Planlegging og utføring av målinger

Ved planlegging av målinger bør man stille seg noen viktige spørsmål om hva som skal måles, hvilke arbeidstakere det skal måles for, hvor lenge målingene skal vare og hvilke målemetoder man skal benytte. Ulike stoffer og ulike grenseverdier krever ofte også ulike målemetoder. 

Planleggingen og utføringen av målinger gjøres på samme måte, uavhengig av om det gjelder en forenklet undersøkelse eller en detaljert undersøkelse

Denne siden beskriver hvordan selve målingene av kjemisk eksponering hos arbeidstakere kan gjennomføres.
Se også: Slik gjør du: Kartlegging og måling

Før man går i gang med planlegging og utføring av målingene, må man først gjøre en innledende vurdering. Kommer man her fram til at det er behov for målinger – en forenklet undersøkelse eller en detaljert undersøkelse – må man ta stilling til noen spørsmål om målingene før man går i gang med den videre planleggingen.

Ta stilling til følgende:

  • Skal det gjøres en forenklet undersøkelse eller en detaljert undersøkelse?
  • Skal det utføres personbårne, stasjonære eller mobile målinger? 
  • Når skal målingene gjennomføres?
  • Hvor lenge skal målingene vare?
  • Hvilke metoder skal man bruke for målingene?

Skal det gjøres en forenklet undersøkelse eller en detaljert undersøkelse?

Forskjellen på en forenklet undersøkelse og en detaljert undersøkelse er antall målinger som gjøres, og hvordan resultatene skal vurderes.

En forenklet undersøkelse innebærer 3–5 målinger, mens en detaljert undersøkelse innebærer minst 6 målinger.  Ved personbårne målinger utføres dette antallet målinger for samme gruppe av arbeidstakere med sammenliknbar eksponering (SEG).

Jo færre målinger som gjøres, jo mer usikkerhet vil være knyttet til resultatene. Derfor vil resultatene måtte være lavere for å ansees som akseptable jo færre målinger man har.

Ved en detaljert undersøkelse er det ikke bare antall målinger som påvirker usikkerheten. Her tas også spredningen i resultatene inn i beregningen. Jo større spredning – jo større usikkerhet.

Dersom man ønsker å gjøre et lavt antall målinger, må man altså være klar over at resultatene må være betydelig lavere enn grenseverdi for å kunne ansees som akseptable.

Skal det utføres personbårne, stasjonære eller mobile målinger?

Det er her viktig å finne ut hvilke arbeidstakere som skal vurderes. Det vil ha betydning for hvilken målemetode som bør benyttes.

Vanligvis skal det utføres personbårne målinger, fordi dette er best egnet  for å kartlegge arbeidstakernes eksponering. Stasjonære og mobile prøver gir vanligvis ikke et mål på arbeidstakerens personlige eksponering. De kan likevel brukes hvis resultatene gjør det mulig å vurdere arbeidstakers eksponering. I tilfeller hvor forurensningen i lokalet er homogent fordelt, vil stasjonære målinger kunne være tilstrekkelige. I slike tilfeller må resultatene vurderes som del av en SEGs eksponering. Unntaksvis kan mobile prøver benyttes.

Sammenlignbar eksponert gruppe (SEG)

Definisjon: Gruppe av arbeidstakere som utsettes for tilnærmet lik eksponering. Dette kan være tilfelle når arbeidstakerne utfører like arbeidsoppgaver med like materialer og prosesser, de utfører oppgavene på lik måte og med lik hyppighet.

Måleresultatene for hver SEG vurderes for seg. En SEG kan bestå av én eller flere arbeidstakere og samme arbeidstaker kan være med i flere SEG-er.

Personbårne målinger skal utføres i pustesonen, maks 30 cm fra nese og munn, og utenfor eventuelt åndedrettsvern.

Ved utførelse av personbårne målinger må det tas stilling til hvilke arbeidstakere som skal bære måleutstyr på seg.

