ett miljömål särskilt kopplat till miljögifter.
Inom ramen för Miljöövervakningens programområde Hälsorelaterad Miljöövervakning hölls den 9–10 september 2009 en workshop i Lund. Syf-tet med workshopen var bl.a. att presentera aktuella resultat och diskutera gemensamma frågor.
Alla föredragshållare inbjöds att bidra med ett avsnitt till denna årsrap-port som genom det på ett bra sätt beskriver aktuella resultat inom pro-gramområdet och aktuella frågor som rör yttre-miljörelaterad hälsa. Respektive författare ansvarar för innehållet i de olika avsnitten.
Den övergripande målsättningen för miljöövervakningen är att • beskriva tillståndet i miljön,
• bedöma hotbilder,
• analysera påverkan av miljöföroreningar samt • lämna underlag för och följa upp åtgärder.
En del av miljöövervakningen, den hälsorelaterade miljöövervakningen (hämi), följer upp människors exponering för miljöfaktorer. Där följs expo-nering för olika miljöfaktorer genom mätningar hos människor samt besvär och effekter av luftföroreningar och buller. Det görs ofta i vissa högexpo-nerade grupper för att på så sätt följa de som löper störst risk att påverkas negativt på något sätt.
NATIONELLT – REGIONALT
Den nationella miljöövervakning ska kunna redovisa det övergripande miljötillståndet i Sverige. Det innebär att det sällan går att få en sådan upp-lösning på resultaten så att det går att säga något om ett enstaka län. Speciellt hämi har också koncentrerats kring ett antal undersökningar som är relativt kostsamma att genomföra, och där det räcker med att det görs på en plats i Sverige. Det gäller t.ex. mätningar i modersmjölk. Den regionala hälsorelaterade miljöövervakningen varierar i omfattning. Många län har valt att komplettera den regelbundet återkommande natio-nella miljöhälsoenkäten som koordineras av Socialstyrelsen för att på så sätt få en uppfattning om miljörelaterad ohälsa i länet.
Hälsorelaterad miljöövervakning
(HÄMI)
PRIORITERINGAR
Det är nödvändigt att i första hand prioritera miljöövervakningens kärn-verksamhet, dvs att långsiktigt följa förändringar i miljötillståndet i relation till människors hälsa. Det görs genom att regelbundet följa upp de indika-torer som defi nierats av miljömålsmyndigheterna. Det är också viktigt att lyfta blicken och samverka med andra. Den information som tas fram inom hämi ska utnyttjas på bästa sätt. Det kan göras t.ex. genom samverkans-projekt där hämi bidrar med mätningar av effekter av yttre miljö medan andra myndigheter bidrar med andra typer av data. Kortare kartläggningar för att utreda om t.ex. en viss kemikalie utgör ett problem görs inom ramen för miljöövervakningens ”screeningprogram”. En sådan studie kan ligga till grund för att avgöra om en ny tidsserie ska påbörjas.
DELPROGRAM INOM HÄMI
Programområdet är uppdelat i ett antal olika delprogram • Biologiska mätdata – metaller
• Biologiska mätdata – organiska ämnen • Luftföroreningar – exponeringsstudier • Luftföroreningar – besvär, hälsoeffekter • Livsmedel/dricksvatten
• Fysikaliska mätdata
Indelningen beskriver de olika sätt på vilka människor exponeras för hälso-skadliga faktorer i den yttre miljön.
Exempel på luftprovtagare.
DATA
Data fi nns samlande hos datavärdar. Naturvårdsverket fi nansierar den nationella miljöövervakningen i Sverige, och äger de data som samlas in. Dessa får fritt användas om källan anges. I de fall data fi nansierats av någon annan, till exempel länsstyrelser eller vattenvårdsförbund, tillfaller upphovs-rätten respektive dataägare.
Data som fi nansierats av Naturvårdsverket kan som regel laddas hem eller beställas över Internet utan kostnad. Specialbeställningar kan vara förenade med kostnader beroende på mängden data och i vilken form resultaten önskas. En förteckning över alla datavärdar kan hittas på: http://www. naturvardsverket.se/sv/Tillstandet-imiljon/Miljoovervakning/Miljoovervak-ningsdata/ En typ av urban miljö sedd från ovan.
Det är svårt att ge en heltäckande bild av alla aktiviteter som pågår i Eu-ropa. Här ges exempel på några forskningsprogram samt pågående övervak-ningsprogram.
PHIME (PUBLIC HEALTH IMPACT OF LONG-TERM, LOW-LEVEL MIXED ELEMENT EXPOSURE IN SUSCEPTIBLE POPULATION STRATA)
Det är känt att toxiska metaller som kvicksilver (Hg), kadmium (Cd), bly (Pb), arsenik (As) och mangan (Mn) har negativa hälsoeffekter. Hg, Pb, As och Mn påverkar nervsystemet, medan Cd ger njurskador och troligen även skador på skelettet.
Syftet med phime är att följa hur en exponering för låga halter av ett antal metaller under lång tid påverkar folkhälsan. Tanken är också att kart-lägga exponeringen för metaller såväl i Europa (10 länder) som i ett antal andra länder (Kina, Marocko, Ecuador och Bangladesh). I fyra europeiska länder fi nns möjlighet att beskriva tidstrender för exposneringen för Hg, Cd (sedan 1986) och Pb (sedan 1978). Det behövs lösningar på problemet med metallexponering, och ett av resultaten hoppas man ska bli växtsorter som tar upp mindre mängd skadliga metaller från marken.
phime är ett forskningsprogram fi nansierat av Europeiska Unionen inom ramen för Sjätte Ramprogrammet. Under fem år (2006–2011), uppgår eu:s anslag till totalt 13,4 miljoner euro. Själva phime-konsortiet består av 35 partners från 22 länder. Eftersom partners har fi nansiering från andra håll (bl a nv) är den totala budgeten betydligt större.
Webplats: http:// www.phime.org
Europaperspektiv
STAFFAN SKERFING1, MARIKA BERGLUND2, BRITTA HEDLUND3
1 Avdelningen för Arbets- och Miljömedicin, Lunds Universitet 2 Institutet för Miljömedicin, Karolinska Institutet
COPHES (CONSORTIUM TO PERFORM HUMAN BIOMONITORING ON A EUROPEAN SCALE)
Ett viktigt område är harmonisering av mätmetoder för exponeringsupp-skattning för att erhålla jämförbara data mellan studier och över tid. Detta arbete drivs dels nationellt inom ramen för den hälsorelaterade miljöö-vervakningen (hämi), dels inom ramen för eus sjunde ramprogram och projektet ”Consortium to perform human biomonitoring on a European scale” (cophes).
En Europeisk Miljö- och hälsostrategi antogs av eu-kommissionen 2003. I den pekades human biomonitorering ut som ett viktigt verktyg för att på ett nytt sätt koppla ihop miljöeffekter med människors hälsa. Den Environme-nt and Health Action Plan 2004 – 2010 som aEnvironme-ntogs var baserad på strategin. En sak som skulle utvecklas var ett harmoniserat europeiskt humant biomo-nitoreringsprogram.
Medel för detta har erhållits från sjunde ramprogrammet, och projektet planeras starta i december 2009. För att testa den harmoniserade strate-gin planeras även ett pilotprojekt, kallat Democophes (”Demonstration of cophes”) som planeras starta 2010 i 17 medlemsstater och som är direkt kopplat till cophes.
Webplats: http://www.eu-humanbiomonitoring.org/
AMAP (ARCTIC MONITORING AND ASSESSMENT PROGRAMME)
Arctic Monitoring and Assessment Programme (amap) är en av fem grupper under Arktiska Rådet. Främsta syftet att ge råd till de 8 arktiska länderna i frågor som gäller föroreningar och relaterade frågor. amap gör också regel-bundna utvärdering av miljötillståndet och hur människor påverkas. Den senaste publicerades 2009. Det man främst inriktar sig på är regelbundna mätningar av miljö- och hälsofarliga ämnen hos mödrar och barn. Webplats: http://www.amap.no
SAMMANFATTNING
I ett utvecklingsprojekt inom den hälsorelaterade miljöövervakningen har en grupp forskare från Livsmedelsverket, Uppsala, och Institutionen för til-lämpad miljövetenskap, Stockholms universitet, undersökt om resultat från endast en blodprovtagning under graviditeten eller amningsperioden kan ge en korrekt bild av mammans och fostrets kroppsbelastning av miljö-föroreningarna perfl uoroktan sulfonat (pfos) och perfl uoroktanoat (pfoa). Resultaten visade en god korrelation mellan halter i navelsträngsblod och halter i blodserumprover tagna från modern i tidig och sen graviditet, samt 3 veckor och 3 månader efter förlossningen. Detta innebär att det räcker med en provtagning under graviditeten eller efter förlossningen för att få en god uppskattning av mammans och fostrets kroppsbelastning.
