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Werkvertrag Nr.18/03

Ermittlung von Störfallbeurteilungswerten für kanzerogene Stoffe

Endbericht

Bearbeitung: Dr. Ulrike Schuhmacher-Wolz

Dr. Susanne Gfatter Dr. Fritz Kalberlah

Forschungs- und Beratungsinstitut Gefahrstoffe (FoBiG) GmbH Werderring 16, 79098 Freiburg

Im Auftrag des Landesumweltamtes Nordrhein-Westfalen

Oktober 2003

Störfallbeurteilungswerte für 2 FoBiG kanzerogene Stoffe

Inhaltsverzeichnis

1 Zusammenfassung .......................................................................................... 5

2 Hintergrund......................................................................................................13

3 Evidenz eines krebserzeugenden Potenzials nach Einmalexposition .......13

3.1 Einführung ............................................................................................... 16

3.2 Stoffbeispiele ........................................................................................... 16

3.2.1 7,12-Dimethylbenzanthrazen (DMBA)........................................... 16

3.2.2 N-Methylnitrosoharnstoff (MNU).................................................... 17

3.2.3 Dimethylnitrosamin (DMN) ............................................................ 17

3.2.4 Vinylcarbamat ............................................................................... 18

3.2.5 Plutonium und weitere radioaktive Substanzen............................. 18

3.3 Diskussion ............................................................................................... 19

3.4 Literatur ................................................................................................... 20

4 Dimethylsulfat: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugende Wirkung nach Einmalexposition....................................................................22

4.1 Stoffspezifische Daten ............................................................................. 22

4.1.1 Kanzerogenität .............................................................................. 22

4.1.2 Gentoxizität ................................................................................... 26

4.1.3 Metabolismus................................................................................ 28

4.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Dimethylsulfat nach Einmalexposition...................................................................................... 29

4.2.1 Mechanistische Überlegungen...................................................... 29

4.2.2 Verwendung stoffspezifischer Daten............................................. 30

4.3 AEGL-Werte für Dimethylsulfat................................................................ 32

4.4 Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte ............................................................................................ 33

4.5 Diskussion ............................................................................................... 33

4.6 Literatur ................................................................................................... 34

5 Diethylsulfat: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugende Wirkung nach Einmalexposition ...................................................................................37


5.1.1 Kanzerogenität .............................................................................. 37

5.1.2 Gentoxizität ................................................................................... 39


5.1.3 Metabolismus................................................................................ 41

5.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Diethylsulfat nach Einmalexposition...................................................................................... 42



5.2.3 Verwendung von Kanzerogenitätsdaten bei Kurzzeitexposition.... 43

5.2.4 Verwendung von Gentoxizitätsdaten............................................. 43

5.3 Berechnung im Rahmen der AEGL-Wert-Ableitung................................. 43

5.3.1 AEGL-Werte für Diethylsulfat ........................................................ 43


5.5 Diskussion ............................................................................................... 45

5.6 Literatur ................................................................................................... 45

6 Hydrazin: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugende Wirkung nach Einmalexposition ............................................................................................48


6.1.1 Kanzerogenität .............................................................................. 48

6.1.2 Gentoxizität ................................................................................... 50

6.1.3 Metabolismus................................................................................ 51

6.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Hydrazin nach Einmalexposition...................................................................................... 52



6.2.3 Berechnung im Rahmen der AEGL-Wert-Ableitung ...................... 55

6.2.4 Vergleich der verschiedenen Verfahren ........................................ 57

6.3 AEGL-Werte für Hydrazin ........................................................................ 59


6.5 Diskussion ............................................................................................... 61

6.6 Literatur ................................................................................................... 62

7 Formaldehyd: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugende Wirkung nach Einmalexposition ...................................................................................64


7.1.1 Kanzerogenität .............................................................................. 64

7.1.2 Gentoxizität ................................................................................... 68


7.1.3 Metabolismus................................................................................ 69

7.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Formaldehyd nach Einmalexposition...................................................................................... 70



7.2.3 Berechnung im Rahmen der AEGL-Wert-Ableitung ...................... 80

7.2.4 Vergleich der verschiedenen Verfahren ........................................ 81

7.3 AEGL-Werte für Formaldehyd ................................................................. 83


7.5 Diskussion ............................................................................................... 85

7.6 Literatur ................................................................................................... 85

8 Vinylchlorid: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugende Wirkung nach Einmalexposition ...................................................................................88


8.1.1 Kanzerogenität .............................................................................. 88

8.1.2 Gentoxizität ................................................................................... 91

8.1.3 Metabolismus................................................................................ 92

8.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von VC nach Einmalexposition...................................................................................... 93

8.2.1 Basis: unit risk der EPA für Lebenszeitexposition ......................... 93

8.2.2 Basis: unit risk der EPA nur für die Kindheit.................................. 94

8.2.3 Basis: Indizenzraten für Krebs nach kurzfristiger Exposition (Ratte) nach Maltoni et al., 1981 ............................................................... 95

8.2.4 Basis: Höhe von DNA-Addukten nach VC-Exposition im Vergleich zum Hintergrund............................................................................ 97

8.3 AEGL-Werte für Vinylchlorid .................................................................... 98


8.5 Diskussion ..............................................................................................100

8.6 Literatur ..................................................................................................102


1 Zusammenfassung Die krebserzeugende Wirkung von Schadstoffen nach Kurzzeitexposition spielt in der regulatorischen Praxis bisher eine geringe Rolle. Zurzeit gibt es in Deutschland ledig-lich Störfallbeurteilungswerte, die auf der akuten Toxizität der Stoffe basieren. Dabei werden verzögert eintretende Effekte im Allgemeinen nicht erfasst, insbesondere nicht solche Effekte, die möglicherweise erst nach Jahren sichtbar werden. Grund-sätzlich wäre das Auftreten von Krebs infolge einer Kurzzeitexposition gegenüber einem Kanzerogen ein solcher Effekt; ein entsprechend erhöhtes Risiko entspräche der Definition einer “ernsten Gefahr“ (vgl. Zwölfte Verordnung zur Durchführung des Bundes-Immissionsschutzgesetzes). Auf dem Hintergrund einer vorhergehenden Machbarkeitsstudie im Auftrag des Lan-desumweltamts Nordrhein-Westfalen (Essen, Mai 2002) wird in gleichem Auftrag in dem hier vorliegenden Bericht für 5 Substanzen geprüft, ob der Schutz vor akuter Toxizität zugleich einen hinreichenden Schutz vor krebserzeugender Wirkung nach Einmalexposition beinhaltet oder ob im Störfall das Risiko für Krebserkrankungen gesondert berücksichtigt werden sollte. Es ist das Ziel, nach Möglichkeit quantitative Aussagen zum Krebsrisiko im Vergleich zum Risiko für nicht-krebserzeugende Wir-kungen bereitzustellen. Folgende 5 Substanzen werden eingehend betrachtet: S Dimethylsulfat S Diethylsulfat S Hydrazin S Formaldehyd S Vinylchlorid. Als relevantes Krebsrisiko wird vereinbarungsgemäß ein zusätzliches Krebsrisiko von 1:10.000 für die betrachtete Expositionsdauer von 1, 4 oder 8 Stunden charakte-risiert, wobei die Konvention über die Risikohöhe der politisch-gesellschaftlichen Be-wertung unterliegt und nicht wissenschaftlich begründet ist. Als Vergleichsgröße wird ein Störfallbeurteilungswert herangezogen, der vor (nicht-kanzerogenen) irreversib-len oder flucht-beeinträchtigenden Effekten schützen soll. Nach der zu Grunde geleg-ten Methodik handelt es sich hierbei um den „acute exposure guideline level“ (AEGL): AEGL-2 für den jeweiligen Zeitraum. Sofern kein verabschiedeter AEGL-2-Wert verfügbar ist, wird der entsprechende Wert bei hinreichender Datenlage abge-leitet, behält damit jedoch zunächst einen vorläufigen Charakter. Das Krebsrisiko wird einerseits nach einem vorliegenden Standardverfahren durch das National Re-search Council der USA für den fraglichen Zeitraum (1-8 Stunden) abgeschätzt, wo möglich werden jedoch darüber hinaus stoffspezifische Informationen herangezogen, um die Risikoquantifizierung zu verbessern. Einleitend ist die inhaltliche Rechtfertigung für die Fragestellung nochmals anhand von Beispielsdaten zu belegen: Ist tatsächlich bereits nach Einmalexposition ein Ri-siko für Krebserkrankungen gegeben? Sowohl für „direkte“ Kanzerogene, die ohne Veränderungen im Körper krebserzeugend wirken (Beispiel: N-Methylnitrosoharn-stoff), wie für „indirekte“ Kanzerogene, die zur Entfaltung ihrer tumorigenen Wirkung eine metabolische Aktivierung benötigen (Beispiel: 7,12-Dimethylbenzanthrazen),


kann gezeigt werden, dass eine Einmalexposition ausreicht, um alle Stufen des Kan-zerogeneseprozesses zu durchlaufen: nach einer Latenzzeit kann die Entstehung von gut- und bösartigen Tumoren beobachtet werden. Diese können sich am Ort des Schadstoffeintritts befinden (lokale Tumoren; Beispiel: Bis(chlormethyl)ether (Respi-rationstrakt) oder in entfernten Organen auftreten (systemische Tumoren; Beispiele: Vinylcarbamat (Leber), Dimethylnitrosamin (Niere)). Belegt ist dies insbesondere nach einmaliger oraler Aufnahme (Schlundsondenapplikation) oder nach intravenö-ser oder intraperitonealer Verabreichung. Für die störfallrelevante inhalative Aufnah-me liegen nur wenige Studien vor; entsprechend ist die Datenlage hier unklarer. An-gesichts des eindeutigen Belegs von krebserzeugenden Effekten nach einmaliger Aufnahme über andere Pfade und aufgrund der häufig demonstrierten Kanzerogeni-tät nach kurzfristiger wiederholter inhalativer Aufnahme ist jedoch davon auszuge-hen, dass auch nach einmaliger inhalativer Aufnahme von entsprechend reaktiven Substanzen Krebs entstehen kann.

