|
Af Steffen Loft
Partikelforureningen har længe været kendt som sundhedsskadelig, især i forhold til luftvejssygdomme og hjertekarsygdomme, og meget tyder på, at meget små partikler udgør et af de alvorligste sundhedsproblemer i relation til luftforurening (Brunekreef & Holgate 2002). Ifølge WHO’s rapport om den globale helbredsbyrde som følge af luftforurening vurderes det, at partikelforureningen er skyld i 1% af verdens hjerte- og lungesygdomme og 3% af kræft i luftrør, bronkier og lunger. Det fører til 0.6 mill. (1.2%) tidlige dødsfald og tab af 7.4 mill. (0.5%) DALYs (disease adjusted life years). Den seneste opgørelse foretaget for EU angiver, at 288.000 for tidlige dødsfald årligt kan tilskrives partikelforureningen.(CAFE 2005). Byrden er tungest i udviklingslandene og i Central- og Østeuropa. Børn er en særligt prioriteret udsat gruppe, hvor vi har begrænset viden om helbredseffekter i form af luftvejssymptomer i relation til partikler (WHO 2004). Især mangler vi viden vedr. de helt små børn under 2 år.
Vores viden om kvantitative sammenhænge mellem helbredseffekter og partikler i luften hviler overvejende på befolkningsundersøgelser, der i princippet kan udføres på to principielt forskellige måder, med enten et kohortedesign eller med et tidsseriedesign. I kohortedesignet følger man forskellige befolkningsgrupper i forskellige områder (som kan være forskellige byer eller inden for samme by, fx Oslo-undersøgelsen) karakteriseret ved forskellige niveauer af luftforurening, og undersøger hvorvidt dette er forbundet med eventuelle forskelle i helbredseffekter. I tidsseriedesigns følger man én befolkningsgruppes helbredsforhold over tid og sætter svingninger heri i sammenhæng med svingninger i luftforureningen.
Et generelt problem ved begge designs er bestemmelsen af eksponeringen, idet man antager, at alle personer inden for et større område på et givent tidspunkt er udsat for det samme forureningsniveau, som typisk er bestemt ud fra måleresultaterne fra en enkelt udendørs målestation i området. Et andet problem er at næsten al vores viden knytter sig til fine partikler (PM2.5) og summen af fine og grove partikler (PM10). Derimod har målinger for ultrafine partikler, som udgør langt hovedparten af det samlede antal af partikler i luften, kun indgået i meget få befolkningsundersøgelser, og vor viden om hvor, hvornår og hvor stor eksponeringen er, når man færdes inde og ude, og om der kan knyttes biologiske effekter til det, er uhyre begrænset.
Selvom årsagssammenhængen mellem partikelforurenignen og helbredseffekter efterhånden nu er veletableret ud fra det meget omfangsrige datamateriale som befolkningsundersøgelserne i dag udgør, er der fortsat en række uafklarede spørgsmål m.h.t. de bagved liggende biologiske virkningsmekanismer. I den forbindelse har især de senere års internationale forskning inden for det toksikologiske og dyreksperimentelle område bidraget til en øget forståelse af, hvordan forskelle i partikelstørrelse og forskelle i partikelindhold har indflydelse på udvikling af skadeeffekter i især lunger og hjertekredsløb.
Befolkningsundersøgelser
Kohorteundersøgelser
Man sammenligner i denne type undersøgelser mål for helbredseffekter som indlæggelse eller død af fx hjerte- og lunge sygdom mellem forskellige geografiske områder med forskelligt forureningsniveau. Dette burde i princippet vise de samlede effekter af luftforurening. For at begrænse risikoen for, at det er andre forskelle mellem befolkningerne end luftforureningen, der har betydning for evt. forskelle i helbredstilstanden, er man nødt til at kende de vigtigste risikofaktorer alder, race, rygevaner, overvægt, kost, alkoholforbrug m.m. Dvs. man må benytte lang tids observation af en meget stor (5.000-500.000) velbeskreven befolkningsgruppe (kaldet en kohorte), som ved starten af observationsperioden bliver interviewet og undersøgt for risikofaktorerne. Det er særdeles omkostningsfuldt, og det er som tidligere nævnt vanskeligt at beskrive eksponeringen detaljeret for den enkelte. Eksponeringen bliver typisk bestemt ud fra boligens placering indenfor et større område, der kan dækkes af en målestation, eller en estimeres fx baseret på nærhed til trafikeret vej.
