Zusammenfassung & Empfehlungen
Holger Schulz, Stefan Karrasch, Barbara Hoffmann
Gesundheitsschädliche Effekte von Luftschadstoffen sind sowohl in der Allgemeinbevölkerung als auch bei Patienten mit verschiedenen Grunderkrankungen gut untersucht und belegt. Hierzu gehören Auswirkungen auf Lungenfunktion und Lungengesundheit, das Herz-Kreislauf-System, auf metabolische Prozesse, das Gehirn, die fetale Entwicklung sowie die Mortalität ([Abb. 1 ]). Gesundheitliche Folgen können sowohl akut nach kurzfristigen Erhöhungen der Luftschadstoffkonzentration auftreten, wie sie z. B. von Tag zu Tag zu beobachten sind, als auch infolge einer langfristig erhöhten Luftschadstoffbelastung.
Abb. 1 Übersicht über die negativen Gesundheitseffekte von Luftschadstoffen und deren potenzielle Mechanismen (Grafik: Lindgrün GmbH, www.lindgruen-gmbh.com ).
Obwohl die Risikoerhöhungen im Vergleich zu anderen Risikofaktoren, wie z. B. aktives Rauchen oder schlechte Ernährung, relativ gering sind, ergibt sich ihre Bedeutung aus der Tatsache, dass praktisch die gesamte Bevölkerung davon betroffen ist. Das führt zu einer hohen Anzahl an attributablen Fällen und birgt ein hohes Präventionspotenzial. Laut Weltgesundheitsorganisation (WHO) ist Luftverschmutzung der wichtigste umweltbedingte Risikofaktor weltweit [2 ]
[3 ]. In Deutschland werden der ambienten Luftverschmutzung durch Feinstaub ca. 600 000 verlorene Lebensjahre pro Jahr zugeschrieben [4 ]
[5 ]; weitere Belastungen gehen von anderen Komponenten der Luftverschmutzung wie NO2 und Ozon aus [6 ].
Trotz Absenkung der Schadstoffwerte in den letzten Dekaden in Deutschland ist die gesundheitliche Bedeutung der Luftverschmutzung anhaltend hoch. Dies resultiert u. a. aus der Tatsache, dass bisher keine Wirkungsschwelle identifiziert werden konnte, unterhalb derer die Gesundheitseffekte vernachlässigt werden könnten. Das heißt, dass auch unterhalb der derzeit in Deutschland gültigen europäischen Grenzwerte erhebliche Gesundheitseffekte auftreten können. Als besonders vulnerable Gruppen sind Kinder, ältere Menschen – hauptsächlich vor dem Hintergrund des demografischen Wandels – sowie multimorbide Patienten zu betrachten, deren Risiko für schwerwiegende Folgen wie die akute Verschlechterung vorbestehender Grunderkrankungen, Krankenhauseinweisungen, kardiovaskuläre Ereignisse, Progression der Erkrankung bis hin zum Tod stark ansteigt. Die erheblichen gesundheitlichen Folgen führen in der Gesellschaft zu relevanten Kosten, die sowohl die Sozialsysteme, z. B. durch mehr Arztbesuche, Medikation oder Fehltage, als auch die Individuen belasten [7 ]
[8 ]. Eine Reduktion der Luftschadstoffbelastung ist auf der anderen Seite mit einem erheblichen Gesundheitsgewinn verbunden [8 ]
[9 ]. So wurde für 25 europäische Städte ab 70 000 Einwohnern bei Einhaltung der von der WHO derzeit noch empfohlenen Richtwerte eine Lebenszeitverlängerung um ca. 6 Monate berechnet und der potenzielle ökonomische Gesundheitsnutzen in Europa auf 31 Milliarden Euro pro Jahr geschätzt [8 ].
Die hier beispielhaft aufgeführten Studien zeigen auf, dass eine Reduktion der Luftschadstoffbelastung nicht nur aufgrund der politischen Für- und Vorsorgepflicht, sondern auch aus gesundheitspolitischen Gründen sowie unter ökonomischen Aspekten geboten ist. Die Einhaltung der von der WHO empfohlenen Richtwerte für die Luftschadstoffbelastung in Deutschland und Europa ist somit zu fordern [4 ]
[5 ]
[10 ]. Primäres Ziel muss sein, Luftschadstoffemissionen in ihrer Gesamtheit möglichst gering zu halten. Dabei sind der Straßenverkehr, der v. a. durch seine Nähe zum Menschen sehr bedeutsam ist, Industrie und Energieerzeugung sowie die Landwirtschaft die 4 wichtigsten Emittenten in Deutschland. Darüber hinaus können lokal oder saisonal spezifische Quellen bedeutsam sein, z. B. die Verbrennung von Schweröl in der Schifffahrt, Emissionen von Flughäfen und Kleinfeuerungsanlagen.
Die aus gesundheitlicher Sicht notwendige Reduktion der Emissionen ist nur durch gemeinsames, interaktives und zielorientiertes Handeln auf politischer, technologischer und individueller Ebene erreichbar und setzt die bewusste und aktive Verantwortungsübernahme aller beteiligten Akteure und damit letztlich eines jeden Bürgers in Deutschland voraus. Die primäre Frage auf jeder dieser drei Handlungsebenen muss daher jene nach der Verantwortung und dem konkreten Beitrag zur Reduktion der Luftschadstoffemissionen sein.
Eine substanzielle Expositionsminderung kann nur durch Reduktion der Luftschadstoffemissionen mittels (i) infrastruktureller Maßnahmen und Vermeidungsstrategien, (ii) technischer Innovationen sowie ergänzend durch (iii) verhaltenspräventive Maßnahmen erreicht werden.
Auf politischer und gesellschaftlicher Ebene wird derzeit ein ganzes Bündel an Maßnahmen zur Verbesserung der Situation v. a. in den Städten diskutiert und z. T. umgesetzt, vom Ausbau des öffentlichen Nah- und Fernverkehrs, der Förderung der E-Mobilität einschließlich E-Bikes, dem Ausbau von Carsharing-Modellen und der Förderung der individuellen autofreien Mobilität durch Fahrrad(schnell)wege bis hin zu verkehrs- und städtebaulichen Maßnahmen im Rahmen der nachhaltigen Stadtentwicklung zur Reduktion des Kraftfahrzeugverkehrs. Co-Benefits eines Umbaus unserer Mobilität können durch die gleichzeitige Reduktion von Lärm und Landverbrauch, eine Verringerung der innerstädtischen Aufheizung, eine Erhöhung der Lebensqualität sowie durch einen gesundheitsförderlichen Anstieg der körperlichen Aktivität erzielt werden. Weitere wichtige lufthygienische Maßnahmen betreffen Industrie und Energieerzeugung mit einem Umsteigen auf emissionsarme Technologien, einer Reduktion der landwirtschaftlichen Emissionen durch Beschränkungen der Ammoniumemissionen sowie lokalen Maßnahmen bei spezifischen lokalen Emittenten. Bei der Mehrzahl der Maßnahmen zur Luftreinhaltung kommt es durch die gleichzeitige Reduktion von Klimagasen darüber hinaus zu erheblichen Co-Benefits mit einer klimafreundlichen Politik. Weitere bestehende Technologien zur Erhaltung der Mobilität und der Energieversorgung müssen kontinuierlich verbessert und neue entwickelt werden. Dazu hat die Politik mit entsprechenden Regularien den Anreiz zu schaffen und die Verantwortung für deren Einhaltung ist von der Exekutive und Judikative konsequent zu übernehmen. Zusätzlich erwarten wir von der Industrie, dass die entwickelten und verfügbaren Luftreinhaltungstechnologien zeitnah auf dem Markt angeboten werden. Im Verantwortungsbereich von uns allen liegt es, die Nachfrage und den Bedarf in unserem Konsumverhalten klar zu signalisieren.
Verhaltenspräventive Maßnahmen bestehen einerseits aus der Reduktion der eigenen Schadstoffproduktion durch Änderung des Mobilitäts- und Konsumverhaltens; andererseits sind zum Schutz der Gesundheit sowohl in der Primär- wie auch in der Sekundärprävention Maßnahmen zur Reduktion der eigenen Schadstoffexposition möglich. Hierzu gehören die Nutzung von Verkehrswegen mit geringerer Schadstoffbelastung, z. B. Nebenstraßen oder verkehrsberuhigte Bereiche, v. a. bei aktiver Bewegung (Fahrradfahren und zu Fuß gehen) bis hin zur Auswahl von Ort und Zeit für sportliche Aktivitäten und das Lüftungsverhalten in der Wohnung. Die Zeiten hoher Belastung können von Ort zu Ort und in Abhängigkeit von der Jahreszeit oder der Witterung variieren, lassen sich aber für viele Regionen auf Internetseiten abrufen (z. B. für München http://aqicn.org/city/munich/de/ ).
In diesem Zusammenhang sind die öffentlichen Warnungen und Empfehlungen an Bewohner betroffener Gebiete an Tagen mit besonders hohen Luftschadstoffkonzentrationen, z. B. der Ozonbelastung im Sommer, zu beachten.
Angesichts des derzeitigen Sachstandes und der jüngsten Diskussionen bez. städtischer Luftschadstoffbelastungen erscheint eine schnellere Umsetzung dieser Maßnahmen wünschenswert, die allerdings auch von einer entsprechenden Akzeptanz in der Bevölkerung und einem Umdenken begleitet sein muss. So gilt es z. B. die selbstverständliche Nutzung des Kraftfahrzeuges durch das Selbstverständnis einer schadstoffarmen Mobilität abzulösen, wie dies z. T. in anderen europäischen Ländern der Fall ist. Es wird empfohlen, dies durch entsprechende öffentliche Kampagnen und Publicity zu fördern; insbesondere sollten Personen des öffentlichen Interesses ihre Vorbildfunktion wahrnehmen und z. B. aktive Mobilität (Fahrradfahren, zu Fuß gehen), soweit realisierbar, vorleben.