Dimethylsulfat Dimethylsulfat ist gentoxisch und im Tierversuch krebserzeugend. Für den Menschen muss eine krebserzeugende Wirkung angenommen werden, ist jedoch nicht belegt (EU-Einstufung: Kategorie 2 für Kanzerogenität). Im Tierexperiment zeigt sich bei der Ratte bereits nach viermaliger subletaler Konzentration eine leicht erhöhte Tumori-genität (Lungen- und Nasenkarzinom), in verstärktem Ausmaß jedoch bei subchroni-scher Applikation in niedrigeren Konzentrationen (0,5 oder 2 ppm), die jeweils in gro-ßem Abstand verabreicht wurden. Aus diesen Befunden wurde für einen Risk As-sessment Report der EU eine Risikoabschätzung für kanzerogene Effekte nach Le-benszeitexposition ermittelt. Aufbauend auf dieser Abschätzung wird eine Extrapola-tion auf das zusätzliche Krebsrisiko nach Einmal-Exposition vorgenommen. Dimethylsulfat erweist sich schon in niedrigen Konzentrationen als stark toxisch auf den Respirationstrakt. Entsprechend wurde dieser Endpunkt auch zur Ableitung des AEGL-2-Werts herangezogen. Der Vergleich zwischen der so abgeschätzten kanzerogenen Potenz und dem AEGL-2-Wert für verschiedene Zeiträume ist in Tabelle 1-1 dargestellt.

Tabelle 1-1: Vergleich von AEGL-2 und kanzerogener Potenz für Dimethylsulfat

Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzerogener End-punkt)

Zusätzliches Krebsrisiko 1:10.000

8 Stunden 0,043 ppm 0,079 ppm 4 Stunden 0,061 ppm 0,16 ppm 1 Stunde 0,12 ppm 0,63 ppm

Die Basis für die vorgestellte Berechnung des Krebsrisikos ist jedoch relativ unsicher, da bei den vorliegenden tierexperimentellen Daten keine angemessene Dosis-Wirkungsbeziehung ablesbar ist (es wurden zu wenige Konzentrationen mit ver-gleichbarem Expositionsszenario getestet). Eine große Extrapolationsspanne zur


Abschätzung des Risikos nach Einmalexposition verstärkt die Unsicherheit der Be-rechnung. Auf diesem Hintergrund besteht in das dargestellte Ergebnis nur ein be-schränktes Vertrauen. Zusammenfassend wird derzeit für Dimethylsulfat kein Anlass gesehen, neben einem AEGL-Wert für nicht-krebserzeugende Wirkung auch die krebserzeugende Wirkung besonders bei der Maßnahmenplanung einzubeziehen. Der Schutz vor nicht-kanzerogenen Effekten dürfte auch hinreichenden Schutz vor Tumoren nach Einmal-exposition gewährleisten. Die Verlässlichkeit dieser Aussage ist jedoch bei der be-stehenden Datenlage eingeschränkt.

Diethylsulfat Das Wirkprofil für Diethylsulfat ist dem Dimethylsulfat verwandt, die Datenlage ist deutlich schlechter. Diethylsulfat ist gentoxisch. Ähnlich wie bei Dimethylsulfat wird eine krebserzeugende Wirkung beobachtet, wobei angemessene Tests nur für orale, subkutane und dermale Applikation vorliegen. Auch Diethylsulfat ist von der EU als Kanzerogen (Kategorie 2) eingestuft. Angesichts der zu erwartenden lokalen Tumo-ren ist eine Pfad-zu-Pfad-Extrapolation (etwa von oraler auf inhalative Aufnahme) nicht möglich. Ein (ebenfalls nur beschränkt geeigneter) Vergleich zu Dimethylsulfat zeigt eine etwas schwächere kanzerogene Potenz für Diethylsulfat. Eine Berechnung eines Krebsrisikos ist nicht durchführbar. Die zytotoxische (nicht-kanzerogene) Wirkung von Diethylsulfat ist ebenfalls nur schlecht charakterisiert. Eine direkte Ableitung eines AEGL-2-Werts muss auf Grund fehlender Studien unterbleiben. Hilfsweise wird ein AEGL-2 durch einen Bruchteil eines AEGL-3-Wertes beschrieben (vgl. Tabelle 1-2). AEGL-2 und AEGL-3 sind et-was höher als bei Dimethylsulfat. Die hier genannten Werte wurden (im Unterschied zu allen anderen AEGL-2-Werten dieses Berichts) noch nicht in nationalen oder in-ternationalen Gremien vorgestellt und diskutiert. Vergleicht man als Orientierung die beiden Faktoren zwischen Dimethylsulfat und Diethylsulfat für die akut-toxische Wir-kung (auf Basis der Letalkonzentration eine um den Faktor 7,8 niedrigere Potenz für Diethylsulfat) und die kanzerogene Potenz (eine nur um den Faktor 1,7 bzw. 2,6 niedrigere kanzerogene Potenz bei Diethylsulfat), so gewinnt die Kanzerogenität bei Diethylsulfat an Relevanz.

Tabelle 1-2: Vorläufige AEGL-1, AEGL-2- und AEGL-3-Werte für Diethylsulfat

Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min nicht abgeleitet 2,8 8,3

30-min nicht abgeleitet 2,8 8,3

1-h nicht abgeleitet 2,2 6,6




Zusammenfassend wird für Diethylsulfat ein dringender Klärungsbedarf festgestellt: weder die Bewertung der nicht-kanzerogenen Effekte noch der kanzerogenen Effekte ist hinreichend genau beschreibbar, um eine qualifizierte Abschätzung von Krebsrisi-ko oder AEGL-2-Wert abgeben zu können. Gravierende Differenzen zwischen AEGL-2 und dem Risiko für eine Krebserkrankung auf Basis der beschränkten Da-tenlage sind nicht erkennbar – eine Unterschreitung des AEGL-2 durch das Risiko 1:10000 ist jedoch nicht auszuschließen.

Hydrazin Hydrazin gilt ebenfalls als „wahrscheinlich krebserzeugend“ für den Menschen, wobei diese Bewertung im Wesentlichen auf tierexperimentellen Befunden beruht (EU-Kategorie 2). Die Substanz besitzt nur eine schwache gentoxische Potenz, kann je-doch ebenfalls zu DNA-Addukten führen. Hydrazin zeigt im Nager lokale Tumoren im Respirationstrakt (Nase) bereits nach 10 x 1 Stunde Expositionsdauer. Nach einma-liger Gabe von Hydrazinsulfat mittels Schlundsonde wurde ein vermehrtes Auftreten von Lungentumoren bei Mäusen beobachtet. Nach gegenwärtiger Datenlage er-scheinen sowohl die zytotoxischen als auch DNA-schädigenden Eigenschaften des Hydrazins an der Tumorigenese beteiligt zu sein. Abweichend von dem Vorgehen der U.S.EPA mit einem Defaultansatz wird vorgeschlagen, das Krebsrisiko für kurz-fristige Effekte auf Basis einer Studie mit kürzerer Expositionsdauer vorzunehmen, wenn auf die Einmalexposition extrapoliert werden soll. Der AEGL-2-Wert für Hydrazin basiert ebenfalls auf Effekten im Respirationstrakt. Tabelle 1-3 demonstriert den Vergleich zwischen zwei Risikoabschätzungen für krebserzeugende Wirkung nach einmaliger Hydrazinexposition und dem AEGL-2-Wert. Abhängig von der zu Grunde gelegten Rechnung liegt das Risiko für Krebser-krankungen unter oder über AEGL-2.

Tabelle 1-3: Vergleich der Störfallbeurteilungswerte, auf Basis kanzerogener und nicht-kanzerogener Endpunkte für Hydrazin

Zusätzliches Krebsrisiko 1:10.000 Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzerogener Endpunkt)

Stoffspezifische Daten Default-Ansatz Hydrazin

8 Stunden 1,6 ppm 1,5 ppm 0,2 ppm 4 Stunden 3,1 ppm 3,0 ppm 0,4 ppm 1 Stunde 13 ppm 12,0 ppm 1,5 ppm

Der stoffspezifischen Risikobewertung wird gegenüber dem Defaultansatz der Vor-zug gegeben, so dass davon ausgegangen wird, dass das Krebsrisiko von 1:10000 etwa in Höhe des AEGL-2-Werts für Hydrazin liegt. Zusammenfassend wird für Hydrazin geschlussfolgert, dass das Schutzziel des AEGL-2 auch zugleich das Risiko für krebserzeugende Wirkung auf ca. 1:10000 be-grenzt. Allerdings besteht zwischen beiden Werten kein Spielraum. Die Datenlage


erscheint besser als etwa bei Dimethylsulfat, so dass dieser Bewertung eine größere Bewertungssicherheit zugeordnet wird.

