Hopp til innhold

Valgte elementer er lagt i handlekurven

Gå til handlekurv
Uteluft - luftkvalitetskriterier

Helseeffekter av PAH

De ulike PAH-­forbindelsene har helt ulike egen­skaper og kan derfor tenkes å bidra til vidt forskjellige helseeffekter. Eksempler er kreft, hjerte- og ­karlidelser, fosterskader og skader på arvematerialet.

Hopp til innhold

  • Innåndet PAH er hovedsakelig bundet til sotpartikler. Avsetningen av PAH bestemmes dermed av parti­klene i luftveiene.
  • Den kritiske effekten av PAH er kreftutvikling. Ved innånding er lungekreft den viktigste effekten.
  • Dannelse av reaktive PAH­-metabolitter synes å være en sentral mekanisme for helseeffekter, spesielt kreftutvikling. Slike reaktive metabolitter kan binde seg til arvematerialet (DNA). Dette kan føre til DNA-­skade og gi muta­sjoner.
  • Studier i arbeidsmiljø og dyreeksperimen­telle studier har gitt kunnskap om risikoen for kreftutvikling ved langvarig eksponering for høy­ere PAH-­nivåer enn det som forekommer i uteluft.
  • Befolkningsstudier har vist at forurenset uteluft gir en økt risiko for lungekreft. Det er vanskelig å skille ut hva som skyldes effekter av PAH i disse studiene, hva som skyldes partikler i seg selv eller andre komponenter på partiklene.
  • Personer som er eksponert for høye PAH-­nivåer sammen med andre forbindelser som sigarettrøyk, asbest og miljøgifter, kan være spesielt utsatt for helse­effekter.
  • Personer med sykdom relatert til lunge­- og hjerte-karsystemet, foster og unge mennesker, og genetisk predisponerte grupper vil være følsomme for effekter av PAH.

Inhalasjon og avsetning/omsetning av PAH

PAH kan tas opp i kroppen både gjennom lungene, mage­tarmkanalen og huden [5]. Imidlertid synes kreftrisikoen ved PAH­-eksponering å være større ved innånding enn opptak via mat. Innåndet PAH er hovedsakelig adsorbert til sotpartikler. Avsetningen av PAH i luftveissystemet vil dermed avhenge av partik­kelstørrelsen (se Svevestøv). Ved innånding vil PAH-­konsentrasjonene være høyest i lungevevet. PAH­-forbindelsene vil også kunne nå andre organer, men i lavere konsentrasjoner.

Ulike organer, spesielt lunge og lever, har enzymer som er i stand til å omdanne PAH­-forbindelser til vannløselige metabolitter som lett skilles ut fra kroppen i urin og avføring. Til tross for den høye fettløsligheten blir derfor PAH generelt raskt omsatt og viser liten tendens til opphopning i fettvev hos mennesker. I denne omdannelsen vil det kunne dannes forskjellige reaktive stoffer (metabolitter). De ulike reaktive metabolittene har så kort halveringstid at de hovedsakelig skader cellene de dannes i.

Mekanistiske betraktninger om PAH

Mye av kunnskapen og vurderingen av kreftrisiko forbundet med eksponering for PAH er basert på dyrestudier og studier i cellekulturer [5]. Mange studier er gjort med B[a]P. Andre PAHer, deriblant nitro­-PAH og heterosykliske PAH, har vært mindre studert, men har også vist seg å forårsake DNA­-skade. Reaktive PAH­ metabolitter (epoksider samt frie radikaler) kan binde seg til arvematerialet (DNA) og danne såkalte DNA­-addukter (et reaksjonsprodukt mellom PAH og DNA). Denne bindingen kan føre til at DNA blir skadet og det oppstår mutasjoner. PAH kan også føre til andre type DNA-­skader (oksidative DNA-­skader) ved at reak­tive oksygen­forbindelser (ROS) dannes. Mutasjoner i kritiske gener kan fremme kreftutvikling.