Jenseits der dargestellten Evidenz zur gesundheitlichen Wirkung von Luftschadstoffen und der daraus abgeleiteten Handlungsempfehlungen bestehen weiterhin substanzielle Wissenslücken zu einer Reihe von Fragen. Die vorliegenden Daten konzentrieren sich überwiegend auf wenige Luftschadstoffe. Die Belastung mit weiteren Schadstoffen, etwa ultrafeinen Partikeln (UFP, Ultrafeinstaub), ist bislang weniger umfassend untersucht und hinsichtlich ihrer Anzahlkonzentration in der Luft nicht gesetzlich geregelt. Darüber hinaus sind die Differenzierung der Effekte einzelner Komponenten des Luftschadstoffgemisches sowie deren mögliche Interaktionen bzw. synergistische Effekte für eine gezielte gesetzliche Regulierung von Interesse. Eine weitere offene Frage betrifft die untere Wirkungsschwelle von Luftschadstoffen. Viele epidemiologische Studien beobachten eine lineare Expositions-Wirkungsbeziehung weit unterhalb der europäischen Grenzwerte und sogar unterhalb der niedrigeren WHO-Richtwerte. Bisher gibt es keine eindeutigen Hinweise auf Schwellenwerte von Schadstoffkonzentrationen, unterhalb derer keine Gesundheitseffekte zu erwarten sind. Auch ist für viele Gesundheitsendpunkte der Zusammenhang zwischen Expositionsdauer und Krankheitsverursachung noch nicht hinreichend untersucht. Ebenso besteht im Hinblick auf die Langzeitfolgen einer Exposition im Kindesalter Forschungsbedarf, um die vorliegenden Hinweise auf eine frühe Disposition für insbesondere obstruktive Atemwegserkrankungen im Erwachsenenalter zu substantiieren. Zur Frage der genetischen Suszeptibilität im Hinblick auf gesundheitsschädliche Effekte von Luftschadstoffen [11 ] sowie möglicher protektiver Wirkungen der Ernährung [12 ] ist die gegenwärtige Datenlage ebenfalls noch unbefriedigend. Es wird daher empfohlen, gezielt die Forschungsaktivitäten für diese Fragestellungen durch Ausschreibungen europaweit zu fördern.
Gesundheitseffekte
Claudia Hornberg, Barbara Hoffmann
Gesundheitliche Wirkungen von Luftschadstoffen
Belastungen der Außenluft durch Luftschadstoffe sind ein für alle Bevölkerungsgruppen relevanter Umweltrisikofaktor mit hoher Aktualität und – verglichen mit anderen Umwelt-Stressoren wie extremen Temperaturen – erwartbar hoher zuschreibbarer Krankheitslast in Deutschland [13 ]. Dies resultiert v. a. aus der hohen Prävalenz der verursachten Erkrankungen und aus der Tatsache, dass praktisch die gesamte Bevölkerung mehr oder weniger stark betroffen ist.
Die Exposition gegenüber Feinstaub und anderen Luftschadstoffen stellt kein vollständig vermeidbares Umweltrisiko dar, da diese auch natürlichen, nicht beeinflussbaren Quellen entstammen. Feinstaub und gasförmige Luftschadstoffe haben neben anthropogenen Quellen wie Verkehr (Verbrennungsmotoren, Reifen- und Straßen- und Bremsenabrieb), Industrieprozessen, Kraftwerken, Landwirtschaft, Heizungen von Häusern etc. auch natürliche Quellen. Dazu gehören z. B. Bestandteile von Bakterien, Pollen oder Sporen, feinste Tier- und Pflanzenreste, Aufwirbelungen durch Luftströmungen sowie Meersalze oder Vulkanausbrüche. Diese natürlichen Quellen luftgetragener Schadstoffe bilden den oben erwähnten unvermeidlichen Basiswert der Belastung. Die gesundheitliche Bedeutung dieser natürlichen Belastung sowie ihre Interaktion mit anthropogenen Luftschadstoffen und die sich daraus ergebende Bedeutung für die Wirkung auf den Menschen sind bislang erst im Ansatz verstanden und bedürfen weiterer Untersuchungen [14 ]
[15 ].
Toxikologie – Epidemiologie
Luftschadstoffe können sowohl kurzfristige Wirkungen haben, die innerhalb von Stunden bis Tagen eintreten, und langfristige Auswirkungen, die erst nach zum Teil jahrelanger Belastung z. B. an der Wohnadresse auftreten. Kurz- bis mittelfristige Wirkungen von Luftschadstoffen können in experimentellen bzw. kontrollierten Studien an Zellen, Tieren oder Menschen getestet werden und liefern wichtige Hinweise auf biologische Wirkmechanismen und subklinische Endpunkte. Für die Untersuchung von Effekten durch eine langfristige Belastung stehen tierexperimentelle Ansätze sowie epidemiologische Beobachtungsstudien am Menschen zur Verfügung.
Die Toxikologie ermöglicht mit experimentellen Studien (in vitro oder tierexperimentelle Studien) die Untersuchung von biologischen Mechanismen unter kontrollierten Bedingungen. Dabei können reale Umweltbedingen, konzentrierte Luftschadstoffe aus der Umgebung, einzelne Schadstoffe oder auch spezifische Kombinationen von Schadstoffen getestet werden. Experimentelle Untersuchungen werden in unterschiedlichen Forschungsdesigns durchgeführt, um in kontrollierten Versuchen kausale Prozesse zu verstehen. Es existiert eine große Zahl von tierexperimentellen und in vitro Untersuchungen, in denen Belege für die Toxizität von Luftschadstoffen erbracht wurden [16 ]
[17 ]
[18 ]
[19 ].
Experimente, selbst an komplexen Zellkultursystemen, können zwar Wirkmechanismen aufzeigen, sagen aber zumeist nichts über die gesundheitlichen Folgen von Luftschadstoffkonzentrationen für die Bevölkerung aus, die unter realen Umweltbedingungen auftreten. Zudem können die Ergebnisse von Zellkulturversuchen oder Experimenten an Tieren (z. B. inhalationstoxikologische Untersuchungen) nicht ohne Weiteres auf den Menschen übertragen werden. Studien an Menschen dürfen nur nach Genehmigung durch einen Ethikrat an Gesunden oder lediglich leicht Erkrankten durchgeführt werden und unterliegen strengen Auflagen bez. der zu untersuchenden Exposition, deren Dosierung und Dauer sowie den zu erwartenden Gesundheitseffekten. Bei experimentellen Studien mit kontrollierter Exposition in einer Dosierung, wie sie z. B. im täglichen Leben normalerweise auftreten kann, ist es möglich, subklinische Effekte am Menschen zu untersuchen.
Findet eine solche experimentelle Untersuchung in einer Inhalationskammer statt, können Effekte einzelner Schadstoffe oder Schadstoffkombinationen gezielt untersucht werden. Kontrollierte Expositionsstudien dieser Art werden z. B. eingesetzt, um untere Wirkschwellen von Schadstoffen auf subklinische Effekte (z. B. Entzündungsreaktionen, Atemwegswiderstand, Blutdruckanstieg) zu identifizieren. Wichtige Erkenntnisse zur Beurteilung gesundheitlicher Wirkungen von Luftschadstoffen auf die Bevölkerung können aus umweltepidemiologischen Studien, die Bevölkerungsgruppen oder die Gesamtbevölkerung beobachten, abgeleitet werden. Umweltepidemiologische Studien analysieren dabei den Zusammenhang zwischen gemessenen oder abgeschätzten Luftschadstoffkonzentrationen mit Gesundheitsdaten unterschiedlich stark exponierter Personen(gruppen). Dabei ist zu beachten, dass die statistischen Zusammenhänge, die zwischen Luftschadstoffen und gesundheitlichen Outcomes gefunden werden, keine direkten Aussagen über deren ursächliche Beziehungen ermöglichen. Jedoch liefern die zahlreichen umweltepidemiologischen Studien konsistente Ergebnisse über die statistischen Zusammenhänge zwischen erhöhten Luftschadstoffbelastungen und negativen gesundheitlichen Auswirkungen. Studien, die Verbesserungen der Luftqualität mit entsprechenden Veränderungen von biologischen Endpunkten assoziieren können, unterstützen diese Beobachtungen.
Kurzzeiteffekte können neben den experimentellen Studien mit einer Reihe von epidemiologischen Studiendesigns untersucht werden. Hierzu eignen sich sog. Panel-, Case-crossover- und Zeitreihenstudien. Langfristige Effekte auf den Menschen können nur in epidemiologischen Studien untersucht werden, da eine langfristige experimentelle Exposition des Menschen nicht möglich ist. Hier kommen v. a. große Kohortenstudien, oft multizentrisch und multinational, zum Einsatz.
