KOMPENDIE Indendørs luftkvalitet - Institutt for industriell økonomi ...

-
NTNU Fakultet for samfunnsvitenskap
Norges teknisk-naturvitenskapelige og teknologiledelse
universitet Institutt for industriell økonomi
og teknologiledelse
KOMPENDIE
Indendørs luftkvalitet
Version 2
Rikke Bramming Jørgensen
Institutt for industriell økonomi og teknologiledelse
2009

NTNU
Indendørs luftkvalitet
Mange mennesker tilbringer i dag hovedparten af døgnets timer indendørs. Kvaliteten på
luften indendøre er derfor vigtig for både helse og trivsel.
Kvaliteten på den luft vi har tilgængeligt indendørs afhænger af flere forhold. Luften inde
stammer fra luften ude, så kvaliteten på udeluften indvirker uvilkårligt på hvilken kvalitet
indeluften vil have. Det er muligt at rense udeluften, før den bliver til indeluft – under
forudsætning af at bygningen har en ventilationsform hvor der kan benyttes filtre. Dette er
tilfældet i mekaniske ventilationsanlæg som normalt benyttes i kontorbygninger, og som i
stigende omfang også installeres i nye bolighus.
Hvis en bygning har ventilationsanlæg og filtre til at rense luften introduceres imidlertid også
en mulig forureningskilde, nemlig selve anlægget, kanaler som ikke holdes rene, filtre som
måske ikke rengøres ofte nok etc.
Forureningskilder indendørs er så vel personer som aktiviteter som foregår indendørs. I et
bolighus er der tale om madlavning, rygning, brug af stearinlys, opvarmningskilder som peis
og vedovn, oppudsning, brug af rengøringsmidler, kemikalier, hårspray, deodoranter o.s.v.
I en kontorbygning kan der være tale om fotokopieringsmaskiner, datamaskiner, printere, fax,
brug af selvkopierende papir, generel papirhåndtering m.m.
En anden type forureningskilde er materialer som er brugt i bygningen. Dette kan være
byggematerialer, men også andre materialer anvendt til inventar, tekstiler anvendt på møbler
eller som gardiner m.m.
Rengøring og ventilation er processer som er medvirkende til at forbedre luftkvaliteten
indendørs, ved at disse processer skal fjerne forurening fra indeluften. For at få en forståelse
af luftkvaliteten indendørs er det derfor nødvendigt at se systematisk på alle disse forhold.
De forureningstyper som findes i indeluften kan inddeles i to typer af forurening, gasformige
forureninger og partikulære forureninger. Disse grupper har forskellige karakteristika og
adfærd og delvist har de også forskellige kilder. I det følgende beskrives disse to grupper af
forureninger derfor separat.
Gasformige forureninger er forbindelser som findes på gas eller dampform. Eksempler på
disse er karbondioxid, karbonmonoxid, nitrogenoxider, ozon, formaldehyd og organiske
gasser. Partikulære forureninger er forbindelser som findes på partikelform, enten som store
partikler, små partikler eller som ultrafine partikler.
Samme kilde kan generere både gasformige og partikulære forureninger og virkningen af
disse kan være af samme eller af forskellig type. Når det kommer til måling og vurdering af
forureninger er det mest hensigtsmæssigt at skelne mellem de to forureningstyper.
Side 2

NTNU
1 Gasser og dampe
I dette afsnit beskrives de gasser og dampe som udgør den vigtigste del af den luftforurening
som kan forekomme i bygninger. Der skelnes mellem to typer af gasser, uorganiske gasser og
organiske gasser.
1.1 Uorganiske gasser
Når det gælder de uorganiske gasser, så er det karbonmonoxid (CO), karbondioxid (CO2),
svovldioxid (SO2), nitrogenoxider (NO, NO2 og NOX) og ozon (O3) som er de vigtigste
uorganiske gasser. De har forskellige kilder, forskellige helseeffekter og måles med
forskellige målemetoder, så disse må vurderes enkeltvis.
Gas Kilde I/U
CO Ufuldstændig forbrænding (biltrafik, cigaretrygning,
ildsteder, gasovne)
CO2 Mennesker, Forbrænding >>1
NO2 Forbrænding (biltrafik, gasovne, cigaret rygning)

NTNU
Indendørs kilder er gas ovne, cigaretrygning og madlavning. Øget niveau af NO2 er blevet
associeret med en øget brug af gas i husholdninger (Dennekamp et al., 2001; Melia et al.).
Willers et al. 2006 har imidlertid sammenlignet dagens brug af gaskomfur med tidligere
studier af brug af gaskomfur i privatboliger. Willers konkluderede med, at med dagens
gaskomfurer og brug af aftræksvifter bevirker at NO2 fjerningen foregår mere effektivt idag
end det som var tilfældet i boligstudier foretaget på 1980 tallet (Willers et al., 2006)
CO og NO2 er sammen med partikler (som omtales senere i kompendiet) de vigtigste
forureninger som frigives i forbindelse med forbrændingsprocesser. I udviklingslande bruges
normalt en form for forbræningskilde ved både madlavning og opvarmning. Øget risiko for
respiratoriske sygdomme er associeret med forbrændingskilder i husholdninger, hvis disse er
uheldig ventileret, dårlig ventileret eller forøvrigt ikke fungerer efter hensigten, hvilket ofte
kan være tilfældet i udviklingslande. (WHO, 1999; WHO, 2002; Viegi et al., 2004; Naeher et
al., 2007) I sådanne tilfælde vil også akut forgiftning med CO være en risikofaktor.
Forbrændingsprodukter og forureninger fra opvarmningssystemer og madlavning ved brug af
kul, træ, paraffin og gas er alle associeret med respiratoriske helse effekter i udviklingslande.
Alle indendørs forbrændingskilder bør sikres tilstrækkelig ventilation for at hindre indendørs
forurening med forbrændingsgasser.
Vej tunneller og underjordiske parkeringskældre er specielle typer af indendørs miljø med
risiko for høj koncentration af CO. Ishaller er et andet eksempel på en anden speciel type
indeklima hvor der bruges specialudstyr som frigiver CO under dårlig ventilerede forhold –
med påfølgende risiko for høje CO niveauer; i Amerikanske ishaller har dette været en
tilbagevendende (og farlig) problemstilling (Hampson, 1996; Paulozzi et al., 1993).
For bygninger med mekanisk ventilation er friskluftindtagets pladsering meget vigtigt for
hvor meget af den ydre forurening som kommer ind i bygningen. Der findes en del uheldige
eksempler på pladsering af friskluftsindtag. Et typisk eksempel er bygninger hvor
friskluftindtaget er pladseret direkte ud mod en parkeringsplads hvor der foretages
vareleveringer i dagtimerne og hvor lastbiler holder med motoren i gang og eksos derfor
sendes ret ind i friskluftindtaget. En anden forureningskilde er infiltration af CO fra gader
med høj trafikintensistet udenfor bygningen (Li et al., 2001).
CO bindes meget stærkt til hæmoglobin i de røde blodlegemer og påvirker dermed
oxygentransporten i blod og oxygentilførselen til væv. Funktionen i følsomme organer og
væv som hjerne og blodårevægge samt blodplader kan dermed påvirkes.
CO kan være en indikator for samplet forekomst af forureninger fra forbrændingsprocesser. I
sådanne situationer kan der være sammenhæng mellem lavere koncentrationer af CO og
helseeffekt end de som direkte er knytte til virkningen af CO.
Folkehelseinstituttet har fastsat en del luftkvalitetskriterier for indeluften. [FHI 2008]. For CO
og NO2 er luftkvalitetskriterierne:
CO NO2
1 times midlingstid 25 mg/m 3 100 µg/m 3
8 timers midlingstid 10 mg/m 3
Tabel 2: Luftkvalitetskriterier fastsat af Folkehelseinstituttet for CO og NO2
Side 4

NTNU
1.1.2 SO2
Den SO2 som findes i bygninger skyldes i langt overvejende grad udeluftens indhold af SO2,
som igen stammer fra forbrænding af olie og kul. Indholdet af SO2 vil normalt være en hel del
lavere indendørs end udendørs da SO2 er en kemisk reaktiv gas og derfor nedbrydes ved for
eksempel adsorption på vægge, gulve, lofter og inventar.
Forurening af udeluften med SO2 har været et betydeligt helse og miljøproblem mange steder
verden over. SO2 omdannes til svovlsyre (H2SO4) en af de vigtigste komponenter i sur
nedbør. De vigtigste kilder til udslip af SO2 har været kul og oliefyring i boliger, kraftstationer
og industrianlæg. I Norge, som i andre vestlige land, har reduceret brug af kul og skiftet til
olie med lavere svovlindhold, kombineret med bedre renseteknologi ført til betydeligt lavere
udslip af SO2 i de sidste 30 år.
SO2 er en farveløs gas, som virker irriterende på øje, svælg, næsehule og luftveje.
Følsomheden for SO2 varierer stærkt og astmatikere er stærkt udsat. Siden SO2 er
vandopløselig vil gassen adsorberes hurtigt i øvre luftveje og give maksimale effekter i løbet
af minutter
Folkehelseinstituttet har ikke udarbejdet luftkvalitetskriterierne for SO2. I
udeluftsammenhæng er SO2 imidlertid reguleret af EU direktiv, med en timesgrænseværdi på
350 µg/m 3 og årsgrænseværdien er 125 µg/m 3 .
1.1.3 CO2
CO2 er en farveløs og lugtfri gas som almindeligvis findes i ikke-forurenet luft i et indhold på
ca. 320 ppm (575 mg/m 3 ). Massefylden er større for CO2 end for almindelig luft. 1ppm = 1.8
mg/m 3 , 1 mg/m 3 = 0.56 ppm
Indholdet af CO2 i udeluften skyldes hovedsagelig forbrænding af olie og kul m.m. Indholdet
af CO2 i indeluften er imidlertid ofte mange gange højere end i udeluften. Kilden til CO2 i
indeluft er hovedsageligt udåndingsluften fra mennesker og dyr; evt. suppeleret med
forbrænding uden effektivt aftræk. Ved de niveauer som er registreret af CO2 i indeluften ses
ingen helsemæssige effekter (op til 9000 ppm) I arbejdsmiljøsammenhæng – ved industrielle
kilder vil udsættelse for høje koncentrationer af CO2 kunne have helsemæssige effekter.
I indeklimasammenhæng kan CO2 koncentrationen korreleres til kropslugt og CO2 bruges
derfor som en hygiejnisk indikator på hvorvidt der er lufttilførsel nok til at ventilere rummet i
forhold til det antal personer som er tilstede. Luftbehovet pr. person med aktivitet tilsvarende
almindeligt kontorarbejde er 7,5 liter/sekund. – stiger aktivitetsniveauet fra stillesiddende til
middelaktivitet stiger luftbehovet til 15 liter/sekund for at opretholde den samme luftkvalitet.
Med baggrund i indikatoregenskaberne for dårlig luftkvalitet og luftbehov er anbefalet norm
for CO2 på 1800 mg/m 3 = 1000 ppm. (FHI, 2008)
Side 5