I tillegg til DNA-­skade kan imidlertid PAH gi andre endringer som gir økt overlevelse (økt celledeling, redusert celledød) av skadete celler. Dersom cellen med DNA-­skade reparerer skadene eller dør i det videre forløpet vil skaden ikke føre til kreft. For kreftutvikling er den relative betydningen av PAH-­induserte DNA­-skader versus effekter på celledød og betennelse ennå uavklart. Et viktig eksempel på hvordan PAH-­meta­bolitter kan føre til kreftutvikling illustreres av studier med B[a]P. Det kan dannes flere strukturelt forskjellige former (isomerer) av B[a]P­diolepoksid. De forskjellige strukturformene av B[a]P­diolepoksid synes å ha ulikt kreftfremkallende potensial.

Binding av PAH til spesielle, cellulære reseptorer (Ah­reseptor) ser ut til å være viktig for utviklingen av kreft [5]. Denne reseptoren kontrollerer mange gener involvert  i  metabolisme  av  kroppsfremmede  stoffer til reaktive metabolitter og betennelsesreaksjoner. I tillegg er det foreslått at PAH kan hemme kommuni­kasjon mellom celler, en egenskap som har vært nært knyttet opp til svulstutvikling. Binding til Ah­-reseptor  til feil tid, sted eller på feil måte kan se ut til å føre til uønskede biologiske effekter. Det er foreslått at binding til Ah­-reseptor vil kunne være en bedre indi­kator for kreft enn mutagent potensial. Dette vil imid­lertid antageligvis ikke gjelde alle PAH-­forbindelsene.

PAH-­forbindelser med et økende antall (aromatiske) ringer (ofte mer enn 4), og gjerne med spesielle struk­turer (”fjord” og ”bay region”) ser ut til å være mer aktive som mutagener og karsinogener [5]. Tilstedeværelsen av andre ringstrukturer, som for eksempel en fem­-karbons­ring, i molekylet kan også øke de kreftfremkal­lende egenskapene. Videre vil mange typer endringer av molekylet som metylering, tilstedeværelsen av en nitro-­ eller aminogrupper øke eller senke den biologiske potensen av PAH-­forbindelsen. De toksiske egen­skapene av PAH-­forbindelser er på langt nær klarlagt og varierer mye. Variasjonene kan til og med være store mellom ulike isomere former av samme molekyl.

Biomarkører for PAH

Eksponering av dyr for høye doser av PAH fører til dannelse av DNA-­addukter i de fleste vev, men det er ingen enkel sammenheng mellom addukt­nivået i ulike vev og kreftutvikling. Ulike metoder for måling (biomonitorering) av PAH-­eksponering er blitt vurdert. Disse settes opp mot hverandre og opp mot målinger/beregninger av PAH foretatt i luften. Slike metoder inkluderer analyse av ulike metabolitter i urin, og ulike metoder for å måle biokjemiske og biologiske effekter som DNA-addukter og protein­addukter i ulike vev. Det kan imidlertid være vanskelig å koble målinger i luft med nivået av PAH­-addukter i blod og ulike vev, siden andre eksponeringsveier enn innånding bidrar mye til totaleksponeringen av PAH. Målinger av ulike biomar­kører har vist langt lavere nivåer i uteluft enn det som kan forekomme i yrkessammenheng. Et eksempel på dette er at nivået av 1-­hydroxypyren, en metabolitt som kan måles i urin, var 100 µmol/mol kreatin hos yrkesmessig eksponerte arbeidere sammenlignet med mindre enn 0,1 µmol/mol kreatin hos andre [6].

Dyrestudier og celleforsøk med PAH

Mange PAH­-forbindelser er vist å kunne gi kreft i dyre­forsøk. Nyfødte mus ser ut til å være spesielt følsomme. Inhalasjon av PAH fører ofte til svulster i lungene, mens PAH i maten kan føre til svulster i magesekken, lever, lunge og brystkjertler hos forsøksdyr [5]. Når fraksjoner av kondensat fra bensinmotorer ble testet for evne til å gi lungekreft, var PAH med 4­7 ringer mest potente [7]. I rotter er risikoen for lungekreft etter inhalasjon av 1 ng/m3B[a]P (i en kompleks blanding av kulltjære­kondenserte aerosoler) beregnet til 2x10­5[8].