Umweltepidemiologische Studien sind gekennzeichnet durch die Besonderheit, dass die zu untersuchende Exposition (also z. B. die Feinstaubbelastung am Wohnort) mit weiteren gesundheitsschädlichen Belastungen korreliert sein kann. Dies ist z. B. häufig der Fall für verschiedene verkehrsbedingte Emissionen, wie z. B. Feinstaub, Ultrafeinstaub, NO2 und Lärm. Weisen Schadstoffe ähnliche Verteilungsmuster auf, ist es oftmals schwierig oder methodisch auch unmöglich, die jeweiligen Effekte voneinander abzugrenzen. Nachgewiesene Zusammenhänge zwischen einem Luftschadstoff und gesundheitlichen Auswirkungen können daher ein Hinweis auf direkte (kausale) Wirkungen sein oder sie stehen stellvertretend für Schadstoffe, die die gleichen Emissionsquellen haben und mit diesen eng korrelieren. Da insbesondere bei der verkehrsbedingten Schadstoffexposition zumeist Schadstoffgemische auftreten, die sich teilweise in ihren Konzentrationen parallel verhalten, ist eine rein epidemiologische Separierung der Effekte von Einzelbestandteilen auf den Organismus schwierig bzw. nicht möglich [20 ]
[21 ], dafür werden so aber die realistischen Gesamteffekte erfasst.
Bewertung von identifizierten Zusammenhängen
Wenn ein kausaler Zusammenhang zwischen Luftschadstoffen und gesundheitlichen Auswirkungen attestiert werden soll, sind hohe Anforderungen an die Belastbarkeit des jeweiligen Wissensstandes zu erfüllen (siehe z. B. US-EPA 2016 [22 ]). Verschiedene Institutionen fassen in regelmäßigen Abständen den Wissensstand zusammen und bewerten sowohl die Einzelstudien als auch die Gesamtevidenz mittels strukturierter und standardisierter Vorgehensweisen (WHO, IARC, US-EPA, Europäische Kommission, COMEAP etc.). Dabei werden sowohl toxikologische als auch epidemiologische Befunde für die Gesamtbewertung herangezogen. Zentrale Kriterien der Bewertung sind [21 ]
[23 ]:
Konsistenz – Der/Die Effekt(e) wurde(n) in mehreren, voneinander unabhängig durchgeführten Studien nachgewiesen und ist/sind reproduzierbar.
Kohärenz – Der/Die Effekt(e) wurde(n) mit unterschiedlichen Methoden nachgewiesen.
Biologische Plausibilität – Es gibt biologisch plausible Mechanismen, die die Verursachung von Erkrankungen durch Schadstoff(e) erklären können.
Ziel der Bewertung durch die unterschiedlichen Institutionen ist eine Beurteilung der Auswirkungen von Luftschadstoffen auf die menschliche Gesundheit anhand allgemein verbindlicher Bewertungskriterien. Aus der Evidenz für das Vorliegen eines Zusammenhangs und der Größe dieses Zusammenhangs (Expositions-Wirkungsfunktionen) werden in mehr oder weniger standardisierten Prozessen gesetzliche Grenzwerte oder medizinische Beurteilungsmaßstäbe abgeleitet. Gesetzliche Grenzwerte sind dabei ein Kompromiss verschiedener gesellschaftlicher Gruppen und stellen nicht unbedingt eine medizinisch wünschenswerte obere Belastungsgrenze dar.
So können z. B. unterhalb der in der EU gültigen Grenzwerte erhebliche Gesundheitseffekte durch Luftschadstoffe nachgewiesen werden [24 ]. Medizinisch abgeleitete Werte sind z. B. die Richtwerte der WHO, deren Einhaltung aus gesundheitlicher Sicht empfohlen wird. Ziel dieser Ableitung ist es, diejenigen Mengen oder Konzentrationen einer Belastung festzulegen, mit deren Aufnahme über einen definierten Zeitraum mit an Sicherheit grenzender Wahrscheinlichkeit keine relevante schädliche Wirkung mehr verbunden ist. Hierbei gilt es, bestimmte Bevölkerungsgruppen, z. B. Kinder, ältere Menschen, schwangere Frauen, besonders zu berücksichtigen. Ein zentrales Leitprinzip, das in diesem Kontext von hoher Bedeutung ist, ist das Vorsorgeprinzip.
Der Environmental Burden of Disease (EBD)-Ansatz zur Abschätzung umweltbezogener Krankheitslasten
Ende der 1990er-Jahre wurde der Environmental Burden of Disease (EBD)-Ansatz als umweltbezogene Erweiterung der Burden of Disease (BoD)-Methodik der WHO entwickelt [25 ]
[26 ]. Anliegen war, das Ausmaß der Krankheitslast, das einem Umweltrisikofaktor/einer Gruppe von Umweltrisikofaktoren zuzuschreiben ist, für die Bevölkerungsgesundheit abzuschätzen, zu quantifizieren und im Hinblick auf erforderliche Entscheidungen und die Priorisierung von Maßnahmen bewerten zu können [27 ]. Seitdem wenden verschiedene EBD-Studien die dargestellte Methodik auf den Bereich umweltbezogener Gesundheitsrisikofaktoren (z. B. zur Bewertung von Schadstoffen im Trinkwasser, in der Nahrung, in der Luft, im Boden sowie auf physikalische Noxen wie Lärm und Strahlung), aber auch auf lebensstilassoziierte Gesundheitsrisikofaktoren (Übergewicht, Rauchen, fehlende Bewegung usw.) an. In den letzten Jahren wird die Methodik zunehmend auch im Rahmen nationaler und subnationaler EBD-Studien angewendet, modifiziert und weiterentwickelt [15 ].
Ein zentraler Aspekt der Berechnung der Krankheitslast ist die Zielsetzung, die gesundheitliche Bedeutung von verschiedenen Umweltbelastungen für die Bevölkerung vergleichen zu können. Es geht bei diesem Ansatz darum, die Krankheitslast verschiedenster Risikofaktoren auf unterschiedlichste gesundheitliche Endpunkte mittels Maßzahlen vergleichbar zu machen, um Politik und Public Health eine Aussage über die Bedeutung einzelner Risikofaktoren für das Krankheitsgeschehen relativ zueinander zur Verfügung zu stellen.
Hierfür stehen mehrere Indizes zur Verfügung, die üblicherweise begrifflich als „vorzeitige“ oder „verursachte Todesfälle“, „verlorene Lebensjahre“ und sog. „Lebensjahre mit Einschränkung“ (disability-adjusted life years, DALYs) bezeichnet werden. Diese Indizes dürfen aber nicht verwechselt werden mit tatsächlichen Todesfällen, die ein bestimmter Risikofaktor auslöst, also z. B. mit Toten infolge von Verkehrsunfällen, sondern gewinnen nur durch den Vergleich verschiedener Umweltbelastungen oder durch einen Vergleich einer Belastung über die Zeit ihre Bedeutung.
Abschätzungen für die Krankheitslast durch Luftschadstoffe in Europa haben die WHO, die European Environment Agency (EAA) und verschiedene Studien durchgeführt [4 ]
[5 ]
[8 ]
[29 ]
[30 ]
[31 ]
[32 ]. Die bevölkerungsbezogene Krankheitslast in Deutschland durch Luftschadstoffe wurde von mehreren Studien beurteilt. Beispielhaft werden hier aktuelle Studien genannt, die die Krankheitslast durch Feinstaub [2 ]
[33 ], die Krankheitslast durch NO2 [6 ] und für Ozon [15 ] in Deutschland abgeschätzt haben.
Für Feinstaub wurden in der Berechnung der GBD Investigators die Langzeiteffekte auf die gesundheitlichen Endpunkte ischämische Herzkrankheit, Schlaganfall, COPD, Bronchialkarzinom und Infektionen der unteren Atemwege eingeschlossen. Die primäre Analyse der Krankheitslast durch NO2 in Deutschland umfasste den Endpunkt kardiovaskuläre Mortalität, die Analyse für Ozon umfasste die Morbidität durch Allergien und Heuschnupfen [15 ]. Insgesamt steht die Luftverschmutzung der Außenluft für die Krankheitslast in Deutschland auf Platz 10 der führenden Risikofaktoren und für die Mortalität weltweit auf Platz 5 und ist damit der wichtigste umweltbedingte Risikofaktor [2 ]
[33 ]
[34 ]
[35 ]
[36 ].
In Deutschland zeigte sich in den letzten 10 Jahren für verursachte Todesfälle, verlorene Lebenszeit und Jahre mit Einschränkung (DALYs) durch Feinstaub bzw. NO2 insgesamt ein leicht abnehmender Trend, einhergehend mit den insgesamt abnehmenden Immissionen [2 ]
[6 ].
Die europaweite Aphekom-Studie (Assessing the public health impacts of urban air pollution in 25 European cities: Improving Knowledge and Communication for Decision Making on Air Pollution and Health) [8 ] untersuchte, ob und inwieweit die Krankheitslast durch Einhaltung der strengeren WHO „Air Quality Guidelines“ in europäischen Städten reduziert werden könnte. Die Studie berücksichtigte insgesamt 39 Millionen Probanden aus verschiedenen Städten Europas mit 225 000 bis 7,5 Millionen Einwohnern. Bei Einhaltung der PM2.5 -Jahresbelastung von maximal 10 µg/m3 in allen Städten würde sich die Lebenserwartung eines 30-Jährigen um 5,8 Monate (Median) verlängern, in Stockholm mit der geringsten PM2.5 -Belastung von 9,4 µg/m3 um 0 Monate, in Bukarest mit 38,2 µg/m3 PM2.5 -Belastung um 22 Monate. Dies entspricht 421 000 gewonnenen Lebensjahren/Jahr bzw. 19 000 verzögerten Todesfällen/Jahr, davon 14 000 aufgrund von kardiovaskulären Erkrankungen. Die Studie adressiert aber auch den potenziellen ökologischen Gewinn, den sie auf 31 Milliarden Euro pro Jahr (95 %KI: 10 – 53 Milliarden Euro) abschätzt.