Vanligvis vil eksponeringen variere fra dag til dag og mellom arbeidstakere. Eksponeringsopplysninger om alle eksponerte arbeidstakere er ønskelig, men som oftest ikke mulig i praksis. Derfor anbefales det å gruppere arbeidstakere med antatt sammenlignbar eksponering i såkalte sammenlignbare eksponerte grupper (SEG).

Eksponeringen vurderes for hver enkelt gruppe. Målinger utført på arbeidstakere i en SEG, regnes som gyldige for alle medlemmer i gruppen, og man kan klare seg med få målinger på et utvalg av gruppemedlemmene. Målingene bør utføres på tilfeldig utvalgte personer i gruppen.

Hvordan vurdere om arbeidstakerne i gruppen har tilnærmet lik eksponering?

Innenfor en SEG kan eksponeringen variere. Variasjon innad i en SEG er av mindre problem så lenge all eksponeringen enten er veldig lav eller veldig høy. Der eksponeringen er i området rundt grenseverdi er det viktig at inndelingen er mest mulig presis. Hvis laveste verdi er mindre enn halvparten av gjennomsnittet og høyeste måling er mer enn to ganger gjennomsnittet av målingene, må man prøve å finne årsaken til at spredningen er så stor. Eventuelt må man gjøre en ny SEG-inndeling av arbeidstakerne.

Stasjonære målinger egner seg best til overvåking av bakgrunnsverdier, spesielt over tid, til vurdering av tiltak, lekkasjesøking og så videre.

Ved stasjonær prøvetaking monteres prøvetakingsutstyret om mulig i innåndingshøyden, på faste målesteder på arbeidsplassen eller i arbeidslokalet.

Der forurensninger ikke er homogent fordelt, men kommer fra én eller flere kilder, må målingene foretas ved kildene for å kunne vurderes i forhold til personlig eksponering.

I store lokaler kan bakgrunnsnivået variere betydelig. Et tilnærmet gjennomsnittsnivå for slike lokaler kan bestemmes med mobile prøver.

Prøvetakingsutstyret transporteres gjennom en rute i arbeidslokalet som representerer den sonen eller de sonene hvor arbeidstakere kan oppholde seg.

En annen måte å bruke mobile målinger på er at arbeidstaker fotfølges av en annen person som bærer prøvetakingsutstyret.

Når skal målingene gjennomføres?

Dersom arbeidsgiveren gjennom den innledende vurderingen ikke kan dokumentere at forurensningen i arbeidsatmosfæren er på et fullt forsvarlig nivå, jf. forskrift om utførelse av arbeid § 3-2, skal arbeidsmiljøet overvåkes ved regelmessige målinger.

Dette betyr at hvis man etter den innledende vurderingen ikke med sikkerhet kan si at eksponeringen er under grenseverdien, så skal man gjennomføre målinger.

Dersom man i den innledende vurderingen konkluderer med at eksponeringen er høy, skal det først gjøres tiltak for å fjerne eller redusere eksponeringen. Tiltakene skal følges opp med en ny kartlegging.

Mange faktorer kan påvirke eksponeringsnivået over tid. Det kan derfor være en fordel med gjentatte målinger over en lengre tidsperiode fra noen uker og opptil et helt år. Slik kan variasjoner i eksponeringsnivåene forårsaket av endringer i arbeidsoppgaver, råvarer, prosesser og vær- og årstidsvariasjoner fanges opp.

For å vurdere nivået opp mot en grenseverdi bør målingene gjøres i høysesong hvis det er sesongvariasjoner eller på dager hvor det forventes høy eksponering. Det bør for eksempel ikke måles på sommeren hvis porter og dører står åpne.

Hvor lenge skal målingene vare?

Grenseverdiene i forskrift og tiltaks- og grenseverdier representerer en maksimumsverdi for gjennomsnittskonsentrasjonen over 8 timer av et kjemisk stoff i pustesonen til en arbeidstaker.