Der foreligger indtil nu kun fire af denne type undersøgelser, to amerikanske (Dockery 1993; Pope 1995; Pope 2002) og en hollandsk (Hoek et al. 2002) og en norsk (Nafstad et al. 2004).
Den ene amerikanske undersøgelse omfatter ca. 8.000 mennesker i seks større byer (Dockery et al., 1993), mens den anden omfatter ca. 550.000 mennesker i 151 byområder (Pope et al., 1995). Begge viste tydelig sammenhæng mellem dødelighed og partikelniveau (bestemt som PM2.5) i byerne. Den øgede dødelighed kommer især til udtryk blandt personer med luftvejslidelser og hjerte/kar lidelser. Det skal pointeres, at undersøgelserne var baseret på det generelle partikelniveau i baggrundsområder, og at der ikke indgår specielle vurderinger omkring trafikkens eller andre kilders bidrag.
Pope et al. har i 2002 opdateret deres undersøgelse efter at have fulgt den samme population på 550.000 mennesker til år 1999. Der er målt PM2.5 igen i 1999-2000. Der er benyttet forbedrede statistiske modeller, og der indgår en række andre mål for luftforurening for hele perioden, herunder også mål for andre partikelfraktioner end PM2.5. Det betyder, at datagrundlaget er blevet markant forbedret, og det er muligt at udtale sig mere sikkert om sammenhænge mellem partikler og helbredsaffekter, herunder også om man kan følge effekter helt frem til år 1999.
Resultatet af den nye undersøgelse blev en understregning af resultaterne fra 1995. Der fandtes en statistisk meget sikker sammenhæng mellem dødelighed og PM2.5 niveau. Der var et betydeligt fald på ca. 1/3 i PM2.5 niveau fra 1979-83 til 1999-2000 for alle måleområderne. Dødeligheden steg med 4 % per 10 µg/m3 stigning i PM2.5 målt i 1979-83 eller med 6 % per 10 µg/m3 stigning i PM2.5 målt i 1999-2000 og ved brug af et vægtet gennemsnit over hele perioden. Dødelighed af hjerte/lungesygdomme steg med 9 % og af lungecancer med 14 % per 10 µg/m3 stigning i PM2.5 målt som et vægtet gennemsnit mellem 1979 og 2000. Den tydelige sammenhæng mellem PM2.5 niveau og lungecancer, som især var klar hos ikke-rygere, kunne ikke påvises i 1995. Dette er foreneligt med en svensk og en norsk undersøgelse af risikoen for lungekræft i forbindelse med trafik som kilde til luftforurening bedømt ved modelberegnede niveauer af NOx på addressen (Nyberg et al., 2000; Nafstad et al. 2004). Den svenske undersøgelse viste også, at den kræftfremkaldende effekt havde en lang latenstid (Nyberg et al., 2000).
Det har været diskuteret, i hvilken udstrækning den øgede dødelighed vil påvirke gennemsnitslevealderen i befolkningen. WHO har med baggrund i de to amerikanske undersøgelser beregnet, at en forøgelse af det gennemsnitlige PM2.5-niveau med 10 µg/m³ (hvilket herhjemme svarer til en forøgelse på ca. 50 %) vil resultere i et fald i den forventede middellevealder på ca. et år.
Andre amerikanske undersøgelser, gennemført i perioden 1987-1993, har set på andre effekter end dødelighed og tyder på en forøgelse i forekomsten af bronkitis og kronisk hoste på 10-25 % ved en stigning i PM10-niveauet på 10 µg/m³.
I en hollandske undersøgelse blev en kohorte på 5000 personer fulgt fra 1986 til 1994 (Hoek et al. 2002). Eksponering blev vurderet ud fra dels baggrundsniveauer af sod (black smoke), der nu formodes overvejende at komme fra tunge køretøjer, og kvælstofdioxid og dels ved nærheden af personens bolig på trafikerede veje. Dødelighed som følge af hjertelungelidelser var fordoblet hos personer, der boede inden for 100 m fra en motorvej eller 50 m fra en større gade i bycentre. I undersøgelsen boede 5% af den indgående kohorte nær trafikeret vej og var dermed betragtet som værende i risiko. Effekten på total dødelighed (justeret for kendte risikofaktorer) var 1.5 gange i denne gruppe i forhold til de øvrige 95% af den samlede befolkningsgruppe. Den hollandske og de amerikanske undersøgelser er ikke direkte sammenlignelige pga. forskellene i eksponeringsvurdering, men man kan fx sammenligne konsekvenser estimeret for danske forhold.