Mortalität
Kurzfristige Effekte
Für kurzfristige Belastungsanstiege, wie sie von Tag zu Tag vorkommen, kommt es zu einem Anstieg der täglichen Mortalität um 0,4 – 1,0 % pro Anstieg der täglichen PM10 -Belastung um 10 µg/m3 [32 ]. Die kurzfristigen Effekte von NO2 sind etwas schwächer mit einem Anstieg der Mortalität um ca. 0,5 – 3,6 % pro 20 µg/m3 [37 ]. Neben den regulierten Schadstoffen können auch andere, bisher nicht regulierte Bestandteile der Luft Auswirkungen haben. So zeigen Studien zur Belastung durch ultrafeine Partikel, dass kurzfristige tägliche Belastungsanstiege mit erhöhter Mortalität assoziiert sein können [38 ]
[39 ]
[40 ]. Lanzinger et al. [39 ] konnten in einer internationalen multizentrischen Zeitreihenstudie zeigen, dass ein durchschnittlicher Anstieg über 6 Tage von 2750 ultrafeinen Partikeln/cm3 mit einer Erhöhung der Sterblichkeit um 9,9 % (95 %KI: –6,3 – 28,8 %) verbunden ist.
Langzeiteffekte
Die WHO stellte bereits in ihren Leitlinien für Luftqualität 2006 [41 ] und in einer aktuellen Übersichtsarbeit [32 ] fest, dass die langfristige Belastung durch Luftverschmutzung mit der Mortalität assoziiert ist. In Europa wurden Langzeitwirkungen auf die Mortalität unter anderem in dem multizentrischen ESCAPE-Projekt (European Study of Cohorts on Air Pollution Effects) untersucht, indem in über 30 einzelnen Kohortenstudien nach einem gemeinsamen Standard die Luftverschmutzung gemessen und modelliert wurde. So zeigte ESCAPE eine Erhöhung der Sterblichkeit um 7 % (95 %KI: 2 – 13 %) pro zusätzlicher Langzeitbelastung von 5 µg/m3 PM2.5 [42 ]. Dabei gibt es bisher keine bekannte untere Wirkungsschwelle, das heißt, dass selbst unterhalb der derzeit gültigen Grenzwerte der EU oder der US-EPA die Mortalität mit zunehmender Belastung ansteigt [42 ]
[43 ]. Diese Frage adressierten Shi et al. [44 ] gezielt bei älteren Teilnehmern (> 65 Jahre) der Medicare Population aus Neu England, USA. Sie fanden unterhalb von 10 µg/m3 PM2.5 einen Anstieg der Mortalität von 9.28 % (95 %KI: 0,76 – 18,52 %) für eine erhöhte Langzeitbelastung über 1 Jahr. Für die gesamte Population, in der die Jahresbelastung maximal 20.3 µg/m3 PM2.5 betrug, stieg die Mortalität um 7.52 % (95 %KI: 1,95 – 13,40 %) pro 10 µg/m3 an. Pope et al. zeigen in einer US-weiten Analyse, dass die Lebenserwartung zwischen 1980 und 2000 mit der Feinstaubkonzentration assoziiert war und es pro 10 µg/m3 PM2.5 zu einer Verkürzung der Lebenserwartung um mehr als ein halbes Jahr kommt [45 ]. Für NO2 wird in der aktuellsten Übersichtsarbeit eine Risikoerhöhung von ca. 2,3 % (95 %KI: 0,8 – 3,7 %) pro 10 µg/m3 NO2 berechnet [46 ]. Auch hier weisen die Ergebnisse verschiedener Studien darauf hin, dass die Gesamtsterblichkeit unterhalb des bestehenden Jahresgrenzwertes von 40 µg/m3 für NO2 erhöht ist, besonders in der älteren oder erkrankten Bevölkerung [32 ]
[47 ]
[48 ]
[49 ]
[50 ].
Wirkorte der Luftschadstoffe
Georg Bölke, Stefan Karrasch, Christian Witt
Atemwegssystem
Das respiratorische System ist aufgrund seiner physiologischen Funktion und anatomischen Eigenschaften naturgemäß den Einflüssen von Luftschadstoffen in besonderer Weise exponiert; es ist das Portalorgan für die Luftschadstoffe. Zugleich stellen Atemwegserkrankungen eine der wichtigsten Entitäten der nicht übertragbaren Krankheiten dar, so erwartet etwa die WHO für 2030, dass jeder fünfte weltweite Todesfall durch respiratorische Erkrankungen verursacht wird (2008 war es jeder sechste) [63 ]. Da die Optionen für eine kausale Therapie in vielen Fällen derzeit noch limitiert sind, kommt der Vermeidung einer Entstehung und Progression von Atemwegserkrankungen mittels präventiver Maßnahmen eine herausragende Bedeutung zu. Im Folgenden werden daher sowohl funktionelle Effekte von Luftschadstoffen in der überwiegend lungengesunden Allgemeinbevölkerung als auch ihr Zusammenhang mit Auftreten und Verlauf wichtiger respiratorischer Erkrankungen erläutert.
Luftschadstoffassoziierte Mortalität in der Allgemeinbevölkerung aufgrund von Atemwegserkrankungen
In einer der wichtigsten europäischen Kurzzeitstudien, der in 29 europäischen Städten durchgeführten multizentrischen APHEA2-Studie (Air Pollution and Health: A European Approach 2), wurde ein linearer Zusammenhang zwischen einem Anstieg von PM10 um 10 µg/m3 und einer erhöhten Mortalität aufgrund von Atemwegserkrankungen (0,58 % [95 %KI: 0,35 – 0,90 %]) beobachtet [64 ]
[65 ]. In dieser Studie wurde in 23 europäischen Städten auch die Wirkung von Ozon auf die Sterblichkeit untersucht [66 ]. Entsprechend der höheren Ozonbelastung in der warmen Jahreszeit wurde im Sommer für einen Anstieg des mittleren 1-Stundenwertes von Ozon um 10 µg/m3 eine Erhöhung der Mortalität aufgrund von Atemwegserkrankungen um 1,13 % (95 %KI: 0,62 – 1,48 %) beobachtet [66 ]. Auch nach Adjustierung für andere Luftschadstoffe blieb die statistisch signifikante lineare Dosis-Wirkungsbeziehung bestehen. In Bezug auf die Langzeitwirkung von Feinstaub ist die mit Abstand größte Kohortenstudie die American Cancer Society(ACS)-Studie [58 ]
[67 ], die ca. 1,2 Millionen amerikanische Probanden einschloss, von denen von 1982 bis 1998 die Sterbedaten erhoben wurden. Pope et al. [58 ] erfassten Risikofaktoren und Todeszeitpunkt sowie Todesursache von etwa 550 000 Teilnehmern und untersuchten die Assoziation mit den Luftschadstoffkonzentrationen aus circa 150 Städten. Sowohl für die Sterblichkeit an Lungenkrebs als auch die Gesamt- und die kardiopulmonale Mortalität wurden erhöhte relative Risiken für PM2.5 gefunden. So war z. B. ein Anstieg von PM2.5 um 10 µg/m3 mit einem erhöhten Risiko für die Sterblichkeit an Lungenkrebs um 14 % (95 %KI: 4 – 23 %) assoziiert. Hoek et al. fanden in ihrer Metaanalyse (18 Studien) von Langzeitstudien zur Sterblichkeit an nicht malignen Lungenerkrankungen ein erhöhtes Risiko von 3 % (95 %CI: – 6,13 %) für einen Anstieg von PM2.5 um 10 µg/m3 . Dabei betonen die Autoren, dass zwischen den einzelnen Studien deutliche Unterschiede in der Effektgröße zu beobachten sind.
Lungenfunktion in der Allgemeinbevölkerung
Mögliche Luftschadstoffeffekte auf die überwiegend lungengesunde Allgemeinbevölkerung werden zumeist über eine Verminderung bzw. Abnahme der Lungenfunktion (spirometrische Messgrößen) erfasst. Insbesondere im Hinblick auf Feinstaubbelastungen ist die Evidenz für adverse Effekte vielfältig belegt. So führte etwa in einer berufsbezogenen Kohorte gesunder Erwachsener bereits eine kurzzeitige Erhöhung um 10 µg/m3 PM10 subakut zu einer geringen, jedoch signifikanten Reduktion der forcierten Vitalkapazität (FVC) um im Mittel 18,9 ml (95 %KI: 10,3 – 27,5 ml), der Einsekundenkapazität (FEV1 ) um 12,8 ml (95 %KI: 6,5 – 19,1 ml) sowie des Spitzenflusses (PEF) von 51,4 ml/s (95 %KI: 27,0 – 75,0 ml/s); die Einschränkungen der Lungenfunktion waren auch 2 Tage später noch nachzuweisen, aber im Prinzip reversibel [68 ]. Auch langfristig führt die Exposition gegenüber hohen Feinstaubkonzentrationen an der Wohnadresse zu nachteiligen Veränderungen. So konnten Adam et al. [69 ] im Rahmen der ESCAPE-Studie (European Study of Cohorts for Air Pollution Effects, 7615 Teilnehmer in dieser Analyse) eine Verminderung um 44,6 ml (95 %KI: 3,8 – 85,4 ml) für FEV1 und um 59,0 ml (95 %KI: 5,6 – 112,3 ml) für FVC bei einer Erhöhung des PM10 um 10 µg/m3 [69 ] beschreiben.
