14.06.2 Występowanie w środowisku
Aczkolwiek po raz pierwszy wyizolowano je ze smoły węglowej, która jest produktem odpadowym pochodzącym z karbonizacji węgla bitumicznego w temperaturze 1000-1200 °C, rozkład termiczny praktycznie każdego materiału organicznego może prowadzić do wytworzenia WWA. Tworzenie WWA jest spowodowane niepełnym spalaniem (piroliza), międzycząsteczkową kondensacją oraz reakcjami cyklizacji i stwierdzono, że jest ono najbardziej produktywne w zakresie temperatur 660-740 °C pod niskim ciśnieniem tlenu (Bjørseth i Becher 1986; Grimmer 1983). W tej temperaturze powstaje szeroki zakres niepodstawionych WWA i zmodyfikowanych kongenerów (zawierających boczne łańcuchy metylowe lub niearomatyczne struktury) (Bayram i Müezzinoglu 1996). W zasadzie liczba różnych WWA jest prawie nieograniczona, biorąc pod uwagę liczbę teoretycznych wariantów możliwych w polialkilowanych izomerach. Jednakże, nawet w zmiennych warunkach rozkładu, takich jak azot w temperaturze pomiędzy 700 a 1000 °C, lub w temperaturze 700 °C w obecności powietrza, stwierdzono, że z różnych rodzajów materiału organicznego powstają podobne profile WWA (Grimmer 1983). Jedynie ilości poszczególnych WWA mogą się znacznie różnić w zależności od materiału wyjściowego. Z drugiej strony, poziom temperatury podczas spalania stanowi główny czynnik decydujący o kształtowaniu się profilu WWA. W temperaturach powyżej 1000 °C, jak to ma miejsce podczas karbonizacji (koksowania) węgla, powstają głównie niepodstawione WWA i analogi zawierające heteroatom. Odwrotnie, WWA o budowie alkilowej dominują w surowych olejach mineralnych, które powstają w okresach geologicznych w wyniku rozkładu roślin i ich składników terpenoidowych i steroidowych w stosunkowo niskich temperaturach (150-200 °C; piroliza niskotemperaturowa, tj. diageneza) (Grimmer 1983). W tych warunkach mniej stabilne pod wpływem temperatury łańcuchy boczne cząsteczek obecne już w ich biologicznych prekursorach (terpenach, steroidach itp.) utrzymują się i nie ulegają rozszczepieniu (Laflamme i Hites 1978).
PAH obecne w środowisku człowieka pochodzą zazwyczaj ze źródeł antropogenicznych. Chociaż lokalne pożary i aktywność wulkaniczna mogą powodować znaczny wzrost lokalnych stężeń WWA, źródła naturalne stanowią jedynie niewielki procent całkowitego uwolnienia do atmosfery. WWA, których łączna ilość jest większa, są uwalniane do środowiska podczas spalania w budynkach mieszkalnych, wytwarzania energii, spalania, otwartych pożarów i ruchu drogowego (ATSDR 1995; Bayram i Müezzinoglu 1996). Ze względu na te różne rodzaje źródeł, WWA są wszechobecne w środowisku. Z drugiej strony, produkty smoły węglowej, pochodzące z koksowania węgla bitumicznego, są jednym z najważniejszych źródeł zawierających WWA w środowisku pracy. Parowanie podczas ogrzewania surowej i oleistej materii zawierającej WWA lub powstawanie w wyniku pirolizy i niepełnego spalania to procesy, podczas których WWA są emitowane w miejscu pracy (Bjørseth i Becher 1986). Niektóre z najważniejszych gałęzi przemysłu o zmniejszającym się, ale wciąż znaczącym narażeniu na WWA to produkcja koksu, wytapianie aluminium, spiekanie żelaza i stali oraz produkcja asfaltu.