Hvis vi antager at samme andel dvs. 5% i Danmark bor nær trafikeret vej som i Holland, og at disse har samme øgning af risiko (relativ risiko 1.53 med 95% sandsynlighedsinterval 1.01-2.33) for at dø i forhold til den øvrige befolkning vil det svare til ca. 1450 dødsfald per år. Den totale dødelighed i Danmark er ca. 1.1% per år og under antagelse af, at hele undersøgelsen kan overføres til danske forhold, vil 5% af befolkningen så have en overdødelighed på 0,57%, hvilket svarer til ca. 1450 i alt (95% sandsynlighedsinterval 27 - 3600). Der er naturligvis flere forkerte forudsætninger, idet der er regnet med hele befolkningen, hvor den hollandske undersøgelse kun omfattede befolkningsgrupper på 58 til 66 år. Det er på den anden side næppe heller korrekt kun at regne med én given risiko forbundet med at bo inden for én bestemt afstand fra trafikeret vej, hvor der må formodes at være et gradvist fald i risiko med stigende afstand fra vejen.
I den nye norske kohorteundersøgelse blev 16,209 mænd i alderen 40-49 år i 1972-73 fulgt til 1998 i Oslo (Nafstad et al. 2004). Deres udsættelse for luftforurening blev bedømt ved at estimere NOx ved adressen i 1974-1978. Der var øget total dødelighed med relativ risiko 1.08 (95% sandsynlighedsinterval: 1.06-1.11), dvs. nogenlunde svarende til 8% stigning modsvarende en forskel på 10 µg/m3 i estimeret NOx ved adressen. Tilsvarende var den relative risiko 1.16 (95% CI, 1.06-1.26) for død af luftvejssygdom undtaget lungecancer; på 1.08 (95% interval: 1.03-1.12) for hjertesygdom; og 1.11 (95% interval: 1.03-1.19) for lungecancer. Disse resultater giver yderligere støtte til konklusionerne fra de tidligere kohorteundersøgelser og peger på trafik som den væsentligste kilde, da NOx er eksponeringsparameteren; men de er vanskelige at benytte til at kvantificere helbredseffekter af partikler herhjemme.
I den seneste tid er der tilkommet stor opmærksomhed om brændeovnes emission af partikler. Disse er forbrændingsprodukter og må derfor formodes at have effekter tilsvarende andre partikler fra fx trafik og kulfyring. Der er dog beskeden konkret viden om helbredseffekterne og ingen af de nævnte større kohortestudier giver mulighed for direkte at inddrage dette aspekt.
Tidsserieundersøgelser
Den store opmærksomhed på luftforurenings sundhedskadelige effekter i byer blev første gang skabt af den velkendte forureningsepisode i 1952 i London. Den 5. til 8. december 1952 dækkede en meget tæt tåge Storlondon og daglige niveauer svovldioxid og af partikler målt som sod blev tidoblet fra datidens ”normale” værdier på 300-500 µg/m3 (som i sig selv eller mere end 10 gange vore dages niveauer). I løbet af få dage blev man opmærksom på en voldsom stigning i daglig dødelighed, som blev mere end fordoblet og mere end 4000 ekstra dødsfald indtrådte i de første dage og der var en samlet overdødelighed på 12000 fordelt over ugerne efter episoden.
I Dublin havde man i 1980’erne især i en episode i 1982, lignende problemer, der i 1990 førte til forbud mod salg af kul, som var det herskende brændsel til husopvarmning for at undgå afhængighed af olie. Effekten af denne intervention var slående med en stort set omgående betydelig reduktion af dødelighed (Clancy et al 2002).
Mange andre episoder med pludselige ændringer i luftforure-ningsparametre er blevet og benyttes stadig til at belyse effekter på sundhed. Eksempler på midlertidig reduktion i luftforurening benyttet i den henseende er en etårig strejke på et stålværk i Utah og de Olympiske Lege i Atlanta, hvor motortrafik var stærkt begrænset.