Für gasförmige Schadstoffe ist die Datenlage etwas heterogener, eine vergleichsweise konsistente Evidenz findet sich v. a. für NO2 . Panis et al. [68 ] beschrieben bei einer akuten Zunahme der NO2 -Konzentration um 10 µg/m3 eine Reduktion von FEV1 um 13,8 ml (95 %KI: 3,5 – 24,2 ml) und der PEF um 66,1 ml/s (95 %KI: 25,6 – 106,6 ml/s), 2 Tage nach dem Anstieg konnte für die FEV1 allerdings kein signifikanter Unterschied mehr gesehen werden. Eine langfristige Erhöhung der NO2 -Konzentration um 10 µg/m3 führte in der bereits erwähnten Untersuchung von Adam et al. [69 ] zu einer Verminderung von 14,0 ml (95 %KI: 2,1 – 25,8 ml) für FEV1 und von 14,9 ml (95 %KI: 1,1 – 28,7 ml) für FVC mit besonders deutlicher Assoziation bei adipösen Personen (Reduktion der FEV1 bei Personen mit BMI ≥ 30 kg/m2 um 32,7 ml (95 %KI: 6,7 – 58,8 ml) vs. BMI < 30 kg/m2 um 6,3 ml (95 %KI: – 9,0 – 21,6)).
Bowatte et al. [70 ] beobachteten darüber hinaus einen Zusammenhang zwischen einem in der Nähe einer großen Straße gelegenen Wohnort (< 200 m) mit entsprechend hoher Langzeitexposition gegenüber verkehrsbezogenen Luftschadstoffen und verstärkter Abnahme spirometrischer Parameter im mittleren Lebensalter, was die gesundheitliche Bedeutung der chronischen Schadstoffbelastung unterstreicht.
Effekte einer langfristigen Exposition gegenüber Luftschadstoffen werden bereits bei Kindern und Heranwachsenden beobachtet und können hier als adverser Einfluss auf die pulmonale Entwicklung interpretiert werden [71 ]
[72 ]
[73 ]. Gehring et al. [74 ] fanden im Rahmen der ESCAPE-Studie eine Verminderung spirometrischer Indizes für sowohl PM2.5 als auch Stickoxide, FEV1 war dabei um 0,86 % (95 %KI: 0,24 – 1,48 %) bei einem Anstieg des NOx um 20 µg/m3 bis hin zu 1,77 % (95 %KI: 0,18 – 3,34 %) bei einem Anstieg des PM2.5 um 5 µg/m3 reduziert. Barone-Adesi et al. [75 ] fanden in einer Metaanalyse von Studien mit Kindern ein um 8 ml (95 %KI: 1 – 14 ml) verringertes FEV1 bei einem Anstieg von NO2 um 10 µg/m3 . In der Children‘s Health Study über 12 Studienregionen in Kalifornien wurde eine klinisch bedeutsame Verminderung in der altersbezogenen Entwicklung vom 10. bis zum 18. Lebensjahr sowohl von FEV1 (101,4 ml [95 %KI: 164,5 – 38,4 ml]) als auch von FVC (95,0 ml [95 %KI: 189,4 – 0,6 ml]) und FEF25 – 75 [211,0 ml/s (95 %KI: 377,6 – 44,4 ml/s]) bei Heranwachsenden in der Studienregion mit der höchsten mittleren NO2 -Exposition gegenüber jener mit der niedrigsten beobachtet [76 ]. Gaudermann et al. [77 ] konnten darüber hinaus zeigen, dass sich eine Verbesserung der Luftqualität in Bezug auf NO2 und PM2.5 positiv auf die Lungenfunktionsentwicklung der Heranwachsenden auswirkt. In einer jüngst veröffentlichten Untersuchung spirometrischer Parameter bei Heranwachsenden zwischen dem 8. und dem 16. Lebensjahr aus den Niederlanden beobachteten Milanzi et al. [78 ] eine Reduktion der altersbezogenen FEV1 -Zunahme um 0,26 % (95 %KI: 0,03 – 0,49 %) pro Interquartile Range (IQR)-Anstieg von PM2.5 . Neben Kindern erscheinen ältere Bevölkerungsgruppen in besonderer Weise vulnerabel gegenüber den Effekten von Luftschadstoffen, hier sind v. a. die partikulären Schadstoffe von Bedeutung [79 ].
Chronisch Obstruktive Lungenerkrankungen – COPD
Im Rahmen einer COPD spielen Luftschadstoffe v. a. im Hinblick auf die mögliche Verursachung von Exazerbationen eine Rolle, viele Studien deuten hier auf einen positiven Zusammenhang hin. So beschrieben Xu et al. [80 ] einen Anstieg der Rettungsstellenbesuche in Peking, China, aufgrund einer akut exazerbierten COPD um 1,46 % (95 %KI: 0,13 – 2,79 %) pro 10 µg/m3 PM2.5 -Erhöhung am selben Tag. Dieser Effekt verstärkte sich auf 3,15 % (95 %KI: 1,39 – 4,91 %), wenn auch die 3 nachfolgenden Tage (lag days) in die Analyse einbezogen wurden. In einer weiteren Untersuchung von DeVries et al. [81 ] erhöhte sich das Exazerbationsrisiko pro 10 µg/m3 Anstieg von PM2.5 um 2,6 % (95 %KI: 1,6 – 3,4 %), für NO2 um 4,2 % (2,5 – 6,0 %) pro 10 µg/m3 Anstieg der Kurzzeitexposition. Li et al. [82 ] fanden in einer Metaanalyse von 59 Studien für sowohl gasförmige wie partikuläre Luftschadstoffe signifikante Effekte mit relativem Risiko zwischen 1,01 (CO; 95 %KI: 1,00 – 1,01) und 1,04 (NO2 ; 95 %KI: 1,03 – 1,06). Auch für eine Innenraumbelastung, zumindest mit partikulären Substanzen, wurden analoge Effekte gezeigt, so führte ein Anstieg der PM2.5 -Konzentration um 10µg/m3 zu einer um 44 % erhöhten Wahrscheinlichkeit für nächtliche Symptome und zu einer um 38 % erhöhten Wahrscheinlichkeit, eine schwere Exazerbation zu erleiden [83 ].
Daneben sind ähnlich wie in der Allgemeinbevölkerung auch bei COPD-Patienten negative Effekte auf die spirometrische Lungenfunktion beschrieben. So fanden Bloemsma et al. [84 ] in einer Metaanalyse von 25 Studien für einen Anstieg der täglichen PM10 -Konzentration um 10 µg/m3 eine geringe, aber signifikante Abnahme bei FEV1 (3,38 ml [95 %KI: 0,37 – 6,39 ml]) und bei PEF (0,61 l/min [95 %KI: 0,01 – 1,20 l/min]). Die Ergebnisse für gasförmige Schadstoffe waren demgegenüber allerdings inkonsistent [85 ].
Für die tägliche Mortalität von COPD-Patienten ergibt sich ebenfalls ein relativ klarer Zusammenhang mit Luftschadstoffexposition. In der Metaanalyse von DeVries et al. [81 ] etwa erhöhte sich pro 10 µg/m3 Anstieg NO2 der Kurzzeitexposition das Mortalitätsrisiko um 3 % (95 %KI: 1,6 – 4,5 %), pro 10 µg/m³ Anstieg von PM2.5 um 4,8 % (95 %KI: 1,9 – 7,8 %).
Die vorliegende Datenlage zu einer möglicherweise erhöhten Prävalenz bzw. Inzidenz von COPD aufgrund von Luftschadstoffen erscheint demgegenüber international weniger homogen und deutlich von Art und Konzentration der Belastungen abhängig. Für das Kochen mit Biomasse und die damit assoziierten Innenraumbelastungen, von Bedeutung primär in Ländern mit niedrigem und mittlerem Einkommen, ist ein positiver Zusammenhang gut belegt, etwa für COPD mit einer Odds Ratio von 2,80 (95 %KI: 1,85 – 4,23) [85 ]
[86 ]
[87 ]. Die auf diese Weise verursachte COPD weist pathophysiologische Unterschiede zu einer auf langjährigen Zigarettenkonsum zurückgehende COPD auf [88 ]. Für die in westlichen Ländern beobachtete Außenluftverschmutzung ist die Evidenz unklar. Eine Querschnittanalyse mit 4757 Frauen fand eine erhöhte Prävalenz (Odds Ratio 1,43 [95 %KI: 1,23 – 1,66]) pro 16 µg/m3 NO2 [89 ]. Andere große Bevölkerungskohorten zeigten jedoch keine signifikanten Unterschiede, so wiesen Cai et al. [90 ] im Rahmen der ESCAPE-Kohorte zwar ein signifikant erhöhtes Risiko für chronischen Auswurf bei Nichtrauchern, nicht jedoch generell für chronische Bronchitis nach. Hierbei spielt allerdings auch die teils unzureichende Frühdiagnostik einer COPD sowie die Notwendigkeit langer Beobachtungszeiträume eine Rolle. So konnten Andersen et al. [91 ] zeigen, dass erst bei einer Langzeitexposition mit erhöhten NO2 -Werten über 25 Jahre eine erhöhte COPD-Inzidenz nachweisbar war (HR 1,07 [95 %KI: 1,01 – 1,13] pro IQR von 5,8 mg/m3 ). Auch mag eine frühkindliche Exposition, die i. d. R. nicht berücksichtigt wird, bei der späteren Krankheitsentstehung eine Rolle spielen.