BAKGRUND
Perfl uorerade alkyl substanser (pfas) är en grupp svårnedbrytbara haloge-nerade organiska ämnen som är spridda i miljön över hela norra hemisfären (Bossi et al. 2005; Giesy and Kannan 2001; Verreault et al. 2005). I motsats till fettlösliga persistenta halogenerade organiska föreningar, såsom pcb och dioxiner, ackumuleras pfas inte främst i organismers fettvävnad. pfas binds istället till blodproteiner och ackumuleras i levervävnad (Han et al. 2003; Jones et al. 2003; Luebker et al. 2002). Toxicitetsstudier har visat att fl era olika pfas påverkar cell-cellkommunikation och orsakar peroxisomprolife-ration vilket kan leda till cancer (Berthiaume and Wallace 2002; Hu et al. 2002, Upham et al. 1998). Vissa pfas tycks också påverka fettmetabolism och reproduktion (Haugom and Spydevold 1992; Lau et al. 2003;
Thibo-Perfl uorerade organiska ämnen i blod
under graviditet och amning
ANDERS GLYNN1, URS BERGER2, SANNA LIGNELL1, PER OLA DARNERUD1 OCH MARIE AUNE1
1 FOU-avdelningen, Livsmedelsverket, Uppsala
deaux et al. 2003). Några nyligen publicerade studier antyder att fostrets ex-ponering för pfos och pfoa kan påverka fostertillväxten negativt (Apelberg et al. 2007; Fei et al. 2007, 2008; Stein et al. 2009; Washino et al. 2009). I en tidstrendsstudie av pfoa och pfos i sillgrissleägg från Östersjön observerades en 30-faldig ökning av pfos under perioden 1968 till 2003 (Holmström et al. 2005). Halterna av pfoa var dock genomgående låga. För pfos observerades de högsta halterna 1997. I en tidstrendsstudie med gråtrutägg från Norge visades att halterna av pfos och andra fl uorerade ämnen ökat från 1983 till 2003 men börjat plana ut mellan 1993 och 2003 (Verreault et al. 2007). Kunskaperna när det gäller hur kroppsbelastningen av pfas i den svenska befolkningen förändrats med tiden sedan 60-talet är obefi ntliga. Några få studier har visat att serum/plasmahalterna av pfos och pfoa hos vuxna i Sverige ligger på samma nivåer som halter uppmätta i usa,
Canada, Australien och Japan (Berglund et al. 2004; Harada et al. 2004; Kärrman et al. 2006, 2007; Kubwabo et al. 2004; Olsen et al. 2003). En studie av kvinnor med högt fi skintag antyder att fi skkonsumtion kan vara en källa till pfos-exponering (Berglund et al. 2004). Begränsade studier av pfas-halter i fi sk pekar också på att fi sk kan vara en källa för exponering av den svenska befolkningen, framförallt fi sk från vatten påverkade av utsläpp från till exempel reningsverk (Berger et al. 2009).
Som en bas för en framtida tidstrendsstudie av pfas-halter i blod hos gra-vida och ammande kvinnor genomfördes en studie av korrelationer mellan halter av pfos eller pfoa uppmätta i blodserum från förstföderskor i tidig graviditet (vecka 6–11), sen graviditet (vecka 32–34), 3 veckor och 3 måna-der efter förlossningen, samt i navelsträngsblod. Syftet var att ta reda på om halter av pfos och pfoa i blodserum varierar under graviditeten och efter förlossningen, samt att undersöka om halter uppmätta efter förlossningen kan sägas representera de halter som kvinnorna har under graviditeten, samt även halterna i navelsträngsblod. I förlängningen planeras en tidstrendsstu-die, där pfas mäts i prover från ammande förstföderskor boende i Uppsala-området.
MATERIAL OCH METODER
Under 1996–1999 togs blodprover från 19 kvinnor i tidig graviditet (vecka 6–11), sen graviditet (vecka 32–34), 3 veckor och 3 månader efter förloss-ningen. Kvinnorna kom från Uppsala och födde sitt första barn. pfos och pfoa mättes i blodserum från mammorna och i helblod från navelsträngen med en metod som utvecklades under eu-projektet perforce (perforce 2006) och som har visat sig fungera bra i en internationell metodjämförbar-hetsstudie (Fluoros Report 2006). Kortfattat blev 0,5 g prov (serum eller helblod) spikat med de interna standarderna 13c4-pfoa och 13c4-pfos och
extraherat med acetonitril i ultraljudsbad. De utfällda proteinerna centri-fugerades ner. Extraktet koncentrerades upp och renades med aktivt kol. Efter att en volymstandard blivit tillsatt analyserades pfoa och pfos med vätskekromatografi kopplat till tandem masspektrometri. Den instrumentel-la metoden och kvantifi eringen är beskrivna i detalj i Verreault et al. (2007). Som kvalitetskontroll bestämdes halterna i metodblank, detektionsgränser, återvinning av de interna standarderna och reproducerbarheten. Dessutom analyserades ett serumprov från den internationella metodjämförbarhets-studien (Fluoros Report 2006) fyra gånger med olika provbatcher. Alla kvalitetskontrollkriterier visade på utmärkt prestation av analysmetoden. Skillnader i halter i serum hos mammorna vid de olika provtagningstillfäl-lena analyserades med hjälp av ett parvis t-test. Mann-Whitneys U-test användes för att analysera skillnader i halter mellan navelsträngsblod och mammans blodserum. Korrelationer mellan halter av pfos eller pfoa i de olika proven studerades med hjälp av Spearmans korrelationsanalys.
TABELL1. Halter av PFOS och PFOA i blodserum från gravida och ammande kvinnor samt i navelsträngsblod
från deras nyfödda barna
Graviditet (ng/g serum) Förlossning (ng/g blod) Amningsperiod (ng/g serum) 1:a trimestern 3:e trimestern Navelsträngsblod 3 veckor 3 månader
PFOS 33 (18-53)b 32 (14-44)c 5.6 (2.5-8.4)* 29 (13-51)c 29 (17-42)c
PFOA 4,4 (2,5-11)b 3,7 (2,0-7,5)c 1,4 (0,66-2,3)* 3,5 (1,4-7,3)c 3,1 (1,4-5,4)d
aMedian (min-max). Resultat med olika bokstäver skiljer sig från varandra (parvis t-test, p≤0.05, N=19)
*Halten i navelsträngsblod skiljer sig från halten i moderns blodserum (Mann-Whitney U test, p≤0.05, N=19)
TABELL2. Spearman rank korrelationer mellan halter av PFOS och PFOA i prover tagna vid olika tillfällen
under graviditet och amningsperioden.
PFOS 1:a trimestern 3:e trimestern Navelsträngsblod 3 veckor
3:e trimestern 0,78 Navelsträngsblod 0,65 0,86 3 veckor 0,79 0,93 0,77 3 månader 0,71 0,74 0,58 0,73 PFOA 3:e trimestern 0,88 Navelsträngsblod 0,84 0,92 3 veckor 0,75 0,92 0,84 3 månader 0,82 0,78 0,66 0,77
3 veckor=3 veckor efter förlossningen, 3 månader=3 månader efter förlossningen. Alla Spearmans korrelationskoeffi cienter (r) är statistiskt signifi kanta (p<0.05).
RESULTAT OCH DISKUSSION
pfos-halterna var klart högre än halterna av pfoa både i blodserum från mammorna och i navelsträngsblod (Tabell 1). Navelsträngsblodet hade sig-nifi kant lägre halter än mammans blodserum, men skillnaden i medianhalt var större för pfos (en faktor 5) än för pfoa (en faktor 2–3). Vid omräkning av halterna i navelsträngsblod, med hänsyn taget till att pfos- och pfoa-halten i blodserum är ungefär dubbelt så hög som pfoa-halten i helblod (personlig kommunikation, Urs Berger), ligger pfos-halterna i navelsträngsblod ändå klart lägre än i moderns blod. Även andra studier har funnit att skillnaden i halt mellan navelsträngsblod och mammans blod är större för pfos än för pfoa (Midasch et al. 2007; Monroy et al. 2008), vilket pekar på att pfoa har lättare att passera placentan än pfos.
Halten av pfos och pfoa i mammornas blodserum var signifi kant lägre under 3:e trimestern än under 1:a trimestern, sannolikt på grund av en ökning av kropps- och blodvolymen under graviditeten. För pfos skedde därefter ingen märkbar förändring medan halten av pfoa sjönk ytterligare under amningsperioden. Vår studie ger ingen information om orsakerna till skillnaderna i hur halten av pfos och pfoa förändras under amningsperio-den. Resultaten antyder dock att pfos och pfoa omsätts på lite olika sätt i kroppen, men resultaten måste tolkas med viss försiktighet eftersom vår studie var relativt liten. En större studie från usa visade att halten av både pfos och pfoa i mammans blodserum sjönk något mellan vecka 4–6 och vecka 13–14 efter förlossningen (von Ehrenstein et al. 2009).
Trots analys av endast 19 prover per provtagningstillfälle, samt liten variation i pfos- och pfoa-halter vid de olika provtagningstillfällena (max 5-faldig), observerades en stark positiv korrelation mellan halterna (Fig. 1 och 2, Tabell 2). Resultaten antydde också att relationen mellan halten av de båda fl uorerade ämnena i mammans blod och halten i navelsträngsblod blev något starkare ju närmare tiden för förlossning som mamman provtagits (Fig. 1 och 2, Tabell 2).
De starka korrelationerna visar att prover tagna efter förlossningen kan användas för analys av mammans kroppsbelastning av ämnena under gra-viditeten, samt fostrets exponering för ämnena. Starka korrelationer mellan pfos och pfoa i moderns blod under graviditeten och navelsträngsblod har observerats i fl era tidigare studier (Inoue et al. 2004; Midasch et al. 2007; Monroy et al. 2008), medan korrelationen för pfoa var svagare (r2=0.42) i en av studierna (Midasch et al. 2007).
En tidigare studie av 12 förstföderskor i Uppsalakohorten visade på starka korrelationer mellan halter av pfos och pfoa i serum och modersmjölk tagna vid samma tillfälle efter förlossningen (Kärrman et al. 2007). Sam-mantaget antyder resultaten att moderns kroppsbelastning av pfos och pfoa under graviditeten och amningsperioden i hög grad bestämmer hur mycket av ämnena som går över i placentan till fostret och över till modersmjölken.