I London i 1952 var det let at erkende en effekt. I vore dage er det helt anderledes små ændringer, der skal detekteres i tidsseriestudier, hvor man sammenholder helbredsmål som antal dødsfald eller indlæggelser og luftkoncentrationer over tid. Der er ikke tale om fordobling af dødeligheden, men snarere ændringer på måske en procent som følge af ændringer, der måske er fordoblinger af niveauet af luftforurening. Til gengæld kan der i princippet akkumuleres mange måledage. Det kræver sofistikerede statistiske modeller, og at man antager at alle er eksponeret for det samme fx baseret på en enkelt målestation i en by. Tidsseriedesign kan udføres baseret på hele befolkningen i området, hvor man har antal daglige dødsfald, indlæggelser, skadestuebesøg, vagtlægebesøg eller andre helbredsudfald fra registre . Alternativt kan man benytte en mere veldefineret gruppe, kaldet panel, hvor man eventuelt kender andre risikofaktorer, som kan inddrages i analysen af daglige helbredsudfald, som fx kan være symptomer eller måling af lungefunktion. I begge tilfælde er fordelen ved designet at den enkelte i befolkningen eller i panelet er sin egen kontrol, således at muligheden for at andre risikofaktorer er årsag til fundne helbredseffekter mest knytter sig til faktorer, der ændrer sig over tid. Det er derfor nødvendigt at tage højde for ugedag, årstid, vejrforhold, influenzaepidemier o.l. i analysen.
I mange befolkningsundersøgelser både I USA og Europa har man således fundet at dage med forhøjede gennemsnitskoncentrationer af partikler i luften er forbundet med en efterfølgende stigning i indlæggelser og dødsfald af lunge- og hjertekarsygdomme, herunder i 10 europæiske storbyer (Zanobetti et al. 2002). I en ny samlet analyse (metaanalyse) af sådanne studier findes ca. 0,6% øgning af total dødelighed, 1,3% øgning af luftvejsrelateret dødelighed og 0,9% af hjertekar dødelighed i et byområde i de første dage efter en stigning på 10 µg/m3 PM10 (Anderson et al. 2004). Hvis man forlænger observationstiden til 40 dage er effekten på den totale dødelighed oppe på 1% (Zanobetti et al. 2002). Patienter der i forvejen lider af lunge- eller hjertekarsygdomme er særligt følsomme over for disse spidsbelastninger (Zmirou et al. 1998;Kwon et al. 2001; Peters et al. 2001; Sunyer et al. 2000).
Tidsseriedesignet er også benyttet til at undersøge effekter knyttet til ultrafine partikler fx i den tyske by Erfuhrt med ca. 300.000 indbyggere (Wichman et al. 2000). Her fandt man tilsyneladende samme effekt af ultrafine partikler som af PM2.5 og PM10 (alle målt på en central målestation) på dødelighed af hjerte og lungesygdom. I en stor europæisk panelundersøgelse med Amsterdam, Ehrfuhrt og Helsinki har dog fundet at symptomer på hjerte- og lungesygdom hænger bedre sammen med PM2.5 end med antallet af ultrafine partikler, hvor begge blev målt i bybaggrund (Pekkanen et al.2002; de Hartog et al. 2003). Der er dog ingen af de disse undersøgelser, der har set på den enkeltes eksponering og antagelsen, at alle er udsat for det samme, som måles på en målestation, er endnu mere usikker for ultrafine opartikler end for PM2,5 og PM10, hvilket meget vel kan svække konklusionerne.
Hvad angår brændeovnsrelateret emission er der foretaget et mindre antal tidsseriestudier som peger på at akutte luftvejssymptomer relateret til astma i forhold til sådanne partikler målt som PM10 giver mindst samme dosis-respons forhold som hvis de stammer fra andre kilder (Boman et al. 2003). Der er ikke tilstrækkelige data, der tillader en mere præcis kvantitativ risikovurdering. Det må foreløbigt være mest rimeligt at anvende samme dosisresponssammenhænge, som anvendes for partikler fra andre kilder, ved risikovurdering af brændeovnsrelateret emission.