Asthma bronchiale
Insgesamt unterstreicht eine Vielzahl von Studienergebnissen, dass eine kurzzeitige Exposition gegenüber Luftschadstoffen Exazerbationen eines bereits bestehenden Asthmas auslösen kann [92 ]. Sowohl kurz- als auch langzeitige Expositionen mit Feinstaub (PM2.5 , PM10 ) sind mit vermehrter Asthmasymptomatik und vermehrtem Aufsuchen von Gesundheitseinrichtungen assoziiert. In einer umfassenden Metaanalyse von 87 Studien wurde eine signifikante Erhöhung des Risikos einer Asthma-Exazerbation sowohl für gasförmige als auch für partikuläre Luftschadstoffe beschrieben, die von einem relativen Risiko von 1,009 (95 %KI: 1,006 – 1,011) für O3 bis zu 1,023 (95 %KI: 1,015 – 1,031) für PM2.5 reichte [93 ], wenngleich für PM2.5 in einzelnen Studien auch keine oder verminderte Symptome berichtet werden [80 ]. Aus Expositionsstudien ist außerdem bekannt, dass gasförmige Schadstoffe wie O3 und NO2 die allergische Antwort im Rahmen eines Asthma bronchiale bzw. einer respiratorischen Allergie gegenüber inhalativen Allergenen verstärken können [94 ]
[95 ].
Wie auch für die COPD besteht hingegen Unklarheit bei der Frage, ob eine Langzeitbelastung mit Luftschadstoffen auch an der Entstehung eines Asthma bronchiale beteiligt ist bzw. es direkt verursachen kann [96 ]
[97 ]. Auf Basis toxikologischer Studien erscheint ein solch kausaler Zusammenhang biologisch plausibel [98 ]. Die epidemiologische Evidenz für einen Zusammenhang ist jedoch nicht eindeutig. So wurde in 2 Metaanalysen von Anderson et al. [99 ]
[100 ] zwar kein signifikanter Zusammenhang zwischen Luftschadstoffexposition und der Prävalenz von Asthma gefunden, wohl aber eine signifikante Assoziation mit der Asthmainzidenz mit einer Odds Ratio von 1,07 (95 %KI: 1,02 – 1,13) pro 10 µg/m3 Erhöhung von NO2 sowie eine klare, jedoch nicht signifikante Tendenz mit einer Odds Ratio von 1,16 (95 %KI: 0,98 – 1,37) pro 10/m3 Erhöhung von PM2.5 .
Von besonderer Bedeutung scheint dabei die Nähe des Wohnortes zu befahrenen Straßen mit Schwerlastverkehr zu sein. So wurde etwa von Bowatte et al. [70 ] ein positiver Zusammenhang zwischen dem Abstand der Wohnung/des Hauses zu einer vielbefahrenen Straße und der Asthmaprävalenz beschrieben. Lag der Wohnort < 200 m von einer vielbefahrenen Straße entfernt, war die Asthmaprävalenz im Vergleich signifikant erhöht (Odds Ratio 1,49 [95 %KI: 1,09 – 2,05]). Jüngere Untersuchungen erbrachten ebenfalls zwar heterogene und numerisch vergleichsweise schwache, aber insgesamt auf eine positive Assoziation deutende Ergebnisse [101 ]. Mechanistisch ist dabei gut belegt, dass etwa Partikel aus Dieselabgasen nicht nur allergische Immunantworten verstärken können, sondern auch Sensibilisierungen gegenüber Allergenen begünstigen [102 ]. Auch für gasförmige Schadstoffe ist eine Erhöhung der Suszeptibilität gegenüber inhalativen Allergenen beschrieben [92 ]. Daneben werden die Induktion von oxidativem Stress, ein Remodelling der Atemwege sowie die Aktivierung inflammatorischer Signalwege als mögliche begünstigende Faktoren in der Pathogenese des Asthma bronchiale diskutiert [98 ]. Bei der Beurteilung kausaler Zusammenhänge zwischen Luftschadstoffexposition und Asthmapathogenese stellt sich methodisch die Herausforderung einer adäquaten Differenzierung des tatsächlichen Erst-Auftretens der Erkrankung gegenüber der Exazerbation eines bereits bestehenden, bisher subklinisch verlaufenden und damit nicht diagnostizierten Asthmas. Diese definitorische Schwierigkeit kann möglicherweise einen Teil der Heterogenität der vorliegenden Datenlage erklären.
Atemwegsinfekte/Bronchitis/Pneumonie
Eine Reihe von Studien haben den Einfluss von kurz- und langfristiger Luftschadstoffbelastung auf Infektionen der Atemwege untersucht. Xu et al. [80 ] wiesen im Jahr 2013 in Peking bei einem Anstieg der PM2.5 -Konzentration um 10 µg/m3 eine Zunahme der Rettungsstellenbesuche am selben Tag (lag0) um 0,19 % (95 %KI: 0,04 – 0,35 %) für Infektionen der oberen Atemwege bzw. 0,34 % (95 %KI: 0,14 – 0,53 %) für Infektionen der unteren Atemwege nach. Die PM2.5 -Konzentration lag in diesem Zeitraum mit einem Tagesdurchschnittswert von 102,1 µg/m3 jedoch auch deutlich über der u. a. in Deutschland typischen Belastung.
Eine niederländische Studie fand höhere Inzidenzen für ambulant erworbene Pneumonien in Gebieten mit höherer Bevölkerungsdichte und landwirtschaftlicher Aktivität [103 ]. Im Gegensatz dazu waren Gebiete mit niedrigen Inzidenzen durch eine geringe Bevölkerungsdichte und niedrige landwirtschaftliche Tätigkeit charakterisiert. Die Autoren schlussfolgerten, dass sich diese Unterschiede möglicherweise mit einer durch Emissionen von Luftschadstoffen aus Verkehr, Industrie und Landwirtschaft erhöhten Suszeptibilität für Pneumonieerreger erklären ließen. Neupane et al. [104 ] untersuchten die Langzeiteffekte von Luftverschmutzung auf die Hospitalisierungsraten aufgrund einer ambulant erworbenen Pneumonie in älteren Erwachsenen (≥ 65 Jahre). Erhöhte Langzeitkonzentrationen von sowohl PM2.5 als auch NO2 wiesen ein signifikant erhöhtes Risiko auf (PM2.5 : OR 2,26 [95 %KI: 1,20 – 4,24]; NO2 : OR 2,30 [95 %KI: 1,25 – 4,21]), für SO2 konnte dieser Effekt nicht nachgewiesen werden. Ursächlich für die Erkrankung könnten von den Luftschadstoffen ausgelöste epitheliale Schäden und eine reduzierte mukoziliäre Clearance sein, welche zur einer erhöhten Suszeptibilität gegenüber bakteriellen Pathogenen führen kann.
Hooper et al. [105 ] untersuchten Prävalenz und Inzidenz chronischer Bronchitis in einer U.S.-Kohorte von ca. 50 000 Frauen. Ein statistisch signifikanter Zusammenhang wurde zwischen der Prävalenz der chronischen Bronchitis und PM10 gefunden (Odds Ratio pro Anstieg um einen Interquartilsabstand [IQR]: 1,07 [95 %KI: 1,01 – 1,13]). Für die anderen beiden untersuchten Schadstoffe PM2.5 und NO2 waren die Effekte ähnlich, jedoch nicht statistisch signifikant. Teilte man die Gruppe anhand des Raucherstatus, ließen sich signifikante Effekte aller 3 untersuchten Schadstoffe auf die Prävalenz der chronischen Bronchitis ausschließlich in der Gruppe der Niemals-Raucher nachweisen, jedoch keine signifikanten Auswirkungen auf Personen, die jemals geraucht haben. Eine Assoziation zwischen Langzeitbelastung mit Luftschadstoffen und der Inzidenz der chronischen Bronchitis bestand nicht. Nicht alle epidemiologischen Studien konnten einen eindeutigen Zusammenhang erhöhter Luftschadstoffkonzentrationen mit Atemwegsinfekten nachweisen. So konnten Cai et al. [90 ] im Rahmen einer Metaanalyse von 5 Studienkohorten, welche Teil des ESCAPE-Projektes waren, keine signifikanten Assoziationen von Symptomen einer chronischen Bronchitis mit einem der untersuchten Luftschadstoffe herstellen.
Besonders häufig untersucht sind die Auswirkungen auf Kinder. Brugha und Grigg [106 ] fassten die Auswirkungen erhöhter Luftschadstoffkonzentrationen auf Atemwegsinfekte bei Kindern zusammen. So führen schon pränatal erhöhte PM2.5 -Konzentrationen zu vermehrten Episoden von Bronchitiden und Pneumonien. Auch postnatal existieren signifikante Korrelationen erhöhter Schadstoffkonzentrationen mit den Diagnosen Bronchitis und Pneumonie (PM2.5 -Anstieg um 25 µg/m3 im 30-Tage-Mittelwert erhöht das relative Risiko für Kinder < 2 Jahre an einer Bronchitis zu erkranken um 30 % [95 %KI: 8 – 58 %]), wenngleich nicht stets in allen Studienkohorten ein signifikanter Zusammenhang gefunden werden konnte [107 ]. Der Mechanismus ist unklar, jedoch scheint eine Beeinträchtigung der Lungenentwicklung mitbeteiligt zu sein. MacIntyre et al. [108 ] fanden einen signifikanten Zusammenhang zwischen Pneumonien und Verkehrsemissionen bei ca. 16 000 Kindern aus 10 Kohorten. Für nahezu alle untersuchten Schadstoffe, ausgenommen PM2.5 , zeigte sich ein signifikant erhöhtes Risiko einer Pneumonie im frühen Kindesalter bei einem Anstieg der Luftschadstoffkonzentrationen (z. B. 10 µg/m3 Anstieg NO2 OR 1,30 [95 %KI: 1,02 – 1,65]). Beschränkte man die Analyse auf Kinder im 1. Lebensjahr, führten auch erhöhte PM2.5 zu einem erhöhten Infektionsrisiko (5 µg/m3 Anstieg PM2.5 OR 4,06 [95 %KI: 1,93 – 8,57]).