Formaldehyd Nach der Einstufung der EU gilt Formaldehyd als Verdachtsstoff (EU-Kategorie 3). Die MAK-Kommission bewertet Formaldehyd nur in höheren Konzentrationen als krebserzeugend (Kategorie 4). Formaldehyd ist jedoch schon in sehr niedrigen Kon-zentrationen gentoxisch: entsprechende DNA-Protein-Verknüpfungen (DNA-Cross-links) wurden ohne belegbaren Schwellenwert gefunden. Allerdings zeigt der Mensch eine deutlich geringere Effektrate als etwa die Ratte. In höheren Dosierungen (mehr unmetabolisierter freier Formaldehyd) dürfte sich eine überproportionale Menge an DNA-crosslinks bilden. In etwas höheren Konzentrationen (mit vergleichbarer oder etwas höherer Empfind-lichkeit des Menschen im Vergleich zum Nager) erweist sich Formaldehyd als zytoto-xisch. Es wird gegenwärtig davon ausgegangen, dass zur Entstehung von Tumoren für diese auch endogen gebildete Substanz drei Faktoren gehören: a) die oben er-wähnten Crosslinks, b) die Zytotoxizität mit entsprechendem Proliferationsreiz, c) eine Chronifizierung des Proliferationsreizes. Im Tierversuch wurde nach 4-wöchiger Exposition gegenüber 10 ppm noch kein sig-nifikant erhöhtes Krebsrisiko gefunden (jedoch nach gleicher Expositionsdauer ge-genüber 20 ppm). Zusammen mit einem zusätzlichen Proliferationsreiz ist jedoch die kanzerogene Potenz von Formaldehyd verstärkt. Verwendet man die unit-risk-Berechnungen für Lebenszeitrisiken und berechnet un-ter Einschluss des üblichen „Sicherheitsfaktors“ ein Krebsrisiko nach Einmalexpositi-on, so ergeben sich so hohe Konzentrationen von Formaldehyd als relevant unter Gesichtspunkten des Krebsrisikos, dass die vorliegenden AEGL-2-Werte (Entwurfs-fassung) deutlich auf der sicheren Seite liegen. Allerdings wäre aus quantitativ-mechanistischen Überlegungen auch in niedrigerer Konzentration mit einem Krebsri-siko zu rechnen – sowohl die DNA-Crosslinks wie die Zytotoxizität treten in Konzent-rationen unterhalb des derzeit vorgeschlagenen AEGL-2-Werts für Formaldehyd auf. Möglicherweise ist jedoch der oben genannten dritten Komponente für das Krebsge-schehen, nämlich der Chronifizierung des Effekts eine entscheidende Bedeutung zuzumessen, so dass auf diesem Hintergrund nach Einmalexposition kein relevantes Krebsrisiko bestünde. Tabelle 1-4 stellt Krebsrisiko und AEGL-2 gegenüber.

Tabelle 1-4: Vergleich der Störfallbeurteilungswerte auf Basis kanzerogener und nicht-kanzerogener Endpunkte für Formaldehyd


Stoffspezifische Daten

Default-Ansatz Formal-dehyd

8 Stunden 14 ppm 45 ppm 83 ppm 4 Stunden 14 ppm 90 ppm 167 ppm 1 Stunde 14 ppm 358 ppm 667 ppm


Zusammenfassend wird für Formaldehyd geschlussfolgert, dass das Schutzziel des AEGL-2 auch vermutlich zugleich das Risiko für krebserzeugende Erkrankungen auf < 1:10000 begrenzt. Allerdings besteht eine relevante Unsicherheit angesichts der plausiblen Annahme, dass Crosslinks und Zytotoxizität bereits in Dosierungen unter-halb des derzeit vorgeschlagenen AEGL-2-Werts auftreten können und dass das Auftreten dieser beiden Faktoren im Allgemeinen als ausschlaggebend für die Kan-zerogenese angesehen wird. Die Einordnung der Chronifizierung als notwendige weitere Voraussetzung für das Auftreten von Krebs stößt auf Schwierigkeiten in der Abgrenzung. Wird allerdings der AEGL-2 als die Konzentration verstanden, unterhalb derer keine irreversiblen zytotoxischen Effekte auftreten, wird damit – unabhängig von der chronischen Ausprägung des Effekts – eine wirksame Begrenzung des Krebsrisikos vorgenommen.

Vinylchlorid Vinylchlorid (VC) ist die einzige der hier geprüften Substanzen, bei der beim Men-schen die krebserzeugende Wirkung eindeutig belegt ist (EU-Kategorie 1). Nach be-ruflicher inhalativer Exposition in höheren Konzentrationen (> 1 ppm) wurden vor al-lem Angiosarkome in der Leber gezeigt; auch das Auftreten von hepatozellulärem Krebs gilt als wahrscheinlich expositionsbedingt. Für andere Tumorlokalisationen ist die Datenlage für dieses gentoxische Kanzerogen weniger abgesichert. Im Tierversuch werden insbesondere bei der Ratte und insbesondere bei neugebo-renen Tieren die gleichen Turmorlokalisationen wie beim Menschen bereits nach kurzzeitiger Exposition (ca. 5 Wochen) vorgefunden. Bereits nach einmaliger Exposi-tion kommt es zu DNA-Addukten (Ethenoaddukten), bei denen bekannt ist, dass sie zu Mutationen führen können und die als erste Stufe des Krebsgeschehens gelten. Bei Mäusen wurden auch nach einmaliger Exposition gegenüber hohen Konzentrati-onen Vinylchlorid Adenome und (marginal erhöht) Karzinome in der Lunge gefunden. Diese Lokalisation ist jedoch bei VC für den Menschen weniger relevant. Die nicht-kanzerogenen Effekte nach VC-Exposition sind gering ausgeprägt: erst bei mehreren tausend ppm werden relevante neurotoxische Effekte beschrieben, die zur Ableitung eines AEGL-2 herangezogen werden können. Vier verschiedene Abschätzungen des Risikos für Krebserkrankungen wurden vor-genommen: 1) auf Basis des Lebenszeit-unit-risk unter Extrapolation auf das Szena-rio der Einmalexposition (Defaultansatz), 2) auf Basis des für die Kindheit einge-schätzten (höheren) Risikos auf das Szenario der Einmalexposition, 3) auf Basis des 5-wöchigen Tierexperiments mit neugeborenen Ratten, 4) auf Basis der beobachte-ten DNA-Addukte, für die erkennbar ist, wann diese im Tierexperiment nicht über den Hintergrund hinaus erhöht sind. Diese DNA-Addukte werden als relevanter Schritt für die Krebsinitiierung angesehen. Ihre Begrenzung stellt damit eine untere Schranke für die Eingrenzung des Krebsgeschehens dar, erfasst jedoch nicht direkt die Kanze-rogenität. Tabelle 1-5 stellt die Werte für AEGL-2 und die 4 Abschätzungen zum kanzerogenen Geschehen gegenüber.


Tabelle 1-5: Vergleich der AEGL-Werte für nicht-kanzerogene Wirkung mit dem abgeschätzten Risiko für Kanzerogenität (4 Bewertungsansätze)

[ppm] 30 Mi-nuten

1 Stunde 4 Stun-den

8 Stun-den

AEGL-1 310 250 140 70

AEGL-2 1600 1200 820 820

AEGL-3 6800 4800 3400 3400

Abschätzung der kanzerogenen Potenz (10-4 Risiko):

Berechnung 1 (Lebenszeitrisiko umgerechnet, Fak-tor 6)

2990 676 113 55.9

Berechnung 2 (Risiko für die ersten 10 Lebensjah-re, umgerechnet, Faktor 6)

269 130 32,1 16

Berechnung 3: Tierexperimentelle Daten mit neu-geborenen Tieren, umgerechnet

1180 350 80,9 40,3

Berechnung 4: Untergrenze auf Basis von DNA-Addukten (Ethenoaddukten) als praktischer Schwellenwert für Initiierung, Verwendung von Ext-rapolationsfaktoren

10 8,2 5,1 3,4

Die Berechnungen zeigen übereinstimmend, dass bei Vinylchlorid noch ein relevan-tes Krebsrisiko bei Einhaltung des AEGL-2 für nichtbösartige Wirkungen bestehen könnte. Das Auftreten entsprechender Tumoren (vor allem bösartiger Angiosarkome in der Leber) nach Einmalexposition wurde jedoch bisher nicht zweifelsfrei gezeigt. Zusammenfassend wird für Vinylchlorid geschlussfolgert, dass der vorliegende AEGL-2-Wert, der im Unglücksfall vor einer Fluchtbehinderung schützt, nicht zu-gleich ausreichend gegen mögliche Risiken von Krebserkrankungen nach Einmalex-position gegenüber VC absichert. Quantitative Eingrenzungen, die darüber hinaus-gehen, sind mit erheblichen Unsicherheiten verknüpft und können nur als pragmati-sche Festlegungen gelten. Die oben dargestellten stoffbezogenen Bewertungen legen es nahe, dass nicht re-gelmäßig davon ausgegangen werden sollte, dass nach Einmalexposition gegenüber krebserzeugenden Stoffen in Höhe des AEGL-2-Wertes kein Risiko für Krebserkran-kungen besteht. Besonders im Fall des relativ untoxischen Vinylchlorids, das zugleich eine relevante kanzerogene Potenz besitzt, wird der Schutz vor krebserzeu-gender Wirkung als eigenständige Maßnahme als wichtig angesehen. Insgesamt ist die Datenlage unbefriedigend. Für die Quantifizierung von Krebsrisiken nach einmaliger inhalativer Aufnahme bestehen weder dokumentierte Humanerfah-rungen noch hinreichende tierexperimentelle Erfahrungen, um in diesem Bereich ab-gesicherte Risikoabschätzungen durchführen zu können.