1:a timestern
3 veckor efter förlossningen
Navelsträngsblod (ng/g) Navelsträngsblod (ng/g)
Moderns serum (ng/g serum)
Moderns serum (ng/g serum)
3 veckor efter förlossningen 3:e timestern
FIGUR1. Korrelationer (Spearman rank korrelation) mellan PFOS-halter i navelsträngsblod
(helblod) och i blodserum hos mamman vid olika tillfällen under graviditeten och amnings-perioden. Alla korrelationskoeffi cienter (r) är statistiskt signifi kanta (p<0.05).
1:a timestern
3 veckor efter förlossningen
Navelsträngsblod (ng/g) Navelsträngsblod (ng/g)
Moderns serum (ng/g serum)
Moderns serum (ng/g serum)
3 veckor efter förlossningen 3:e timestern
FIGUR2. Korrelationer (Spearman rank korrelation) mellan PFOA-halter i navelsträngsblod
(helblod) och i blodserum hos mamman vid olika tillfällen under graviditeten och amnings-perioden. Alla korrelationskoeffi cienter (r) är statistiskt signifi kanta (p<0.05).
REFERENSER
Apelberg, B. J.; Goldman, L. R.; Calafat, A. M.; Herbstman, J. B.; Kuklenyik, Z.; Heidler, J.; Needham, L. L.; Halden, R. U.; Witter, F. R. Determinants of Fetal Exposure to Polyfl uoroalkyl Compounds in Baltimore, Maryland. Environmental
Science & Technology, 2007, 41, 3891–3897.
Berger, U.; Glynn, A.; Holmstrom, K. E.; Berglund, M.; Ankarberg, E. H.; Torn-kvist, A. Fish consumption as a source of human exposure to perfl uorinated alkyl substances in Sweden – analysis of edible fi sh from Lake Vattern and the Baltic Sea.
Chemosphere, 2009, 76, 799–804.
Berglund, M.; Holmström, K.; Ask, K.; Petersson-Grawé, K.; Pickova, J.; Järnberg, U.
Exponering för perfl uorkarboner hos kvinnor med högt fi skintag. Resultatrapport
till Miljöövervakningen, 2004.
Berthiaume, J. ; Wallace, K. B. Perfl uorooctanoate, perfl ourooctanesulfonate, and N-ethyl perfl uorooctanesulfonamido ethanol; peroxisome proliferation and mitochondrial biogenesis. Toxicology Letters, 2002, 129, 23–32.
Bossi, R.; Riget, F. F.; Dietz, R.; Sonne, C.; Fauser, P.; Dam, M.; Vorkamp, K. Preliminary screening of perfl uorooctane sulfonate (PFOS) and other
fl uorochemicals in fi sh, birds and marine mammals from Greenland and the Faroe Islands. Environmental Pollution, 2005, 136, 323–329.
Fei, C.; McLaughlin, J. K.; Tarone, R. E.; Olsen, J. Perfl uorinated chemicals and fetal growth: a study within the Danish National Birth Cohort. Environ Health
Fei, C.; McLaughlin, J. K.; Tarone, R. E.; Olsen, J. Fetal growth indicators and perfl uorinated chemicals: a study in the Danish National Birth Cohort. Am J
Epidemiol, 2008, 168, 66–72.
Fluoros Report. 2nd Worldwide Interlaboratory Study on PFCs — Human Serum,
Coordinators G. Lindström, S. van Leeuwen, Report December 2006.
Giesy, J. P.; Kannan, K. Global distribution of perfl uorooctane sulfonate in wildlife.
Environ. Sci. Technol., 2001, 35, 1339–1342.
Han, X.; Snow, T. A.; Kemper, R. A.; Jepson, G. W. Binding of Perfl uorooctanoic Acid to Rat and Human Plasma Proteins. Chemical Research in Toxicology, 2003, 16, 775–781.
Haughom, B.; Spydevold, O. The mechanism underlying the hypolipemic effect of perfl uorooctanoic acid (PFOA), perfl uorooctane sulfonic acid (PFOSA) and clofi bric acid. Biochimica et Biophysica Acta, Lipids and Lipid Metabolism, 1992,
1128, 65–72.
Harada, K.; Saito, N.; Inoue, K.; Yoshinaga, T.; Watanabe, T.; Sasaki, S.; Kamiyama, S.; Koizumi, A. The infl uence of time, sex and geographic factors on levels of perfl uorooctane sulfonate and perfl uorooctanoate in human serum over the last 25 years. J Occup Health, 2004, 46,141–7.
Holmstrom, K. E.; Jarnberg, U.; Bignert, A. Temporal trends of PFOS and PFOA in guillemot eggs from the Baltic Sea, 1968–2003. Environmental Science &
Technology, 2005, 39, 80–84.
Hu, W.; Jones, P. D.; Upham, B. L.; Trosko, J. E.; Lau, C.; Giesy, J. P. Inhibition of Gap Junctional Intercellular Communication by Perfl uorinated Compounds in Rat Liver and Dolphin Kidney Epithelial Cell Lines in Vitro and Sprague-Dawley Rats
in Vivo. Toxicol. Sci., 2002, 68, 429–436.
Inoue, K.; Okada, F.; Ito, R.; Kato, S.; Sasaki, S.; Nakajima, S.; Uno, A.; Saijo, Y.; Sata, F.; Yoshimura, Y.; Kishi, R.; Nakazawa, H. Perfl uorooctane sulfonate (PFOS) and related perfl uorinated compounds in human maternal and cord blood samples: assessment of PFOS exposure in a susceptible population during pregnancy.
Environ Health Perspect, 2004, 112, 1204–1207.
Jones, P. D.; Hu, W.; De Coen, W.; Newsted, J. L.; Giesy, J. P. Binding of perfl uorina-ted fatty acids to serum proteins. Environmental Toxicology and Chemistry, 2003,
22, 2639–2649.
Karrman, A.; Mueller, J. F.; van Bavel, B.; Harden, F.; Toms Leisa-Maree, L.; Lindstrom, G. Levels of 12 perfl uorinated chemicals in pooled australian serum,
collected 2002-2003, in relation to age, gender, and region. Environ Sci Technol, 2006, 40, 3742–3748.
Karrman, A.; van Bavel, B.; Jarnberg, U.; Hardell, L.; Lindstrom, G. Perfl uorinated chemicals in relation to other persistent organic pollutants in human blood.
Che-mosphere, 2006, 64, 1582–1591.
Karrman, A.; Ericson, I.; van Bavel, B.; Darnerud, P. O.; Aune, M.; Glynn, A.; Lignell, S.; Lindstrom, G. Exposure of perfl uorinated chemicals through lactation: levels of matched human milk and serum and a temporal trend, 1996–2004, in Sweden.
Environ Health Perspect, 2007, 115, 226-230.
Kubwabo, C.; Vais, N.; Benoit, F. M. A pilot study on the determination of perfl uorooctanesulfonate and other perfl uorinated compounds in blood of Canadians. Journal of Environmental Monitoring, 2004, 6, 540–545.
Lau, C.; Thibodeaux, J. R.; Hanson, R. G.; Rogers, J. M.; Grey, B. E.; Stanton, M. E.; Butenhoff, J. L.; Stevenson, L. A. Exposure to Perfl uorooctane Sulfonate during Pregnancy in Rat and Mouse. II: Postnatal Evaluation. Toxicol. Sci., 2003, 74, 382–392.
Luebker, D. J.; Hansen, K. J.; Bass, N. M.; Butenhoff, J. L.; Seacat, A. M. Interactions of fl urochemicals with rat liver fatty acid-binding protein. Toxicology, 2002, 176, 175–185.
Midasch, O.; Drexler, H.; Hart, N.; Beckmann, M. W.; Angerer, J. Transplacental exposure of neonates to perfl uorooctanesulfonate and perfl uorooctanoate: a pilot study. International Archives of Occupational and Environmental Health, 2007,
80, 643–648.
Monroy, R.; Morrison, K.; Teo, K.; Atkinson, S.; Kubwabo, C.; Stewart, B.; Foster, W. G. Serum levels of perfl uoroalkyl compounds in human maternal and umbilical cord blood samples. Environ Res, 2008, 108, 56–62.
Olsen, G. W.; Hansen, K. J.; Stevenson, L. A.; Burris, J. M.; Mandel, J. H. Human Donor Liver and Serum Concentrations of Perfl uorooctanesulfonate and Other Perfl uorochemicals. Environ. Sci. Technol., 2003, 37, 888–891.
perforce. Perfl uorinated Organic Compounds in the European Environment, scienti-fi c report of the eu project perforce (fp6-nest-508967) prepared by de Voogt P., Berger U., de Coen W., de Wolf W., Heimstad E., McLachlan M., van Leeuwen S., van Roon A. 2006.
Stein, C. R.; Savitz, D. A.; Dougan, M. Serum Levels of Perfl uorooctanoic Acid and Perfl uorooctane Sulfonate and Pregnancy Outcome. Am J Epidemiol, 2009, in press. Thibodeaux, J. R.; Hanson, R. G.; Rogers, J. M.; Grey, B. E.; Barbee, B. D.; Richards, J. H.; Butenhoff, J. L.; Stevenson, L. A.; Lau, C. Exposure to Perfl uorooctane Sul-fonate during Pregnancy in Rat and Mouse. I: Maternal and Prenatal Evaluations.
Toxicological Sciences, 2003, 74, 369–381.