Darrow et al. [109 ] untersuchten die Kurzzeiteffekte erhöhter täglicher Luftschadstoffkonzentrationen auf die Rettungsstellenbesuche von Kindern im Alter von 0 – 4 Jahren aufgrund einer Bronchitis/Bronchiolitis, Pneumonie und Infektion der oberen Atemwege über einen Zeitraum von 18 Jahren in Atlanta, Georgia. Sowohl Ozon als auch verkehrsbedingte Luftverschmutzung (NO2 , CO, Kohlenstoffanteil von PM2.5 ) waren mit einem erhöhten Risiko für eine Pneumonie (relatives Risiko pro Anstieg um einen IQR, z. B. O3 = 10 % (95 %KI: 4,7 – 15,5 %), NO2 = 2,6 % (95 %KI: 0,1 – 5,1 %) und eine obere Atemwegsinfektion (z. B. O3 = 3,2 % [95 %KI: 0,6 – 5,8 %], NO2 = 3,3 % [95 %KI: 1,9 – 4,7 %]) v. a. für Kinder im Alter von 1 – 4 Jahren assoziiert. Bai et al. [110 ] fanden in ihrer Analyse von Krankenhausbesuchen aufgrund von akuter Bronchitis heraus, dass der Zusammenhang zwischen erhöhten Schadstoffkonzentrationen und Atemwegsinfekten am stärksten bei Kindern im Schulalter zwischen 6 und 14 Jahren ausgeprägt war. Deutlich stärker waren die Effekte während der kalten Jahreszeit. Hingegen war das Risiko einer akuten Bronchitis aufgrund von Luftschadstoffen während der warmen Jahreszeit abgeschwächt (z. B. betrug pro Anstieg um einen IQR von NO2 das relative Risiko 1,03 [95 %KI: 1,01 – 1,06] in der kalten vs. 0,96 [95 %KI: 0,93 – 0,98] in der warmen Jahreszeit). Die Autoren der Studie führten das erhöhte Risiko der Altersgruppe 6 – 14 Jahre darauf zurück, dass diese Kinder im Vergleich zu den jüngeren die Schule aufsuchen müssen und somit vermehrten Verkehrsemissionen ausgesetzt sind. Als Faktoren für das erhöhte Risiko während der kalten Jahreszeit wurden einerseits vermehrte inverse Wetterlagen in der untersuchten Region (Hefei, China), andererseits ein in dieser Zeit ebenfalls erhöhtes Risiko für bspw. Virusinfektionen diskutiert, welche mit den Luftschadstoffeffekten wechselwirken.
Eine Metaanalyse von 17 Studien aus Europa, Australien, China, Nord- und Südamerika von Nhung et al. untersuchte die Auswirkungen von kurzzeitiger Luftschadstoffexposition und Pneumonien im Kindesalter [111 ]. Für alle untersuchten Schadstoffe ließen sich erhöhte Risiken einer Hospitalisierung aufgrund einer Pneumonie nachweisen: 1,5 % (95 %KI: 0,6 – 2,4 %) pro 10 µg/m3 PM10 , 1,8 % (95 %KI: 0,5 – 3,1 %) pro 10 µg/m3 PM2.5 , 2,9 % (95 %KI: 0,4 – 5,3 %) pro 10 ppb (parts per billion) SO2 , 1,7 % (95 %KI: 0,5 – 2,8 %) pro 10 ppb O3 , 1,4 % (95 %KI: 0,4 – 2,4 %) pro 10 ppb NO2 , und 0,9 % (95 %KI: 0,0 – 1,9 %) pro 1000 ppb CO.
Die Assoziation mit respiratorischen Infektionen erscheint daneben von Bedeutung für Luftschadstoffe aus Biomasseverbrennungsvorgängen in Innenräumen in Ländern niedrigen und mittleren Einkommens. Jüngere Metaanalysen erbrachten diesbezüglich Evidenz sowohl im Kindes- als auch im Erwachsenenalter [112 ]
[113 ].
Pathophysiologisch ist der Mechanismus der höheren Infektionsraten ungeklärt. Allgemein wird davon ausgegangen, dass Gase wie NO2 oder O3 zu Inflammationsreaktionen des respiratorischen Epithels führen und dadurch sowohl die physikalische Barriere gegenüber Erregern als auch die Immunabwehr schwächen. Day et al. untersuchten die Auswirkungen von Ozon auf inflammatorische Biomarker in 89 gesunden Erwachsenen [114 ]. Neben der Erhöhung kardiovaskulärer Marker auf systemischer Ebene berichteten die Untersucher von einem Anstieg des FeNO (fractional exhaled NO) als Marker der bronchialen Inflammation, ohne dass sich jedoch detektierbare Veränderungen in der Lungenfunktion zeigten.
Interstitielle Lungenerkrankungen (ILD)
Der Zusammenhang zwischen Luftschadstoffexposition und dem Auftreten oder dem Verlauf interstitieller Lungenerkrankungen ist im Vergleich zu anderen respiratorischen Krankheitsentitäten weniger gut untersucht. In der jüngeren Vergangenheit widmete sich dieser Frage jedoch eine wachsende Zahl von Untersuchungen und erbrachte begrenzte Hinweise auf positive Zusammenhänge sowohl mit Exazerbationen als auch mit einer erhöhten Inzidenz von ILD aufgrund der Schadstoffbelastung.
So analysierten Winterbottom et al. [115 ] die Langzeiteffekte von Feinstaub auf die Lungenfunktion von Patienten mit idiopathischer pulmonaler Fibrose (IPF) und beobachteten bei einer Zunahme der PM10 -Konzentration um 5 µg/m3 eine zusätzliche jährliche Reduktion der FVC um 46 ml (95 %KI: 12 – 81 ml). Kein signifikanter Zusammenhang bestand zwischen der Exposition gegenüber PM2.5 oder einem der Luftschadstoffe und der Abnahme der Gehstrecke im 6-Minuten-Gehtest. Auch Johansson et al. [116 ] beobachteten die Effekte auf die Lungenfunktion von IPF-Patienten. So ließ sich ein Zusammenhang zwischen der durchschnittlichen Luftschadstoffkonzentration (Langzeitexposition) und der Lungenfunktion (FVC%) beobachten, jedoch wurde keine Assoziation zwischen wöchentlichen Veränderungen (Kurzzeitexposition) der Schadstoffbelastung und akuten Veränderungen der Lungenfunktion gesehen. Subjektive Patientenbeschwerden wie Dyspnoe waren gänzlich unabhängig von der lang- oder kurzfristigen Luftschadstoffkonzentration. Die Autoren der Studie vermuteten, dass die FVC als Lungenfunktionsparameter wahrscheinlich zu „grob“ ist, um die durch kurzzeitige Exposition gegenüber Luftverschmutzung ausgelösten Veränderungen zu messen. Evtl. könnten alternative Messmethoden wie eine bronchoalveoläre Lavage (BAL) oder Entzündungsparameter im Serum die unmittelbaren Reaktionen auf veränderte Schadstoffbelastungen besser erfassen.
Das Risiko einer akuten Exazerbation bei IPF war in einer Studie von Johannson et al. [117 ] mit erhöhten kurz- bis mittelfristigen Konzentrationen von NO2 (Hazard Ratio [HR] 1,41 [95 %KI: 1,04 – 1,91]) und O3 (HR 1,57 [95 %KI: 1,09 – 2,24]), jedoch nicht von PM10 , SO2 oder CO, assoziiert. Typischerweise lassen sich in ungefähr 50 % der Fälle bei einer akuten Verschlechterung einer IPF keine offensichtlichen Ursachen finden. Johannson et al. beobachteten, dass in einem Zeitraum von 6 Wochen vor der Exazerbation sowohl eine Erhöhung der durchschnittlichen Luftschadstoffkonzentration als auch die vermehrte Anzahl an Überschreitungen über das Grenzniveau sowie eine Erhöhung der Maximalkonzentration mit einem erhöhten Risiko für eine Exazerbation assoziiert waren. Die Ergebnisse einer französischen Kohortenstudie unterstützen diese Daten [118 ]. Akute Exazerbationen waren signifikant mit höheren kurzfristigen O3 -Konzentrationen (HR pro 10 µg/m3 = 1,47 [95 %KI: 1,13 – 1,92]) assoziiert, aber ein Zusammenhang mit der NO2 -, PM2.5 – und PM10 -Belastung existierte nicht.
Auch konnte keine Assoziation zwischen einem Krankheitsprogress und einem der Luftschadstoffe während des Studienzeitraums von 7 Jahren hergestellt werden. Jedoch gab es ein signifikant erhöhtes Mortalitätsrisiko bei im Mittel vermehrter langfristiger Exposition gegenüber PM2.5 (HR pro 10 µg/m3 = 7,93 [95 %KI: 2,93 – 21,33]) und PM10 (HR pro 10 µg/m3 = 2,01 [95 %KI: 1,07 – 3,77]).