En prøvetaking over 8 timer tatt i pustesonen gir et resultat som kan vurderes direkte i forhold til grenseverdi.

Med én måling menes en 8 timers-måling. Denne kan bestå av én sammenhengende måling på 8 timer, eller flere kortere målinger. Dersom det brukes kortere målinger må resultatene fra disse regnes om til 8-timers eksponering.

Dersom eksponeringen varierer i løpet av arbeidsdagen, skal hver tidsperiode med ulik eksponering tas med i beregningen. Dersom det i løpet av arbeidsdagen er tidsperioder hvor arbeidstakeren ikke er eksponert, skal dette også tas med i beregningen.

Basert på målt eksponering ved de ulike arbeidsoperasjonene kan den samlede eksponeringen over arbeidsdagen (C8timer) beregnes ved hjelp av følgende formel: 

Eksponering 8 timer (C8 timer) = (C1*T1+C2*T2+...+Cn*Tn) / 8 timer

Arbeidsoppgavene (1, 2, … ,n) resulterer i en målt konsentrasjon (C1, C2, … Cn) med en varighet (T1, T2, … Tn).

Når det gjøres flere målinger i løpet av en dag for å vurdere 8-timerseksponering, regnes disse som en én måling når resultatene skal vurderes.

En fordel ved å måle spesifikke arbeidsoperasjoner er at det gir informasjon om hvilke arbeidsoperasjoner som gir høyest eksponering. Dette er nyttig når forebyggende tiltak skal vurderes.

Formelen ovenfor benyttes også når arbeidstiden overskrider 8 timer. Ved normering mot korttidsverdi erstattes 8 timer i nevneren med 15 minutter.

Måling av forurensinger som har takverdier eller korttidsverdier

Eksponeringen kan variere i løpet av en arbeidsdag. Dette er spesielt viktig å kartlegge for stoffer med takverdi eller korttidsverdi. Ved kartlegging av eksponering for slike stoffer må en tilstrebe å måle i de periodene som gir høyest eksponering. Den oppgaven som fører til høyest eksponering legges til grunn for sammenlikningen med takverdien eller korttidsverdien.

Takverdi

Øyeblikksverdi som angir maksimalkonsentrasjon av et kjemikalie i pustesonen som ikke skal overskrides.

Korttidsverdi

Verdi for gjennomsnittskonsentrasjonen av et kjemisk stoff i pustesonen til en arbeidstaker som ikke skal overskrides i en fastsatt referanseperiode. Referanseperioden er 15 minutter hvis ikke annet er oppgitt.

Stoffer med takverdi har anmerkning «T» og stoffer med korttidsverdi har anmerkning «S» i vedlegg 1 til forskrift om tiltaks- og grenseverdier.

Ved måling av forurensninger som det er fastsatt takverdi for, måles gjennomsnittlig nivå over en meget kort tidsperiode (midlingstid). I slike tilfeller kan man best utføre målinger med direktevisende instrumenter. For stoffer hvor det er tilgjengelig egnet direktevisende instrumenter, anbefales en midlingstid på 10 sekunder. Kortere midlingstid kan være aktuelt for enkelte kjemikalier på grunn av for eksempel svært høy giftighet, og ved bruk av spesielt direktevisende måleutstyr.  For metoder som krever oppsamling på adsorbent anbefales en prøvetakingstid på 2–15 minutter avhengig av metodens deteksjonsgrense.  

Ved måling av forurensinger hvor det er fastsatt en korttidsverdi, måles gjennomsnittlig nivå over en periode på 15 minutter.

Hvilke metoder skal man bruke for målingene?

Det finnes mange ulike analysemetoder som stiller forskjellige krav til prøvetakingsutstyr, prøvetakingstid, lagring, transport med mer. Måling av kjemiske forurensinger i luft krever at prøvetakingsvolumet er stort nok til at konsentrasjonen av et stoff eller stoffer kan bestemmes med tilstrekkelig nøyaktighet i forhold til grenseverdiene. Valg av filter eller adsorbent er ofte kritisk for den etterfølgende analysen. Det er derfor viktig å ta kontakt med et analyselaboratorium for råd og veiledning om prøvetaking og analyse før målingen.