NTNU
1.1.4 O3
O3 er en svagt lyseblå gas med en skarp, irriterende luft. 1 ppm = 1.963mg/m 3 , 1 mg/m 3 =
0.509 ppm .
O3 dannes når oxygen i luften udsættes for ultraviolet stråling eller for elektriske udladninger,
hvorfra den karakteristiske lugt også kendes. Elektrostatiske filtre, fotokopieringsmaskiner og
laserprintere kan være indendørs kilder til O3. Tæt ved apparaterne kan koncentrationen af O3
blive høje.
I udeluften dannes O3 ved kemiske reaktioner i atmosfæren mellem nitrogendioxid, oxygen,
flygtige hydrokarboner og sollys. Dette medfører at O3 koncentrationen normalt er højest på
dagtid i sommerhalvåret.
O3 er en reaktiv gas som tages op i organismen ved indånding. Den kan reagere med en række
forskellige biologiske komponenter og dermed forårsage skader i alle dele af luftvejene.
Følgende helseeffekter er påvist hos mennesker: reduceret lungefunktion, overfølsomhed i
luftvejene, betændelsesreaktioner i luftvejene, luftvejssymptomer, sygdomme i luftvejene og
dødelighed (FHI, 2008).
O3 er meget reaktivt og i forurenede områder vil O3 reagere med en række forskellige
komponenter. I sådanne områder vil koncentrationen af O3 i udeluften være lav. O3
koncentrationen inde i bygninger vil i de fleste tilfælde være klart lavere end i udeluften, da
O3 også vil reagerer med en række materialer som findes inde. Forholdet mellem niveauer
indendørs og udendørs afhænger af ventilationen og ligger ofte i området 0,1-0,5. 8 (FHI
(2008).
I indeklimaet findes der nogle få vigtige kilder som giver O3 udslip af betydning, nemlig
laserskrivere og nogle typer af kopimaskiner. Det anbefales generelt at O3 producerende
maskiner som er meget brugt, pladseres i eget rum med egen ventilation.
En del virksomheder tilbyder ozon-generatorer som påstås at fjerne kemiske forureninger fra
indeluften. Sådanne apparater påstås at være sikre i forhold til brug i indeklimaet, hvilket
antyder et O3 niveau på 100 ppb eller mindre (Weschler, 2000). Boeniger (1995) har lavet en
grundig gennemgang af brug af ozon-generatorer med tanke på forbedring af indeklimaet.
Resultatet af disse undersøgelser var at ozon-generatorer ikke et en effektiv og anvendelig
måde at forbedre indeluften på, specielt ikke i lys af den potentielle risiko som frigivelse af
ozon er, i det aktuelle miljø.
1.2 Organiske gasser
Begrebet VOC (volatile organic compounds) er defineret som organiske forbindelser med et
kogepunkt fra 50 o C til 260 o C (WHO 1989) Dette interval blev valgt med tanke på
prøvetagnings og analytiske egenskaber og ikke med tanke på helseeffekterne af stofferne
(Wolkoff et al. 1997) Tabel 3 viser WHO’s definitioner på VOC, på mere flygtigt (VVOC),
mindre flygtige organiske forbindelser (SVOC) og for ”organic matter”
Side 6

NTNU
Classification Abbr.
Boiling point range
from o C to o C
Vapour pressure
(kPa)
Very volatile organic compounds VVOCs 10E-2
Volatile organic compounds VOCs 50-100 240-260 >10E-2
Semi-volatile organic compounds SVOCs 240-260 380-400 10E-2 - 10E-8
Organic compounds associated
with particulate (organic matter)
POM >360
Table 3. Classification of organic indoor pollutants.
Der findes mange forskellige typer af organiske forbindelser i indeluften. I typiske ikkeindustrielle
indemiljøer kan 50-300 forskellige organiske stoffer påvises med dagens
analysemetoder. Hvilke stoffer som findes og mængden af dem varierer fra sted til sted og fra
tidspunkt til tidspunkt, alt afhængigt af hvilke forureningskilder som findes og
ventilationseffektiviteten i de respektive lokaler..
I indeluften er det stort set gruppen VOC som er blevet analyseret. De flygtige organiske
forbindelser som indgår i VOC gruppen omfatter en lang række forskellige forbindelser –
tabel 4 viser de oftest forekommende VOC i indeluften.
Tabel 4. De hyppigst fundne VOC i indendørs luft (hentet fra Wolkoff&Nielsen 2001)
Interessen for VOC og TVOC i indeluftsammenhæng skyldes i stor grad spekulationer om
deres bidrag til ”sick building” syndromet og de generelt lettilgængelige metoder for sampling
og analyse af disse forbindelser. Niveauet af hver enkelt forbindelse er lavere end det som er
forventet at kunne udløse helseeffekter og langt under enhver norm, men der er lagt vægt på
muligheden for at flere af disse forbindelser kan have samvirkende effekt (enten additivt eller
synergistisk) således at de samlet kan udløse for eksempel irritationseffekter som er
karakteristisk for ”Sick Building” syndromet. Totalmængden af VOC (TVOC) er ofte blevet
benyttet som et mål på forureningen i indemiljøet. På 1980/ 1990 tallet blev der gjort en
Side 7

NTNU
række studier af VOC/TVOC koncentrationerne i indeluft, disse studier er imidlertid udført
med til dels varierende måletekniske metoder og det kan være vanskeligt at sammenholde
disse. Der er behov for at gennemføre nye undersøgelser af betydningen af VOC/TVOC for at
fastslå betydningen for indeklimaet. Pr. i dag må det betragtes som sandsynligt at forureninger
i indeluften, herunder organiske forbindelser, er en medvirkende årsag til helse og
komfortproblemer i indeklimaet.
Eet af problemerne med VOC/TVOC begreberne har været at det ikke inkluderer en række af
de forbindelser som er kommet i fokus i de senere år på grund af mistanken om deres toksiske
virkninger. Som eksempler kan nævnes formaldehyd, som er et kemikalie som må måles med
andre målemetoder end VOC’erne, da det ikke detekteres med VOC målinger; et andet og
nyere eksempel er ftalater som har været i fokus på grund af mistanken om at ftalater er
hormonforstyrrende. Ftalater bruges som myknere i plast og bruges derfor også i produktion
af plastgulve.
I 2000/2001 blev der introduceret et nyt begreb til afløsning for VOC/TVOC – nemlig OCIA
– organic compounds in indoor air. Dette begreb havde en bredere definition og skulle
inkludere alle biologiske relevante organiske forbindelser. – afgrænset således at forbindelser
med mikrobiologisk oprindelse (for eksempel glucaner og endotoksiner) ikke er en del af
begrebet.
Figur 1: Illustration af de forskellige typer af kemiske forbindelser som er inkluderet i OCIA
begrebet. (Wolkoff and Nielsen, Atm. Env. 2001)
De senere år har der været stadig stigende fokus på at identificere og kvantificere VOC
forbindelserne for at kunne vurdere de enkelte forbindelsers toksikologiske egenskaber, så
som deres lugttærskler, irritationstærskler, kræftfremkaldende egenskaber,
reproduktionsskadelige eller mutagene egenskaber. Samlebegreber som TVOC og OCIA har
derfor fået mindre betydning. Mølhave fastslog i 2003 at TVOC kan bruges som indikator i
relation til eksponeringskarakterisering og til kildekarakterisering, men kun for VOC som
gruppe og ikke som indikator for andre forureninger og deres helseeffekter (Mølhave, 2003)
Undersøgelser viser at de fleste påvisbare organiske forbindelser forekommer i højere
koncentrationer i indeluften end i udeluften. Dette indebærer at mange af de vigtigste kilder til
disse stoffer findes indendørs. Kilderne kan groft set inddeles i stationære kilder som for
eksempel afgasning fra bygningsmaterialer og variable kilder som er knytte til menneskelig
aktivitet.
Side 8

NTNU
1.2.1 Formaldehyd
Formaldehyd er en farveløs gas med den kemiske formel H2CO. 1 ppm = 1.2 mg/m 3 , 1 mg/m 3
= 0.833.
Formaldehyd er et kemikalie som har været kendt for at kunne forårsage indeklimamæssige
problemer og det behandles derfor isoleret her. Formaldehyd virker irriterende i øjne, næse og
svælg og forekom i 1970 tallet i generende høje koncentrationer i norske og nordeuropæiske
/nordamerikanske indeklimaer. Kilden til formaldehyd var typisk spånplader, formaldehydharpiks
og urea-formaldehyd-skum.
Spånpladebranchen tog dette alvorligt og udarbejde en egen formaldehyd-mærkningsordning
for spånplader. Dette ledte til at afgasningen af formaldehyd fra spånplader faldt til væsentligt
lavere niveauer og efterfølgende forsvandt også indeklimaplagerne som kunne relateres til
formaldehyd alene (ECA 1989).
Figur 2: Afgasningen af formaldehyd fra spånplader som den udviklede sig fra før 1970 tallet
og frem til midten af 1980 tallet. Tallene hentet fra CASCO
Formaldehyd er imidlertid en naturlig bestanddel i mange materialer og det er derfor et
kemikalie som fortsat findes i indemiljøet. Måling af formaldehyd kræver egne målemetoder
(ISO 16000-3). Formaldehyd er endvidere klassificeret som kræftfremkaldende og er også af
den grund uønsket i indeklimasammenhænge.
Helseeffekterne af formaldehyd er knyttet til så vel irritation af øjne, næse og svælg.
Formaldehyd er klassificeret som allergifremkaldende ved hudkontakt (i opløsninger på mere
end 20 %) og formaldehyd er endvidere opklassificeret fra at man tidligere havde mistanke til
at formaldehyd var kræftfremkaldende for mennesker til at formaldehyd nu definitivt er
klassificeret som et kræftfremkaldende kemikalie.
Side 9

NTNU
Eksisterende norm for formaldehyd i indeluften er 100 µg/m 3 (30 min midlingstid) (FHI,
2008).
Parallelt med at formaldehyd i perioden fra midt på 1980-tallet og fremover var en problem af
nedadgående omfang i Nordeuropa og Nordamerika, sås der stadigt rapporter fra Østeuropa
om målinger af formaldehyd i indemiljøer. Det er således ikke nødvendigvis sådan at
erfaringer og viden spredes og bruges verden over.
1.3 Ftalater
Ftalater er lavt flygtige VOC’er, såkaldte SVOC efter WHO’s definition. Ftalater er
almindeligt forekommende forureninger i indemiljøet i dag, både i husstøv og i indeluften.
Di(2ethylhexyl)phthalate (DEHP) er den dominerende forbindelse. (Fromme et al.,. 2004; Øie
et al., 1997; Rudel et al., 2003).
I et norsk studie blev det vist at risikoen for bronkial obstruction blandt børn var relateret til
forekomsten af PVC gulv i boligen (Jakkola et al. 1999) Mykneren DEHP er meget brugt i
produktion af PVC og vinylchlorid harpiks og akkumulerer i stor udstrækning på indendørs
overflader i bygningen. Dette foranledigede Leif Øie (1997) til at to foreslå den hypotese at
ftalater kan forårsage inflammation i lungerne gennem deres kemiske ligheder til
prostaglandiner, som er et naturligt forekommende inflammatorisk middel. Lagercrantz et al.
(2005) fandt at eksponering for lave niveauer af ftalater medførte øgede niveauet af exhaleret
nitric oxide, hvilket indikerer inflammation i nedre luftveje. Bornehag et al. (2004a) fandt
sammenhænge mellem astma og allergiske symptomer blandt børn og forekomsten af ftalater
i husstøv.
Viden om eksponering for ftalater i indeklimaet og risikoen for negative helseeffekter er
stadig mangelfuld. Brugen af plast og plastprodukter og den medfølgende eksponering for
ftalat-estre er steget dramatisk siden 2. verdenskrig. Der er behov for yderligere viden for at
bekræfte eller afkræfte mistanken mod ftalater som en risikofaktor i indeklimaet og eftersom
det er demonstreret at ftalater findes i indendørs støv (Bornehag et al., 2005; Kolarik et al.,
2008) så er der behov for yderligere viden om helserisikoen af denne eksponering.
1.4 Flammehæmmere
Flammehæmmere er vidt udbredt i plastik, gummi og tekstiler for at hindre eller forsinke den
initiale udvikling af en brand. Organiske Flammehæmmere består primært af bromerede
forbindelser, halogenerede og ikke-halogenerede fosfor forbindelser og klorerede paraffiner.
Uorganiske flammehæmmere er aluminium trihydoxid, magnesium dihydroxid og antimon
trioxid.
Flammehæmmere har, som navnet siger den positive egenskab at de hæmmer brand, men
mange flammehæmmere har også negative effekter på helse og miljø. Der findes omkring 70
kommercielt tilgængelige grupper af bromerede flammehæmmere. De mest anvendte og
kendte er: TBBPA (Tetrabromobisphenol A), HBCD (hexabrom cyklododecan), PBDE
Side 10