Dosis-responssammenhænge mellem luftforurening og helbredseffekter
For at vurdere helbredseffekterne af luftforurening i en given befolkning er man nødt til at antage dosis-responssammenhænge. Disse hviler for akutte effekter typisk på tidsseriestudier som beskrevet ovenfor, mens disse vil undervurdere dødelighed betydeligt, fordi de ikke tager højde for langtidseffekter, og slet ikke kan benyttes til at vurdere effekt fx lungekræft. Til sådanne udfald bruges de omtalte kohorteundersøgelser. For Danmark er helbredseffekter knyttet til PM10 tidligere vurderet på basis af metoderne WHO rapporten fra 1999-2000 (Raaschou-Nielsen et al. 2002). Der tog man udgangspunkt i en ændring i den eksisterende forekomst af helbredseffekterne i Danmark svarende til en ændring af PM10 og dosis-responssammenhænge baseret på et fællesestimater fra alle relevante publicerede undersøgelser for de akutte effekter, mens effekter på dødelighed byggede på de to amerikanske kohorteundersøgelser (Dockery et al. 1993; Pope et al. 1995).
Ud fra Raaschou-Nielsens beregninger vurderede Miljøministeriets og Sundhedsstyrelsens Arbejdsgruppe for Udendørs Luftforurening i forbindelse med regeringens partikelredegørelse i 2003, at en reduktion på 33% af det eksisterende PM10-niveau herhjemme på landsplan årligt ville være forbundet med 1700 færre dødsfald, 1100 færre hospitalsindlæggelser som følge af hjertekarsygdomme, 750 færre indlæggelser forårsaget luftvejssygdomme, 900.000 færre persondage med begrænset aktivitet forårsaget af luftvejssygdomme, 70.000 færre astmaanfald hos personer over 15 år og 9000 færre astmaanfald hos personer under 15 år (Trafikministeriet 2003).
Anderson HR, Atkinson RW, Peacock JL, Marston L, Konstantinou K. Meta-analysis of time-series studies and panel studies of Particulate Matter (PM) and Ozone (O3). Report of a WHO task group. WHO 2004.
Autrup, H., Daneshvar, B., Dragsted, L.O., Gamborg, M., Hansen, Å.M., Loft, S., Okkels, H., Nielsen, F., Nielsen, P.S., Raffn, E., Wallin og H., Knudsen, L.E.: Biomarkers for exposure to ambient air pollution – comparison of carcinogen adduct levels with other exposure markers and markers for oxidative stress. Environ Health Perspec 1999; 107: 233-238.
Boman BC , Forsberg AB , Jarvholm BG. Adverse health effects from ambient air pollution in relation to residential wood combustion in modern society. Scand J Work Environ Health. 2003; 29: 251-60.
Brauer M, Hoek G, Van Vliet P, Meliefste K, Fischer PH, Wijga A, Koopman LP, Neijens HJ, Gerritsen J, Kerkhof M, Heinrich J, Bellander T, Brunekreef B. Air pollution from traffic and the development of respiratory infections and asthmatic and allergic symptoms in children. Am J Respir Crit Care Med. 2002 ; 166: 1092-8.
Brunekreef B, Holgate ST. Air pollution and health. Lancet 2002;360:1233-42.
Buchdahl R, Willems CD, Vander M, Babiker A. Associations between ambient ozone, hydrocarbons, and childhood wheezy episodes: a prospective observational study in south east London. Occup Environ Med. 2000; 57:86-93.
CAFE CBA (2005). CAFE BGA: Baseline Analysis 2000 to 2020. European Commission DG Environment.
Daigle CC, Chalupa DC, Gibb FR, Morrow PE, Oberdöster G, Utell MJ et al. Ultrafine particle deposition in humans during rest and exercise. Inhalation Toxicology 2003; 15:539-552.
de Hartog JJ, Hoek G, Peters A, Timonen KL, Ibald-Mulli A, Brunekreef B, Heinrich J, Tiittanen P, van Wijnen JH, Kreyling W, Kulmala M, Pekkanen J. Effects of fine and ultrafine particles on cardiorespiratory symptoms in elderly subjects with coronary heart disease: the ULTRA study. Am J Epidemiol. 2003; 157:613-23.
Dockery, D.W., Pope, A.C., III Xu X et al.: An association between air pollution and mortality in six U.S. cities. N Engl J Med, 1993; 329:1753-9.
Donaldson K, Stone V, Clouter A et al. Ultrafine particles. Occup Environ Med 2001 Mar.; 58(3):211-6.