Im Hinblick auf eine (Mit-)Verursachung von ILD durch Luftschadstoffexposition beobachteten de Jong et al. [119 ] in einer großen niederländischen Kohorte mit 51 855 Probanden, dass eine Exposition, v. a. gegenüber NO2 und PM10 , mit signifikant geringeren FVC-Werten assoziiert war (NO2 : –57 ml [95 %KI: –70 – –44 ml], PM10 : –174 ml [95 %KI: –248 – –101 ml]), während die FEV1 kaum beeinflusst wurde (NO2 : –18 ml [95 %KI: –30 – –7 ml], PM10 : –21 ml [95 %KI: –83 – 42 ml]). Diese Assoziation war ausgeprägter bei Frauen, übergewichtigen Teilnehmern sowie Personen mit vorbestehender obstruktiver Lungenerkrankung und kann als möglicher Hinweis auf beginnende fibrotische Lungenveränderungen gewertet werden. Conti et al. [120 ] konnten hingegen keinen signifikanten Zusammenhang zwischen der Inzidenz einer IPF und der Langzeitexposition gegenüber NO2 , O3 und PM10 in einer Region in Norditalien nachweisen. Unadjustierte Modellberechnungen zeigten jedoch einen Zusammenhang zwischen erhöhten NO2 -Konzentrationen während der kalten Jahreszeit und der IPF-Inzidenz. Sack et al. [121 ] untersuchten die MESA-Kohorte, initial gegründet zur Untersuchung subklinischer kardiovaskulärer Erkrankungen, auf den Zusammenhang zwischen Luftschadstoffexposition und subklinischer ILD. Aufgrund des ursprünglichen Studiendesigns der MESA-Kohorte erhielten die Probanden wiederholt eine kardiale Computertomografie, welche ungefähr 70 % des Lungenvolumens abbildete. Ungefähr die Hälfte der Probanden erhielt beim 10-Jahres-Follow-up eine vollständige Lungen-Computertomografie. Die Wahrscheinlichkeit einer interstitiellen Abnormalität im Lungen-CT stieg bei einer höheren Langzeitexposition gegenüber NOx (OR 1,77 pro 40 ppb [95 %KI: 1,06 – 2,95]).
Ursächliche Faktoren für die Entstehung einer ILD bzw. ihrer Exazerbationen sind oftmals unbekannt. Ein Zusammenhang mit Luftschadstoffen erscheint aber mechanistisch durchaus plausibel. Aus Expositionsstudien mit gesunden Menschen ist bekannt, dass eine kurzzeitige Exposition gegenüber Luftschadstoffen in geringen Konzentrationen eine leichte inflammatorische Reaktion im Bronchialsystem hervorruft. Ob eine Langzeitexposition eine Metaplasie bewirkt und in einen fibrotischen Umbau mündet, ist jedoch unklar. Viele der bekannten Luftschadstoffe verursachen oxidativen Stress infolge der Entstehung reaktiver Sauerstoffspezies (ROS). Patienten mit einer ILD haben eine verminderte antioxidative Kapazität, sodass sie möglicherweise anfälliger gegenüber ROS durch Luftschadstoffe sind. Zusätzlich ist bekannt, dass eine Langzeitexposition gegenüber Luftschadstoffen mit einer Verkürzung der Telomere assoziiert ist. Ebenso existieren Studien, die bestimmte ILD mit einer Telomerverkürzung in Verbindung bringen, ohne dass genetische Ursachen gefunden werden konnten. Möglicherweise sind Luftschadstoffexpositionen für dieses Phänomen verantwortlich. Eine weitere mögliche Erklärung ist die Aktivierung des TGF-β-Pathways durch Luftschadstoffe (z. B. Dieselabgase), welcher zu vermehrter Fibrogenese führt [122 ].
Lungenkrebs
Hauptrisikofaktor für die Entstehung von Lungenkrebs ist inhalatives Zigarettenrauchen. Daneben wird jedoch auch für die Exposition gegenüber Luftschadstoffen der Umgebung eine, wenngleich relativ betrachtet geringere, Risikoerhöhung berichtet. Dies gilt auch nach Adjustierung für Zigarettenrauchen, insbesondere stehen hier Adenokarzinome im Vordergrund. Bereits 1993 beschrieben Dockery et al. [123 ] im Rahmen der Harvard Six Cities-Studie ein diesbezüglich erhöhtes Mortalitätsrisiko aufgrund von Luftverschmutzung. So war das Risiko, an Lungenkrebs zu versterben, in der Stadt mit der höchsten Luftverschmutzung höher als in der Stadt mit der geringsten Luftverschmutzung (RR 1,37 [95 %KI: 0,81 – 2,31]). Pope et al. [58 ] etablierten PM2.5 als Risikofaktor für die Entstehung von Lungenkrebs mit einem um 8 % (95 %KI: 1 – 16 %) signifikant erhöhten Risiko, an Lungenkrebs zu versterben, pro 10 µg/m3 PM2.5 -Anstieg. Lepeule et al. [124 ] erweiterten den Follow-up-Zeitraum im Rahmen der Harvard Six Cities Studie von initial 14 – 16 Jahren (1974 – 1991) auf > 30 Jahre (bis 2009). Dort führte ein Anstieg von 10 µg/m3 PM2.5 sogar zu einer Risikozunahme von 37 % (95 %KI: 7 – 75 %) an Lungenkrebs zu versterben. Beelen et al. [125 ] beobachteten 2008 einen Zusammenhang zwischen der Inzidenz von Lungenkrebs und einer Exposition gegenüber verkehrsbedingten Luftschadstoffen. Ein signifikant erhöhtes Risiko fand sich bei Niemals-Rauchern für die verkehrsbedingte Emission von Ruß (RR 1,47 [95 %KI: 1,01 – 2,16] pro Anstieg um 10 µg/m3 ). Andere Rauchergruppen (Ex-Raucher, aktive Raucher) sowie Abschätzungen für die gesamte Kohorte wiesen kein signifikant erhöhtes Risiko auf. Diese Beobachtung lässt darauf schließen, dass verkehrsassoziierte Luftschadstoffe (traffic-related air pollution, TRAP) das Risiko für das Entstehen von Lungenkrebs erhöhen, dies jedoch gegenüber dem bei gleichzeitiger oder stattgehabter Zigarettenrauchexposition deutlich erhöhten Risiko statistisch nicht mehr auflösbar ist.
Auch Raaschou-Nielsen et al. [126 ] untersuchten anhand einer über 50 000 Personen starken dänischen Kohorte die Beziehung zwischen Lungenkrebsinzidenz und der Langzeitbelastung mit TRAP mit Fokus auf NOx . Die Menschen, die der höchsten Belastung an NOx ausgesetzt waren, hatten auch ein signifikant erhöhtes Risiko, an einem Lungenkrebs zu erkranken. Ebenso war das Risiko für Nichtraucher signifikant erhöht, die weniger als 50 m von einer vielbefahrenen Straße entfernt wohnten. Im Rahmen der großen ESCAPE-Studie konnten Raaschou-Nielsen et al. [127 ] bei insgesamt 312 944 Kohortenmitgliedern jedoch keinen signifikanten Zusammenhang zwischen NOx bzw. NO2 und der Lungenkrebsinzidenz feststellen. Die Metaanalyse ergab allerdings ein signifikant erhöhtes Risiko bei erhöhten PM10 -Konzentrationen (HR 1,22 pro 10 µg/m3 [95 %KI: 1,03 – 1,45]) sowie eine positive Assoziation mit PM2.5 , die jedoch keine statistische Signifikanz erreichte (HR 1,18 pro 5 µg/m3 [95 %KI: 0,96 – 1,46]). Besonders Adenokarzinome der Lunge zeigten einen Zusammenhang mit erhöhter Feinstaubbelastung (HR 1,55 pro 5 µg/m3 PM2.5 [95 %KI: 1,05 – 2,29]). Fajersztajn et al. [128 ] betonen in ihrem Review, dass das relative Risiko, einen Lungenkrebs aufgrund von Luftverschmutzung zu entwickeln, zwar insgesamt gering ist, jedoch das attributale Risiko aufgrund der weltweiten Expositionszahlen von entsprechender gesundheitspolitischer Bedeutung ist.
Im Juni 2012 bewertete die International Agency for Research on Cancer (IARC) Dieselmotorabgase als karzinogen für den Menschen (Gruppe 1) sowie Benzinmotorabgase als möglicherweise karzinogen für den Menschen (Gruppe 2B) [129 ]. Grundlage für diese Bewertung waren mehrere Studien, die ein deutlich erhöhtes Lungenkrebsrisiko bei Bergarbeitern, Bahnarbeitern und Lastkraftwagenfahrern fanden. Eine Metaanalyse aus 20 Studien unterstützt diese eindeutige Einstufung [130 ]. So erhöht sich das Risiko, an Lungenkrebs zu erkranken, pro 10 µg/m3 Zunahme an NO2 um 4 % (95 %KI: 1 – 8 %) bzw. an NOx um 3 % (95 %KI: 1 – 5 %). Aufgrund der eindeutigen Studienergebnisse wertete die IACR im Oktober 2013 zudem Luftverschmutzung und Feinstaubbelastung der Außenluft als karzinogen für den Menschen [131 ]. Eine im Zusammenhang mit diesem Bewertungsprozess entstandene Metaanalyse ergab ein relatives Risiko von 1,09 (95 %KI: 1,04 – 1,14) bzw. 1,08 (95 %KI: 1,00 – 1,17) pro 10 µg/m3 -Anstieg von PM2.5 bzw. PM10 [132 ]. Wie bereits beschrieben, scheinen v. a. Adenokarzinome mit erhöhten Feinstaubkonzentrationen assoziiert zu sein.