Nowoczesna analityka umożliwia bardzo czułe pomiary WWA w atmosferze, osadach wodnych, glebie i żywności (Bayram i Müezzinoglu 1996; Guillén i Sopelana 2004). W zależności od rodzaju obróbki i przygotowania (grillowanie, smażenie, wędzenie), próbki żywności takie jak grillowane mięso lub żywność pieczona na ruszcie mogą zawierać bardzo wysokie poziomy WWA, w tym przedstawicieli rakotwórczych, takich jak benzopiren (BP; górny zakres mikrogramów na kilogram) (Lodovici et al. 1995). Średnie dzienne spożycie WWA przez członka zachodniej populacji ludzkiej szacuje się na 5-17 μg (de Vos et al. 1990). Z drugiej strony, WWA znajdujące się w powietrzu są w dużej mierze obecne jako aerozole ze względu na ich niską prężność pary i wysokie temperatury topnienia. Występują one w postaci mniej lub bardziej czystych cząstek lub są adsorbowane na cząstkach stałych, takich jak sadza i pył. W szczególności, wielkocząsteczkowe WWA o pięciu i więcej pierścieniach benzoesowych są zwykle związane z powierzchnią cząstek. Ponieważ duże frakcje tych cząstek mają średnicę mniejszą niż 5 μm, oczekuje się, że materiał ten w rzeczywistości przenika do dolnych dróg oddechowych w kierunku pęcherzyków płucnych wymieniających gaz (Albagli et al. 1974).
Niezależnie od rodzaju źródła WWA, ludzie są zawsze narażeni na złożone mieszaniny węglowodorów aromatycznych o różnym stopniu aktywności biologicznej (por. Sekcja 14.06.8). Setki niepodstawionych i alkilowanych WWA można wykryć w cząstkach zawieszonych w powietrzu (Gil et al. 2000; Lee et al. 1976), z których powszechnie analizuje się ponad dwie dziesiątki WWA o różnym potencjale rakotwórczym. Ponieważ nie ma ogólnej międzynarodowej zgody co do tego, który panel poszczególnych WWA powinien być analizowany i raportowany w celu scharakteryzowania różnych źródeł emisji, listy WWA publikowane przez różne organizacje mogą zawierać różne związki. Szesnaście różnych WWA, takich jak piren, BP, benzantracen (BA), BF, BF, indenopiren (IP), dibenzantracen (DBA) i inne, są traktowane priorytetowo przez Agencję Ochrony Środowiska Stanów Zjednoczonych (US EPA, rysunek 1, por. sekcja 14.06.10) (ATSDR 1990; Bayram i Müezzinoglu 1996). WWA o niższej masie cząsteczkowej, takie jak naftalen, fenantren, antracen i fluoranten, są również wymienione ze względu na ich występowanie w próbkach środowiskowych. Spośród wszystkich węglowodorów wykrywalnych w środowisku człowieka najintensywniej badany przykład, BP, jest tradycyjnie stosowany jako wskaźnik rakotwórczych WWA. Oszacowano stężenia tła WWA w powietrzu i wiadomo, że w zależności od pory roku (lato/zima) są one 100-, a nawet 1000-krotnie wyższe na obszarach miejskich lub przemysłowych (ATSDR 1995). Stężenia BP w próbkach powietrza atmosferycznego zmniejszały się dramatycznie w ciągu ostatnich 30 lat. Podczas gdy średnie roczne poziomy w kilku europejskich miastach przekraczały 100 ng BP m-3 w latach 60-tych (WHO 1987), reprezentatywne niemieckie badania z lat 90-tych wykazały wartości poniżej 1 ng m-3 w miejscach, na które nie miały wpływu źródła emisji (regiony wiejskie): 1,77-3,15 ng m-3 na obszarach położonych w pobliżu ruchu drogowego i 2,88-4,12 ng m-3 w regionach zanieczyszczonych zarówno przez ruch drogowy, jak i przemysłowe źródła emisji (WHO 2000). Chociaż liczby te wydają się dość niskie, szacuje się, że całkowita ilość BP uwalnianych w Stanach Zjednoczonych może sięgać 300-1300 ton metrycznych, a całkowita masa wszystkich WWA razem stanowi około 11 000 ton metrycznych rocznie (ATSDR 1995). Z drugiej strony, dym tytoniowy, który został powiązany z około 90% wszystkich przypadków raka płuc, innymi rodzajami raka związanymi z paleniem oraz około 1,2 mln zgonów na świecie rocznie (Hecht 2003), może być jednym z najważniejszych źródeł WWA w powietrzu wewnątrz pomieszczeń. W kondensacie dymu tytoniowego zidentyfikowano ponad 500 różnych niepodstawionych i metylowanych WWA, z których wiele znanych jest jako silne substancje rakotwórcze (Rodgman i Perfetti 2006), a szacuje się, że z każdego papierosa do płuc wdychanych jest około 10 ng BP (Swauger et al. 2002).