Analyselaboratorier eller utstyrsleverandører kan ofte gi råd om valg av egnet prosedyre og informasjon om begrensninger i analysemetode som kvantifiseringsgrense, begrensinger i oppsamling og analysemetode og så videre. Etterspør informasjon om usikkerhet i analysemetoden. For standard metoder som krever oppsamling på kullrør eller filtre skal metodene tilfredsstille kravene i standarden «NS-EN 482 Arbeidsplassluft – Generelle krav til utførelse av måling av kjemiske midler».

Les mer om kjemiske analyser her:
Laboratorietjenester (stami.no)

Passiv og aktiv prøvetaking av forurensninger

For prøvetaking av forurensninger i arbeidsatmosfæren benyttes ofte to prinsipielt forskjellige teknikker:

Passiv prøvetaking baseres på diffusjon av forurenset luft gjennom et stillestående luftlag eller en membran og inn på en adsorbent.

Passive prøvetakere kan være dosimetre, indikatorrør eller diffusjonsrør. Passiv prøvetaking er foreløpig best egnet til forurensinger i damp- eller gassfase og gjerne relatert til blandet forurensing. Prøvetakere som bygger på diffusjon gjennom en membran, er spesielt nyttige i miljøer hvor den aktuelle forurensningen forekommer i en blanding av flere. Årsaken til dette er at membraner kan gjøres mer eller mindre selektive ved å velge et membranmateriale som er lett gjennomtrengelig for den aktuelle forurensningen, men ugjennomtrengelig for andre komponenter.

Man skiller mellom passive prøvetakere hvor resultatet kan lese av direkte, for eksempel ved fargeomslag i indikatorrør, og passive prøvetakere som må analyseres etterpå.

Luftkonsentrasjonen av forurensingen regnes ut etter anvisning fra produsenten av prøvetakingsutstyret. Analyselaboratorier eller utstyrsleverandører skal kunne gi utfyllende informasjon om dette.

Ved aktiv prøvetaking blir en kjent mengde luft pumpet gjennom et oppsamlingsmedium ved hjelp av en pumpe. Oppsamlingsmediumet kan være filter, adsorbent eller væskeløsning (impinger).  Aktiv prøvetaking benyttes for forurensninger i gass-, væske- og fast fase, og ofte benyttes kombinert aktiv prøvetaking – av både aerosoler og damp/gass.

Etter en analyse beregnes konsentrasjonen (C) av forurensning i lufta etter følgende uttrykk:

C = masse / luftvolum gjennom prøvetakeren

Luftvolumet gjennom prøvetakeren beregnes ut fra hastigheten på gjennomstrømmingen av lufta (flow, L/min) og prøvetakingstiden.

Det er viktig at prøvetakingstiden og flow registreres med stor nøyaktighet. Små unøyaktigheter kan gi stor usikkerhet i en beregnet konsentrasjon, og usikkerheten øker jo kortere prøvetakingstiden er.  Flow bør derfor kontrolleres jevnlig, minimum før og etter prøvetakingen.

Direktevisende målemetoder

Med direktevisende målemetoder skjer prøvetakingen og analysen i ett trinn, og konsentrasjonen kan leses av direkte. Direktevisende utstyr brukes i hovedsak til korttidsprøver (3–15 minutter), men kan også være egnet for langtidsmålinger av enkelte komponenter.

Direktevisende målemetoder er spesielt egnet for kartlegging av luftforurensninger i arbeidsatmosfæren som et ledd i den innledende vurderingen, og ved utvelgelse av arbeidstakere for eksponeringsmålinger i forenklet undersøkelse eller detaljert undersøkelse.

Ofte er direktevisende målemetoder et nyttig verktøy til å identifisere forurensende kilder og vurdere hvor eventuelle eksponeringsreduserende tiltak skal settes inn.  