Upham, B. L.; Deocampo, N. D.; Wurl, B.; Trosko, J. E. Inhibition of gap junctional intercellular communication by perfl uorinated fatty acids is dependent on the chain length of the fl uorinated tail. International Journal of Cancer, 1998, 78, 491–495. van Leeuwen, S. P. J.; Kaerrman, A.; van Bavel, B.; de Boer, J.; Lindstroem, G. Struggle
for Quality in Determination of Perfl uorinated Contaminants in Environmental and Human Samples. Environmental Science & Technology, 2006, 40, 7854–7860. Verreault, J.; Houde, M.; Gabrielsen, G. W.; Berger, U.; Hauks, M.; Letcher, R. J.;
Muir, D. C. G. Perfl uorinated Alkyl Substances in Plasma, Liver, Brain, and Eggs of Glaucous Gulls (Larus hyperboreus) from the Norwegian Arctic. Environmental
Science and Technology, 2005, 39, 7439–7445.
Verreault, J.; Berger, U.; Gabrielsen, G. W. Trends of Perfl uorinated Alkyl Substances in Herring Gull Eggs from Two Coastal Colonies in Northern Norway: 1983–2003.
Environmental Science & Technology, 2007, 41, 6671–6677.
von Ehrenstein, O. S.; Fenton, S. E.; Kato, K.; Kuklenyik, Z.; Calafat, A. M.; Hines, E. P. Polyfl uoroalkyl chemicals in the serum and milk of breastfeeding women.
Reprod Toxicol, 2009, 27, 239–245.
Washino, N.; Saijo, Y.; Sasaki, S.; Kato, S.; Ban, S.; Konishi, K.; Ito, R.; Nakata, A.; Iwasaki, Y.; Saito, K.; Nakazawa, H.; Kishi, R. Correlations between prenatal exposure to perfl uorinated chemicals and reduced fetal growth. Environ Health
bakgrund: Det är fördelaktigt att kunna standardisera för ålder om man vill undersöka tidstrender i exponering för normalbefolkningen, eftersom det för många föreningar är en viktig determinant för den individuella kroppsdosen. Vi har därför i denna studie valt att använda oss av mönst-ringsundersökningen, som de fl esta svenska män genomgår vid omkring 18 års ålder. Genom att regelbundet ta blod- och urinprover från ett urval av de mönstrande för analys av olika miljögifter kan kalenderårsmässiga föränd-ringar i exponeringen av dessa följas.
metoder: Mönstrande från tre olika år har hittills studerats. År 2000 sam-lades serumprover från 274 mönstrande (234 urinprover), år 2004 samla-des serum- och urinprover från 200 mönstrande och år 2006 serumprover från 200 mönstrande. Serumproverna analyserades med gaskromatografi -masspektrometri (cg-ms) med avseende på 2,2’,4,4’,5,5’-hexaklorobifenyl (cb-153), p,p’-diklordifenyldikloreten (p,p’-dde) samt för polybromerade difenyletrar (pbde) och hexabromcyklododekan (hbcdd). Urinproverna analyserades med vätskekromatografi -tandem ms med avseende på ftalsyra, monoetylftalat (mep), monobutylftalat (mbp), monobutylbenzylftalat (mbzp) och monoetylhexylftalat (mehp).
resultat: I undersökningen år 2006 av 200 mönstrande män var median-värdena för cb-153 och p,p’-dde i serum, 34 respektive 62 ng/g blodfett. Detta kan jämföras med att i motsvarande undersökningar av mönstrande, som gjordes år 2000 samt 2004 var medianvärdet 65 och 19 ng/g blodfett för cb-153 (Figur 1). I motsvarande analyser av p,p’-dde var medianvär-det 88 och mindre än kvantifi eringsgränsen (<loq) ng/g blodfett (Figur 2).
Exponeringsstudier i en
befolkningsgrupp – mönstrande
BO AG JÖNSSON1, CHRISTIAN H LINDH1, ANNA AXMON1, ÅKE BERGMAN21 Avdelningen för Arbets- och miljömedicin, Lunds Universitet 2 Institutionen för Miljökemi, Stockholms Universitet
Mellan åren 2000 och 2006 minskade alltså medianhalterna av cb-153 och p,p’-dde med 47 respektive 29%. Mellan åren 2004 och 2006 fanns det dock i stället en ökning av halten cb-153 med 76% (Figur 1). För p,p’-dde var medianhalten år 2004 <loq varför en beräkning av ökningen inte kan göras. Dock fi nns samma tendens till ökning genom att andelen personer som låg under kvantifi eringsgränsen har minskat från 68% till 7% mellan 2004 och 2006 (Figur 2).
De kreatininjusterade halterna av ftalater för åren 2000 och 20004 visas i Tabell 1. För dessa noterades signifi kanta minskningar mellan år 2000 och år 2004 för ftalsyra (medianminskning 35%), för mep (72%) och för mbp (17%). Även mono-ethylhexylftalat (mehp) halterna i urin var lägre år 2004 än 2000, medan däremot halterna var oförändrade för mono-benzylftalat (mbzp). I ett slumpmässigt urval av 59 serumprover från 2006 analyserades sju bromerade fl amskyddsmedel. Medianhalten för de enskilda bromerade difenyletrarna följer; bde-47 var 1,32 ng/g blodfett, för bde-99 0,38 ng/g blodfett, för bde-100 0,28 ng/g blodfett, för bde-153 2,50 ng/g blodfett, för bde-154 0,04 ng/g blodfett samt för bde-209 0,07 ng/g blodfett. Samtliga analyser för hexabromcyklododekan (hbcdd) var <loq
slutsatser: Det har skett en minskning av serumhalterna av cb-153 och p,p’-dde hos unga män födda 1988 jämfört med de födda 1982. Hos män födda 1988 verkar dock halterna ha ökat jämfört med de födda 1986. Det fi nns ingen enkel förklaring till dessa resultat. Fortsatta tvärsnittstudier av mönstrande unga män kan ge svar på detta. En sådan studie pågår under 2009. De mins-kade koncentrationerna av ftalater i urin avspeglar troligen en lägre expone-ringsnivå till följd av en minskad användning av ftalater i olika produkter ute i samhället. Det fi nns dock andra ftalater som vi inte mätt i denna studie där användningen i stället ökar. Halterna av de bromerade föreningarna var låga.
TABELL1. Kreatininjusterade (nmol/mmol) halter av ftalsyra och ftalatestrar i urin bland de undersökta
mönst-rande unga männen år 2004 jämfört med år 2000.
nmol/mmol kreatinin n < LOQ (%) Medelvärde Min 10% 50% 90% Max p Ftalsyra 2000 234 8 41 < LOQ 9.9 26 59 2100 <0.001
2004 200 23 24 < LOQ < LOQ 15 33 1600 Monoetylftalat
(MEP) 2000 230 24 740 < LOQ < LOQ 85 950 99000 <0.001 2004 200 35 170 < LOQ < LOQ 24 220 17000 Monobutylftalat (MBP) 2000 233 9 29 < LOQ 4.2 24 64 170 0.015 2004 200 13 23 < LOQ < LOQ 20 37 190 Monobenzylftalat (MBzP) 2000 233 25 6.0 < LOQ < LOQ 4.4 14 70 0.668 2004 200 28 4.9 < LOQ < LOQ 4.4 9.9 23 Monoetylhexylftalat
(MEHP) 2000 232 63 2.7 < LOQ < LOQ < LOQ 8.4 24 0.001 2004 200 77 1.4 < LOQ < LOQ < LOQ 5.6 23
2000 2002 2004 2006 2000 2002 2004 2006 200.0 100.0 0.0 1200.0 800.0 400.0 0.0
FIGUR1. Lipidjusterade halter av 2,2’,4,4’,5,5’-hexaklorobifenyl (CB-153) hos mönstrande
män i södra Sverige 2006 under åren 2000, 2004 och 2006.
FIGUR2. Lipidjusterade halter av p,p’-diklordifenyldikloreten (DDE) hos mönstrande män i södra Sverige 2006 under åren 2000, 2004 och 2006.
Provtagningsår
Provtagningsår
CB-153 (ng/g lipid)
Under hösten 2008 genomfördes projektet ”exponering för cancerframkal-lande ämnen i tätortsluft, personlig exponering och bakgrundsmätningar” i Malmö. Det är andra gången som mätningarna genomförs i Malmö, första gången var 2003. Projektet har genomförts i fem olika städer med startår 2000 i Göteborg.
Projektets övergripande mål
– Beskriva allmänbefolkningens exponering för vissa cancerframkallande luftföroreningar med avseende på genomsnitt och spridning inom och mellan individer
– Försöka kvantifi era betydelsen av trafi ksituation, rökvanor och andra potentiella källor till dessa luftföroreningar
– Ge underlag för en bättre riskvärdering för allmänheten – Jämföra personlig exponering med halter i bakgrundsluft – Visa på trender i exponering för dessa ämnen hos befolkningen
PERSONBURNA MÄTNINGAR
Personer mellan 20 och 50 år boende i Malmö tätort slumpades ur befolk-ningsregistret. De personburna mätningarna genomfördes på 41 personer och för 20 av dessa genomfördes två mätomgångar. Försökspersonerna fi ck fylla i en dagbok om exponeringsdeterminanter samt svara på frågor i en enkät. För de personburna mätningarna användes passiva provtagare och bensen, butadien, formaldehyd och kvävedioxid mättes under en vecka.
Cancerframkallande ämnen i tätortsluft
HÅKAN TINNERBERG1STATIONÄRA MÄTNINGAR
Stationära mätningar genomfördes på rådhustaket i Malmö (urban bak-grund) och på Dalaplan (gatunivå). Vid mätningen 2003 användes samma station för urban bakgrund men en annan plats för mätningar på gatunivå. För de stationära mätningarna användes samma provtagare som för de personburna mätningarna. De stationära mätningarna genomfördes också under en vecka och provtagningen genomfördes parallellt med de person-burna mätningarna. Totalt genomfördes 11 mätomgångar.