Dybdahl M, Risom L, Møller P, Autrup H, Wallin H, Vogel U, Bornholdt J, Daneshvar B, Dragsted LO, Weimann A, Poulsen HE, Loft S. DNA adduct formation and oxidative stress in colon and liver of Big Blue rats after oral administration of diesel particles. Carcinogenesis 2003; 24: 1759-1766.
Gauderman WJ, Avol E, Gilliland F, Vora H, Thomas D, Berhane K, McConnell R, Kuenzli N, Lurmann F, Rappaport E, Margolis H, Bates D, Peters J. The effect of air pollution on lung development from 10 to 18 years of age. N Engl J Med. 2004; 351: 1057-67.
Gehring U, Cyrys J , Sedlmeir G, Brunkreef B, Bellander T, Fisc her P, Bauer CP, Reinhardt D, Wichmann HE, Heinrich J. Traffic-related air pollution and respiratory health during the first 2 yrs of life. Eur Respir Journal 2002;19:690-698.
Ghio AJ, Kim C, Devlin RB. Concentrated ambient air particles induce mild pulmonary inflammation in healthy human volunteers. Am J Respir Crit Care Med 2000 Sept.; 162(3 Pt 1):981-8.
Hameri K, Koponen IK, Aalto PP, Kulmala M. The particle detection efficiency of the TSI-3007 condensation particle counter. Journal of Aerosol Science 2002; 33(10):1463-1469.
Harrison RM, Shi JP, Xi S et al. Measurement of number, mass and size distribution of particles in the atmosphere. Phil Trans R Soc Lond A 2000 Oct.; 358:2567-80.
Keiding LM, Rindel AK. Respiratory Illness in Children and Air Pollution in Copenhagen . Archives Environmental Health 1995;50:200-206.
Kyrtopoulos , S.A. , Georgiadis, P., Autrup, H., Demopoulos, N., Farmer, P., Haugen, A., Katsouyanni, K., Lambert, B., Ovrebo, S., Sram, R., Stefanou, G., and Topinka, J.: Biomarkers of genotoxicity of urban air pollution. Overview and descriptive data from a molecular epidemiology study on populations exposed to moderate-to-low levels of polycyclic aromatic hydrocarbons: the AULIS project. Mutat. Res., 2001; 496: 207-228.
Lin S, Munise JP, Hwang S-A, Fitzgerald E, Cayo MR. Childhood asthma hospitalisation and residential exposure to state route traffic. Environ Res Section A 88: 73-81, 2002
Mortimer KM, Neas LM, Dockery DW, Redline S, Tager IB. The effect of air pollution on inner-city children with asthma Eur Respir Journal 2002;19:699-705.
Nafstad P, Haheim LL, Wisloff T, Gram F, Oftedal B, Holme I, Hjermann I, Leren P. Urban air pollution and mortality in a cohort of Norwegian men. Environ Health Perspect. 2004; 112:610-5.
Nyberg, F., Gustavsson, P., Jarup, L., Bellander, T., Berglind, N., Jakobsson, R. et al.: Urban air pollution and lung cancer in Stockholm . Epidemiology, 2000; 11:487-95.
Pekkanen J et al. Effects of ultrafine and fine particles in urban air on peak expiratory flow among children with asthmatic symptoms. Environmental Research 1997;74:24-33.
Pekkanen J, Peters A, Hoek G, Tiittanen P, Brunekreef B, de Hartog J, Heinrich J, Ibald-Mulli A, Kreyling WG, Lanki T, Timonen KL, Vanninen E. Particulate air pollution and risk of ST-segment depression during repeated submaximal exercise tests among subjects with coronary heart disease: the Exposure and Risk Assessment for Fine and Ultrafine Particles in Ambient Air. (ULTRA) study. Circulation. 2002; 106:933-8
Penttinen P, Timonen KL, Tiittanen P, Mirme A, Ruuskanen J, Pekkanen J.Ultrafine particles in urban air and respiratory health among adult asthmatics. Eur Respir J. 2001;17: 428-35.
Penttinen P, Timonen KL, Tiittanen P, Mirme A, Ruuskanen J, Pekkanen J.Number concentration and size of particles in urban air: effects on spirometric lung function in adult asthmatic subjects. Environ Health Perspect. 2001 ;109:319-23.