Direktevisende målemetoder er også nyttige ved måling av gasser som har en takverdi. Instrumentene er ofte utstyrt med en alarm som aktiviseres når en viss verdi overskrides.

Direktevisende instrumenter brukes også for å følge konsentrasjoner over tid. Det er nyttig for å kunne vurdere forurensninger som kan forårsake akutte helseeffekter. Man kan også studere tidsbegrensede aktiviteter

Direktevisende måleinstrumenter er utviklet for organiske løsemidler, uorganiske gasser og partikler. 

For mange gasser kan også indikatorrør benyttes. Indikatorrør brukes i hovedsak til korttidsprøver (3–15 minutter), men de finnes også for langtidsprøver. 

Kalibrering av instrumentet i henhold til produsentens anbefalinger er en forutsetning for å få pålitelige måleresultater. 

Hvis man ønsker å måle relative forskjeller i eksponering, har absolutt kalibrering mindre betydning.

Metoder for måling av ulike typer forurensinger

Det finnes mange ulike målemetoder. Valg av metode avgjøres av hvilken type forurensing man ønsker å fange opp.

Måling av aerosoler (støv, tåke og røyk)

Aerosol er en fellesbetegnelse på finfordelte partikler av enten fast stoff eller væske i en gass, eller en blanding av fast stoff og væske i luft. Størrelsen på partiklene kan variere fra mindre enn 10 nanometer til over 100 mikrometer. Støv, tåke og røyk er aerosoler. 

Les mer om hva aerosoler er her: Kjemikalier 

Aerosolens partikkelstørrelse har betydning for om en aerosol kan forårsake helseskade ved innånding. Partikkelstørrelsen er definert ved partikkelens aerodynamiske diameter (dae). Aerodynamisk diameter er avhengig av partikkelens tetthet, form og størrelse. Den tilsvarer diameteren til en sfærisk partikkel med tetthet lik 1 g/cm3 og med samme fallhastighet som den aktuelle partikkelen.

Ved prøvetaking av aerosoler er følgende aerosolfraksjoner av interesse:

  • Totalstøv: alle partikler i luften
  • Inhalerbar fraksjon
    Massefraksjonen av det totale antallet luftbårne partikler som kan inhaleres gjennom nese og munn. Forenklet sagt tilsvarer dette alle partikler ≤ 100 μm.
  • Torakal fraksjon
    Massefraksjonen av inhalerte partikler som kan passere strupehodet. Forenklet sagt tilsvarer dette alle partikler < 30 μm
  • Respirabel fraksjon
    Massefraksjonen av inhalerte partikler som kan trenge ned til de terminale bronkiolene og lungeblærene. Forenklet sagt tilsvarer dette alle partikler < 10 μm.
Figur som andelen av den totale aerosolen som en funksjon av ulike partikkeldiametre.

Andel av den totale aerosolen som funksjon av partikkeldiameter i inhalerbar, torakal og respirabel fraksjon som definert i standard NS-EN 481.

Figur: Andel av den totale aerosolen som funksjon av partikkelstørrelse som inngår i inhalerbar, torakal og respirabel fraksjon som definert i standard NS-EN 481.

Ved prøvetaking av aerosoler må man ta hensyn til hvilken av disse aerosolfraksjonene som er relevant med tanke på vurdering av helseeffekt. For enkelte stoffer er det ulike grenseverdier for ulike aerosolfraksjoner. Dette er oppgitt i forskrift om tiltaks- og grenseverdier, vedlegg 1.  Hvis prøveresultatene skal vurderes opp mot en grenseverdi, er det viktig at prøvetakingsutstyret tilfredsstiller kravene til oppsamlingseffektivitet for den aktuelle aerosolfraksjonen.

Utstyr for prøvetaking av aerosoler på filter

Prøvetaking av aerosoler gjøres vanligvis som aktiv prøvetaking ved oppsamling på filter. Aerosolen samles på filteret ved hjelp av en pumpe som pumper en kjent mengde luft gjennom filteret.