Die vorgenommenen Extrapolationen bieten dennoch für die 5 bewerteten Substan-zen eine Eingrenzung in der Gefährdungsabschätzung, die eine Differenzierung in der Besorgnis um mögliche Krebserkrankungen nach Einmalexposition ermöglicht.


2 Hintergrund Gegenstand des vorliegenden Gutachtens ist die Eingrenzung von einem möglichen Risiko für Krebserkrankungen nach Einmalexposition bei einem Störfall für fünf aus-gewählte Substanzen. Nach Möglichkeit sollen Quantifizierungen des Krebsrisikos vorgenommen und mit dem Risiko für nicht-kanzerogene Gesundheitseffekte vergli-chen werden, für die derzeitige Störfallbeurteilungswerte bereits ausgerichtet sind. Diese Beurteilungswerte sind gedacht für die Bewertung von Stofffreisetzungen aus Anlagen, die der Störfall-Verordnung unterliegen. Sie sollen ein Abgrenzungskrite-rium der „ernsten Gefahr“ nach Störfall-Verordnung (vgl. Kasten) darstellen.

Der Begriff der “ernsten Gefahr“ nach Störfallverordnung Eine “ernste Gefahr“ ist eine Gefahr, bei der a) das Leben von Menschen bedroht wird oder schwerwiegende Gesundheitsbe-einträchtigungen von Menschen zu befürchten sind, b) die Gesundheit einer großen Zahl von Menschen beeinträchtigt werden kann oder c) die Umwelt, insbesondere Tiere und Pflanzen, der Boden, das Wasser, die At-mosphäre sowie Kultur- oder sonstige Sachgüter geschädigt werden können, falls durch eine Veränderung ihres Bestandes oder ihrer Nutzbarkeit das Gemeinwohl beeinträchtigt würde.

Zwölfte Verordnung zur Durchführung des Bundes-Immissionsschutz-gesetzes, 12. BImSchV: Störfall-Verordnung in der Fassung vom 26. April 2000 (BGBl. I Nr. 19 vom 02.05.2000 S. 603)

Zurzeit gibt es in Deutschland lediglich Störfallbeurteilungswerte, die auf der akuten Toxizität der Stoffe nach Kurzzeitexposition basieren. Dabei werden verzögert eintre-tende Effekte im Allgemeinen nicht erfasst, insbesondere nicht solche Effekte, die möglicherweise erst nach Jahren sichtbar werden. Grundsätzlich wäre das Auftreten von Krebs infolge einer Kurzzeitexposition gegenüber einem Kanzerogen ein solcher Effekt; ein entsprechend erhöhtes Risiko entspräche der Definition einer “ernsten Gefahr“. In einer vorangegangenen Machbarkeitsstudie („Machbarkeitsstudie zu Störfallbeur-teilungswerten für kanzerogene Stoffe“; Werkvertrag Nr. 78/01 v. Oktober 2001, Ab-schlussbericht Mai 2002) wurde für eine vorgegebene Liste prioritärer Substanzen geprüft, ob für diese zusätzlich zur Einstufung als „krebserzeugend“ (Kategorie 1,2, oder 3) Daten vorliegen würden, die eine verbesserte Risikoabschätzung nach Ein-malexposition erwarten ließen. Tabelle 2-1 enthält eine Übersicht über die damaligen untersuchten Stoffe und die Bewertungskriterien.


Tabelle 2-1: Charakterisierung der Datenlage zu ausgewählten Substanzen zur krebserzeugenden Wirkung; Auswahl von Stoffen, bei denen eine detaillierte Bewertung sinnvoll erscheint (vgl. Machbarkeitsstudie im Auftrag des LUA NRW, 2002)

Stoff EU Car. Cat.

Kurzzeit/ Lang-zeit-daten?

Gen-toxizi-tät*

vermuteter Wirkungs-mechanis-mus

AEGL-Wert (oder Analo-ge)

PBPK-Modell

Detail-betrach-tung sinnvoll ?

1,2-Dibrom-3-chlorpropan

2 - 2 G - - -

1,2-Dibrom-ethan

2 - + G? - + -

Benzotrichlo-rid

2 + + G/andere? - - +

Diethylsulfat 2 + 2 G/andere? - - +

Dimethylsulfat 2 + 3 G/andere? + (ERPG)

- +

Ethylenoxid 2 - 2 G/andere? + + -

Formaldehyd 3 + + G + S + (ERPG)

+ +

Hydrazin 2 + + G/andere? + - +

Propylenoxid 2 - 2 G + - -

Vinylchlorid 1 + + G + (Draft) + +

G:gentoxische Wirkung; andere?: unklar, ob andere Wirkungsmechanismen Nichtlinearität der Dosis-Wirkungs-beziehung bedingen; S: Schwellenwert; ERPG: Emergency Response Planning Guidelines; PBPK: physiology based pharmacokinetik models - *Gentoxizität 2 oder 3 entspricht Einstufung in EU-Kategorie 2 oder 3 (Erbgut-schädigende Wirkung, Keimzellenmutagene), bei Gentoxizität + liegen positive Befunde für Somazellmutagenität vor, jedoch keine EU-Einstufung

Auf Basis des in Tabelle 2-1 vorgestellten Zusammenhangs wurden 5 Substanzen ausgewählt und einer detaillierten Betrachtung unterzogen. Es handelt sich um die Stoffe: S Dimethylsulfat S Diethylsulfat S Hydrazin S Formaldehyd S Vinylchlorid. Zu Vinylchlorid wurden die Ausarbeitungen in einem Parallelprojekt des Umweltbun-desamts durchgeführt und werden hier nur auszugsweise als ergänzende Informati-on referiert. Die Ausarbeitungen sind nicht Bestandteil des vorliegenden Projekts. Als Vergleichsrahmen wurden Störfallbeurteilungswerte nach dem Konzept der „Acu-te exposure guideline level“ (AEGL) herangezogen oder nach der entsprechenden


Methodik (NRC, 2001) Werte abgeleitet. Alle vorgelegten Werte für nichtbösartige Effekte befinden sich noch in der Diskussion und sind insofern nicht vollständig ab-gesichert. Als Referenzrisiko, das zur Beurteilung der „ernsten Gefahr“ herangezogen werden soll, wurde ein Risiko von 1:10.000 (Risiko für zusätzliche Krebsmortalität) herange-zogen und (mit einer definitorischen Unschärfe) mit dem Erkrankungsrisiko für Krebs gleichgesetzt. Es handelt sich hierbei um eine Konvention, die sich der wissenschaft-lichen Überprüfung entzieht und die politisch-gesellschaftlich festzulegen ist. Als Zeit-rahmen für die Dauer der betrachteten Einmalexposition wurden 1,4 und 8 Stunden festgelegt. Bei der ohnehin vorhandenen erheblichen Unsicherheit wären weiterge-hende Differenzierungen – etwa auf noch kürzere Zeiträume - nicht durch den wis-senschaftlichen Hintergrund abgedeckt. Die Standardmethodik der Extrapolation von Krebsrisiken nach Langzeitexposition und nach Kurzzeitexposition wurde dem Ansatz von NRC (2001) entnommen (vgl. auch Diskussion in der Machbarkeitsstudie). Es wurde jedoch jeweils geprüft, ob stoffspezifisch differenziertere Risikoberechnungen möglich wären. Das Projekt „Ermittlung von Störfallbeurteilungswerten für kanzerogene Stoffe“ wurde mit Werkvertrag 18/03 am 15.4.2003 (Vertragsänderung am 1.10.2003) durch das Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen an das Forschungs- und Beratungsinstitut Gefahrstoffe (FoBiG) GmbH vergeben. Die vorliegende Dokumentation enthält den Endbericht zu dem Projekt.

Literatur NRC, National Research Council, 2001

Standing Operating Procedures for Developing Acute Exposure Guideline Levels for Hazardous Chemicals National Academy Press, Washington, DC, 2001


3 Evidenz eines krebserzeugenden Potenzials nach Einmal-exposition

3.1 Einführung Wie bereits in der Machbarkeitsstudie dargelegt, wurde von Calabrese und Blain (1999) eine umfassende Analyse von ca. 5500 Krebsstudien durchgeführt, die die Krebsentstehung nach Einmalexposition untersucht. Die Analyse ergab, dass 426 von ca. 800 Stoffen sich als kanzerogen nach Einmalexposition erwiesen. Die als po-sitiv getesteten Substanzen gehören unterschiedlichen Substanzgruppen an, wie z.B. polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen, Nitrosaminen, halogenierten Kohlenwasserstoffen, Nitroverbindungen, Steroide, Sulfatester und Organometallver-bindungen. Positive Ergebnisse wurden dabei in verschiedenen Tierspezies und un-terschiedlichen Stämmen beobachtet: u.a. Mäuse, Ratten, Hamster, Kaninchen, Meerschweinchen, Primaten und Hunde. In der Diskussion um die Kanzerogenität von Vinylchlorid wurde jedoch in Frage ge-stellt, ob bei üblichen reaktiven gentoxischen Verbindungen tatsächlich ein einmali-ger Kontakt bei üblichen Aufnahmepfaden ausreichen würde, um zu Krebs zu führen. Da bekannt ist, dass es sich bei Kanzerogenität um einen Mehrstufenprozess han-delt, wurde erörtert, ob nach einmaliger Exposition evtl. nur einzelne Stufen (Adduk-te, Mutationen, prämaligne Ereignisse) erreicht werden könnten, nicht jedoch die komplette Tumorbildung. Bei subkutaner Applikation persistenter Substanzen sei es leichter vorstellbar, dass alle notwendigen Stufen der Kanzerogenese auch nach einmaliger Exposition durchlaufen würden. Die nachfolgende Ausarbeitung dient deshalb dazu, anhand konkreter Stoffbeispiele zu prüfen, ob eine Einmalexposition bei anderen außer dem subkutanen Expositi-onspfad zur Krebsentstehung führen kann und eine Betrachtung dieses Endpunktes bei der Störfallbeurteilung relevant ist.