NTNU
(polybromerede diphenylethere), PBB (polybromerede biphenyler). De to mest problematiske
stofgrupper er indtil videre PBB og PBDE.
I 2003 blev flammehæmmerne pentabromodiphenyltether (penta BDE) og
octabromedipehnylether (octaBDE) forbudt via European Directive 2003/11/EC (European
Parliament and Council, 2003). Dette har ledt til et fokus på måling af flammehæmmere i
produkter og i indemiljøet. Bromerede flammehæmmere som penta og tetrabrominated
dipenyl ethers, repræsenterer en ny type af kontaminanter i indeluften (Rudel et al., 2003)
sammenlignet med tidligere studier. Eksperimentelle studie har vist potentialet for at
produkter i brug kan emittere flammehæmmere og nedbrydningsprodukter ved normale
indeklimaforhold (Carlsson et al., 1997; Carlsson et al., 2000; Salthammer et al., 2003).
Mange af disse flammehæmmere og myknere er i tillæg fundet i indeluften (Carlsson et al.,
1997; Rudel et al., 2003) og i støv fundet indendøre (Marklund et al., 2003; Rudel et al.,
2003).
I dag er der kun begrænset viden om eksponeringen for flammehæmmere i indeklimaet og
hvilke negative helseeffekter dette vil kunne medføre og der er behov for yderligere viden på
området (McDonald, 2002; Siddiqi et al., 2003).
2 Partikler
Forekomsten af partikler i indeluften afhænger af ventilationstekniske forhold, af mængden af
partikler i den udeluft som tages ind i huset, samt af dannelse af partikler indendørs. Partikler
indendørs kan være biologiske eller ikke-biologiske af natur. Dette afsnit beskriver de ikke
biologiske partikler, hvorefter biologiske partikler beskrives i næste afsnit.
2.1 Karakteristika for partikler
Partikler kan beskrives ved følgende dimmentioner:
• Partiklens størrelse
• Mængden af partikler
• Partiklens form
• Partiklens kemiske sammensætning
• Overfladen på partiklen
2.1.1 Størrelse
For at kunne beskrive partiklernes størrelse må vi have et begrebsapparat som er velegnet. De
fleste partikler er ikke runde, de kan have geometriske former som kubiske, cylindriske eller
irregulære. Formen på partiklen påvirker dens luftmodstand og faldhastighed (Hinds, 1982)
For at beskrive partiklerne på en ensartet måde antages det imidlertid at de er runde og de kan
da beskrives ved sin aerodynamiske diameter.
Side 11

NTNU
Den aerodynamiske diameter er defineret som diameteren på en kugle med enheds densitet
(ρ= 1g/cm 3 ) som har samme faldhastighed som den aktuelle partikel.
Partikler i indeluften varierer mellem nogle få nanometer i diameter og op til ca. 30 µm i
diameter, som er den størrelse hvor partikler i luft sedimenterer til støv. Figur 3 viser
størrelsesfordelingen af partikler i indeluften.
Figur 3: Størrelsesfordelingen for luftbårne partikler i indeluften. Hentet fra Morawska og
Salthammer (2003)]
Side 12

NTNU
Helseeffekten af en partikel vil afhænge af dens størrelse fordi partiklers fordeling og
afsætning i luftvejene er stærkt afhængig af partiklens størrelse. Partikler med en
aerodynamisk diameter som er mindre end 10 µm er dem som er interessant ud fra et
helsemæssigt synspunkt da det er disse som er inhalable.
Partikler med aerodynamisk diameter mindre end 10 µm er af speciel interesse siden disse er
inhalable.
Partikler med en aerodynamisk diameter mindre end 5µm er respirable (ISO (1995) bruger
median 4.25µm ± 1.5 µm, I publikationer bruges både 4.5 µm og 5µm som betegnelse på
resipirabel fraktion). Respirable partikler kan penetrere dybt ned i respirationssystemet, ned til
alveoli. Respirable partikler kan yderlige klassificeres i fine partikler som er partikler mindre
end 2.5 µm og ultrafine partikler som har en diameter mindre end 0.1 µm. Begrebet
nanopartikler har samme størrelsesklassifikation som ultrafine partikler (mindre end 100 nm=
0.1 µm). Enkelte differentierer mellem disse begreber ved at bruge nanopartikler som begreb
for ”engineered” partikler, men generelt beskriver nanopartikler og ultrafine partikler det
samme (Oberdörster et al, 2005; Donaldsen et al. 2006). – I tillæg til disse begreber bruges
også begreberne grove partikler (diameter > 2,5 µm) og akkumulation mode partikler
(diameter: 0.1-1.0 µm) Tabel 4 viser en oversigt over begreberne
Partikel begreb
Størrelses fraktion
Inhalable partikler < 10µm
Respirable partikler < 4.5 µm (eller 5 µm)
Grove partikler > 2.5 µm (eller 2.5-10 µm)
Fine partiklen: 0.01 – 2.5 µm (eller 0.1-2.5 µm)
Submicro partikler
< 1.0 µm
Akkumulation mode partikler
0.1-1.0 µm (eller 0.1-3.0 µm)
Ultrafine partikler: < 0.1 µm
Tabel 4: Oversigt over partikel begreber og hvilken størrelsesfraktion de dækker.
De senere år har der været et stadigt stigende fokus på de allermindste partikler – fraktionen
under 100 µm, som kaldes ultrafine partikler. Medicinske studier tyder på at helseeffekten af
ultrafine partikler kan være alvorligere end helseeffekten af de større partikler. Der er således
gjort studier hvor rotter har været udsat for samme dose (mængde) af partikler med to
forskellige størrelser – og den negative helseeffekt var større for de ultrafine partikler end for
de større partikler. – Dette har ledet til en hypotese om at en del af de helseeffekter som man
har set for PM10 partikler måske i virkeligheden skyldes udsættelse for ultrafine partikler.
I mængde udgør de ultrafine partikler en meget lille del i forhold til de større partikler, men i
antal er de mange flere – se figur 4
Side 13

NTNU
Figur 5: Typisk målte størrelsesfordelinger og tilhørende massefordelinger målt i byluft. -
Hentet fra (Morawska og Salthammer, 2003)
Der er en del forskellige årsag er til ultrafine partikler er kommet i søgelyset, som en egen
faktor når man snakker om helseeffekten af partikler. Følgende faktorer er blandt de vigtigste:
• Der er et meget stort antal af de ultrafine partikler, men lille vægtmængde
• De har et meget stort overfladeareal i forhold til deres masse.
• Ultrafine partikler forbliver i luften i lang tid
• Ultrafine partikler penetrerer dybt ned i respirationssystemet
• Ultrafine partikler penetrerer gennem filtreringssystemet
• Ultrafine partikler har et stort overfladeareal og kan derfor adsorbere større mængder
af kemiske gasser i luften.
Side 14

NTNU
• Ultrafine partikler er så små at de kan trænge ind i cellerne i respirationssystemet og
nå frem til blodbanen
• Lungernes makrofager har vanskeligere ved at fjerne ultrafine partikler end større
partikler, hvilket forstærker virkningen af de ultrafine partikler
De større partikler vil i modsætning til dette karakteriseres af følgende
• De har stor masse, men lavt antal
• Forbliver ikke i luften i længere tid
• Deponerer højere oppe i luftvejene
• De fjernes af filtreringssystemer
2.1.2 Mængden af partikler (antal og mængde)
Når det gælder måling af partikler så er det nødvendigt at måle med forskellige
måleprincipper for at kunne måle alle partikler.
PM10, PM4.5 og PM2.5 måles traditionelt med et instrument som har en cyklon som adskiller de
forskellige fraktioner og som sikrer at der sker et cut-off på den rigtige størrelsefraktion.
Disse instrumenter måler massen af partiklerne. Nogle instrumenter opsamler partiklerne på et
filter hvilket giver muligheden for at kunne analysere det kemiske indhold af partiklen. Disse
instrumenter har været på markedet længe og er beskrevet ved internationale standarder. Alle
PM-fraktioner baserer sig på massen af partiklerne i den pågældende fraktion.
PM10 er defineret som massen af de partikler, der opsamles på et filter efter passage af et
indsugningshoved med en afskæringseffektivitet på 50 % ved en aerodynamisk diameter på
10µm.
PM4.5 og PM2.5 er de tilsvarende fraktioner – med en afskæringseffektivitet på 50 % ved
henholdsvis 4.5 og 2.5 µm. PM4.5 er en fraktion som bruges i arbejdsmiljøsammenhæng
hvorimod PM2.5 bruges i udemiljø og indemiljøsammenhæng.
Når det gælder ultrafine partikler så kan disse kun måles med instrumenter som måler antallet
af partiklerne. Majoriteten af antallet af partikler vil være i nano området (Morawska, 2000)
og den totale masse af disse partikler vil være ubetydelig sammenlignet med massen af et
mindre antal af større partikler. Mange studier har vist at forskellige helseeffekter er bedre
beskrevet ved koncentrationen givet som antals-koncentrationsmål end ved massekoncentrationsmål
((Oberdörster et al., 1995; Peters et al., 1997; Granum et al., 2000; Lighty
et al., 2000). Part
Antals måling af partikler er et relativt nyt område, og det er endnu ikke standardiseret i
nogen særlig grad. Der findes derfor mange forskellige instrumenter på markedet som bruger
til dels lidt forskellige måleprincipper og som har forskellige størrelsesområder som er
inkluderet i målingerne. Det må forventes at der vil ske en standardisering af måling af
antalskoncentrationen af ultrafine partikler inden så længe.
Side 15

NTNU
2.1.3 Overflade areal
Overfladearealet er et koncentrationsmål som er blevet aktualiseret i takt med at fokus har
drejet fra fine og grove partikler til ultrafine partikler. Overfladearealet er essentielt i forhold
til adsorption af kemikalier såvel som for det potentielle udvekslings-areal mellem en partikel
og en celle. Overflade areal er sammen med partikel antal betegnes som nøgle-karakteristika
for fine og ultrafine partikler når det gælder negative helseeffekter (Tuch et al., 1997; Granum
et al., 2000; Lighty et al., 2000).
Aktualiseringen af overfladeareal som mål på koncentrationen er knyttet til nanopartiklernes
relativt store overfladeareal i forhold til masse. Med stort overfladeareal øger muligheden for
kontakt mellem lunge og partikel og overfladekemi kan være en medvirkende årsag til
negative helseeffekter knyttet til eksponering (Donaldson et al., 1998, Donaldsen et al 2001).
Tabel x viser sammenhængen mellem antal, størrelse og partikel overfladeareal for en masse
koncentration på 10 µg/m 3 monodisperse partikler. Som det fremgår af tabellen så vil 2.4
millioner partikler/cm 3 med en diameter på 0.02 µm udgøre den samme masse-concentration
som 1.2 partikel/cm 3 med en diamenter på 2.5 µm. Tilsvarende så vil overfladearealet af de
mindste partikler være væsentligt større end overfladearealet for de større partikler ved
samme masse koncentration.(Oberdörster et al, 1995)
Partikel diameter
Partikel antal
(µm)
(cm -3 )
µm 2 /cm 3 )
0.02 2 400 000 3016
0.1 19 100 600
0.5 153 120
1.0 19 60
2.5 1.2 24
Partikel overflade areal
Tabel 5: Antal og overfladeareal af monodisperse partikler af enhedsdensitet ved forskellige
størrelser, ved en massekoncentration på 10 µg/m 3 (hentet fra Oberdörster G. et al 1995)
2.1.4 Kemisk sammensætning af partikler
Partiklerne kan have forskellige kemiske sammensætninger, de mest typiske er
• Inerte partikler
• Partikler som bærer kemisk forurening
• Partikler som er giftige i sig selv
• allergener
Partikler i indeklimasammenhæng vil normalt være inerte eller evt. bærer af den kemiske
forurening som findes i indeklimaet. Partikler som er giftige i sig selv vil hovedsageligt være
et fænomen som optræder i arbejdsmiljøsammenhæng. Allergifremkaldende partikler
behandles i afsnit 3.
Side 16