Stationära mätningar med avseende på partiklar (pm2.5) och polyaro-matiska kolväten (pah) genomfördes i vardagsrummet hos 20 personer. Av dessa 20 var 10 från befolkningsurvalet och 10 från anställda på Arbets- och miljömedicin i Lund, boende i Malmö. Även för dessa mätningar genomfördes parallella mätningar på den urbana bakgrundsstationen.
RESULTAT
I jämförelse med mätningarna som genomfördes 2003 syns en tydlig minsk-ning av exponeringen för bensen och butadien, medan formaldehyd och kvävedioxid är på nästan oförändrade nivåer.
Ämnen Personburet Rådhustaket Dalaplan Vardagsrum
(μg/m3) (μg/m3) (μg/m3) (μg/m3) N = 41 N = 11 N = 11 N = 20 Bensen 1.0 0.6 1.1 1,3-Butadien 0.4 0.05 0.12 Formaldehyd 11 3.4 3.1 Kvävedioxid 15 19 28 PM2.5 5.3 5.8 Benso(a)pyren (ng/m3) 0.024 0.014
Personburet Personburet Gatunivå Gatunivå Urban bakgrund Urban bakgrund 2003 2008 2003 2008 2003 2008
FIGUR1. Bensen i Malmö, median (μg/m3)
2.5 2 1.5 1 0.5 0
Personburet Personburet Gatunivå Gatunivå Urban bakgrund Urban bakgrund 2003 2008 2003 2008 2003 2008 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0
Personburet Personburet Gatunivå Gatunivå Urban bakgrund Urban bakgrund 2003 2008 2003 2008 2003 2008 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0
Personburet Personburet Gatunivå Gatunivå Urban bakgrund Urban bakgrund 2003 2008 2003 2008 2003 2008
FIGUR4. Kvävedioxid i Malmö, median (μg/m3)
FIGUR2. Butadien i Malmö, median (μg/m3)
45 40 35 30 25 20 15 10 5 0
Exponering, tidstrender och risker med metylkvicksilver hos gravida kvinnor i den allmänna befolkningen undersöks inom den hälsorelaterade miljöövervakningen. Ett 30-tal förstföderskor rekryteras varje år i Uppsala län. Från dessa samlas hår för kvicksilveranalys, bröstmjölk för analys av persistenta organiska miljöföroreningar, blod och enkäter för information om kostvanor och annat. Totalt har 307 hårprover som hittills samlats in under en period av 12 år (1996–2008) analyserats. Kvinnorna som lämnar hårprov besvarar en detaljerad kostenkät. I kostenkäten anger de hur ofta de ätit olika fi skarter under året de blev gravida. Den totala fi skkonsumtio-nen, summan av alla fi skarter per månad, beräknas för varje kvinna. Kvicksilver räknas till de särskilt farliga ämnen som ska fasas ut inom ramen för miljömålsarbetet. Enligt miljömålet Giftfri miljö ska all fi sk i Sve-riges hav, sjöar och vattendrag vara tjänlig som människoföda med avseende på innehållet av ämnen som spridits genom mänsklig verksamhet.
Åtgärder för att minska användningen av kvicksilver har kraftigt mins-kat utsläppen, men det kvicksilver som släppts ut i miljön fi nns kvar under mycket lång tid och kan omvandlas till metylkvicksilver som ansamlas i fi sk. Fisk är så gott som den enda exponeringskällan för metylkvicksilver hos människor.
Metylkvicksilver (MeHg) kan skada centrala nervsystemet, och hos foster som är känsligast kan effekter uppkomma redan vid låg exponering. I epide-miologiska studier har man funnit ett samband mellan metylkvicksilverex-ponering under fosterstadiet och försämrad kognitiv förmåga hos barn. För att skydda foster har Livsmedelsverket utfärdat kostråd gällande fi sk (www.slv.se). Livsmedelsverket vänder sig särskilt till kvinnor som planerar att skaffa barn snart, som är gravida eller som ammar med rådet att inte
Tidstrendsstudie
– kvicksilver i hår hos gravida
MARIKA BERGLUND1, BRITA PALM1, SANNA LIGNELL2,1 Institututet för miljömedicin, Karolinska Institutet, Stockholm 2 Livsmedelsverket, Uppsala
äta t.ex. abborre, gädda, gös, lake, stor hällefl undra och tonfi sk mer än 2–3 gånger per år. Det är speciellt rovfi sk i insjöar och hav som kan innehålla höga metylkvicksilverhalter och som man bör äta mindre av. Generellt bör man äta fi sk 2–3 gånger per vecka eftersom fi sk innehåller många nyttiga ämnen, t ex fettsyror. Studier av svenska gravida kvinnor visar att expo-neringen normalt är lägre än de nivåer som förknippats med effekter på centrala nervsystemet hos foster.
Kvicksilverhalten i hår speglar exponeringen för MeHg (Berglund et al, 2005) och kan sättas i relation till de risknivåer som beräknats av bl a jecfa (who, 2003) och usepa (nrc, 2000). jecfa har beräknat det tolerabla dag-liga intaget (tdi) till 0,2 µg/kg kroppsvikt, medan nrc har kommit fram till ett tdi på 0,1 µg/kg kroppsvikt, vilket motsvarar en kvicksilverhalt i hår på 2,2 respektive 1,2 mg/kg.
REFERENSER
Berglund M, Lind B, Björnberg KA, Palm B, Einarsson O, Vahter M. Inter-individual variations of human mercury exposure biomarkers: a cross-sectional assessment. Environ Health. 2005 Oct 3;4:20
nrc. 2000. Toxicological effects of methylmercury. National Research Council, Wash-ington, DC:National Academy Press.
who. 2003. Diet, nutrition, and the prevention of chronic diseases. Technical Report Series, No. 916. Geneva: World Health Organization.
Figur 1 visar hur kvicksilverhalten i hår har förändrats hos förstföderskor (20–40 år) i Uppsalaregionen mellan år 1996 och 2008. Kvicksilverhalterna i hår är generellt låga. Ingen av kvinnorna överskred jecfas tdi motsva-rande 2,2 mg Hg/kg hår, och endast 2–3% överskred nrcs tdi motsvamotsva-rande 1,2 mg Hg/kg hår. I de senaste tre årens undersökningar var det ingen som överskred tdi. Det fi nns ingen klar trend och tendensen är oförändrade metylkvicksilverhalter i hår.
Figur 2 visar fi skkonsumtionen hos kvinnorna, mätt som antal fi skmåltider per månad. Fiskintaget varierar mellan 0 och upp till fl era gånger per dag. En tendens till ökat fi skintag har setts under några år men trenden är oklar.
FIGUR1. Kvicksilver i hår mg/kg. 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 96–98 00–01 02–03 04 06 07 08 År THg i hår , mg/kg Medel Median
FIGUR2. Fiskintag, gånger per månad.
16 14 12 10 8 6 4 2 0 96–98 00–01 02–03 04 06 07 08 År Fiskintag, ggr/månad Medel Median
Kvicksilver räknas till de särskilt farliga ämnen som ska fasas ut inom ramen för miljömålsarbetet och miljömålet Giftfri miljö. Åtgärder för att minska användningen av kvicksilver har kraftigt minskat utsläppen, men det kvicksilver som släppts ut i miljön fi nns kvar i miljön under mycket lång tid och kan omvandlas till metylkvicksilver som ansamlas i fi sk. Fisk är så gott som den enda exponeringskällan för metylkvicksilver hos människor. Me-tylkvicksilver kan skada det centrala nervsystemet, och foster är känsligast. För att skydda foster har Livsmedelsverket utfärdat kostrekommendationer för fi skintag (www.slv.se). Det är speciellt rovfi sk i insjöar och hav som kan innehålla höga metylkvicksilver och som man bör äta mindre av, t ex gädda, abborre, gös och lake, och hällefl undra, tonfi sk och svärdfi sk. Studier av svenska gravida kvinnor visar att exponeringen normalt är lägre än de nivå-er som förknippats med effektnivå-er på centrala nnivå-ervsystemet hos fostnivå-er. Ett bra medium för att följa kvicksilverexponeringen är att göra mätningar i hår. I detta projekt undersökte vi kvicksilver (Hg) i hår hos gravida kvinnor i Västsverige. Undersökningen gjordes bland 100 kvinnor som 2008 besökte barnmorskemottagningarna i Kungshöjd, Göteborgs centrum och Lysekil i Bohuslän och bortfallet var litet. Genomsnittsåldern var 31 år (range 18–44 år) och endast tre kvinnor var rökare. Medianvärdet för kvicksilver i hår i sen graviditet (Hår-Hg) var 0.43 µg/g (95% konfi densintervall 0,38 till 0,58 µg/g). Det fanns ett tydligt samband med fi skkonsumtion och Hår-Hg. Halterna var något högre bland gravida i storstaden Göteborg jämfört med gravida i Lysekil (Figur 1). Det är önskvärt med hänsyn till riskvärderingen att gravida kvinnor inte överskrider Hår-Hg 1 µg/g. Åtta kvinnor (8%) hade Hår-Hg över 1 µg/g vilket är en högre andel än vid en liknande undersök-ning i Västsverige 2001/2002. Det bör dock noteras att nämnda Hg halt
Kvicksilver i hår hos gravida kvinnor
i Västsverige
GERD SÄLLSTEN1
1 Västra Götalandregionens miljömedicinska centrum (VMC), Arbets- och miljömedicin, Sahlgrenska Univeritetssjukhuset och Sahlgrenska Akademin, Göteborgs Universitet
i hår hos gravida svenska kvinnor är lägre än dem där effekter på foster faktiskt påvisats, eftersom en osäkerhetsfaktor om 10 har använts. Fisk-konsumtionen har ökat (Figur 2) medan Fisk-konsumtionen av insjöfi sk minskat. Fortfarande är dock fi skkonsumtionen i allmänhet lägre än rekommendatio-nen från Livsmedelsverket.