3.2 Stoffbeispiele

3.2.1 7,12-Dimethylbenzanthrazen (DMBA) Die kanzerogene Wirkung von DMBA nach Einmalapplikation wurde an Ratten un-tersucht, die die Substanz peroral (Schlundsonde) verabreicht bekamen. Isaacs (1985) beschreibt, dass weibliche Sprague-Dawley Ratten nach Einmalapplikation eine dosisabhängig Zunahme von Brusttumoren zeigten. Die Dosisabhängigkeit war dabei nicht linear, vielmehr ging die Konzentration in der zweiten Potenz (Konzentra-tion2) in die Dosis-Wirkungs-Beziehung ein. Letzteres wird von Isaacs als klarer Hin-weis darauf gewertet, dass die Tumorentstehung offensichtlich kein Einstufenprozess ist, sondern wahrscheinlich zwei Transformationsschritte benötigt.


Tabelle 3-1: Mammatumoren bei weiblichen Sprague-Dawley Ratten nach Ein-malgabe (Schlundsonde) von 7,12-Dimethylbenzanthrazen (gemes-sen am Tag 200; Daten aus Isaacs, 1985)

Anzahl der Tiere/Gruppe Dosis (mg) Tag 0 Tag 200

Mammatumore/Tier am Tag 200

Durchschnittliche Zeit bis zum Auftreten der Tumore (Tage)

20 25 24 2,50 ± 0,26* 103 ± 4 15 25 23 1,48 ± 0,50* 104 ± 4 10 25 25 0,68 ± 0,16* 114 ± 7 5 25 25 0,16 ± 0,07* 125 ± 10 2,5 25 25 0,04 ± 0,03* 140** 0 25 25 0 *: statistisch signifikant zur nächst tieferen Dosisgruppe **: nur bei einem Tier der Gruppe wurde ein Tumor beobachtet

Ähnliche Befunde zur Tumorinduktion nach einmaliger oraler Gabe von DMBA wer-den auch bei Untersuchungen an Mäusen berichtet. Ethier und Ullrich (1982) unter-suchten BALB/c Mäuse, die DMBA in Konzentrationen von 0,0025 – 12 mg einmalig verabreicht bekamen. Bereits bei den niedrigen Dosierungen wurde eine gegenüber den Kontrolltieren erhöhte Tumorinzidenz beobachtet.

3.2.2 N-Methylnitrosoharnstoff (MNU) Neben DMBA untersuchte Isaacs (1985) auch MNU. Während DMBA erst metaboli-siert werden muss, bevor es seine kanzerogene Wirkung entfaltet, wirkt MNU als so-genanntes „direktes“ Kanzerogen, d.h. ohne vorhergehende metabolische Aktivie-rung. MNU wurde allerdings nicht peroral sondern intravenös an Sprague-Dawley Ratten verabreicht (Dosierung: 0 / 1,5 / 3,0 / 4,5 / 6,0 / 7,5 mg). Es wurden vergleich-bare Ergebnisse wie mit DMBA erhalten. Die Beobachtungen von Isaacs (1985) werden durch eine unabhängige Studie von McCormick et al. (1981), in der auch Sprague-Dawley Ratten MNU intravenös verab-reicht bekamen (Dosis 0 – 50 mg), gestützt. Auch in dieser Untersuchung war eine dosisabhängige Zunahme der Tumorinzidenz sowie der Anzahl der Tumoren pro Tier, sowie eine Abnahme der Latenzzeit mit steigender Dosis zu beobachten.

3.2.3 Dimethylnitrosamin (DMN) Ein weiteres potentes Kanzerogen, das bereits nach Einmalapplikation zur Tumor-induktion führt, ist Dimethylnitrosamin (DMN). Einmalige intraperitoneale Applikation (bis zu 50 mg) führte bei Fischer Ratten dosisabhängig zur Induktion von Nieren-tumoren (Driver et al., 1987). Dimethylnitrosamin gehört zur Gruppe der „indirekten“ Kanzerogene, d.h. der Verbindungen, die erst nach metabolischer Umsetzung ihre Wirkung entfalten.


3.2.4 Vinylcarbamat Vinylcarbamat ist ein potentes gentoxisches Kanzerogen in Nagern. Die Substanz wurde an 15 Tage alte Mäuse verschiedener Stämme einmalig intraperitoneal verab-reicht. Dabei waren neben B6C3F1-Mäusen mit spontan hoher Tumorhäufigkeit in der Leber z.B. auch Mäusestämme eingeschlossen, die eine relativ niedrige Spon-tanrate von Lebertumoren aufweisen: C57BL/6 und B6CF1-Mäuse. Tabelle 3-2 zeigt die Dosierungen und Befunde im Vergleich. Auch bei Stämmen mit niedriger Hin-tergrundinzidenz von Lebertumoren ergab sich eine deutliche Erhöhung der Tumor-rate bei Einmalapplikation von Vinylcarbamat. Auf eine Malignisierung von Hepato-men verweist die Anzahl der Hepatokarzinome (HC) in Hepatoadenomen (HA).

Tabelle 3-2: Tumoren in der Leber bei verschiedenen Mäusestämmen nach ein-maliger intraperitonealer Verabreichung von Vinylcarbamat; Quelle: Takahashi et al., 2002

Maus-stamm

Dosierung (i.p.) Anzahl unter-suchte Mäuse

HA %

HC %

Mäuse mit HC

Mäuse mit HC in HA

Kontrolle 138 8 5,1 10 4 0,03 mM/kg BW 70 70,0 34,3 77 56

B6C3F1

0,15 mM/kg BW 128 45,3 28,1 115 41 Kontrolle 97 5,2 3,1 4 1 0,03 mM/kg BW 114 15,8 10,5 13 3

B6CF1

0,15 mM/kg BW Nicht untersucht Kontrolle 166 1,8 0,6 1 0 0,03 mM/kg BW 107 34,6 18,7 32 5

C57BL/6

0,15 mM/kg BW 231 43,3 22,5 117 37 HA: Hepatoadenome, HC: Hepatozelluläre Karzinome; vgl. auch Text (Abschnitt 3.2.4)

3.2.5 Plutonium und weitere radioaktive Substanzen Für einige radioaktive Substanzen liegen angemessene Daten vor, um eine krebser-zeugende Wirkung nach einmaliger inhalativer Aufnahme zu belegen. Sanders et al. (1976) exponierten 295 Wistar-Ratten gegenüber 239PuO2 –Partikeln. 48 Ratten dienten als Kontrollgruppe. Die Tiere wurden über die gesamte Lebenszeit nachbe-obachtet. Die Clearance-Halbwertszeit aus dem Alveolarraum betrug 30 Tage. In der Lunge wurde eine signifikant erhöhte Anzahl von Tumoren vorgefunden. Es traten auf: 0% Tumoren in der Kontrolle, 0% bei einer Deposition von 0,18 Nanocurie (nCi), 10% bei 5,0 nCi, 37% bei 45nCi, 53% bei 180 nCi. Ähnliche Befunde wurden auch nach Einmalexposition von Hunden gegenüber PuO2 bestätigt (Dagle et al., 1980). Gegenüber anderen radioaktiven Substanzen mit kurzer biologischer Halbwertszeit wurden auch systemische Tumoren (z.B. Knochentumoren nach einmaliger Expositi-on gegenüber Curium (244CmO2); Sanders und Mahaffey, 1990) beobachtet.


3.3 Diskussion Studien, die eine Krebsentstehung nach einmaliger inhalativer Exposition mit che-misch-toxischen krebserzeugenden Stoffen eindeutig belegen, liegen uns nicht vor. Allerdings gibt es nur wenige geeignete Studien, die bei potenten Kanzerogenen die Frage einer möglichen krebserzeugenden Wirkung nach inhalativer Einmalapplikati-on nachgegangen sind. Verdachtsmomente für krebserzeugende Wirkung nach Inha-lation ergeben sich aus folgenden Untersuchungen: S Vinylchlorid: Lungentumore (Adenome) nach inhalativer Einmalapplikation (Ex-

positionsdauer 1 Stunde) hoher Konzentrationen bei der Maus, nicht jedoch bei Ratten (Hehir et al., 1981)

S Methylisocyanat: Marginal erhöhtes Auftreten von Pheochromocytomen und Adenomen nach inhalativer Einmalapplikation (2 Stunden Expositionsdauer) bei männlichen Ratten, nicht jedoch bei weiblichen Ratten und Mäusen (Bucher und Uraih, 1989).

S Bis(chlormethyl)ether: Ein Hamster entwickelte nach nur einmaliger Exposition gegenüber 1 ppm Bis(chlormethyl)ether einen Nasentumor (Drew et al., 1975).

S Berylliumoxid: 1 von 184 gegenüber Berylliumoxid-Partikeln einmalig exponier-ten Ratten entwickelte einen Lungentumor (Sanders et al., 1978).