NTNU
Selv om inerte partikler ikke er giftige i sig selv kan de være en del af forklaringen på at et
indemiljø har dårlig luftkvalitet.
Kemiske kontaminanter adsorberet på en indendørs partikel vil afhænge af de kemiske
forureninger i det specifikke indendørs miljø. VOC’er er ofte fundet adsorberet til indendørs
partikler (Wolkoff and Wilkins, 1994; Mølhave et al., 2000). Brug af pesticider indendøre vil
tilsvarende resultere i adsorption af pesticider i indendørs støv (Roinestad et al., 1993).
Emission fra maling og gulvbelæg kan også adsorberes på indendørs partikler og dermed
bidrage til den kemiske kompleksietet af indendørs partikler.
2.1.5 Form på partikler
Formen på partiklen er vigtig med tanke på hvor partiklen aflejres i respirationssystemet og
cellens forsvarssystem. Fibre er, ifølge WHO’s definition partikler som er længere end 5 µm
og smallere end 3 µm og med et længde til bredde forhold som er større end 3:1. (WHO,
1997) Siden fibre er tynde og lange kan de trænge langt ned i lungeblærerne i stedet for at
blive aflejret højere oppe i respirationssystemet. I lungeblærerne er fibrene så lange at
makrofagerne, som ellers skal fjerne fremmedstoffer og dermed virker som en del af
rensemekanismen der, de er ikke i stand til at fjerne fibrene, men derimod så dør makrofagen i
sit forsøg på at fjerne fibrene.
Som eksempel på fibre kan nævnes asbest og syntetiske mineraluldsfibre. Udsættelse for
asbest medfører risiko for at udvikle asbestose og kræft i lunger, luftveje, brysthinder og
bughinde. Syntetiske mineraluldsfibre giver irritation af hud og slimhinder og enkelte
mineraluldsfibre er klassificeret som kræftfremkaldende.
2.2 Kilder til partikler
Forekomsten af partikler afhænger af graden af dannelse af partikler inde, af mængden af
partikler i udeluften og af de ventilationsforhold som bygningen har, samt pladseringen af
bygningen i forhold til kilder i udeluften.
2.2.1 Trafik og industri i udemiljøet
Ultrafine partikler stammer hovedsageligt fra forbrændingsprocesser – og det er
veldokumenteret at indeluften i bygninger som ligger tæt ved trafikeret vej har et højere
niveau af ultrafine partikler i indeluften end boliger som ligger længere fra store
forureningskilder.
De større partikler (PM2.5 eller PM10) kan ligeledes forekomme i til dels store mængder i
udeluften og dermed også give et bidrage til partikelforureningen inde. Trafik er på samme
måde som for de ultrafine partikler en vigtig kilde her. For de større partikler er det imidlertid
bremsebelægninger og slitage fra vejbanen som er de vigtige kilder, sammen med brug af
pigdæk.(Ruth og Jokstad, 2005; Jokstad og Ruth 2004)
Side 17

NTNU
2.2.2 Tobaksrygning/passiv rygning
Tobaksrøg består af flere end 4000 forskellige kemiske forbindelser. De fleste af disse
forbindelser forekommer væsentligst bundet til partikler mens andre findes i gasfasen.
Hovedstrømsrøgen (HR) kaldes den del af røgen som rygeren suger ind i munden og
luftvejene fra cigaret, cigar eller pibe. Sidestrømsrøgen (SR) er den del af røgen som går ud i
omgivelserne i den tidsperiode hvor rygeren ikke suger røg ind og når rygeren puster røgen
ud. SR er den vigtigste kilde til tobaksrøg i omgivelserne
Mange mennesker føler ubehag når de udsættes for passiv rygning. Symptomerne kan være
irritation i øjne, sår eller tør hals, tæthedsfølelse i brystet og tungpustethed. Personer med
hyperreaktive luftveje reagerer ved langt lavere koncentrationer i luften end normalt
reagerende. Mange astmatikere får eksempelvis pustenød når de udsættes for passiv rygning.
Med indførelse af rygeloven, så er problemer med tobaksrøg i indeluften hovedsageligt blevet
et problem i boligsammenhæng. Der er ingen tvivl om at tobaksrygning ”overdøver” mange
andre indeklimafaktorer i de miljøer hvor tobaksrygning forekommer. Det er således en
partikelkilde som er langt større end alle andre kilder i indeklimaet og en kilde som har større
negativ indflydelse end andre partikelkilder.
Wallace (1996) fandt at koncentrationen af PM2,5 i boliger, hvor der blev røget til 25 - 45 μg
m -3 . Et nyere studie undersøgte PM2,5 koncentrationen i boliger i Australien He et al. (2004)
og påviste koncentration på 79 μg/m 3 , hvilket overskrider 24 timers standarden som er fastsat
af den amerikanske miljøstyrelse (US EPA).
2.2.3 Anden menneskelig aktivitet
En lang række at de aktiviteter som foregår, vil medføre produktion af partikler, det være sig
små ultrafine eller større partikler. Vigtige partikelkilder er:
• Madlavning (
• Opvarmning – for eksempel paraffin, vedovn eller peis
• Brug af stearinlys
• Støvsugning (dog ikke ved brug af centralstøvsuger eller støvsuger med HEPA filter)
Flere undersøgelser tyder på at madlavning er en af de vigtigste kilder til indendørs partikulær
forurening. Hoveddelen av partiklerne er små (20-500 nm) og disse spredes hurtigt til
omkringliggende lokaler. Der er identificeret en række forskellige mutagene og
kræftfremkalde stoffer i stegeos, og ligeledes er der målt flere typer aldehyder som kan
forårsage irritation i luftvejene. Disse undersøgelser giver grund til at lægge vægt på at
stegeos skal fjernes før den når pustesonen til den som steger, og at stegeos heller ikke skal
spredes i omgivelserne, men fjernes ved kilden. (Sjaastad et al, 2008; Sjaastad et al, 2009)
Vedfyring, brug af stearinlys og støvsugning er kilder som typisk er meget variable.
Mængden af partikler som dannes vil variere alt afhæng af de betingelser aktiviteten foregår
under.
Side 18

NTNU
2.2.4 Opvarmning
Når partikler bringes i kontakt med varme overflader, vil ustabile komponenter kunne
dekomponere. Eksempler på varme overflader er elektrisk udstyr, lamper, radiatorer,
panelovne, komfurer og ovne. Ved overfladetemperaturer ned til 70 O c er det påvist at der
afgives submicrometer partikler (< 0.1 µm partikler) fra støv ved opvarmning (Pedersen et al.
2003).
Emissionen og partiklerne kan indeholde en række forskellige kemiske komponenter som kan
bidrage til lugt såvel som irritativ effekt. VOC og SVOC som tidligere var adsorberet på
partikler, kan desorberet og frigivet til omgivelserne pga. opvarmning. Desorptionen vil
afhænge af temperaturen på overfladen og starter ved temperaturer på 150-200 o C (Hirvonen
et al 1994, Pedersen et al 2003). Studier af celle kulturer viser at de frigivne stoffer kan have
biologisk effekt (Mathiesen et al., 2004)
2.3 Ophvirvling af partikler
Ventilation vil øge luftbevægelserne, noget som igen vil påvirke både luftbårne og aflejrede
partikler. I boliger vil ventilationen ofte være af naturligt art, såsom åbning af vinduer og døre
og med mekanisk aftræksventilation knyttet til komfuret i køkkenet (køkkenventilator). Større
bygninger vil ofte have balancerede ventilationssystemer, men uanset ventilationtype vil
ventilationen medvirke til ophvirvling af partikler.
Ophvirvling af partikler vil også ske i forbindelse med feiing og støvsugning. Mange
støvsugere mangler effektivt filtreringssystem for de mindste partikler (

NTNU
storbyboliger og her har man fundet muse og kakerlakk-allergener i husstøv(Matsui et al.,
2003; Phipatanakul et al., 2000). De hyppigst forekommende allergener er Fel d 1 (kat) og
Can f 1 (hund). Størst forekomst vil der være i boliger hvor disse dyr bor. Det er imidlertid en
kendt problemstilling at skolebørn kan have så mange dyrehår på sit tøj at børn med allergi
kan reagere på dyrehår uden at der er dyr tilstede – for eksempel i skoler. (Almqvist et al.,
2001; Kim et al., 2007).
Svampesporer, bakterier og virus er biologiske partikler som findes overalt, de er naturligt
forekommende og de er en naturlig del af alle omgivelser. Det bliver imidlertid et problem når
de er tilstede i for store mængder i indemiljøet. Dette er hovedsageligt et problem som opstår i
forbindelse med vandskader eller ved svigtende drenering.
3.2 Husstøvmider
Husstøvmider er et velkendt allergen knyttet til indemiljøet og en risikofaktor for udvikling af
astma hos atopiske individer. (Platts Mills and Chapman, 1987). Den vigtigste husstøvmide er
Dermatophagoides pteronyssinus (Der p 1) (Luczynska et al., 1998; Voorhorst et al., 1967).
Figur 6: foto af husstøvmide (hentet fra Wikipedia)
Determinanter for husstøvmiden er høj fugtighed, moderat temperatur og tilgang på
tilstrækkelig næring, hvilket for husstøvmiden vil sige småflass fra huden på mennesket.
Husstøvmider påvises hovedsageligt i senge og soverum, hvor de har optimale
vækstbetingelser.
Husstøvmiden er 0.2-0.3 med mer lange, de har 8 ben og er nærmest i slægt med edderkopper
og flått. – Se figur 5.
Fugtighed er den kritiske parameter for etablering og overlevelse af en mide-population.
Reduktion af fugtighedsniveauet til 45 % relativ fugtighed eller mindre er anbefalet for at
holde kontrol med væksten af husstøvmider, men den vigtigste metode for reduktion er
hyppig rengøring og vask af sengetøjet.
Side 20

NTNU
3.3 Pollen
En stadig stigende del af befolkningen er allergiske overfor pollen fra hovedsageligt
birketræer og græs, men i mindre omfang også mod hassel, or og burot. Pollenallergi er også
kendt som høfeber.
Pollenkorn er hovedsageligt en risikofaktor for pollenallergi udendørs. Birk og græspollen er
imidlertid også fundet i indeluften (Holmquist og Vesterberg, 1999) og i aflejret støv
indendøre (Yli-Panula and Rantio-Lehtimaki, 1995). Man fandt antigen aktivitet to måneder
efter den værste pollenperiode, hvilket indikerer at støv i indeklimaet kan binde pollenkorn og
dermed forlænge pollenperioden indendørs. Pollenkorn vil, pga. deres størrelse, aflejre på
overflader indendørs (Owen et al., 1992), almindelige rengøringsmetoder som feiing,
støvtørring og støvsugning vil ophvirvle en stor del af partiklerne
3.4 Mikrobiologiske partikler
Mikroorganismer findes overalt, både udendørs og indendørs, de er naturligt forekommende
og de er en del af alle omgivelser. Eksponering for mikroorganismer er naturligt og
nødvendigt, men det er vigtigt at de findes i den naturlige balance. Mikroorganismer bliver
imidlertid et problem når de forkerte mikroorganismer er tilstede i for store koncentrationer i
indemiljøet – hovedsageligt er dette et problem som er knyttet til vanskader eller svigtende
drenering.
I indeklimasammenhæng er mikroorganismer kendt som årsag til både infektioner, såvel som
allergier og toksiske symptomer. Synlige mikrober er en forudsætning for infektioner, mens
både levende, ”hvilende” og døde mikrober og deres metabolitter er vigtige i forhold til ikke-
infektiøse helseeffekter. Dette kan være allergisk alveolitis, organic dust toxic syndrome,
irritation af slimhinder, allergisk astma og rhinitt. Årsagssammenhængen mellem mikrober
(og deres metabolitter) og de helsemæssige implikationer i indeklimaet er ikke fuldt klarlagt.
En grundig indføring i emnet findes i (Flannigan et al., 2001)
En naturlig balanceret mikrobiologisk flora kaldes ofte normal-flora. En normal-flora vil
sjældent give anledning til helsemæssige implikationer blandt personer som er kontinuerligt
eksponeret. Stærk dominans af enkelte arter eller total fravær af forventede grupper af
mikrober er en god markør for ubalance i den mikrobiologiske flora.
Den mikrobielle flora vil afhænge af en række variable så som temperatur, fugtighed, lys og
næringsforhold. Derfor vi der være substantielle forskellige i mikrobiologisk flora i
forskellige miljøer, de er imidlertid en del naturlige begrænsninger på den mikrobiologiske
sammensætning i indemiljøet (Dixon and Fromtling, 1995).
3.5 Bakterier
Visse bakterier er specifikt blevet diskuteret i tilknytning til helsemæssige problemer I
indeklimaet, for eksempel Legionellae, Pseudomonas og hermoactinomycetes.
Legionella pneumophilia er velkendt som årsag til en alvorligt lungebetændelseslignende
infektion. Dette blev observeret første gang i et udbrud hvor 200 personer var samlet til møde
Side 21