Til personlig prøvetaking av forurensninger i arbeidsatmosfæren benyttes bærbare pumper hvor en kjent mengde luft blir pumpet gjennom et oppsamlingsmedium.

En stabil og korrekt luftgjennomstrømmingshastighet, flow (L/min), er viktig for at riktig aerosolfraksjon skal samles opp og fordi denne måleverdien brukes i utregningen av konsentrasjoner. Hvor høy flow som skal benyttes er avhengig av type prøvetaker, og skal innstilles etter anvisning fra leverandør eller laboratorium.

Ved etterfølgende analyser kan konsentrasjonen av forurensninger i den prøvetatte luften bestemmes.

Pumper som benyttes til prøvetaking skal oppfylle følgende krav:

  • De skal ha automatisk flytkontroll som holder en konstant flow gjennom prøvetakeren selv om motstanden over filtret endres under prøvetakingen som en følge av økt belastning.
  • De skal ha mulighet for å justere flowen.
  • De skal ha en driftstid på minst to timer, helst åtte timer med fullt oppladete batterier.

I tillegg er det en fordel at pumpen enten har en indikator som viser funksjonsfeil, eller en automatisk stoppfunksjon slik at den stanser hvis flowen endres vesentlig i prøvetakingsperioden. Pumpen bør da ha en også ha en funksjon som registrerer stopptidspunktet.

Til måling av flow gjennom filtret før og etter prøvetaking, kan det benyttes et eksternt rotameter. Rotameteret skal kalibreres jevnlig mot en standard.

For nærmere informasjon om krav til pumper henviser vi til følgende standarder:

  • NS-EN ISO 13137:2013 – Arbeidsplassluft – Pumper for individuell prøvetaking av kjemiske og biologiske agenser
  • NEK EN 60079-0 – Eksplosjonsfarlige områder – Del 0: Utstyr – Generelle krav

Valg av prøvetaker er avhengig av hvilken aerosolfraksjon man ønsker å ta prøve av. For prøvetaking av respirabel, torakal eller inhalerbar aerosolfraksjoner skal det velges en prøvetaker med oppsamlingseffektivitet som følger anbefalingene i NS-EN 481. Kun et fåtall prøvetakere oppfyller kravene i NS-EN 481 og gjerne for bare en av aerosolfraksjonene.

Ved prøvetaking av respirabel eller torakal aerosolfraksjon brukes oftest syklonprøvetakere. Dette er prøvetakere med en foravskiller som separerer ut og samler opp den aktuelle aerosolfraksjonen på et filter, forutsatt at de blir operert på riktig måte. Riktig flow er spesielt viktig.

Mange av grenseverdiene for aerosoler spesifiserer ikke hvilken fraksjon som skal vurderes. Ved prøvetaking av disse stoffene brukes en tredelt plastkassett (totalstøvkassett) som samler opp alt støv. Denne prøvetakeren finnes i to varianter, med diameter 37 mm eller 25 mm. Denne prøvetakeren tilfredsstiller ikke kravene til prøvetaking av en spesifikk aerosolfraksjon. Prøvetakeren vil underestimere den inhalerbare fraksjonen, spesielt ved prøvetaking av aerosoler med aerodynamisk diameter > 15 μm. For vurdering mot grenseverdi er det derfor viktig å gjøre seg kjent med hvilken prøvetaker som skal benyttes for de ulike forurensningskomponentene og aerosolfraksjonene.

Det er viktig å merke seg at prøvetakere som er utviklet for personlig prøvetaking, ikke nødvendigvis vil ha samme egenskaper hvis de blir benyttet stasjonært som når de blir benyttet personlig. Dette skyldes aerodynamiske effekter.

Valg av filtermateriale er avhengig av hvilken type forurensing som skal samles opp og prøvetakerens utforming. Vanligvis er prøvetakere utformet for oppsamling på filtre med diameter på 25 mm eller 37 mm.