Radioaktive Substanzen zeigen auch bei inhalativer einmaliger Aufnahme eindeutig krebserzeugende Wirkung im Versuchstier, sind jedoch wegen der längeren lokalen Einwirkungsdauer nur bedingt mit chemisch-toxischen Kanzerogenen zu vergleichen. Wiederholte kurzfristige inhalative Applikation führte jedoch z.B. im Falle des Bis-(Chlormethyl)ether (Kuschner et al., 1975, Drew et al., 1975), Epichlorhydrin (Laskin et al., 1980), Hydrazins (vgl. Abschnitt 6), Formaldehyds (vgl. Abschnitt 7) und Vinyl-chlorids (vgl. Abschnitt 8) zur Tumorentstehung. Daneben gibt es eine Reihe von Un-tersuchungen, die die kanzerogene Wirkung verschiedener Substanzen nach einma-liger Gabe über andere Pfade (peroral, dermal, subkutan, intravenös, intraperitoneal) belegen. Aus der Vielzahl der bei Calabrese und Blain (1999) genannten Substanzen wurden zur Illustration hier nur wenige aufgeführt, die jeweils verschiedenen Stoff-gruppen angehören. Für verschiedenartige Verbindungen wurde eine klare kanzero-gene Wirkung nach Einmalapplikation gezeigt. Nicht in jedem Fall resultiert die einmalige Exposition gegen eine krebserregende Substanz in einer Tumorigenese. So führte z.B. eine 2-stündige inhalative Exposition von B6C3F1-Mäusen gegen 0, 1000, 5000 oder 10000 ppm 1,3-Butadien nicht zu einer erhöhten Tumorinduktion. Eine leichte Erhöhung der Inzidenz von Vormagen-tumoren bei 10000 ppm wird von den Autoren als Zufallsbefund eingeordnet (Bucher et al., 1993). Die Tiere wurden über die gesamte Lebenszeit beobachtet. Zusammenfassend ergeben die Daten deutliche Hinweise auf eine kanzerogene Wir-kung verschiedener chemischer Verbindungen nach Einmalexposition. Untersuchun-gen nach inhalativer Exposition, die dies belegen, sind bislang unzureichend. Aller-dings ist die Datenlage für diesen Expositionspfad insgesamt sehr eingeschränkt. Auf Basis der eindeutigen Datenlage für andere Expositionspfade kann eine kanzeroge-ne Wirkung nach einmaliger inhalativer Exposition jedoch nicht ausgeschlossen wer-


den. Aus diesem Grund erachten wir die Bewertung der möglichen kanzerogenen Wirkung im Zusammenhang mit der Beurteilung von Störfällen für notwendig. Die im Rahmen dieses Gutachtens zu bewertenden Stoffe sind Dimethylsulfat, Di-ethylsulfat, Hydrazin und Formaldehyd. Bei Dimethylsulfat und Diethylsulfat handelt es sich um „direkte“ Kanzerogene. Diese chemisch reaktiven Verbindungen (elek-trophil) interagieren spontan mit zellulären Makromolekülen, insbesondere mit der DNA. Sie wirken alkylierend. Hydrazin gehört in die Gruppe der „indirekten“ Kanze-rogene, erst nach metabolischer Aktivierung reagiert es bzw. daraus gebildete reakti-ve Metabolite, mit der DNA. Formaldehyd wirkt über Gentoxizität in Verbindung in zytotoxischen Konzentrationen kanzerogen. Es zeigt sich also, dass verschiedene Mechanismen mit Kanzerogenität nach Kurzzeitexposition verknüpft werden können. Eine Einschränkung auf definierte spezielle Mechanismen ist derzeit nicht möglich.

3.4 Literatur Bucher, J. R., Uraih, L., 1989

Carcinogenicity and pulmonary pathology associated with a single 2-hour inhalation exposure of laboratory rodents to methyl isocyanate Journal of the National Cancer Institute, Vol. 81, 1989, S. 1586-1587

Bucher, J. R., Melnick, R. L., Hildebrandt, P. K., 1993 Lack of carcinogenicity in mice exposed once to high concentrations of 1,3-butadiene Journal of the National Cancer Institute, Vol. 85, 1993, S. 1866-186

Calabrese, E. J., Blain, R. B., 1999 The single exposure carcinogen database: assessing the circumstances under which a single ex-posure to a carcinogen can cause cancer Toxicological Sciences, Vol. 50, 1999, S. 169-185

Dagle, G. E., Sanders, C. L., Park, J. F., Mahaffey, J. A., 1980 Pulmonary carcinogenesis with inhaled plutonium in rats and dogs In: Sanders, C. L., Cross, F. T., Dagle, G. E., Mahaffey, J. A. (Ed.): Pulmonary toxicology of respir-able particles. DOE Symposium Series, 1980, S. 601-615

Drew, R. T., Laskin, S., Kuschner, M., Nelson, N., 1975 Inhalation carcinogenicity of alpha halo ethers. I. The acute inhalation toxicity of chloromethyl methyl ether and bis(chloromethyl)ether Archives of Environmental Health, Vol. 30, 1975, S. 61-69

Driver, H.E., White, I.N.H., Butler, W.H., 1987 Dose-response relationships in chemical carcinogenesis: renal mesenchymal tumours induced in the rat by single dose dimethylnitrosamine British Jounral in Experimental Pathology, Vol. 68, 1987, S. 133-143

Ethier, S. P., Ullrich, R. L., 1982 Induction of mammary tumors in virgin female BALB/c mice by single low doses of 7,12-dimethylbenz[a]anthracene Journal of the National Cancer Institute, Vol. 69, 1982, S. 1199-1203

Hehir, R. M., McNamara, B. P., McLaughlin, J., Willigan, D. A., Bierbower, G., Hardisty, J. F., 1981 Cancer induction following single and multiple exposure to a constant amount of vinyl chloride monomer Environmental Health Perspectives, Vol. 41, 1981, S. 63-72

Isaacs, J. T., 1985 Determination of the number of events required for mammary carcinogenesis in the Sprague-Dawley female rat Cancer Research, Vol. 45, 1985, S. 4827-4832


Kuschner, M., Laskin, S., Drew, R. T., Cappiello, V., Nelson, N., 1975

Inhalation carcinogenicity of alpha halo ethers. III. Lifetime and limited period inhalation studies with bis(chloromethyl)ether at 0.1 ppm Archives of Environmental Health, Vol. 30, 1975, S. 73-77

Laskin, S., Sellakumar, A. R., Kuschner, M., Nelson, N., La Mendola, S., Rusch, G. M., Katz, G. V., Dulak, N. C., Albert, R. E., 1980 Inhalation carcinogenicity of epichlorohydrin in noninbred Sprague-Dawley rats Journal of the National Cancer Institute, Vol. 65, 1980, S. 751-758

Latendresse, J. R., Marit, G. B., Vernot, E. H., Haun, C. C., Flemming, C. D., 1995 Oncogenic potential of inhaled hydrazine in the nose of rats and hamsters after 1 or 10 1-hr expo-sures Fundamental and Applied Toxicology, Vol. 27, 1995, S. 33-48

Maltoni, C., Lefemine, G., Ciliberti, A., Cotti, G., Carretti, D., 1981 Carcinogenicity bioassays of vinylchloride monomer: A model of risk assessment on an experimen-tal basis Environmental Health Perspectives, Vol. 41, 1981, S. 3-31

McCormick, D. L., Adamowski, C. B., Fiks, A., Moon, R. C., 1981 Lifetime dose-response relationships for mammara tumor induction by a single administration of N-methyl-N-nitrosourea Cancer Research, Vol. 41, 1981, S. 1690-1694

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Sanders, C. L., Dagle, G. E., Cannon, W. C., Craig, D. K., Powers, G. J., Meier, D. M., 1976 Inhalation carcinogenesis of high-fired 239 PuO2 in rats Radiation Research, Vol. 68, 1976, S. 349-360

Sanders, C. L., Cannon, W. C., Powers, G. J., 1978 Lung carcinogenesis induced by inhaled high-fired oxides of berryllium and plutonium Health Physics, Vol. 35, 1978, S. 193-200

Takahashi, K., Dinse, G. E., Foley, J. F., Hardisty, J. F., Maronpot, R. R., 2002 Comparative prevalence, multiplicity, and progression of spontaneous and vinyl carbamate-induced liver lesions in five strains of male mice Toxicologic Pathology, Vol. 30, 2002, S. 599-605


4 Dimethylsulfat: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeu-gende Wirkung nach Einmalexposition

4.1 Stoffspezifische Daten Dimethylsulfat (DMSO4) ist eine farblose, ölige Flüssigkeit mit einem schwachen Ge-ruch von Zwiebel oder Knoblauch. Die Substanz ist als wahrscheinlich für den Men-schen krebserregend eingestuft (Tabelle 4-1).

Tabelle 4-1: Einstufung hinsichtlich Kanzerogenität

Kanzerogenität Organisation Kategorie

EU 2

MAK A2

WHO/IARC 2A

EPA A2

Dimethylsulfat wurde nicht hinsichtlich Keimzell-Mutagenität und Reproduktionstoxizi-tät eingestuft. Für die Umrechnung von mg/m3 in ppm gilt: 1 mg/m3 = 0,19 ppm (IARC, 1999; Cart-lidge et al., 1996).