NTNU
i US-American Legion, hvilket gav ophav til betegnelsen legionær-sygdom (Legionnaires’
disease) (Fraser et al., 1977). Legionella er det begreb som anvendes i dag.
Legionella er en sygdom som opstår efter inhalering af legionellabakterier i en biofilm.
Legionella kan forekomme alle steder hvor der er vand med passende temperatur og med
tilgang på næringsstoffer Bakterien overføres ved at man puster ind små vanddråber med
elementer af biofilm. Aktuelle smittekilder er køleanlæg med køletårn, luftrenseanlæg, dusj-
og badeanlæg, ultralydsbefugtere, SPA anlæg etc.
3.6 Skimmelsvampe
Skimmelsvampe findes både udendørs og indendørs. I Bygninger uden fugtproblemer varierer
antallet og slægterne med forekomsten udendørs og derfor med årstiden. I fugtige bygninger
udvikler der sig i tillæg en særlig gruppe skimmelsvampe afhængig af fug, temperatur og de
fugtige materialers bestanddele.
Vækst af skimmelsvampe opstår ved høj fugtighed i materialer, primært på overfladerne. Fugt
er den afgørende betingelse for skimmelsvampenes vækst, idet de øvrige livsbetingelser, dvs.
organisk materiale (for eksempel træ, papir, lim) og en passende temperatur næsten altid er
tilstede i bygninger.
Den normale flora i indeluften, vil indeholde de normale udeluftarter som Penicillium,
Cladosporium, og Aspergillus; i andre tilfælde vil man kunne finde mere specielle arter og
mangfoldet af indendørs svampe er stort. (Miller et al., 2000). Identifikation af sopparter som
er typiske for vandskadede bygningsmaterialer vil muligvis kunne bruges som mål på
overskudsfugtighed. Dette er imidlertid ikke en veletableret metode pr. idag.
Når det gælder skimmelsvampe (sopp) i indemiljøet så vil floraen i indemiljøet bestemmes
ved prøvetagning af rumluften eller ved prøvetagning af aflejret støv
3.7 Mikrobielle toksiner
Mikrobielle toksiner kan produceres både af sopp (Gravesen et al., 1994) og bakterier
(Andersson et al., 1998; Peltola et al., 2001). Toksiner påvises ofte fra vandskadede
byggematerialer (Engelhart et al., 2002; Nielsen et al., 1999; Tuomi et al., 2000b). Det
aktuelle byggemateriale har kritisk effekt på produktionen af toksiner og eventuelt andre
substanser med biologisk aktivitet. (Murtoniemi et al., 2001; Roponen et al., 2002).
3.8 MVOC
Mikrobielt producerede VOC’er, MVOC, er gasformige metabolitter fra mikroorganismer og
inkluderes i en del sammenhænge som en del af TVOC begrebet. (Mølhave et al., 1997).
Den toksikologiske relevans af MVOC er relativ lille, men påvisning af MVOC disse bruges
som en indikator for fugtskade. MVOC’er er også betragtes som en del af årsagen til muglugt.
Side 22

NTNU
4 Forureningskilder
4.1.1 Udeluften
Siden indeluften tidligere har været udeluft, så er det nødvendigt at vurdere udeluften for at
forstå kvaliteten på indeluften.
Typiske forureningskilder fra udeluften er:
• Trafik
• Eksos fra biler som parkeres umiddelbart udenfor luftindtaget til bygningen
• Tobaksrygning fra personer som står umiddelbart udenfor indgangen eller luftindtaget
• Nærliggende industri
• Pollen fra træer/beplantning i nærheden af bygningen
En del af disse forureninger kan fjernes fra udeluften før den kommer ind i bygningen ved
brug af gode ventilationsløsninger, med fornuftig pladsering af luftindtaget og med rigtig brug
af filtre. Det vil imidlertid være enklere at skaffe god luftkvalitet på steder hvor udeluften er
mest muligt forureningsfri.
Gasser som forekommer i udeluften, f.eks. i eksos fra biler, gas fra opvarmningsanlæg eller
fra industri vil kunne komme ind i bygningen, enten direkte gennem ventilationssystemet eller
gennem utætheder i bygningen. Kun i meget specielle tilfælde vil et ventilationsanlæg
indeholde filtre som kan fjerne gasser fra udeluften.
4.1.2 Radon
Radon (radon-222) er en naturligt forekommende radioaktiv luftart. Radon er farveløs og kan
ikke lugtes. Radon dannes ved henfald af radium (radium-226), som findes overalt i jorden.
Både radon og radium er del af den radioaktive henfaldskæde som begynder med uran (uran-
238). Radon har selv en halveringstid på 3.82 dage og omdannes selv til radon-døtre
(polonium-218, bismuth-214, polomium-214)
Ved henfaldet eller omdannelsen udsender radon og flere af radondøtrene meget
kortrækkende alfastråling, som kan beskadige levende menneskelige celler ved tilstrækkelig
tæt kontakt.
Radon er selv en ædelgas og indgår derfor ikke i kemiske forbindelser, men kan i stedet
frigøres til luften fra det materiale hvor radon dannes. Radondøtrene er derimod kemisk aktive
og bindes let til partikler i luften og til overflader, for eksempel lungevævet ved indånding.
Radon er blandt de mest studerede miljømæssige karcinogener. US National Research
Council har fastslået at 10-15 % af alle lungekræfttilfælde I USA er forårsaget af radon
(National Research Council, 1999). Risikoen for lungekræft er estimeret til at stige med 8-11
% pr. 100 Bq/m³. Dose respons sammenhængen synes at være lineær.
Side 23

NTNU
Indholdet af radon (koncentrationen) af radon i luften angives i enheden Bq/m 3 (becquerel pr.
kubikmeter). Hvis koncentrationen af radon i boligen f.eks. er 10 Bq/m3, betyder det at der i
hver m 3 af indendørsluften hvert sekund udsendes radioaktiv stråling fra 10 radonatomer
Radon stammer fra uran i jordskorpen og optræder gerne på steder hvor der er bjergarter med
alunskifer, uranrige granitter eller pegmatitter i grunden. Radonkoncentrationen i jordens
overflade vil også afhænge af løsmassernes gennemtrængeligt. Radon trænger ind i bygningen
ved at gassen siver ind gennem bygningens gulv, vægge og grundmur. Radon er
hovedsageligt et problem i nederste etage i en bygning. Indtrængningen vil variere med vind
og temperatur og ikke mindst, med trykforskelle.
Radon i byggematerialer vil normalt have et meget lavt bidrag til radonkoncentrationen
(Khan, 1994) Radon koncentrationen vil variere meget mellem forskellige bygninger.
Gennemsnitskoncentrationen i Europæiske lande ligger i området 20-100 Bq/m 3, men med
højere koncentrationer i mindre områder (WHO, 2000) I Nordamerika er der fundet
tilsvarende variationer, mellem 25 og 131 Bq/m 3 . Norge og Sverige er blandt de lande i
verden som har højest radonkoncentration; Årsmiddelverdi for radonkoncentrationen i norske
boliger er 75 Bq/m³.
Statens Strålevern er den ansvarlige norske myndighed på området. Der er fastsat et
tiltagsniveau på 200 Bq/m³, 7-9 % af norske boliger menes at lige over tiltagsnivauet.
Der findes en lang række tiltag som kan iværksættes i både nye og eksisterende bygninger.
Følgende tabel er hentet fra Byggforskserien nr. 520.706 Sikring mot radon ved nybygging.
Tiltak mot radon Enkle Omfattende
tiltak tiltak
Lufttette kon- Fuging rundt
struksjoner gjennomføring
mot grunnen, er og i
Pkt.
overganger 54
se pkt. 5 Radonsperre Pkt. 7
Tilrettelegging
for trykkendring
over
konstruksjonene
mot
grunnen, se
pkt. 6
Ventilasjon,
se pkt. 8
Radonbrønn Pkt.
62
Perforerte rør
under sålen
Hulrom under
sålen
Balansert
ventilasjon
Pkt. 63
Pkt. 64
Pkt. 82
Tabell 5
Oversikt over ulike tiltak for å motvirke høyt radoninnhold i innelufta, med henvisning til punkter i bladet
4.2 Bygningen
Selve bygningen kan have stor indflydelse på den luftkvaliteten som opleves af dem som
bruger bygningen. Der er da normalt nogle bestemte faktorer som er årsagen til dette, som
eksempler kan nævnes brugen af materialer i bygningen og forekomsten af vandskader.
Side 24

NTNU
Fugt er i enkelte bygninger et stort problem i forhold til indeluftkvaliteten. Har der været
vandskade i en bygning, så vil der være risiko for vækst af muggsopp som efterfølgende vil
kunne spredes i luften i bygningen – enten muggsoppen i sig selv, eller sporer og
mykotoksiner fra mugsoppen.
Forurenede byggegrunde bør ikke bebygges uden at der først fjernes forurenet jord i et sådan
omfang at forureninger ikke kan trænge ind via luft eller ved indslæbning og give anledning
til et sundhedsskadeligt indeklima.
4.3 Ventilationsanlægget
Formålet med et ventilationsanlæg er at skaffe frisk og ren luft i tilstrækkelige mængder.
Mange bygninger har problemer som kan tilskrives manglende mængder eller manglede
kvalitet på luften – og hvor opgradering/installation af ventilationsanlægget er en naturlig
løsning.
Generelt kan man sige at hensigten med at ventilere er:
• Tilføre oxygen for respiration
• Fjerne lugt
• Fjerne forureninger
• Have fugtighedskontrol
• Have temperaturkontrol
• Underholde forbrændingsprocesser (fyring)
Hvis et mekanisk ventilationsanlæg ikke vedligeholdes kan der imidlertid opstå en del
problemer knyttet til luftkvaliteten.
Dårlig pladsering af luftindtaget kan give uheldig ansamling af biologisk materiale som
eksempelvis nedfaldne blade fra træer i området. Blandes dette med sne og vand kan det give
risiko for vækst af mikroorganismer i umiddelbar nærhed af luftindtaget med efterfølgende
risiko for at få store mængder luftbårne mikroorganismer ind i bygningen via
ventilationsluften. Hvis filtrene i ventilationsanlægget bliver våde, kan det på samme måde
give risiko for soppvækst som kan spredes med ventilationsluften. (ISIAQ, 1996)
Kanalerne som bruges til at sprede luften i bygningen må være rengjort før de sættes op - hvis
disse har ligget på byggepladsen uden at være forseglet, så kan der være risiko for at de ikke
er tilstrækkeligt rene når de sættes op. Når bygningen står færdig og ventilationsanlægget
igangsættes vil disse forureninger derfor spredes til hele bygningen eller forbli i kanalerne og
der vil støvet kunne ligge som potentielt næringsgrundlag for mikroorganismer, hvis der på et
senere tidspunkt vil være tilstrækkeligt med fugtighed til at der mikroorganismer vil kunne
trives der.
Glasfiber kanaler har været brugt i HVAD anlæg, som både termisk og akustisk isolering. Der
må da udvises stor forsigtighed for at disse materialer skal forblive uskadede, rene og tørre
gennem både konstruktionsperioden og driftsperioden for bygningen Alternativt vil fibre
kunne frigives til luftstrømmen (Woods and Goodwin, 1997).
Side 25

NTNU
Dette er i udgangspunktet problemstillinger som ventilationsbranchen relativt enkelt burde
kunne ordne, men som alligevel må betragtes som mulige forureningskilder i bygninger med
ventilationsanlæg.
4.4 Fugt i bygninger
Se dokumentet ”Fugt i bygninger”
4.5 Materialers indvirkning på luftkvaliteten
Der findes flere forskellige måder hvorpå et materiale kan påvirke luftkvaliteten i en bygning.
Disse kan tildels være uafhængigt af hinanden og vi må derfor forstå de enkelte
virkningsmekanismer:
1. Materialernes indhold af frie (ubundne) forureninger, der umiddelbart kan afgives til
indeklimaet.
2. Materialets indhold af bundne forureninger, dvs. stoffer som kan frigives hvis
materialerne udsættes for visse påvirkninger
3. Materialets evne til at opsamle eller akkumulere forureninger som senere kan afgives
til indeklimaet.
4. Materialets evne til at virke som næringsgrundlag for mikroorganismer
4.5.1 Frie (Ubundne) forureninger
Velkendte forureninger fra denne gruppe er formaldehyd fra sponplater og organiske
opløsningsmidler fra maling. Disse materialer vil kunne bidrage til dårlig luftkvalitet i den
første periode af en bygnings driftstid
For at lette fremstillingen anvendes ofte organiske opløsningsmidler i produktionen og derfor
indeholder mange materialer rester af organiske opløsningsmidler. Ved fremstilling af
produkter hvor der indgår en kemisk reaktion mellem to eller flere stoffer anvendes ofte et
overskud af eet af stofferne for at få reaktionen til at forløbe så fuldstændigt eller så hurtigt
som muligt for at opnå kort produktionstid. Et eksempel er spånplader, hvor råvarerne er
treflis og/eller høvlspån, lim og voks. Spånerne og limen blandes og presses sammen under
høj temperatur og tryk. Ved denne proces hærder limen, og efter afkøling opnår spånpladen
stivhed og styrke. Størstedelen af formaldehydoverskudet forlader spånpladerne på
produktionsstedet, mens resten bliver i pladerne og afgives først på brugsstedet.
4.5.2 Bundne forureninger
Eksempler på forureninger fra denne gruppe er mineraululdsfibre fra loftsplader og
formaldehyd fra formaldehydlimede sponplader.
Materialer med et indhold af stoffer, der kan nedbrydes eller omdannes kan afgive
forureninger til rumluften i hele bygningens levetid. Afgivelsen af forureninger kan være
Side 26