Selv om det mest kritiske endepunktet for inhalert PAH vurderes å være lungekreft, har dyreeksperimentelle studier også vist at eksponering for PAH-­forbindelser kan føre til andre helseskader som hjerte­- og karlidelser, nedsatt immunforsvar, fosterskader, og genetiske skader [4]. Nivået av PAH er avgjørende for hvilke skader som kan utløses. Med hensyn til hjerte- og ­ karlidelser synes PAH­-forbindelser å kunne bidra til utvikling av arteriosklerose. Andre studier viser at PAH­-forbindelsers evne til å svekke immunsystemet i mus synes å være korrelert til stoffenes evne til å gi kreft [9]. Med hensyn til fosterskader synes testikler og ovarier å være spesielt følsomme for DNA­-skadende forbindelser, ettersom de inneholder raskt delende celler. PAH­-forbindelsenes egenskaper som ”hormon­hermere” kan imidlertid også tenkes å ha betydning for effekter i disse organene. Gentoksiske effekter av PAH er mye studert i bakterier og cellekulturer.

Det finnes få studier med rene PAH-­forbindelser. Derimot finnes det mange studier av komplekse blandinger som sigarettrøyk og dieseleksos hvor PAH inngår som viktige komponenter [4]. Sigarettrøyk er kjent å gi høy risiko for lungekreft, og dette har til dels blitt tilskrevet innholdet av PAHer. Sigarettrøyk inneholder imidlertid også mange andre viktige forbindelser, som nitrosaminer, som kan være vel så viktige.

Trolig er det blandingen av mange ulike komponenter som bidrar til kreftutviklingen. Slike betraktninger er imidlertid meget kompliserte og innebærer en vurdering av betydningen av andre PAH som nitro­, oksygenert ­PAH og cyklopenta-PAH-forbindelser, og også i kombinasjon med andre forbindelser som metaller. Dieseleksos er også vist å gi lungekreft. Denne effekten tilskrives ofte innholdet av PAH-­komponenter. Imidlertid kan det ikke utelukkes at kreftutviklingen skyldes en såkalt ”particle overload”, som er en overbelastning av immunforsvaret ved svært høye konsentrasjoner av partikler.

Foruten effekter på kreftutvikling, kan dieseleksos også fremme utvikling av allergi ved å ha en forsterkende effekt på en allerede eksisterende allergen­respons. Imidlertid er det heller ikke i disse studier skilt mellom partikler, PAH eller andre stoffer [10]. Studier med ekstrakter fra dieseleksospartikler kan tyde på en rolle for PAH i betennelsesreaksjoner så vel som allergiforsterkende responser. Det kan imidlertid ikke utelukkes at andre organiske stoffer enn PAH er involvert.

Studier med partikler fra ulike byer og ulike kilder med forskjellige PAH-­innhold har ikke kunnet vise en klar sammenheng mellom helseeffekter og PAH-­nivåene. Dette kan skyldes ulik sammensetning av PAH. En samlet analyse av effektene av partikler fra ulike byer tydet imidlertid på at det var en sammenheng mellom allergisk respons og innholdet av total PAH og andre organiske forbindelser. Sammenhengen med en generell betennelsesreaksjon var relativt svakere [11].

Kontrollerte studier med PAH på mennesker

Undersøkelser i yrkessammenheng og i kammerfor­søk viser at dieseleksos ved innånding har en akutt irriterende effekt hos menneske. Slike studier på men­nesker har også vist at dieseleksos kan føre til beten­nelsesreaksjoner i lungene, samt effekter på blod og blodårer [12, 13, 14, 15]. Det er ikke publisert studier som er utført slik at en kan skille mellom virkningene av partiklene, komponenter på partiklene og gassene. Derfor er bidraget fra PAH til disse effektene usikkert.