Benytt filter med rutenett for prøvetaking av fiberholdig støv, der antall fiber skal telles.

Direktevisende utstyr for måling av aerosoler

I tillegg til prøvetaking på filter, kan aerosoler prøvetas ved hjelp av direktevisende målemetoder:

Måling av aerosoler med direktevisende utstyr er som oftest basert på lysspredning. Intensiteten av lysspredningen gir et mål på antall partikler som blir belyst. Egenskaper ved partiklene som størrelse, form, overflatestruktur og optiske egenskaper, påvirker intensiteten av lysspredningen. Partikkelvekten må estimeres ut fra lysspredning og antatt tetthet. Instrumentene bør derfor kalibreres med støvtypen som skal måles, og kalibreringen skal utføres i henhold til produsentens anvisninger.

En annen type direktevisende instrument for aerosoler er fotometre. Disse instrumentene underestimerer partikler større enn 10 μm. Denne feilen kan korrigeres hvis det benyttes instrumenter som teller enkeltpartikler og klassifiserer disse etter størrelsen.

Stasjonære målinger av aerosoler

Stasjonære målinger av aerosoler kan utføres både ved oppsamling på filter og med direktevisende utstyr. Det er imidlertid viktig å være klar over at Prøvetaking av store partikler er vanskelig med stasjonært utstyr, fordi slike partikler sedimenterer raskt. Konsentrasjonen av store partikler nær stasjonære prøvetakere er som oftest lavere enn i innåndingssonen. Sedimentasjon av store partikler fører også til at støvkonsentrasjonen kan endre seg betydelig over korte avstander og over kort tid.

Mange prøvetakere er kun uttestet for personlig prøvetaking og ikke for stasjonære målinger.

Måling av løsemidler og andre flyktige organiske forbindelser

Under følger en beskrivelse av de vanligste metodene for prøvetaking av løsemidler og andre flyktige organiske forbindelser.

Den vanligste prøvetakingsmetoden for løsemidler og flyktige organiske forbindelser er oppsamling på en adsorbent ved hjelp av aktiv eller passiv prøvetaking.

Aktivt kull er den mest brukte generelle adsorbenten for løsemidler og andre flyktige organiske forbindelser, og prøvetaking utføres som oftest med kullrørsmetoden. Da brukes adsorpsjonsrør fylt med aktivt kull, for det meste såkalte NIOSH-type kullrør. Det vil si adsorpsjonsrør av typen SKC artikkel nr. 226-01/SKC 226-09 eller tilsvarende. Disse kullrørene er fylt med to kullseksjoner, en hoveddel og en kontrolldel. Metoden er nærmere beskrevet i ISO 16200-1:2001 som også omfatter andre adsorbenter.

Kullrørenes kapasitet varierer med type løsemiddel og hvilken blanding av løsemidler som foreligger. Det er derfor viktig å tilpasse prøvetakingshastighet og -tid for å unngå overbelastning av kullrøret. Overbelastning skjer når adsorbenten ikke har kapasitet til å fange opp mer av forurensingen, slik at forurensingen fanges opp i kontrolldelen. En flow på 50 mL/min er vanlig, og et totalt luftvolum på maksimalt 10–12 liter (3–4 timers prøvetid) anses i de fleste eksponeringssituasjoner passende for å unngå overbelastning. Dersom flow er for høy vil forurensingen ikke ha nok tid til å adsorberes, og ved analyse vil man finne forurensing i hovedsak kontrolldelen. For enkelte polare og svært flyktige forbindelser, f.eks. etanol og eter, kan det være nødvendig med kortere prøvetid for å unngå overbelastning. Kullrørsmetoden kan også anvendes til korttidsprøver.

Det finnes en rekke andre adsorbenter som kan brukes til både generelle og mer spesifikke oppgaver:

For oppsamling av reaktive og ustabile forbindelser, for eksempel formaldehyd, anvendes adsorpsjonsrør impregnert med et egnet derivatiseringsreagens. Impregnerte filtre kan også benyttes. De reaktive stoffene vil i oppsamlingstrinnet reagere med dette reagenset og danne et stabilt derivat, kjemisorpsjon.