Hår-Hg visar ingen nedåtgående trend jämfört med tidigare undersökning vid samma barnmorskemottagningar. Fortsatt hälsorelaterad miljööver-vakning av gravida kvinnors exponering för metylkvicksilver bedöms vara motiverad.
Alla Landala Lysekil Alla Landala Lysekil
2002 2008
FIGUR2. Antal fi skmåltider per vecka (%) för respektive undersöknings
60 50 40 30 20 10 0 0 <1 <1 1 1–2 ≥2 ≥2 1 1–2
FIGUR1. Associationen mellan Hår-Hg och fi skkonsumtion för respektive ort (medelvärden)
Antal fi skmåltider/vecka Lysekil 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 Kungshöjd
Såväl allmänbefolkning som vissa yrkesarbetande exponeras för kemiska bekämpningsmedel (bm), allmänbefolkning främst genom födan, särskilt färska frukter och grönsaker. Analys av exponeringsbiomarkörer för bm i t ex urin ger ett tillförlitligt mått på hela kroppsbelastningen och utgör ett gott komplement till andra sätt att uppskatta befolkningens exponering. I detta projekt som initierats av Länsstyrelsen i Skåne har halter av bm i dygns- alternativt morgonurin undersökts (Metod: Lindh et al.2007, 2008a och b, Elfman et al., 2009). Rapporten går att ladda ner från http://www. naturvardsverket.se/sv/Tillstandet-i-miljon/Miljoovervakning/Rapporter-och-nyhetsbrev/Rapporter---Halsorelaterad-miljoovervakning/. De bm som studerats var 2,4-diklorfenoxiättiksyra (2,4-d), 3,4-dikloranilin (3,4-dka, metabolit till anilider), 3,5-dikloranilin (3,5-dka, metabolit till dikarbo-ximider), etylenthiourea (etu, metabolit till etylenbisdithiokarbamater), 4-klor-2-metylfenoxiättiksyra (mcpa), hydroxi-mcpa (hmcpa, metabolit till mcpa), 2,4,5-triklorfenoxiättiksyra (2,4,5-t), 3-fenoxibensylsyra (3-pba, metabolit till pyretroider) samt 2,4,6-triklorfenoxiättiksyra (2,4,6-t, metabolit till prokloraz) och o,o dietyl-o-(3,5,6-triklor-2-pyridyl)thiofosfat (=triklorpyridinol=tcp, metabolit till klorpyrifos). Detektionsgränserna (dg) var mellan 0,05 och 0,4 ng/ml. Urinhalter av nämnda ämnen undersöktes mellan år 2004 och 2009 i två grupper ur allmänbefolkningen (n=100 och n=116), en grupp vegetarianer (n=40) och en grupp nyinvandrade från olika länder (n=50). Deltagarnas kön och ålder samt årstiden för provtagning ses i Tabell 1–3. Deltagarna besvarade också en kort enkät med frågor om matvanor och livsstil. En mindre yrkesexponerad grupp (n=8) undersöktes också.
Hos mellan ca 90 och 100% i de olika befolkningsgrupperna kunde halter av 2,4-d, 3,5-dka och etu påvisas, övriga bm i olika andelar i
befolkningsgrupper-Exponering för bekämpningsmedel
i befolkningen
MARGARETA LITTORIN1, CHRISTIAN LINDH1, ÅSA AMILON1, GUNVOR JOHANNESSON1,
EVA ASSARSSON1, BO AG JÖNSSON1
na (Tabell 4). De påvisade urinhalterna i samtliga grupper var låga och sträckte sig för 2,4-d upp till 11 ng/ml, för 3,4-dka till 2,1 ng/ml, för 3,5-dka till 30 ng/ ml, för mcpa och hmcpa till 0,28 och 2,9 ng/ml, för 3-pba till 4,0 ng/ml och för etu till 9,4 ng/ml (värdena är justerade för urinens utspädningsgrad). Hos två personer påvisades 2,4,5-t i halter kring detektionsgränsen 0,1 ng/ml. tcp och 2,4,6-t undersöktes endast bland de asiatiska invandrarna. Dessa ämnen fanns hos en majoritet av dem och var som högst 6,4 respektive 1,7 ng/ml. I materialet fanns indikationer på små skillnader i urinhalter relaterade till bl a årstid för provtagning, kön, ålder och livsstilsfaktorer som konsumtion
Kön
Grupp Man Kvinna Alla
Allmänbefolkning/pilot 2004-05 (N) 42 57 991
Allmänbefolkning 2005-07(N) 50 66 116
Vegetarianer 2005-06 (N) 16 24 40
Invandrare 2006-09 (N) 17 33 50
Alla (N;% 125;41 180;59 3051;100
1En person har inte uppgivit sitt kön.
Ålder Grupp <40 år >40år Alla Allmänbefolkning/pilot 2004-05 (N) 35 65 100 Allmänbefolkning 2005-07 (N) 55 61 116 Vegetarianer 2005-06 (N) 21 19 40 Invandrare 2006-09 (N) 24 26 50 Alla (N;%) 135;44 171;56 306;100 Årstid
Grupp Vinter/vår Sommar/höst Alla
Allmänbefolkning/pilot 2004-05 (N) 54 46 100 Allmänbefolkning 2005-07 (N) 40 76 116
Vegetarianer 2005-06 (N) 2 38 40
Invandrare 2006-09 (N) 34 16 50
Alla (N;%) 130;42 176;58 306;100
TABELL1. Könsfördelning i undersökta grupper av befolkningen.
TABELL2. Åldersfördelning i undersökta grupper av befolkningen.
TABELL4. Andel av undersökta ur befolkningen som har detekterbara halter av bekämpningsmedel i urinen [N; %].
Allmänbefolkning Allmänbefolkning Vegetarianer Invandrare
Biomarkör 2004-05 2005-07 2005-06 2006-09 N=100 N=116 N=40 N=50 N % N % N % N % MCPA 6 6 20 17 4 10 9 19 HMCPA 17 17 14 12 2 5 8 17 2,4,5-T 1 1 0 0 1 2 2,4,6-T – – – – 15 681 2,4-D 94 94 72 62 36 90 38 81 3,4-DKA 27 27 40 34 9 22 26 54 3,5-DKA 99 99 105 91 38 95 47 98 3-PBA 19 19 22 1 10 25 30 62 ETU 98 98 111 96 34 87 48 96 TCP – – – 17 742
1 Endast de sist insamlade proverna (22/25) har analyserats för 2,4,6-T. 2 Endast de sist insamlade proverna (23/25) har analyserats för TCP.
av vindruvor och vin, ev. val av ekologiska livsmedel och val av fritidsin-tresse (golf).
De plantskoleanställda behandlade under en arbetsvecka granplantor med en pyretroid mot snytbagge och med iprodion mot mögel. De fl esta anställ-das urinhalter för 3-pba och 3,5-dka steg påtagligt mellan måndag morgon och fredag morgon, medan metaboliten 3,4-dka (som speglar exponering för bm som inte använts) inte förändrades. Noggranna yrkeshygieniska ob-servationer av arbetssätt m. m. behövs för identifi ering av exponeringskällor.
REFERENSER
Lindh CH, Littorin M, Amilon A, Jönsson BA. Analysis of 3,5-dichloroaniline as a biomarker of vinclozolin and iprodione in human urine using liquid chromato-graphy/triple quadropole mass spectrometry. Rapid Commun Mass Spectrom. 2007;21:536-42.
Lindh CH, Littorin M, Amilon A, Jönsson BA. Analysis of phenoxyacetic acid herbicides as biomarkers in human urine using liquid chromatography/ triple quadropole mass spectrometry. Rapid Commun Mass Spectrom. 2008a;22:143-50. Lindh CH, Littorin M, Johannesson G, Jönsson BA. Analysis of ethylenethiourea as
a biomarker in human urine using liquid chromatography/triple quadrupole mass spectrometry. Rapid Commun Mass Spectrom. 2008b;22:2573-9.
Elfman L, Hogstedt C, Engvall K, Lampa ELindh CH. Acute Health Effects on Planters of Conifer Seedlings Treated with Insecticides. Ann Occup Hyg 2009;53:383-90.
En ny diffusionsprovtagare för no2/nox, Ogawaprovtagaren, började 2007 användas i hämi- projektet ”Cancerframkallande ämnen i tätortsluft-personlig exponering och bakgrundsmätningar”. Orsaken var att Willems badge som tidigare användes för no2-mätning inte längre är tillgänglig efter Arbetslivsinstitutets nedläggning. Provtagaren tillverkas i usa (Ogawa &Company, Pompano Beach, fl , usa).
Provtagaren som är cylindrisk har den fördelen att den har två öppna än-dar, vilket möjliggör mätning av nox och no2 samtidigt. Principen för prov-tagaren är att luft diffunderar in i provprov-tagaren och no2 fångas på ett fi lter impregnerat med trietanolamin. I den andra änden av provtagaren placeras ett fi lter impregnerat med trietanolamin och ett ämne (ptio) som oxiderar no till no2 varvid nox (summan av no och no2) fångas på fi ltret. Impregne-rade fi lter köps från tillverkaren (Ogawa & Co, usa). Filtren extraheras och mängden nitrit på fi ltret analyseras med jonkromatografi . Analysmetoden har satts upp vid Yrkes-och miljömedicins laboratorium i Umeå.