Peters A, Wichmann HE, Tuch T, Heinrich J, Heyder J. Respiratory effects are associated with the number of ultrafine particles. Am J Respir Crit Care Med. 155:1376-83, 1997
Pino P, Walter T, Oyarzun M, Villegas R, Romieu I. Fine particulate matter and wheezing illnesses in the first year of life. Epidemiology. 2004;15:702-8
Pooley FD, Mille M. Composition of air pollution particles. In: Holgate ST , Samet JM, Koren HS, Maynard RL, editors. Air pollution and health. London : Academic Press, 1999: 619-634.
Pope , C.A. III, Burnette, R.T., Thun, M.J., Calle, E.E., Krewski, D., Ito, K., Thurston, G.D.: Lung cancer, cardiopulmonary mortality and long-term exposure to fine particulate air pollution. JAMA, 2002; 287: 1132:41.
Pope , C.A. III, Thun, M.J., Namboodiri, M.M. et al.: Particulate air pollution as a predictor of mortality in a prospective study of U.S. adults. Am J Respir Crit Care Med, 1995; 151:669-74.
Risom L, Dybdahl M, Bornholdt J, Vogel U, Wallin H, Møller P, Loft S. Oxidative DNA damage and defence gene expression in the mouse lung after short-term exposure to diesel exhaust particles by inhalation. Carcinogenesis 2003; 24: 1847-1852.
Risom L, Møller P, Loft S. Particulate air pollution and oxidative stress and DNA damage. Mutation Res, in press.
Raaschou-Nielsen, F Palmgren, S Solvang Jensen, P Wåhlin, R Berkowicz, O Hertel, M-L Vrang, S Loft. Helbredseffekter af partikulær luftforurening i Danmark – et forsøg på kvantificering.. Ugeskrift f Læg 34: 3959-3963, 2002
Roemer W, Hoek G, Brunekreef B. Pollution effects on asthmatic children in Europe , the PEACE study. Clinical and Experimental Allergy 2000;30:1067-75.
Salvi S, Blomberg A, Rudell B et al. Acute inflammatory responses in the airways and peripheral blood after short-term exposure to diesel exhaust in healthy human volunteers. Am J Respir Crit Care Med 1999 Mar.; 159(3):702-9.
Sarangapani R, Wexler AS. The role of dispersion in particle deposition in human airways. Toxicol Sci 2000 Mar.; 54(1):229-36.
Schwartz J. Air Pollution and Children’s Health. Pediatrics 2004;113:1037-1043.
Sørensen M, Skov H, Autrup H, Hertel O, Loft S. Urban Benzene Exposure and Oxidative DNA Damage. Sci Total Environ 309: 69-80, 2003
Sørensen M, Autrup H, Hertel O, Wallin H, Knudsen LE, Loft S. Personal exposure to PM2.5 in an urban environment and biomarkers of genotoxicity. Cancer Epidemiol Biomarkers Prev 12: 191-196, 2003
Sørensen M, Autrup H, Møller P, Hertel O, Jensen SS, Vinzents PS et al. Linking exposure to environmental pollutants with biological effects. Mutation Research Reviews in Mutation Research 2003; 544: 255-271.
Sørensen M, Dragsted LO, Hertel O, Knudsen LE, Loft S. Personal PM2.5 exposure and markers of oxidative stress in blood, Environ Health Perspectives 111:161-6, 2003
Trafikministeriet. Partikelredegørelse. 2003. Bilag 2: Vurdering af partikelforureningens og dieselpartiklers sundhedsskadelige effekter. Miljøministeriets og Sundhedsstyrelsens arbejdsgruppe for udendørs luftforurening
van Strien RT, Gent JF, Belanger K, Triche E, Bracken MB, Leaderer BP. Exposure to NO2 and nitrous acid and respiratory symptoms in the first year of life. Epidemiology. 2004; 15: 471-8.
Venn AJ, Lewis SA, Cooper M, Hubbard R, Britton J Living near a main road and the risk of wheezing illness in children. Am J Respir Crit Care Med. 2001 ; 164: 2177-80.
WHO. Burden of disease attributable to selected environmental factors and injuries among Europe 's children and adolescents. Environmental Burden of Disease Series No. 8, WHO 2004.
Wichmann HE. Daily mortality and fine and ultrafine particles in Erfurt , Germany . 2000. Health Effects Institute.
|