NTNU
bestemt af flere forskellige processer, som for eksempel slitage, nedbrydning, opløsning,
henfald og ældning. Processer som sker fordi materialerne ikke kan tåle de påvirkninger som
de udsættes for.
Ubehandlede mineraluldsfiberholdige loftsplader der er limet med en ikke fugtbestandig lim
er et eksempel på denne type materialer. Hvis pladen er limet med en ikke fugtbestandig lim
og udsættes for en vandskade, så vil der frigøres mineraluldsfibre.
Et andet eksempel er spånplader, hvor limen kan nedbrydes under påvirkning af fugt og
varme, så det ikke blot er den frie formaldehyd, men også den bundne formaldehyd som
frigøres fra limen og afgives fra pladerne. Afgivelsen af formaldehyd afhænger af
temperaturen og fugtigheden. I temperaturområdet 14-35 o C fordobles afspaltningen for hver
7 o C temperaturstigning og ligeledes fordobles formaldehydafspaltningen hvis den relative
fugtighed øges fra 30 % til 70 % ved 22 o C. Det er derfor af stor betydning at spånplader som
er limet med formaldehydafspaltende lim anvendes efter forudsætningerne.
4.5.3 Materialers evne til at opsamle eller akkumulere forureninger
For de fleste mennesker er det en kendt problemstilling af lugte og forureninger kan sætte sig
i materialer som bringes ind i et forurenet rum – f.eks. fra lugte som hænger i tøjet vi har på.
Det er især materialer med stor specifik overflade, dvs. lodne eller porøse materialer som kan
opsamle forureninger. Typiske eksempler er gulvtæpper og kraftige tekstiler. Den forurening
som materialet opsamler, vil blive frigives igen på et senere tidspunkt hvor luftforureningen i
rummet er sunket. På den måde vil disse materialer kunne påvirke luftkvaliteten med en
sekundær forureningsafgivelse efter at den primære forureningskilde er borte (Jørgensen
2007; Jørgensen, R.B. et al 1999; Tichenor, B. et al .1991)
4.5.4 Materialers evne til at virke som næringsgrundlag for
mikroorganismer
En del steder i et byggeri er det sandsynligt at materialer og produkter vil blive udsat for vand.
I indgangspartier, på baderum, i køkkener, i dør og vinduesåbninger etc. Disse steder er det
vigtigt at bruge materialer som tåler vand uden risiko for negativ påvirkning af indemiljøet på
grund af udsættelse for vand.
En del materialer virker ekstra godt som næringsgrundlag for mikroorganismer, hvilket
betyder at når materialet udsættes for vand i større mængde, så vil det våde materiale give et
godt grundlag for at eksempelvis muggsopp kan vokse i materialet. Dette er f.eks. tilfældet for
gipsplader, som kan angribes af muggsopp i forbindelse med fugtskader.
Materialer i denne gruppe kræver ekstra opmærksomhed knyttet til håndtering under
byggeprocessen.
Side 27

NTNU
4.5.5 Emissionsprosessen
Afgivelsen af organiske forbindelser, VOC, fra et byggemateriale kaldes for byggematerialets
emission. Denne afgivelse har mange ligheder med tørring, når vanddamp afgives fra et
fugtigt materiale. Drivkraften for emission er forskelle i damptryk. Når damptrykket for en
gas er højere inde i et materiale end i den omkringliggende luft, så afgives gassen fra
materialet til luften helt til der er opnået ligevægt. Forløbet er tilsvarende som når et vådt
materiale tørrer. Det går hurtigere at tørre et vådt badehåndklæde ude en varm sommerdag
med lidt vind, end en vindstille augustaften når duggen hænger i luften og den relative
fugtighed er høj.
Emissionen kommer hovedsageligt fra overflader som vender ind imod rumluften. Der er
imidlertid også bidrag fra underlag og hjælpeprodukter som lim, afretningsmasse, sparkel,
grunding m.m. Afgasningen som forekommer i et rum afhænger af flere faktorer:
Egenskaber hos den aktuelle kemiske forbindelse
• i hvilken mængde kemikaliet indgår i materialet
• stoffets fysiske og kemiske binding til materialet
• hvor flygtigt det kemiske stof er (damptrykket)
Egenskaber hos byggematerialet
• hvilken struktur og opbygning materialet har, f.eks. dets porøsitet
• om materialet er overdækket (forseglet) eller åbent eksponeret. Et materiale indvendigt
i et skab afgiver f.eks. en mindre mængde af et stof end tilsvarende flade af materialet
eksponeret direkte mod indeluften. Tætte gulvbelæg vil hæmme emissionen.
Imidlertid vil emissionen da foregå over længere tid.
• materialets fugtighedsindhold. Højere fugtindhold giver normalt højere emission
• materialets temperatur
Omgivelserne
• temperatur og fugtighed i rummet
• ventilationsforhold i rummet (luftskifte og lufthastighed over materialet)
• koncentrationen af det aktuelle stof i den omgivende luft og afgivelsen af samme stof
fra andre materialer
• tilstedeværelse af materialer som kan adsorbere den aktuelle forurening fra rummet og
senere virke som sekundær kilde til forurening med det samme stof.
4.5.6 Emission til rumluften
Emissionen er størst når materialet er nyt og aftager derefter med tiden. Varigheden af den
periode hvor et materiale emitterer forurening til indeklimaet varierer fra materialetype til
materialetype og fra enkeltmateriale til enkeltmateriale.
Forløbet kompliceres imidlertid af adsorption – at emner i luften optages af andre materialer i
rummet. På den måde opstår en depotvirkning, hvor forureninger som adsorberes på andre
Side 28

NTNU
materialer vil afgives til rumluften (desorption) efter at det oprindelige materiale har reduceret
sin emission.
Forureningsniveauet og typen af forurening i indeluften vil derfor variere med tiden og indgå i
et kompliceret samspil mellem emission, adsorption og sekundær emission (desorption). I
begyndelsen af en bygnings levetid kan emissioner fra nye byggematerialer medføre højt
forureningsindhold. Efterhånden som den primære emission fra disse materialet synker, vil
den mængde forurening som er adsorberet på andre materialer kunne frigives igen og bidrage
til at forureningsindholdet siger igen. På samme måde vil evt. bundne forureninger kunne
frigives senere i en bygnings levetid, hvis materialet udsættes for belastning som det ikke
tåler.
Som eksempel kan nævnes en undersøgelse hvor man fandt at heldækkende tæpper afgav
gasser som oprindeligt kom fra en helt anden type gulvbelæg i et naborum. Gulvbelægget
havde adsorberet forurening fra en anden kilde og emitterede nu denne forurening igen.
Forureningsniveauet og udviklingen i forureningen over tid afhænger af hvor mange
materialer i et rum som emitterer forureninger, hvor stort luftskifte som er i rummet, den
temperatur som er i rummet etc. og der er derfor stor variation fra rum til rum og fra bygning
til bygning.
4.5.7 Kammerforsøg
Emissionen fra et materiale/produkt bestemmes som vist i figur 7:
Figur 7: Emissionsforsøg i testkammer
Materialet bliver pladseret i et klimakammer ved standardiserede temperatur og
fugtighedsforhold. Helt ren luft bliver ledt ind i kammeret, hvor små ventilatorer sørger for
god omblanding af luften. Inde i kammeret vil emissionen fra materialet blandes med luften
og det er da luften som kommer ud af kammeret som analyseres for sit indhold af
forureninger. Der kan foretages forskellige analyser af forureningsindholdet. Det mest
almindelige er at analysere for flygtige organiske forbindelser (VOC) og man kan da se på
indholdet af de enkelte forbindelser, eller på den totale mængde (TVOC) – andre kemiske
forbindelser som der ofte testes for er formaldehyd og ammoniak. Indholdet af
kræftfremkaldende eller reproduktionsskadelige kemikalier er andre eksempler på vurderinger
Side 29

NTNU
der kan gøres Materialet testes på flere tidspunkter og resultatet afspejler da udviklingen i
emission over tid.
4.6 Valg af indemiljø venlige materialer
Idag stiller både forbrugere og udbyggere større krav til at de materialer som anvendes skal
opfylde en række miljøkrav, både i forholdet til indemiljøet og til miljøet omkring os.
4.6.1 Miljømærke
EU's Miljøblomst og det nordiske Svanemærke er de mest kendte og udbredte miljømærker.
Blomsten og Svanen sigter på at mindske miljøbelastningerne i det eksterne miljø (udendørs).
Kravene er fastlagt ud fra vugge-til-grav principper, hvor miljøbelastningerne kortlægges, fra
varen bliver født, til den bliver anvendt og ender som affald eller eventuelt genbruges.
Kortlægningen omfatter derfor fem faser: Anvendte råmaterialer, produktion, distribution og
emballage, brug og bortskaffelse. Kravene varierer fra varegruppe til varegruppe og kan f.eks.
omfatte:
• Ingen brug af stoffer, der nedbryder ozonlaget
• Intet eller meget lavt indhold af tungmetaller
• Reduceret brug af farlige kemiske stoffer
• Energiforbrug under produktionen
• Genanvendelse og minimering af affald
For mange forbrugere og i stadigt flere udbygningsprojekter er det et krav at de anvendte
produkter skal være miljømærkede. Det er imidlertid vigtigt at være opmærksom på at når det
gælder indeklima og byggematerialer, så er det krav til produktet i dets brugsfase som er det
centrale moment og dette omfattes kun i mindre grad af miljømærkerne – for gulvmaterialer
er f.eks. krav til dokumentation af formaldehyd emission inkluderet i miljømærket, men ikke
VOC eller TVOC emission fra de samme materialer.
4.6.2 Indemiljømærker
Indeklimamærkningsordninger stiller krav til produktet i dets brugsfase og omfatter
udelukkende produktets indeklimamæssige egenskaber. Én ting er indholdet af kemiske
stoffer i produktet, noget andet er, hvilke stoffer der frigives til f.eks. luften.
Der findes ingen krav til obligatorisk mærkning, hverken i Norge eller i andre lande.
Ordningerne er frivillige og det er op til producenten hvorvidt man ønsker at mærke sine
produkter. I Norge er indemiljømærkning endnu ikke særligt udbredt, hvorimod det i andre
lande har fået en stadig stigende udbredelse. Der findes flere mærkningsordninger, heraf er
Dansk Indeklima Mærkning” og den finske ”Emission Classification of Building Materials”
de mest udbredte på de nordiske markeder (DIM, 2008; M1, 2008). Det tyske GuT-mærke,
Blue Angel, AgBB, EMICODE og Greenguard mærkerne er andre eksempler på
indeklimamærker (Greenguard, 2008; AgBB Scheme 2008)
Side 30

NTNU
5 Luftkvalitet
Den opnåede luftkvalitet vil afhænge af forureningskilderne i og omkring bygningen – disse
er udførligt beskrevet i kompendiet. I tillæg til forureningerne så vil et par andre forhold være
af væsentlig betydning
5.1 Ventilation
Formålet med ventilation er at erstatte forurenet indeluft med ren, udeluft. Selvom HVAC
systemet i sig selv kan være en forureningskilde, som nævnt i afsnit x er det vigtigt at være
opmærksom på at ventilation er en del af løsningen med tanke på at bedre luftkvalitet
indendøre.
Det er veldokumenteret at der er sammenhæng mellem ventilation og hvordan luftkvaliteten
opleves og sammenhæng mellem ventilation og SBS symptomer som irritativ inflammation i
næseslimhinden, infektioner, astma allergi og korttids sygefravær (Wargocki et al, 2002). Der
er også indikeret en sammenhæng mellem ventilation og produktivitet.
Der er i dag et stadigt stigende fokus på at nedsætte bygningers energiforbrug. Det bør, med
anvendelse af dagens viden være muligt at sikre god luftkvalitet og samtidigt nedbringe
energiforbruget (Fanger, 2006)
5.2 Rengøring
Rengøring er en vigtig faktor med tanke på godt indeklima. I boligsammenhæng vil den
enkelte selv have direkte indvirkning på rengøringsniveauet, for kontorbygninger, skoler etc.
vil dette være en tema som kan ændres efter behov eller økonomi i løbet af en bygnings
driftstid.
Rengøring vil afhænge af følgende momenter
• Rengøringsvenlighed
• Tilsmudsningsgrad
• Orden
• Økonomi
• Procedurer
• Metoder
Der er udarbejdet en norsk standard for rengøring.(NS-INSTS 800:200) Her er der defineret
seks forskellige områder med hver sine objektive krav: støv afsætning, hygiejniske forhold,
friktion, glans, statisk elektricitet og overflademodstand. For alle disse områder kan der gøre
Side 31