Tillverkaren tillhandahåller en manual (”Ogawaprotokollet”) (Ogawa, 2006) för uträkning av halterna av nox och no2 i luft varvid en faktor ␣no2
respektive ␣no som tar hänsyn till temperatur, relativ fuktighet och vatten-ångtryck används. nox-halten räknas ut som summan av no och no2. Den metod som är vedertagen referensmetod för mätning av no2 och nox och som anses ge den ”sanna” halten av dessa ämnen är det kontinuerligt mätande kemiluminiscensinstrumentet. Då provtagaren började användas gjordes en liten jämförande studie mellan referensmetoden och Ogawaprovtagare vid två mätpunkter i Umeå. Det visade sig att Ogawaprovtagaren underskattade no2 -halten med 43 respektive 38% i förhållande till kemiluminiscensinstrumentet vid de två mätpunkterna, om man beräknade halterna enligt tillverkarens manual. Då uppstod frågan om beräkning enligt ”Ogawaprotokollet” ger en
Fältvalidering av Ogawaprovtagaren
för NO
2
och NO
x
ANNIKA HAGENBJÖRK-GUSTAFSSON1
Bilder på Ogawa-provtagaren
bra bestämning av halten gentemot referensmetoden eller om man genom att bestämma en provtagningshastighet för provtagaren i den miljö och i det kli-mat man tänker mäta får en bättre uppskattning av halten. I usa har man gjort några fältstudier där man jämfört Ogawaprovtagaren med referensmetoden, men då bara i varmt klimat (Mukerjee, 2004, 2009; Sather 2006, 2007) Syftet med studien var
• att bestämma provtagningshastigheten för nox och no2 genom att genom-föra parallella mätningar med Ogawas passiva provtagare och kemilumi-niscensinstrument.
• Att jämföra nox och no2-halter för Ogawaprovtagaren som erhållits dels genom att använda tillverkarens Ogawaprotokoll, dels genom att använda den fältbestämda provtagningshastigheten.
BESTÄMNING AV PROVTAGNINGSHASTIGHET
För att bestämma en provtagningshastigheten för no2 och nox för Ogawa-provtagaren i vårt svenska klimat gjordes veckovisa parallella mätningar av dessa ämnen med Ogawaprovtagare och kemiluminiscensinstrument. Genom att betrakta halten no2 och nox uppmätt av referensinstrumentet som den ”sanna” halten, kan man då räkna fram en provtagningshastighet för varje mätvecka för respektive ämne. Medelvärdet av provtagningshastig-heten för alla mätveckor då det var plusgrader gav en provtagningshastighet som gäller för mätningar under perioder med plusgrader. På motsvarande sätt beräknades också en provtagningshastighet för mätningar under mät-veckor med minusgrader. På så sätt fi ck man fram två provtagningshastig-heter för no2 och två provtagningshastigheter för nox.
MÄTNINGAR NO2
Totalt 68 parallella veckomätningar gjordes i två städer, Umeå och Malmö. I Umeå gjordes mätningarna vid 4 mätplatser (e4, Lasarettsbacken, Simhal-len och Ön)med varierande grad av trafi kintensitet. 14 av mätveckorna i Umeå gjordes vid plusgrader (max. 17°c) medan 17 mätveckor genomfördes vid minusgrader (–0,9–(–13,8°c)). Mätningarna på Ön utgick ur studien på grund av att kemiluminiscensinstrumentet visade egendomliga halter (no2 -halten var högre än nox-halten) under sju av de tolv mätveckorna. I Malmö genomfördes mätningar vid två mätplatser, en trafi kerad plats (Dalaplan) och Malmös urbana bakgrundsstation (Rådhuset). Alla mätning-ar i Malmö genomfördes vid temperatur över 0°c (max. 13°c). Totalt 53 lyckade mätveckor med användbara resultat genomfördes varav 17 genom-fördes vid minusgrader.
tillsammans under sex mätveckor med plusgrader i Umeå. Nio mätningar (3 i Umeå, 6 i Malmö) gjordes dessutom i duplikat. Under två av dessa mät-veckor var temperaturen under 0°c.
NOx
Totalt 60 parallella veckomätningar genomfördes för nox på motsvarande sätt och på samma mätplatser som för no2 . I Umeå gjordes 6 mätningar vid plusgrader (max 12,7°c) och 17 mätningar vid medeltemperaturer under 0°c (–0,9–(–13,8°c)). Alla mätningar i Malmö genomfördes vid plusgrader (max. 13°c). Av de totalt 60 mätningarna kunde 45 mätningar användas på grund av att kemiluminiscensinstrumentet under vissa mätveckor inte fungerade normalt. På samma sätt som för no2 bestämdes provtagarens noggrannhet genom att under 5 mätveckor placera 6 Ogawaprovtagare tillsammans. Nio mät-ningar i duplikat genomfördes under samma mätveckor som mätningen av no2 i duplikat.
RESULTAT
Provtagningshastighet NO2
Provtagningshastigheten för no2 vid mätningar över 0°c bestämdes till 8,60 ml/min med en variationskoeffi cient (cv) av 17,6 %. För mätningar vid minusgrader blev provtagningshastigheten för no2 6,64 ml/min (cv=12,2%). Den fältbestämda provtagningshastigheten vid svenska förhållanden är såle-des lägre än den teoretiska provtagningshastigheten (12,1 ml/min).
NOx
Provtagningshastigheten för nox vid mätningar vid plusgrader blev 9,88 ml/min med en variationskoeffi cient (cv) av 15,8 %. För mätningar vid minusgrader bestämdes provtagningshastigheten för nox till 7,17 ml/min (rsd=10,9%).
JÄMFÖRELSE MELLAN HALTER UPPMÄTTA MED OGAWAPROVTAGARE OCH KEMILUMINISCENSINSTRUMENT
NO2
Medelkoncentrationen av no2 uppmätt med kemiluminiscensinstrument låg under mätperioden mellan 5,4 och 54,4 µg/m3.
Korrelationen mellan halter uppmätta med kemiluminiscensinstrument och Ogawaprovtagaren var hög; Korrelationskoeffi cienten var 0,91 för koncentrationer bestämda med provtagningshastighet, och 0,89 för koncen-trationer bestämda enligt ”ogawaprotokollet” som framgår av fi gur 1.
0 10 20 30 40 50 60 60 50 40 30 20 10 0
FIGUR1. Korrrelation mellan NO2-koncentrationer uppmätta med Ogawaprovtagaren
beräknad med provtagningshastighet respektive enligt ”ogawaprotokollet” gentemot NO2
-koncentrationer uppmätta med kemiluminiscensinstrument.
TABELL1. Medelavvikelse mellan NO2-koncentrationer uppmätta med Ogawaprovtagaren beräknad med
prov-tagningshastighet (OgawaPH) respektive enligt ”ogawaprotokollet” (OgawaOP), medelavvikelse mellan OgawaPH
och halt med referensinstrument, medelavvikelse mellan OgawaOP och halt med referensinstrument,
förhål-landet mellan OgawaPH och halt med referensinstrumentet samt medelvärdet av den absoluta skillnaden
mellan OgawaPH och referensinstrumentet.
NO2 Chemiliuminescence (μg m 3) NO 2 Ogawa (μg m 3) uptake rate Ogawa protocol y = 1,0459x – 0,6493 R2 = 0,83059 y = 0,8449x + 1,5071 R2 = 0,79805 N Alla mätningar 53 13 2,0 –9,1 1,02 0,5 Umeå mätningar vid plusgrader 14 5,7 –3,3 –9,0 0,97 –0,6 Umeå mätningar vid minusgrader 17 28 6,7 –17 1,07 2,0 Alla mätningar vid plusgrader 36 5,5 –0,3 –5,6 1,00 -0,2 Umeå alla 31 18 2,2 –13 1,02 0,8 Malmö alla 22 5,1 1,6 –3,4 1,02 0,1 Medelavvikelse mellan NO2 OgawaPH / OgawaOP (%) Medelavvikelse mellan NO2 OgawaPH / referens-instrument (%) Medelavvikelse mellanNO2 OgawaOP / referens-instrument (%) Förhållandet mellan OgawaPH / referens-instrument Medelvärde av den absoluta skillnaden OgawaPH / referens-instrument (μg m-3)
0 50 100 150 200 250 200 150 100 50 0
FIGUR2. Korrrelation mellan NOx-koncentrationer uppmätta med Ogawaprovtagaren
beräk-nad med provtagningshastighet respektive enligt Ogawaprotokollet gentemot NOx-koncen-trationer uppmätta med kemiluminiscensinstrument.
NOx Chemiliuminescence (μg m 3) NO x Ogawa (μg m 3) uptake rate Ogawa protocol y = 0,9194x – 4,0903 R2 = 0,97028 y = 1,0673x + 3,7802 R2 = 0,94491
Tabell 1 visar att Ogawaprovtagaren konsekvent underskattade no2-halten i förhållande till referensinstrumentet om man beräknar halten enligt till-verkarens ”ogawaprotokoll”. Halterna underskattades med i genomsnitt 9,1% för alla mätningar. Vid mätningar i temperaturer under 0°c under-skattades halten med 17% som medelvärde, och vid mätningar i plusgrader underskattade Ogawaprovtagaren halten med i medeltal 5,6%.
Överensstämmelsen mellan halter mätta med Ogawaprovtagaren och referensinstrumentet blev bättre genom att använda den fältbestämda prov-tagningshastigheten. Förhållandet mellan no2-halt uppmätt med Ogawa-provtagaren och referensinstrumentet blev 1,02 för alla mätningar (tabell 1). Vid mätningar i minusgrader överskattade Ogawaprovtagaren halten med i genomsnitt 6,7% medan överensstämmelsen var mycket god mellan Ogawa och referensinstrumentet vid plusgrader (medelavvikelse; –0,3%). Medelvär-det av den absoluta skillnaden mellan halt mätt med Ogawa och referensin-strumentet var 0,5 µg/m3 för samtliga mätningar.
