14.06.2 Ocurrencia ambiental
Aunque se aisló por primera vez del alquitrán de hulla, que es un producto residual derivado de la carbonización del carbón bituminoso a 1000-1200 °C, la descomposición térmica de prácticamente cualquier material orgánico puede conducir a la generación de HAP. La formación de HAPs se debe a la combustión incompleta (pirólisis), a la condensación intermolecular y a las reacciones de ciclación, y se ha descubierto que es más productiva en el rango de temperatura de 660-740 °C bajo baja presión de oxígeno (Bjørseth y Becher 1986; Grimmer 1983). A esta temperatura, se forma una amplia gama de HAPs no sustituidos y congéneres modificados (que contienen cadenas laterales de metilo o subestructuras no aromáticas) (Bayram y Müezzinoglu 1996). En principio, el número de HAPs diferentes es casi ilimitado, teniendo en cuenta el recuento de variaciones teóricas posibles en los isómeros polialquilados. Sin embargo, incluso bajo condiciones variables de descomposición, como el nitrógeno a temperaturas entre 700 y 1000 °C, o a temperaturas de 700 °C en presencia de aire, se encontraron perfiles similares de HAPs formados a partir de diferentes tipos de material orgánico (Grimmer 1983). Sólo las cantidades de HAP individuales pueden variar considerablemente en función del material de partida. Por otra parte, el nivel de temperatura durante la combustión representa el principal factor determinante para los patrones de perfiles de HAP formados. Las temperaturas superiores a 1000 °C, como las que se dan durante la carbonización (coquización) del carbón, producirían principalmente HAP no sustituidos y análogos que contienen heteroátomos. Por el contrario, los HAPs sustituidos por alquilos predominan en los aceites minerales crudos que se forman durante periodos geológicos a partir de la descomposición de las plantas y sus componentes terpenoides y esteroides a temperaturas relativamente bajas (150-200 °C; pirólisis a baja temperatura, es decir, diagénesis) (Grimmer 1983). En estas condiciones, las cadenas laterales de las moléculas menos estables a la temperatura ya presentes en sus precursores biológicos (terpenos, esteroides, etc.) persisten y no se escinden (Laflamme y Hites 1978).
Los PAHs presentes en el entorno humano suelen proceder de fuentes antropogénicas. Aunque los incendios locales y las actividades volcánicas pueden causar aumentos significativos en las concentraciones locales de HAP, las fuentes naturales sólo representan un pequeño porcentaje de la liberación total a la atmósfera. Más importantes en cantidades totales, los HAP se liberan al medio ambiente durante la combustión para la calefacción residencial, la generación de energía, la incineración, las hogueras y el tráfico (ATSDR 1995; Bayram y Müezzinoglu 1996). Debido a estos diferentes tipos de fuentes, los HAP son omnipresentes en el medio ambiente. Por otra parte, los productos de alquitrán de hulla, derivados de la coquización del carbón bituminoso, se encuentran entre las fuentes más importantes que contienen HAP en el entorno laboral. La evaporación durante el calentamiento de materias primas y aceitosas que contienen HAP, o la formación por pirólisis y combustión incompleta son los procesos durante los cuales se emiten HAP en el lugar de trabajo (Bjørseth y Becher 1986). Algunas de las industrias más importantes con una exposición a los HAP que está disminuyendo pero que sigue siendo considerable son la producción de coque y la fundición de aluminio, la sinterización del hierro y el acero y la producción de asfalto.