For metanol, N-metyl-2-pyrrolidon og ketoner anbefales silikagelrør som adsorbenter. I situasjoner med mange og ulike typer løsemidler, kan det være nødvendig å ta prøver parallelt med forskjellige typer adsorbenter.

I tillegg kan en adsorpsjonsløsning i en impinger også brukes til prøvetaking av løsemidler og andre flyktige forbindelse. Dette er gassvaskeflasker med reagensløsning. Impingere egner seg i liten grad til personlige prøver og brukes derfor mest til stasjonære prøver.

Løsemidler og andre flyktige organiske forbindelser kan også prøvetas ved hjelp av dosimetre. Disse benyttes til personlige målinger og primært til langtidsmålinger. Det er to typer dosimetre som er egnet ved prøvetaking av løsemidler og andre flyktige organiske forbindelser:

  • en flat type (badge)
  • en rørtype

Badge-prøvetakere har en høy oppsamlingshastighet. Luftstrømmen forbi dosimeteroverflaten må ha en hastighet på minimum 5–10 cm/s. Denne typen prøvetakere bør derfor ikke benyttes til stasjonær prøvetaking i områder med lite luftbevegelse, men kan brukes til personlig prøvetaking hvor kroppens naturlige bevegelser gir tilstrekkelig luftbevegelse. Badge-prøvetakere kan også benyttes til korttidsprøver (15 min.) under forhold hvor man forventer relativt høye konsentrasjoner.

Rørtype prøvetakere har lave oppsamlingshastigheter, og krever en hastighet på luftstrømmen forbi dosimetret på minimum 0,1 cm/s.  De kan brukes i de fleste målesituasjoner, men er bare egnet til helskiftprøver på grunn av lav oppsamlingshastighet.

Oppsamling av løsemidler og flyktige organiske forbindelser er nærmere beskrevet i ISO/FDIS 16200-2, som også beskriver ulike dosimetre og andre adsorbenter.

Det finnes flere typer direktevisende instrumenter som kan brukes for måling av flyktige organiske forbindelser.

Måling av uorganiske gasser og damper

Ved prøvetaking av uorganiske gasser og damper kan forskjellige typer prøvetakingsutstyr brukes:

Det mest utbredte prinsippet for måling av uorganiske gasser i arbeidsatmosfæren er basert på en elektrokjemisk reaksjon mellom sensor og gassen. Prinsippet er basert på diffusjon av gassmolekyler over en membran og inn i et kjemisk system hvor det skjer en kjemisk reaksjon.

Mange sensorer er kryssfølsomme overfor enkelte andre gasser. Sensorene må kalibreres jevnlig mot en kalibreringsgass med kjent konsentrasjon. Sensorene har begrenset levetid, fra måneder til år.

Disse instrumentene finnes i varianter med mulighet for innebygd loggfunksjon og alarmgrenser.

I tillegg kan indikatorrør brukes.

Uorganiske gasser kan også samles opp ved hjelp av et medium. Mediumet kan være impregnerte filter, adsorpsjonsrør eller væskeløsning (impinger), og oppsamlingen er basert på en kjemisk reaksjon mellom forurensningen og et kjemisk reagens som danner en stabil forbindelse.

Måling av aerosol og damp/gass samtidig

I enkelte sammenhenger vil det være aktuelt med samtidig prøvetaking av aerosol og damp/gass. Dette gjøres ved seriekobling av aerosolfilter for oppsamling av partikulært materiale og en adsorbent eller gassfilter for oppsamling av damp eller gass.

Regelverk

Om grenseverdier: Forskrift om tiltaks- og grenseverdier kap. 5

Mer informasjon

Se vår stegvis guide: Kartlegging og målinger av forurensing i arbeidsatmosfæren