NOx
Medelkoncentrationen av nox uppmätt med kemiluminiscensinstrument låg under mätperioden mellan 17 och 175 µg/m3.
Korrelationen mellan halter uppmätta med kemiluminiscensinstrument och Ogawaprovtagaren var hög; Korrelationskoeffi cienten var 0,98 för koncentrationer bestämda med provtagningshastighet, och 0,97 för koncen-trationer bestämda enligt ”ogawaprotokollet” som framgår av fi gur 2.
TABELL2. Medelavvikelse mellan NOx-koncentrationer uppmätta med Ogawaprovtagaren beräknad med
prov-tagningshastighet (OgawaPH) respektive enligt ”ogawaprotokollet” (OgawaOP), medelavvikelse mellan OgawaPH
och halt med referensinstrument, medelavvikelse mellan OgawaOP och halt med referensinstrument,
förhål-landet mellan OgawaPH och halt med referensinstrumentet samt medelvärdet av den absoluta skillnaden
mellan OgawaPH och referensinstrumentet.
N Alla mätningar 45 –15 –0,1 15 1,00 –1,3 Umeå mätningar vid plusgrader 6 –27 –6,3 19 0,94 –5,0 Umeå mätningar vid minusgrader 17 –2,5 0,4 3,1 1,00 –1,2 Alla mätningar vid plusgrader 28 –21,8 –0,4 21 1,00 –1,3 Umeå alla 23 –8,8 –1,3 7,5 0,99 –2,3 Malmö alla 22 –22 1,2 23 1,01 –0,4 Medelavvikelse mellan NOx OgawaPH / OgawaOP (%) Medelavvikelse mellan NOx OgawaPH / referens-instrument (%) Medelavvikelse mellanNOx OgawaOP / referens-instrument (%) Förhållandet mellan OgawaPH / referens-instrument Medelvärde av den absoluta skillnaden OgawaPH / referens-instrument (μg m-3)
Tabell 2 visar att n0x-halten överskattades med Ogawaprovtagaren gen-temot referensinstrumentet om man beräknar halten enligt ”ogawaproto-kollet”. För alla mätningar var den genomsnittliga överskattningen 15%. Överskattningen var störst för mätningar i minusgrader (21%) medan över-ensstämmelsen mot kemiluminiscensinstrumentet var bättre vid mätningar i minusgrader, då halterna i genomsnitt överskattades med 3,1%.
Om man använder den fältbestämda provtagningshastigheten blev över-ensstämmelsen mot referensinstrumentet mycket bra med en kvot mellan Ogawa och referensinstrumentet på 1,00 för alla mätningar (medelavvikelse; –0,1%). För mätningar vid minusgrader gav Ogawa en obetydlig överskatt-ning med i genomsnitt 0,4% medan den vid minusgrader gav en obetydlig underskattning med i genomsnitt 0,4%. Medelvärdet av den absoluta skill-naden mellan halt mätt med Ogawa och referensinstrumentet var –1,3 µg/m3
för samtliga mätningar.
PRECISION
Precisionen för provtagarna var bra och gav ett medelvärde på variations-koeffi cienten (cv) av 6,4% för sex veckomätningar av no2 med sex prov-tagare, och 3,7% för fem veckomätningar i 6-replikat av nox. Medelvärdet
av variationskoeffi cienten för de nio mätningarna i duplikat blev 7,9% för no2 och 7,6% för nox. De två mätningarna i duplikat som gjordes vid en temperatur under 0°c resulterade i ett medelvärde av variationskoeffi cienten på 2,2% för no2 och 2,5% för nox.
SAMMANFATTNING OCH SLUTSATS
Bestämning av halten no2 respektive nox med Ogawaprovtagaren enligt tillverkarens manual ”Ogawaprotokollet” gav en underskattning (no2) respektive en överskattning (nox) av halterna vid våra svenska förhållanden. För att få bättre överensstämmelse med den vedertagna referensmetoden (kemiluminiscensinstrument) gjordes parallella mätningar med Ogawa-provtagaren och referensmetoden (vars uppmätta halt betraktades som den ”sanna”halten), för att ta fram provtagningshastigheter för respektive ämne. Två provtagningshastigheter bestämdes för no2 respektive nox, en för mätning vid plusgrader (8,60 resp. 9,88 ml/min), och en för mätning vid minusgrader (6,64 resp. 7,17 ml/min).
Genom att använda den fältbestämda provtagningshastigheten för dif-fusionsprovtagaren får man en bättre uppskattning av halten gentemot halten uppmätt med referensinstrument än om man använder tillverkarens ”Ogawaprotokoll”.
Yrkes-och miljömedicin i Umeå tillhandahåller Ogawaprovtagare och kringutrustning för utomhusprovtagning samt utför analyser av no2 och nox.
REFERENSER
Mukerjee S, Smith L, Norris G, Morandi M, Gonzales M, Noble C A, Neas L M, Özkaynak A H, 2004. Field method comparison between passive air samplers and continous monitors for vocs and no2 in El Paso, Texas. Journal of the air & waste
management association, 54:307–319.
Mukerjee S, Oliver K D, Seila R L, Jacumin Jr H H, Croghan C, Daughtrey Jr E H, Neas L M, Smith L, 2009. Field comparison of passive air samplers with reference monitors for ambient volatile organic compounds and nitrogen dioxide under week-long integrals. J. Environ. Monit.2009, 11; 220–227
Ogawa & Co. 2006. no, no2, nox and so2 sampling protocol using the Ogawa
sampler. http://www.ogawausa.com/passive.html
Sather ME, Slonecker E T, Kronmiller K G, Williams D D, Daughtrey H, Mathew J, 2006. Evaluation of short-term Ogawa passive, photolytic and federal reference method sampling devices for nitrogen dioxides in El Paso and Houston, Texas. J. Environ. Monit 2006, 8; 558-563
Sather ME, Slonecker E T, Mathew J, Daughtrey H, Williams D D, 2007. Evaluation of Ogawa passive sampling devices as an alternative measurement method for the nitrogen dioxide annual standard in El Paso, Texas. Environ. Monit. Assess 2007, 124; 211-221
En inomhusmätning av no2 och nox genomfördes under perioden 090514– 090525 i en lokal tillhörande Statens maskinprovning (smp) på Röbäcksdalen i Umeå. Temperaturen i lokalen var 19°c.
6 diffusionsprovtagare från ivl (endast no2) och 8 Ogawaprovtagare place-rades slumpmässigt, parvis inom högst 50 cm avstånd från varandra. Som re-ferensinstrument användes kemiluminiscensinstrumentet eco-Physics cld 700 al med. Instrumentet verifi erades före och efter mätningen med en certifi erad gas med känd no-respektive nox-halt (aga). En datalogger användes för att registrera halterna av no2 respektive nox från kemiluminiscensinstrumentet och ett medelvärde över mättiden beräknades.
Inloppet till nox-instrumentet placerades så centralt som möjligt i förhållande till provtagarna.
Jämförande inomhusmätning mellan
diffusionsprovtagare och direktvisande
kemiluminescenceinstrument
Ogawa 3 IVL 3 Ogawa 4 IVL 4
IVL 2 Ogawa 2 Ogawa 1 IVL 1
22 cm
49 cm
1 Inst för Yrkes och miljömedicin Umeå Universitet
FIGUR1. Placering av IVL respektive Ogawa diffusionsprovtagare
För Ogawaprovtagaren var avvikelsen för no2 gentemot
referensinstrumen-tet 14,2% vilket är acceptabelt. Motsvarande avvikelse för ivls provtagare var –4,9%. För nox var avvikelsen –4,3% för Ogawaprovtagaren i
förhål-lande till halten mätt med kemiluminiscensinstrumentet.
Precisionen uttryckt som variationskoeffi cienten hos 8 resp. 6-replikat för Ogawaprovtagaren och IVL-provtagaren var 18% respektive 3% för no2
samt 15% för nox med Ogawaprovtagaren.
SLUTSATS
Ogawaprovtagaren överskattade no2-halten med 14 % medan ivls
prov-tagare underskattade halten med –5% gentemot referensinstrumentet. nox
-halten underskattades med 4% av Ogawaprovtagaren.
Precisionen hos Ogawaprovtagaren var sämre vid inomhusmätning (18 resp. 15%) än vid utomhusmätning (6,4 resp. 3,7%) för både no2 och nox, men får
anses godtagbar. Vid hämi-workshopen i Lund, september 2009 beslutades att ytterligare en jämförande studie mellan Ogawaprovtagare och kemiluminiscens-instrument ska genomföras i inomhusmiljö, då i en kontorslokal eller i ett hem.
RESULTAT
Mätplats NO2 NOx
IVL Ogawa Referens- Ogawa
Referens-(μg/m3) Referens-(μg/m3) instrument (μg/m3) instrument (μg/m3) (μg/m3) N=6 N=8 N=8 1 7,8 7,8 11,2 1 11,8 11,1 2 7,9 10,1 10,5 2 7,5 8,0 11,7 3 8,0 9,4 9,9 3 8,3 8,1 15,2 4 8,1 8,8 9,7 4 12,2 10,6 medelvärde 7,9 9,5 8,3 11,2 11,7 s 0,3 1,7 1,7 CV(%) 3,4 17,9 15,3 Avvikelse (%) –4,9 14,2 –4,3
TABELL1. Halter av NO2 respektive NOx med IVL och Ogawa diffusionsprovtagare samt med