Los análisis modernos permiten realizar mediciones muy sensibles de los HAP en la atmósfera, en los sedimentos del agua, en el suelo y en los alimentos (Bayram y Müezzinoglu 1996; Guillén y Sopelana 2004). Dependiendo del tipo de procesamiento y preparación (asado, fritura, ahumado), las muestras de alimentos como la carne a la barbacoa o los alimentos asados a la parrilla pueden contener niveles extremadamente altos de HAPs, incluyendo representantes cancerígenos como el benzopireno (BP; rango superior de microgramos por kilogramo) (Lodovici et al. 1995). Se ha estimado que la ingesta media diaria total de HAP por parte de un miembro de la población humana occidental en general se sitúa en el rango de 5-17 μg (de Vos et al. 1990). Por otro lado, los HAP en el aire están presentes en gran medida como aerosoles debido a su baja presión de vapor y a sus altos puntos de fusión. Existen en forma de partículas más o menos puras o se adsorben en partículas como el hollín y el polvo. En particular, los HAP de alto peso molecular de cinco o más anillos benzoicos suelen estar unidos a la superficie de las partículas. Dado que grandes fracciones de estas partículas tienen un diámetro inferior a 5 μm, se espera que este material penetre en el tracto respiratorio inferior hacia los alvéolos que intercambian gases (Albagli et al. 1974).
Independientemente del tipo de fuente de HAP, los seres humanos siempre están expuestos a complejas mezclas de hidrocarburos aromáticos con diferentes grados de actividad biológica (véase la sección 14.06.8). Pueden detectarse cientos de HAP no sustituidos y alquilados en las partículas transportadas por el aire (Gil et al. 2000; Lee et al. 1976), de las cuales se analizan habitualmente más de dos docenas de HAP con distintas potencias cancerígenas. Dado que no existe un acuerdo internacional general sobre qué panel de HAP individuales debe analizarse y notificarse para caracterizar distintas fuentes de emisión, las listas de HAP publicadas por distintas organizaciones pueden contener compuestos diferentes. La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (US EPA, figura 1, véase la sección 14.06.10) ha dado prioridad a dieciséis HAP diferentes, como el pireno, el BP, el benzantraceno (BA), el BF, el indenopireno (IP), el dibenzantraceno (DBA) y otros (ATSDR 1990; Bayram y Müezzinoglu 1996). Los HAP de menor peso molecular, como el naftaleno, el fenantreno, el antraceno y el fluoranteno, también figuran en la lista debido a su presencia en las muestras ambientales. De todos los hidrocarburos detectables en el entorno humano, el ejemplo más estudiado, el PAH, se ha utilizado tradicionalmente como indicador de HAP cancerígenos. Se estimaron las concentraciones de fondo de HAPs en el aire y se sabe que se extienden a niveles 100 o incluso 1000 veces más altos en áreas urbanas o industriales dependiendo de la estación (verano/invierno) (ATSDR 1995). Las concentraciones de PAH en muestras de aire ambiente han disminuido drásticamente durante los últimos 30 años. Mientras que los niveles medios anuales en varias ciudades europeas superaban los 100 ng de PA m-3 en la década de 1960 (OMS 1987), un estudio alemán representativo de la década de 1990 encontró valores inferiores a 1 ng m-3 en lugares no afectados por fuentes de emisión (regiones rurales): 1,77-3,15 ng m-3 en zonas cercanas al tráfico y 2,88-4,12 ng m-3 en regiones contaminadas tanto por el tráfico como por fuentes de emisión industriales (OMS 2000). Aunque estas cifras parecen bastante bajas, hay estimaciones de que la cantidad total de PAH liberada en los Estados Unidos puede alcanzar las 300-1300 toneladas métricas, y la masa global de todos los PAHs juntos representa unas 11 000 toneladas métricas anuales (ATSDR 1995). Por otra parte, el humo del tabaco, que se ha relacionado con cerca del 90% de todos los casos de cáncer de pulmón, otros tipos de cáncer relacionados con el tabaquismo y aproximadamente 1,2 millones de muertes anuales en todo el mundo (Hecht 2003), puede ser una de las fuentes más importantes de HAP en el aire interior. Se han podido identificar más de 500 HAP diferentes no sustituidos y metilados, muchos de ellos conocidos como fuertes carcinógenos, en el condensado del humo del tabaco (Rodgman y Perfetti 2006) y se ha estimado que se inhalan unos 10 ng de PA en los pulmones por cada cigarrillo (Swauger et al. 2002).