NTNU
vurderinger og stille krav til hvilket rengøringsniveau som ønskes og dermed kan samme sæt
af kravspecifikationer bruges til mange forskellige indemiljøer.
5.3 Opsummering
Når det gælder indendørs luftkvalitet, så vil fokusområdet variere mellem lande i den tredje
verden og i de industrialiserede lande. I lande i den tredje verden er den væsentligste
udfordring de negative helseeffekter knyttet til forbrændingsprocesser. Kvinder og børn er
specielt udsatte siden de er mest udsat for denne eksponering. I den mere industrialiserede del
af verden er indendørs forureningskilder såsom byggematerialer, møbler, elektrisk udstyr,
brug af spraybokse, maling etc. stadig vigtigt. Fokus har imidlertid flyttet sig fra TVOC og
SBS symptomer til et bredere fokusområde hvor den specifikke emission af specielle
kemikalier så som ftalater, flammehæmmere, kræftfremkaldende forbindelser og andre stoffer
med specielle helseeffekter.
Fugt i bygninger er en gammel risikofaktorer som i høj grad er blevet vigtig igen. Der er
etableret en tydelig sammenhæng mellem fugt i bygninger og negative helseeffekter, men
mekanismerne er stadigt ukendte.
Nanopartikler er et nyt fokusområde, både i indeklimasammenhæng og udeluft/arbejdsluft.
Det er ikke en ny forureningskilde siden den altid har været tilstede både i naturen og i
menneskeskabte processer. ”Engineered” nanopartikler introducerer imidlertid en ny
udfordring i forhold til helseeffekter, siden den ekstreme lille størrelse og det forventede store
anvendelsesområde. Antallet af studier som fokuserer på helseeffekten af nanopartikler og de
mekanismer som er involveret er stadigt stigende og publiceringen er kun netop startet. Dette
kan bringe ny viden om detaljer, f.eks. om hvordan eksponering for forbrændingspartikler
påvirker helsen.
Side 32

NTNU
Litteraturliste
Almqvist, C., Wickman, M., Perfetti, L., Berglind, N., Renström, A., Hedren, M., Larsson, K.,
Hedlin, G. and Malmberg, P. (2001). Worsening of Asthma in Children Allergic to Cats, after
Indirect Exposure to Cat at School. American Journal of Respiratory and Critical Care
Medicine, 163, 694-698.
Andersson, M.A., Mikkola, R., Kroppenstedt, R.M., Rainey, F.A., Peltola, J., Helin, J.,
Sivonen, K. and Salkinoja-Salonen, M.S. (1998). The mitochondrial toxin produced by
Streptomyces griseus strains isolated from an indoor air environment is valinomycin. Applied
and Environmental Microbiology, 64, 4767-4773.
AgBB scheme (2008) http://www.umweltbundesamt.de/building-products/archive/AgBB-
Evaluation-Scheme2008.pdf
Boeniger, M.F. (1995). Use of Ozone Generating Devises to Improve Indoor Air Quality.
American Industiral Hygiene Association Journal, 56, 590-598.
Bornehag, C.-G., Lundgren, B., Weschler, C.J., Sigsgaard, T., Hagerhed-Engman, L. and
Sundell, J. (2005). Phthalates in Indoor Dust and Their Association with Building
Characteristics. Environmental Health Perspectives, 113, 1399-1404.
Bornehag, C.-G., Sundell, J., Weschler, C.J., Sigsgaard, T., Lundgren, B., Hasselgren, M. and
Hägerhed-Engman, L. (2004a). The association between asthma and allergic symptoms in
children and phthalates in house-dust: A nested case-control study. Environmental Health
Perspectives, 112, 1393-1397.
Carlsson, H., Nilsson, U. and Östman, C. (2000). Video Display Unit: An Emission source of
the Contact Allergenic Flame Retardant Triphenyl Phosphate in the Indoor Environment.
Environmental Science and Technology, 34, 3885-3889.
Carlsson, H., Nilsson, U., Becker, G. and Östman, C. (1997). Organophosphate ester flame
retardants and plasticizers in the indoor environment: Analytical Metholdology and
Occurrence. Environmental Science and Technology, 31, 2931-2936.
Dennekamp, M., Howarth, S., Dick, C. A.J., Cherrie, J.W. and Donaldson, K. (2001).
Ultrafine particles and nitrogen oxides generated by gas and electric cooking. Occupational
Enviromental Medicine, 58, 511-516.
DIM (2008). Dansk Indeklima Mærkning http://www.teknologisk.dk/specialister/253
Dixon, D. and Fromtling, R. (1995). Morphology taxonomy and classification of the fungi. In
Murray P. R., Baron, E.J., Pfaller, M.A., Tenover, F.C. and Yolken, R.H. (Eds), Manual of
Clinical Microbiology, ASM Press, Washington DC.
Donaldson, K., Aitken, R., Tran, L., Stone, V., Duffin, R., Forrest, G. and Alexander, A.
(2006). Carbon nanotubes: A review of their properties in relation to pulmonary toxicology
and workspace safety. Toxicological Sciences, 92(1), 5-22.
Side 33

NTNU
Donaldson, K., Stone, V., Clouter, A., Renwick, L. and MacNee, W. (2001). Ultrafine
particles. Occupational and Environmental Medicine, 58, 211-216.
Donaldson, K., Li, X.Y. and MacNee, W. (1998). Ultrafine (nanometre) particle mediated
lung injury. Journal of Aerosol Science, 29(5/6), 553-560.
ECA (1989). European Collaborative Action Indoor Air Quality and its Impact on Man.
Formaldehyde Emission fro Wood-based Products - Guideline for the Determination of
Steady State Concentrations in Test Chambers, Brüssel - Luxembourg, Comission of the
European Communities, Report no 2.
EN (1999). EN 12341 Air Quality – Determination of the PM10 fraction of suspended
particulate matter: Reference method and field test procedure to demonstrate reference
equivalence of measurement method.
Engelhart, S., Loock, A., Skutlarek, D., Sagunski, H., Lommel, A., Farber, H. and Exner, M.
(2002). Occurence of toxigenic Aspergillus versicolor islates and sterigmatocystin in carpet
dust from damp indoor environment. Applied and Environmental Microbiology, 68, 3886-
3890.
European Parliament and Council (2003). Directive 2003/11/EC of the European Parliament
and of the Council of 6 February 2003 amending for the 24th time Council Directive
76/769/EEC relating to restrictions on the marketing and use of certain dangerous substances
and preparation.
Fanger, P.O. (2006). What is IAQ? Indoor Air, 16, 328-334.
Flannigan, B., Samson, R.A. and Miller, D. (2001). Microorganisms in home and indoor
work environments : diversity, health impacts, investigation and control, Taylor and Francis
Ltd, London and New York.
FHI (2008) Folkehelseinstituttet. Miljø og helse – En forskningsbasert kunnskapsbase, rev
2003. Rapport 2003:9. ISBN 82-8082-053-1. Revideret i 2008 – tilgængelig som e-bog:
http://www.fhi.no/eway/default.aspx?pid=233&trg=MainArea_5661&MainArea_5661=6034:
0:15,4511:1:0:0:::0:0
Fraser, D. E., Tsai, T. R., Orenstein, W., Parkin, W.E., Beecham, H.J., Dharrar, H.J., Harris,
R.G., Mallison, G.F., Martin, S.M., MCDade, J.E., Shepard, C.C. and Brackham, P.S. (1977).
Legionnaires' disease: description of an epedemic of pneumonia. New England Journal of
Medicine, 297, 1189-1197.
Fromme, H., Lahrz, T., Piloty, M., Gebhart, H., Oddoy, A. and Rüden, H. (2004). Occurence
of phthalates and musk fragrances in indoor air and dust from apartments and kindergartens in
Berlin (Germany). Indoor Air, 14, 188-195.
Granum, B., Gaarder, P.I. and Løvik, M. (2000). IgE adjuvant activity of particles – what
physical characteristics are important? Inhalation toxicology, 12, 365-371.
Gravesen, S., Frisvad, J. C., and Samson, R.A. (1994). Microfungi, Munksgaard,
Copenhagen.
Greenguard (2008). Greenguard Environmental Institute. http://www.greenguard.org/
Side 34

NTNU
Hampson, N.B. (1996). Carbon monoxide poisoning at an indoor ice arena and bingo hall –
Seattle. Morbidity and mortality weekly report, 45, 265-267.
He, C., Morawska, L., Hitchins, J. and Gilbert, D. (2004). Contribution from indoor sources
to particle number and mass concentration in residential houses. Atmospheric Environment,
38, 3405-3415.
Hinds, W.C. (1982). Aerosol Technology - properties, behavior and measurement of airborne
particles, John Wiley and Sons, Inc.
Hirvonen, A., Pasanen, P., Tarhanen, J. and Ruuskanen, J. (1994). Thermal desorption of
organic compounds associated with settled household dust. Indoor Air, 4, 255-264.
Holmquist, L. and Vesterberg, O. (1999). Quantification of Birch and Grass Pollen Allergens
in Indoor Air. Indoor Air, 9, 85-91.
ISIAQ (1996). Control of moisture problems affecting biological indoor air quality”,
International Society of Indoor air Quality and Climate, Guideline TFI-1996.
ISO (1995). International standard ISO 7708: Air Quality – Particle size fraction definitions
for health-related sampling.
ISO 16000-3:2001 Indoor Air –Part 3: Determination of formaldehyde and other carbonyl
compounds – Active sampling methods
Jakkola, J.J., Øie, L., Nafstad, P., Botten, G., Samuelsen, S. O. and Magnus, P. (1999).
Interior surface materials in the home and the development of bronchial obstruction in young
children in Oslo, Norway. American Journal of Public Health, 89, 188-192.
Jokstad, C.I. and Ruth, A.(2004) “Measurements of Ultrafine Particle Pollution in
Elgesetgate, Trondheim” Projektopgave, Norwegian University of Science and Technology,
Department of Industrial Economics and Technology Management
Jørgensen, R.B. (2007) “Sorption of VOCs on material surfaces as the deciding factor when
choosing a ventilation strategy” Building and Environment, vol 42 pp 1913-1920
Jørgensen, R.B., Bjørseth, O. and Malvik, B. (1999). Chamber Testing of Adsorption of
Volatile Organic Compounds (VOCs) on Material Surfaces. Indoor Air, 9, 2-9.
Khan, A.J. (1994). Estimation of dose rate for indoor radon from building materials.
Radiation and Environmental Biophysics, 33, 81-84.
Kim, J.L., Elfman, L., and Norbäck, D. (2007a). Respiratory symptoms, asthma and allergen
level in schools - comparison between Korea and Sweden. Indoor Air, 17, 122-129.
Kolarik, B., Naydenov, K., Larsson, M., Bornehag, C.-G. and Sundell, J. (2008). The
association between Phthalates in Dust and Allergic Diseases among Bulgarian Children.
Environmental Health Perspectives, 116, 98-103.
Lagercrantz, L., Famula, B. and Sundell, J. (2005). Nitric oxide in exhaled and aspirated nasal
air as an objective measure of human response to isopropanol oxidation products and
Side 35