Befolkningsstudier med PAH

Det er foretatt befolkningsstudier på ulike typer eksponeringer som inneholder PAH og utvikling av kreft, samt tilhørende biomarkører. Det kreftfremkal­lende potensialet av PAH ble tidlig klarlagt ved en økt risiko for hudkreft hos pipefeiere og personer som jobbet med tjære. Senere har befolkningsstudier vist at arbeidere i koksovn­ og kullgassindustri og ansatte i aluminiumsindustrien har forhøyet risiko for lunge­kreft. I alle disse studiene kan også andre kjemikalier i arbeidsmiljøet ha bidratt [4].

I en nylig publisert meta­analyse av sammenhengen mellom yrkeseksponering for PAH og lungekreft i 39 kohorter ble det funnet en gjennomsnittlig økt risiko på 20 % per 100 µg/m3 årsmiddeleksponering for B[a]P [16]. I denne meta­analysen er det bare inklu­dert studier hvor det er stor sannsynlighet for at PAHer er den utløsende årsaken til helseeffekter. Risikoen er omtrent i samme størrelsesorden som WHO kom frem til (se nedenfor). I en artikkel, som oppsummerer en rekke studier av arbeidere som er eksponert for PAH i ulike typer kull­ og metallindustrier, er det rapportert økt risiko for kreft i lunge og luftveier i de aller fleste av disse industriene [17].

I aluminiumsindustrien er det imidlertid ikke vist noen assosiasjon med lungekreft, men bare med blærekreft. Dette inkluderer også ulike studier fra Norge. Nivået av PAH og B[a]P i studier av yrkeseksponerte er meget høyt sammenlignet med nivået i omgivelsesluft, hvor en ikke har klare studier av PAH som sådan. For den generelle befolkning kan undersøkelsene på effekter av luftforurensning på lungekreft tyde på at PAH kan være involvert, men disse studiene er ikke tatt med i vurderingene og estimering av økt risiko. Korrelasjonen mellom ekspo­nering for PAH-blandinger og en økt forekomst av kreft i luftveiene er spesielt mye studert for sigarettrøykere. Den økte forekomsten av denne type lungekreft er imidlertid i de senere år blitt mer knyttet til andre komponenter i tobakksrøyk, som nitrosaminer, enn til PAHer [18]. I en studie ble det funnet økt risiko for hjernekreft hos barn eksponert for PAH. Både yrkes­ og røykeksponering av fedre for PAH før befruktning ble assosiert med forekomst av slik kreft hos avkommet [19].

Det finnes også noen få studier hvor sammenhengen mellom  PAH­-eksponering og andre  helseutfall  enn kreft er belyst, som effekter på hjerte­- og karsykdommer  og på fosterutviklingen. Eksponering for PAHer i arbeidsmiljøet synes å forårsake økt dødelighet som skyldes hjerte­- og karsykdommer. I disse studiene var PAH­-eksponeringen høy,  med gjennomsnittlig B[a]P over  273 ng/m3, som ga en økt risiko på 64 % [20]. Disse studiene inkluderer også asfaltarbeidere fra Norge.

Eksponering for PAHer under svangerskapet er blitt rapportert å gi en økt risiko for redusert fødselsvekt og for tidlig fødsel [21]. Det finnes også befolknings­ studier som indikerer en sammenheng mellom PAH-eksponering, fosterskade og effekter på psykomotorisk utvikling hos barn [22].

Det er gjort mange befolkningsstudier hvor det er funnet sammenheng mellom sykdom eller dødelighet og forurensning i uteluft. I flere av disse studiene er det funnet sammenheng med lungekreft, som i en amerikansk undersøkelse hvor det konkluderes med at folk som lever i de mest forurensede byområdene har en 12 % større risiko for å dø av lungekreft enn folk fra de minst forurensede områdene [23]. Det er imidlertid svært usikkert i hvilken grad den kreftfremkallende effekten skyldes ulike PAH­-forbindelser, metaller eller partikkelen som sådan. Mange studier med mennesker utsatt for luftforurensning i byer og tettsteder har vist et økt nivå av DNA­-addukter i blodceller som mål på biologiske effekter av PAH­-eksponering, noe som kan reflektere økt kreftrisiko [5]. Siden lufteksponering ikke nødvendigvis er den viktigste kilden til PAH-eksponering, er det ingen enkel sammenheng mellom PAH og DNA-­addukter i blodceller og kreftutvikling i lunge.