4.1.1 Kanzerogenität Dimethylsulfat reagiert mit Nukleinsäuren und wirkt daher direkt gentoxisch. Näheres zum Metabolismus von Dimethylsulfat sind dem Kapitel 4.1.3 zu entnehmen. Die derzeitige Datenlage aus Humanstudien ist nicht ausreichend, um Kanzerogenität im Menschen zu zeigen (IARC, 1999: "inadequate evidence for the carcinogenicity in humans"). Die meisten Länder stufen Dimethylsulfat jedoch als wahrscheinliches Humankanzerogen auf Basis von experimentellen Kanzerogenitätsstudien in Tieren ein. Diese Studien liefern ausreichend Hinweise für die kanzerogenen Effekte von Dimethylsulfat (IARC, 1999: „sufficient evidence for the carcinogenicity in experimen-tal animals“).

4.1.1.1 Humandaten Eine Fallstudie, berichtet von Druckrey und Mitarbeitern (1966), beschreibt einen Ar-beiter, der nach 11-jähriger Exposition gegenüber Dimethylsulfat an einem kleinzelli-gen Bronchialkarzinom mit Metastasen verstarb. Davor litt er 6 Jahre an einer schwe-ren rezidivierenden Bronchitis. In dem arbeitsmedizinischen Gutachten, das von Druckrey erstellt wurde, wurde ein kausaler Zusammenhang zwischen dem Bronchi-alkarzinom und der Dimethylsulfat-Exposition hergestellt. Dabei wurden persönliche Gewohnheiten und die Arbeitsplatzsituation (z.B. Mischexposition) berücksichtigt.


Dadurch erfolgte für diesen Fall eine Anerkennung als Berufskrebs. Weitere Erhe-bungen an diesem Arbeitsplatz ergaben, dass zuvor von 6 - 10 Arbeitern innerhalb weniger Jahre bereits mindestens 3 Arbeiter an Bronchialkrebs verstorben waren und ein Vierter vermutlich ebenfalls an den Folgen eines bösartigen Geschwulstes an der Lunge. Hingegen fanden Thiess und Goldmann (1967) keinen Zusammenhang zwischen Dimethylsulfat-Exposition und Krebsinzidenz in 5 an Tumoren erkrankten Arbeitern im Bereich der Dimethylsulfatverarbeitung. 3 davon waren nie in direktem Kontakt, während 2 etwa 12 Jahre lang an Dimethylsulfat-verarbeitenden Apparaturen tätig waren. Beide waren Raucher (8 - 10 Zigaretten täglich). Eine Häufung von Tumorer-krankungen im Vergleich mit anderen Bereichen wurde nicht gesehen. Pell (1972; bzw. E.I. du Pont, 1975) führte epidemiologische Untersuchungen an Di-methylsulfat-exponierten Arbeitern durch. Er ermittelte eine Lungenkrebs-Inzidenz von 4 von 386 beziehungsweise 257 von 43000 Exponierten in 2 Studien. Eine höhe-re Inzidenz für Tumore des Respirationstraktes bei exponierten Personen im Ver-gleich mit der Inzidenz unexponierten Personen wurde nicht beobachtet. Für diese Kollektive liegen keine Expositionsangaben vor. Darüber hinaus wurden in einer wei-teren Studie keine erhöhten Tumorinzidenzen bei 56 Arbeitern gefunden, die zwi-schen 1 Monat und 26 Jahren gegenüber Dimethylsulfat exponiert waren. Die ent-sprechenden Luftkonzentrationen an Dimethylsulfat variierten zwischen weniger als 0,2 ppm bis über 1 ppm. Für keine der angeführten Studien findet sich eine odds ra-tio in den veröffentlichten Daten. Wang et al. (1988) beobachteten keine malignen Veränderungen am Respirations-trakt in 62 Arbeitern in einer Follow-up-Studie, die 2 bis 12 Jahre umfasste und an-schließend an eine Untersuchung zur akut-toxischen Wirkung durchgeführt wurde. 30 Arbeiter davon waren mehr als 10 - 20 Jahre exponiert. In der Arbeit findet sich darüber hinaus die Angabe, dass auch andere epidemiologische Studien an Dime-thylsulfat-exponierten Arbeitern in China keine kanzerogenen Effekte beobachteten. Lungenkrebs, Bronchialkarzinome und Melanome der Aderhaut wurden in verschie-denen Studien mit Arbeitern gefunden (Thiess et al., 1969; Bettendorf, 1977; Albert und Puliafito, 1977), für die jedoch keine Expositionskonzentrationen ermittelt wur-den. Darüber hinaus wurde eine Mischexposition mit anderen kanzerogenen oder alkylierenden Substanzen, z.B. Dichlordiethylether und Monochlordiethylether, nach-gewiesen oder vermutet. Zusammenfassend kann gesagt werden, dass die Informationen aus den Humanstu-dien in Hinblick auf eine kanzerogene Wirkung von Dimethylsulfat gering sind und nicht für eine Risikobewertung herangezogen werden können. Das liegt einerseits an der Größe der untersuchten Kollektive und andererseits an einer mangelhaften Durchführung oder Beschreibung der Studien.

4.1.1.2 Tierdaten Inhalative Exposition Druckrey et al. (1970) untersuchten die kanzerogene Wirkung von Dimethylsulfat nach wiederholter Exposition von 27 BD-Ratten gegenüber 10 ppm (55 mg/m3), je-weils 5 Mal pro Woche für je eine Stunde. Nach 130 Tagen musste die Behandlung


wegen eitrigen Entzündungen der Nasenhöhle, an der auch mehrere Tiere verstar-ben, abgebrochen werden. Von den 15 Verbliebenen starben 5 an malignen Tumo-ren. Bei der pathologischen Untersuchung zeigten sich Plattenepithel-Karzinome (3 Tiere), ein Mischtumor aus dem Stützgewebe des Nervensystems (Neuroglia) und dem benachbarten Mesoderm im Kleinhirn, sowie ein Lymphsarkom an der Brust-korböffnung mit multiplen Metastasen in der Lunge. Die Latenzzeiten lagen zwischen 303 und 643 Tagen. Die Häufigkeit von Spontantumoren liegt bei diesem Ratten-stamm bei 1 %. In einem zweiten Versuch mit 20 Tieren wurde die Exposition auf 3 ppm (17 mg/m3) herabgesetzt. Trotzdem verstarben einige Tiere an Entzündungen der Nasenhöhle, sodass ebenfalls die Behandlung nach 130 Tagen abgebrochen wurde. Die histologischen Untersuchungen der Tumore zeigten ein malignes Neuri-nom im Gehirn, ein Aesthesioneuroepitheliom des Nervus olfactorius, sowie Platten-epithelkarzinome in der Nasenhöhle (4 Tiere). Die Autoren vermuten, dass die schweren eitrigen Entzündungen die Tumorbildung gehemmt haben. Durch die ver-stärkten Entzündungen entsteht eine Konkurrenz zwischen nekrotischer und kanze-rogener Wirkung, die bei höheren Dosen stärker ist. Eine umfangreiche Kanzerogenitätsstudie mit männlichen und weiblichen Wistar-Ratten, NMRI-Mäusen und Syrischen Goldhamstern wurde von Schlögel (1972) durchgeführt. Die Tiere wurden entweder gegenüber 0,5 ppm (2,6 mg/m3) 2 x pro Woche (6 Stunden), gegenüber 2 ppm (10,5 mg/m3) 1x alle 2 Wochen (6 Stunden) oder gegenüber subletalen Konzentrationen, variierend für jede Spezies alle 4 Mona-te für jeweils 1 Stunde exponiert. Die subletalen Konzentration betrug für Ratten 34 ppm (179 mg/m3), für Mäuse 48 ppm (252 mg/m3) sowie für Hamster 20 ppm (105 mg/m3). Die Tiere der 0,5- und 2 ppm- Gruppe wurden rund 15 Monate (0,5 ppm: 62 – 64 Wochen; 2 ppm: 64 Wochen) exponiert. Die Subletal-Gruppe wurde nur 4 x ex-poniert (1x pro Quartal), da die Verluste durch nicht-kanzerogene Effekte sehr hoch waren. Je eine Kontrollgruppe für die 3 Spezies wurde mit Luft behandelt. Die Ge-samtanzahl der Tiere ist aus der folgenden Tabelle 4-2 zu entnehmen:

Tabelle 4-2: Angaben zur Gruppengröße in der Studie von Schlögel (1972) zu Dimethylsulfat

Kontrolle 0,5 ppm 2 ppm subletal Männliche Ratten 30 35 15 15 Weibliche Ratten 20 20 15 15 Männliche Mäuse 25 25 15 15 Weibliche Mäuse 25 25 15 15 Männliche Hamster 16 20 15 31 Weibliche Hamster 16 19 15 31

Die bei den Tumorinzidenzen angegebenen Gesamttierzahlen (Tabelle 4-3) unter-scheiden sich von den Angaben in dieser Tabelle 4-2, da mehrere Tiere vorzeitig an nicht-kanzerogenen Effekten verstorben sind. Die folgende Tabelle 4-3 dokumentiert die Tumorinzidenzen:


Tabelle 4-3: Tumorinzidenzen in Ratten/Mäusen/Hamstern nach Schlögel, 1972

Kontrolle 0,5 ppm 2x / Woche

2 ppm alle 14 Tage

subletal 4x / Jahr

Lungenkarzinom 0/0/0 2/0/0 6/0/0 1/0/0

Nasenkarzinom 0/0/0 1/1/0 0/3/1 1/0/0

sonstige maligne Tumore 1/1/0 0/1*/0 0/0/0 1*/0/0

Lungenadenom 2/5/0 0/5/0 4/7/0 2/3/1 * Thoraxsarkom bzw. anaplastisches Augensarkom

Die Gesamtinzidenz an malignen Tumoren des Respirationstraktes und benachbar-ter Gewebe war leicht erhöht in der 0,5 ppm-Gruppe (5/97 Tiere im Vergleich mit 2/70 Kontrolltieren) und mäßig erhöht in der 2 ppm-Gruppe (10/74 Tieren). Von den mit subletalen Konzentrationen behandelten Tieren entwickelten nur Ratten maligne Tumore am Respirationstrakt (insgesamt 2/97 Tieren) sowie einen malignen Augen-tumor. Bei den Kontrolltieren traten vereinzelt maligne und benigne Tumore auf, vornehm-lich jedoch nicht am Respirationstrakt. Die 2 angeführten malignen Tumore wurden am Magenausgang (1 Ratte) beziehungsweise an der Harnblase (1 Maus) gefunden.