NTNU
phthalate esters in indoor air. In Yang, X., Zhao, B. and Zhao, R. (Eds.), Proceedings of
Indoor Air 2005 vol 5, Bejing, China, pp. 3855-3858.
Lebret, E. (1985). Air Pollution in Dutch homes, Wageningen Agricultural University, Dept
of Environmental and Tropical Health, The Netherlands, Report R-138.
Li, W.-M., Lee, S.C. and Chan, L.Y. (2001). Indoor air quality at nine shopping malls in
Hong Kong. The Science of the Total Environment, 273, 27-40.
Lighty, J.S., Veranth, J.M. and Sarofim, A.F. (2000). Combustion aerosols: factors governing
their size and composition and implications to human health. Journal of the Air and Waste
Management Association, 50, 1565-1618.
Luczynska, C., Sterne, J., Bond, J., Azima, H. and Burney, P. (1998). Indoor factors
associated with concentrations of house dust mite allergen, Der p 1, in a random sample of
houses in Norwich, UK. Clinical and Experimental Allergy, 28, 1201-1209.
M1 (2008) Classification of Indoor Climate 2000. Target Values, Design Guidance and
Product Requirements. Finnish Society of Indoor Air Quality and Climate, Building
Information Foundation RTS. FISIAQ publication 5E -
http://www.rts.fi/emission_classification_of_building_materials.htm
Marklund, A., Andersson, B. and Haglund, P. (2003). Screening of organophosphorus
compounds and their distribution in various indoor environments. Chemosphere, 53, 1137-
1146.
Mathiesen, M., Pedersen, E.K., Bjørseth, O. and Syversen, T. (2004). Emissions from indoor
dust inhibit proliferation of A549 cells and TNFα release from stimulated PBMCs.
Environmental International, 30, 651-657.
Matsui, E.C., Wood, R.A., Rand, C., Kanchanaraksa, S., Swartz, L., Curtin-Brosnan, J. and
Eggleston, P.A. (2003). Cockroach allergen exposure and sensitization in suburban middleclass
children with asthma. Journal of Allergy and Clinical Immunology, 112, 87-92.
McDonald, T. A. (2002). A perspective on the potential health risks of PBDEs. Chemosphere,
46, 745-755.
Melia, R.J., Chinn, S., and Rona, J.S. (1990). Indoor leves of NO2 associated with gas
cookers and kerosene heaters in inner city arenas of England. Atmospheric Environment, 24B,
177-180.
Miller, J.D., Haisley, H.D. and Reinhardt, J.H. (2000). Air Sampling Results in Relation to
Extent of Fungal Colonization of Building Materials in Some Water-Damaged Buildings.
Indoor Air, 10, 146-151.
Morawska L. and Salthammer T. (2003) Indoor Environment – Airborne Particles and Settled
Dust. Wiley-VCH GmbH & Co. KgaA
Morawska, L. (2000). Control of particles indoors – state of the art. In Seppanänen, O. and
Säteri, J. (Eds), Proceedings of Healthy buildings 2000 vol 2, Helsinki, pp. 9-20.
Side 36

NTNU
Mølhave, L. (2003). Organic compounds as indicators of air pollution. Indoor Air, 13, 12-19.
Mølhave, L., Schneider, T., Kjærgaard, S.K., Larsen, L., Norn, S. and Jørgensen, O. (2000).
House dust in seven Danish offices. Atmospheric Environment, 34, 4755-4766.
Mølhave, L.(1999) “The TVOC Concept” In Salthammer, T. (Ed) Organic Indoor Air
Pollutants – Occurrence, Measurement, Evvaluation. Wiley – VCH . ISBN: 3-527-29622-0
Mølhave, L., Clausen, G., Berglund, B., De Ceaurriz, J., Kettrup, A., Lindvall, T., Maroni,
M., Pickering, A.C., Rosse.I., Rothweiler, H., Seifert, B. and Younes, M. (1997). Total
volatile organic compounds (TVOC) in indoor air quality investigations. Indoor Air, 7, 225-
240.
Murtoniemi, T., Nevalainen, A., Suutrai, M., Toivola, M., Komulainen, H. and Hirvonen, M.-
R.(2001). Induction of cytotoxicity and production of inflammatory mediators in RAW264.7
macrophages by spore grown on six different plasterboards. Inhalation Toxicology, 13, 233-
247.
Naeher, L.P., Brauer, M., Lipsett, M., Zelikoff, J.T., Simpson, C.D., Koenig, J.Q. and Smith,
K.R. (2007). Woodsmoke Health Effects: A Review. Inhalation Toxicology, 19, 67–106 .
National Research Council (1999). Committee on the Biological Effect of Ionising Radiation
(BEIR 4), National Academy Press, Washington, D.C.
Nielsen, K. F., Gravesen, S., Nielsen, P.A., Andersen, B., Thrane, U., and Frisvad, J.C.
(1999). Production of mycotoxins on artificially and naturally infested building materials.
Mycopathologia, 145, 43-56.
NS-INSTSA 800 (2000) Rengøringskvalitet, målesystem for vurdering af rengjøringskvalitet.
Oberdörster, G., Oberdörster, E. and Oberdörster, J. (2005). Nanotoxicology: An emerging
discipline evolving from studies of ultrafine particles. Environmental Health Perspectives,
113(7), 823-839.
Oberdörster, G., Gelein, R.M, Ferin, J., Weiss, B. (1995). Association of particulate air
pollution and acute mortality: involvement of ultrafine particles? Inhalation toxicology, 7,
111-124.
Owen, M.K., Ensor, D.S. and Sparks, L.E. (1992). Airborne particle sizes and sources found
in indoor air. Atmospheric Environment, 26A, 2149-2162.
Paulozzi, L.J., Spengler, R.F., Vogt, R.L. and Carney, J.K. (1993). A survey of carbon
monoxide and nitrogene dioxide in indoor ice arenas in Vermont. Journal of Environmental
Health, 56, 23-25.
Pedersen, E.K., Bjørseth, O., Syversen, T. and Mathiesen, M. (2003). A screening assessment
of emissions of volatile organic compounds and particles from heated indoor dust samples.
Indoor Air, 13, 106–117.
Peltola, J., Andersson, M.A., Haahtela, T., Mussalo-Rauhamaa, H., Rainey, F.A.,
Kroppenstedt, R.M., Samson, R.A. and Salkinoja-Salonen, M.S. (2001). Toxic metabolite
Side 37

NTNU
producing bacteria and fungus in an indoor enrironment. Applied and Environmental
Microbiology, 67, 3269-3274.
Peters, A., Wichmann, H.E., Tuch, T. Heinrich, J. and Heyder. J. (1997). Resporatory effects
are associated with the number of ultrafine particles. American Journal of Respiratory and
Critical Care Medicine, 155, 1376-1383.
Phipatanakul, W., Eggleston, P.A., Wright, E.C. and Wood, R.A. (2000). Mouse allergen. II.
The relationship of mouse allergen exposure to mouse sensitization and asthma morbidity in
inner-city children with asthma. Journal of Allergy and Clinical Immunology, 106, 1075-
1080.
Platts Mills, T.A. and Chapman, M.D. (1987). Dust mites: immunology, allergic disease, and
environmental control [published erratum appears in J Allergy Clin Immunol 1988 Nov;82(5
Pt 1):841]. Journal of Allergy and Clinical Immunology, 80, 755-775.
Roinestad, K.S., Louis, J.B. and Rosen, J.D. (1993). Determination of Pesticides in Indoor Air
and Dust. The Journal of AOAC International, 76, 1121-1126.
Roponen, M., Seuri, M., Nevalainen, A. and Hirvonen, M.R. (2002). Differences in
inflammatory responses and cytotocicityin RAW264.7 macrophages induced by Streptomyces
anulatus grown on differend building materials. Indoor Air, 11, 179-184.
Rudel, R.A., Camann, D.E., Spengler, J.D., Korn, L.R. and Brody, J.G. (2003). Phthalates,
Alkylphenols, Pesticides, Polybrominated Diphenyl Ethers and Other Endocrine-Disrupting
Compounds in Indoor Air and Dust. Environmental Science and Technology, 37, 4543-4553.
Ruth, A and Jokstad, C. (2005) Traffic as a source of indoor particle pollution. Master thesis
at Norwegian University of Science and Technology, Department of industrial Economics and
Technology Management.
Salthammer, T., Fuhtmann, F. and Uhde, E. (2003). Flame retardants in the indoor
environment - Part II: release of VOCs (triethylphosphate and halogenated degradation
products) from polyurethane. Indoor Air, 13, 49-52.
Siddiqi, M.A., Laessig, R.H., and Reed, K.D. (2003). Polybrominated diphenyl ethers
(PBDEs): New Pollutants - old Diseases. Clinical Medicine and Research, 1, 281-290.
Sjaastad, A.K., Svendsen, K., Jørgensen, R.B. (2008). Sub-micrometer particles: their level
and how they spread after pan frying of beefsteak. Indoor and Built Environment, 17 (3) 230-
236
Sjaastad, A.K., Svendsen K., Jørgensen, R.B. (2009) NNNNN submitted to Journal of
Occupational and Environmental Medicine
Tichenor, B., Guo, Z., Dunn, J.E., Sparks, L E., and Mason, M.A. (1991). The interaction of
vapour phase organic compounds with indoor sinks. Indoor Air, 1, 23-35.
Tuch, T., Brand, P., Wichmann, H.E. and Heyder, J. (1997). Variation of particle number and
mass concentration in various size ranges of ambient aerosols in Eastern Germany,
Atmospheric Environment, 31(24), 4193-4197.
Side 38

NTNU
Tuomi, T., Engström, B., Niemelä, R., Svinhufvud, J. and Reikula, K. (2000a). Emission of
Ozone and Organic Volatiles from a Selection of Laser Printers and Photocopiers. Applied
Occupational and Environmental Hygiene, 15, 629-634.
Voorhorst, R., Spieksma, F.T.M., Varekamp, H., Leupen, M.J. and Lyklema, A.W. (1967).
The house dust mite (Dermatophagoides pteronyssinus) and the allergens it produces; identify
with the house dust allergen. Journal of Allergy, 39, 325-339.
Viegi, G., Simoni, M., Scognamiglio, A., Baldacci, S., Pistelli, F., Carrozi, L. and Annesi-
Maesano, I. (2004). Indoor air pollution and airway disease [State of the Art]. The
International Journal of Tuberculosis and Lung Diseases, 8, 1401-1415.
Wallace, L. (1996). Indoor particles: A review. Journal of Air & Waste Management
Association, 46, 98-126.
Wargocki, P., Sundell, J., Bischof, W., Brundrett, G., Fanger, P.O., Gyntelberg, F., Hanssen,
S.O., Harrison, P., Pickering, A., Seppänen, O. and Wouters, P. (2002). Ventilation and health
in non-industrial indoor environments: report from a European Multidisciplinary Scientific
Consensus Meeting (EUROVEN). Indoor Air, 12, 113-128.
Weschler, C. J. (2000). Ozone in Indoor Environment: Concentration and Chemistry. Indoor
Air, 10, 269-288.
WHO (2002). The health effects of indoor air pollution exposure in developing countries.
World Health Organization, Genova.
WHO (2000). Air quality guidelines for Europe, 2nd edition. WHO Regional Publications,
European series, No. 91. WHO, Copenhagen, Denmark.
WHO (1999). Strategic approaches to indoor air policy-making. WHO European Centre for
Environment and Health, Bilthoven.
WHO (1997). Determination of airborne fibre number concentrations. A recommended
method, by phase-contrast optical microscopy (membrane filter method) ISBN 92 4 154496 1
WHO (1989). Indoor Air Quality: Organic Pollutants, WHO, Copenhagen, Denmark.
Willers, S.M., Brunekreef, B., Oldenwening, M., Smit, H. A., Kerkhof, M. and De Vries, H.
(2006). Gas cooking, kitchen ventilation, and exposure to combustion products. Indoor Air,
16, 65-73.
Wolkoff, P. and Nielsen, G.D. (2001). Organic compounds in indoor air - their relevance for
perceived indoor air quality? Atmospheric Environment, 35, 4407-4417.
Wolkoff, P., Claussen, P.A., Jensen, B., Nielsen, G.D., and Wilkins, C.K. (1997). Are We
Measuring the Relevant Indoor Pollutants. Indoor Air, 7, 92-106.
Wolkoff, P. and Wilkins, C.K. (1994). Indoor VOCs from household floor dust: Comparison
of headspace with desorbed VOCs; Methods for VOC release determination, Indoor Air, 4,
248-254.
Side 39

NTNU
Woods, J.E. and Goodwin, A.K. (1997). Glass fiber emissions from HVAC ductwork: A
review of the literature. In Woods, J.E., Grimsrud, D.T. and Boschi, N. (Eds), Proceedings of.
Healthy Buildings '97. Washington, USA, pp. 587-592.
Yli-Panula, E. and Rantio-Lehtimaki, A. (1995). Birch-pollen antigenic activity of settled dust
in rural and urban homes, Allergy, 50, 303-307.
Øie, L., Hersoug, L.-G., and Madsen, J.Ø. (1997). Residential exposure to plasticizers and its
possible role in the pathogenesis of asthma. Environmental Health Perspectives, 105, 972-
978.
Side 40