Forskjeller i følsomhet for PAH

Mest utsatt er personer eksponert for høye PAH-­nivåer sammen med andre forbindelser som sigarettrøyk, asbest og annen luftforurensning. Videre vil personer med sykdom relatert til lunge-­ og hjerte- og ­karsystemet, foster og unge mennesker, og genetisk predisponerte grupper være mer følsomme for effekter av  PAH.

Genetisk variasjon (polymorfisme) av enzymer som deltar i aktivering/avgiftning av PAH hos mennesker er velkjent, og dette kan bidra til stor variasjon i følsomhet hos ulike individer. I tillegg kan eksponering for andre stoffer som påvirker aktiviteten av disse enzymene, og dermed omdannelsen av PAH, også påvirke følsomheten hos personer [5]. 

Samlet vurdering fra WHO for PAH

WHO har ikke anbefalt noen spesifikke retningslinjer for PAH­-konsentrasjoner i luft [4]. Mangel på kunnskap om dose­respons for enkelt PAHer i komplekse blan­dinger, samt mangel på terskelnivå for effekt, angis som årsak til at det er vanskelig å angi en spesifikk verdi. Derimot har WHO foretatt risikoberegninger og potensvurderinger etter inhalasjon. Best data er det på B[a]P.

Estimatene for kreftrisiko baserer seg på befolk­ningsundersøkelser etter en yrkeseksponering for PAH. Fra slike studier har WHO beregnet at ved en livslang eksponering for 1 ng/m3 B[a]P vil risikoen for kreft i luftveiene være 8,7 tilfeller per 100 000 eksponerte. Dette tilsvarer at en B[a]P-konsentrasjon på 1,2, 0,12 og 0,012 ng/m3 luft vil gi en livstidsrisiko på 1 tilfelle per henholdsvis 10 000, 100 000 og en million eksponerte.

Luftkvalitetskriterier for PAH

Luftkvalitetskriterium for årsmiddel av B[a]P er 0,1 ng/m3. Dersom dette nivået overholdes vil risikoen for helseeffekter av PAH være minimal, og beskytte de aller fleste mot utvikling av kreft.

Økt forekomst av lungekreft synes å være den kritiske helseeffekten av PAH. I risikofastsettelse for PAH benyttes B[a]P som en indikator for kreftfremkallende effekter. Det er en usikkerhet forbundet med dose­-responssammenhenger for PAH, siden PAH består av mange ulike forbindelser med forskjellig kreftfremkal­lende potensial. Det er også svært vanskelig å skille effekten av PAH fra andre komponenter i luften som partikler. Videre er det stor usikkerhet i ekstrapole­ringer av dose-­responssammenhengen fra høy dose til lav dose for kreftfremkallende forbindelser. Det er imidlertid mest akseptert å bruke en lineær sammen­heng for DNA­-skadende karsinogener som PAH, uten noen nedre grense/terskel for helseeffekt.

Ut fra dette er det fastsatt et luftkvalitetskriterium for årsmiddel av B[a]P på 0,1 ng/m3. Dette er et nivå som tilsier en livstidsrisiko for lungekreft på litt under 1 tilfelle i en befolkning på 100 000. Det ansees for å være en minimal risiko. I denne type risikovurderinger brukes ofte 1 på 1 million som en neglisjerbar risiko. For B[a]P vil dette tilsvare en konsentrasjon på 0,012 ng/m3, men denne konsentrasjonen vil være under bakgrunnsnivå  og derfor uegnet som luftkvalitetskriterium.

På dette grunnlag er det fastsatt følgende luftkvalitetskriterium for B[a]P, som mål på PAH:

  • 0,1 ng/m3 B[a]P som årsmiddel