Andere Pfade Mehrere Studien untersuchten die Entstehung von Tumoren nach mehrmaliger Be-handlung. Nach subkutaner Applikation von wöchentlich je 16 mg/kg über 49 Wo-chen (Gesamtdosis 784 mg/kg) entwickelten 4 von 6 überlebenden Ratten lokale Sarkome, teilweise mit Lungenmetastasen (Druckrey et al., 1966). Bei 8 mg/kg ein-mal pro Woche (Gesamtdosis 466 mg/kg) entwickelten 7 von 11 Tieren lokale Sar-kome. Ein Tier wies keine lokalen Sarkome auf, zeigte jedoch Tumoren an Leber und Lunge. Nach Exposition auf anderem Pfad als subkutan erwies sich Dimethylsulfat als weniger stark kanzerogen, und keine Tumoren wurden nach dermaler Exposition ohne tumorpromovierende Substanz gefunden (Hoffmann, 1980; Van Duuren et al., 1974). Wurde im Anschluss an Dimethylsulfat der Tumorpromotor PMA (Phorbolmy-ristatacetat) appliziert, entwickelten 2 von 20 Mäusen Papilloma. Druckrey et al. (1970) untersuchten die kanzerogene Wirkung von Dimethylsulfat nach einmaliger subkutaner Applikation von 50 mg/kg (in wässriger Lösung; 0,8 %) an 15 BD-Ratten. 7 der Tiere starben zwischen dem 314. und 740. Versuchstag an lokalen Sarkomen. In 3 Fällen wurden multiple Lungenmetastasen gesehen. Die Wirkung von Dimethylsulfat auf das fötale Nervengewebe, das gemäß den Auto-ren 50 x empfindlicher auf alkylierende Substanzen reagieren soll als das Gewebe Adulter, wurde von Druckrey et al. (1970) an 8 trächtigen BD-Ratten untersucht. Eine einmalige intravenöse Verabreichung von 20 mg/kg erfolgte am Trächtigkeitstag 15. Von den 59 Nachkommen zeigten 7 Tiere maligne Tumore, davon 3 Hirntumore, die im Alter von 466, 732 und 907 Tagen auftraten. Die übrigen Tumore waren ein Ade-nokarzinom der Schilddrüse, 2 Leberzellkarzinome sowie ein Uterussarkom. Zumin-dest für die Hirntumore wurde ein Kausalzusammenhang zu Dimethylsulfat gesehen.


Zusammenfassend ergeben sich aus mehreren Kanzerogenitätsstudien deutliche Hinweise auf eine kanzerogene Wirkung von Dimethylsulfat in verschiedenen Tier-spezies. Dabei wird deutlich, dass eine einmalige Exposition ausreichend für die Tu-morentstehung ist. Dies wurde nach subkutaner und intravenöser Applikation nach-gewiesen. In der Inhalations-Studie von Schlögel (1972) reichte ebenfalls eine gerin-ge Zahl an Expositionen aus, um lokale Tumore zu verursachen. Neben lokalen Tu-moren wurden auch vereinzelt systemische Tumore beobachtet, vornehmlich im Ge-hirn.

4.1.2 Gentoxizität Human Schettgen et al. (2002) bestimmten das Dimethylsulfat-spezifische Globin-Addukt N-Methylvalin in 62 dermal exponierten Arbeitern und wiesen erhöhte Konzentrationen im Vergleich mit unexponierten Personen nach. In Lymphozyten exponierter Arbeiter, die in der Synthese, Aufarbeitung und Weiter-verarbeitung von Dimethylsulfat beschäftigt waren, wurde eine erhöhte Inzidenz an Aberrationen (Einzelstrangfragmente, Chromosomendoppelstränge) festgestellt (Mo-lodkina et al., 1985). Die Arbeitsplatzexposition betrug 100 mg/m3 Dimethylsulfat, jedoch wurde mit Atemschutz gearbeitet.

Tier Eine umfassende Zusammenstellung gentoxischer Effekte findet sich bei Hoffmann (1980), IARC (1999) und ECB (2002). Die folgende Studienbeschreibung beschränkt sich auf solche Effekte, die für die Kanzerogenität nach einmaliger oder kurzfristiger Exposition relevant sind. Löfroth et al. (1974) untersuchten die Bildung von DNA-Addukten nach einmaliger inhalativer Exposition gegenüber 0,062 ppm 3H-markiertem Dimethylsulfat (0,32 mg/m3) für 1 Stunde oder gegenüber 3,16 ppm (16,3 mg/m3) für 135 Minuten in je 4 männlichen NMRI-Mäusen. Nach der Exposition wurden die Tiere in einen metaboli-schen Käfig gesetzt und Harnproben von 2 Perioden (0 - 24 Stunden und 24 - 48 Stunden) gesammelt. Als Hauptaddukte wurden bei beiden Konzentrationen N7-Methylguanin, N3-Methyladenin und N1-Methyladenin gefunden. Das Verhältnis be-trug in der höheren Konzentration 88:7:4 und in der niedrigeren Konzentration 10:10:1. Die Adduktbildung war dosisabhängig. Auch in den bei der Inhalation primär betroffenen Geweben (respiratorische und ol-faktorische Mukosa) wurde von Mathison et al. (1995) eine Zunahme an DNA-Addukten gefunden. Männliche CrlCD:BR-Ratten wurden für 20 Minuten (einmalig) 0, 1, 3, 8 oder 22 ppm Dimethylsulfat (5,2, 15,6, 41,6, oder 114,4 mg/m3) ausgesetzt, anschließend wurden die Tiere zu unterschiedlichen Zeitpunkten getötet und das Nasen- und Lungengewebe entnommen. Eine dosisabhängige Zunahme an N7-Methylguanin und N3-Methyladenin wurde im respiratorischen und olfaktorischen Gewebe festgestellt, mit einer Rate von etwa 5:1. Die Bildung von DNA-Addukten war höher im respiratorischen Epithel als im olfaktorischen.


Tabelle 4-4: DNA-Adduktbildung in pmol Addukt / µmol DNA Phosphat (geschätzt aus der Abbildung in der Publikation (Mathison et al., 1995)

1x Exposition für 20 Minuten Respiratorisches Epithel Olfaktorisches Epithel Kontrolle 0 0 1 ppm 18 0 3 ppm 30 10 8 ppm 100 25 22 ppm 165 100

Die Methylierung in der Lunge war gering, möglicherweise durch die bereits starke Reaktion in den oberen Atemwegen, jedoch schließen die Autoren methodische Probleme bei der Bestimmung der Lungengehalte nicht aus. Die Menge an N7-Methylguanin im Atemwegsepithel verringerte sich nach 96 Stunden um rund 75 % bei einer Exposition gegenüber 22 ppm. Ebenfalls konnte nach intravenöser Verabreichung einer einmaligen Gabe von 80 mg Dimethylsulfat /kg eine erhöhte Bildung von N7-Methylguanin in 6 Ratten festgestellt werden (Swann und McGee, 1968). Die Zielorgane für die Alkylierung waren Lunge und Gehirn, weniger hohe Mengen wurden in Leber und Nieren gefunden. Keine in vivo Mutagenität wurde im dominant-letal Test und im Mausspot Test (mit 50 mg/kg) von Epstein und Shafner (1968) (23 mg/kg i.p.) und Braun et al. (1984) (25 und 50 mg/kg i.p.) gefunden. Ebenso fanden Molodkina et al. (1986) keine Induktion von dominant-letal Mutatio-nen in Keimzellen von Ratten nach wiederholter Exposition gegenüber 0,29 ± 0,02 mg/m3 (0,056 ± 0,004 ppm), 2,64 ± 0,043 mg/m3 (0,5 ± 0,008 ppm) und 20,26 ± 1,34 mg/m3 (3,93 ± 0,26 ppm) für 4 Monate (Expositionsdauer nicht angegeben). Hinge-gen wurde eine dosisabhängige Zunahme von Chromosomenaberrationen in Kno-chenmarkszellen von Mäusen und Ratten (8 Tiere pro Dosis und Spezies) beobach-tet, die gegenüber 0, 2,69 ± 0,43 mg/m3 (0,5 ± 0,008 ppm) und 0,29 ± 0,02 mg/m3 (0,056 ± 0,004 ppm) (Ratten) bzw. gegenüber 0,24 ± 0,2 mg/m3 (0,047 ± 0,004 ppm), 4,32 ± 0,75 mg/m3 (0,84 ± 0,15 ppm) und 22,1 ± 2,35 mg/m3 (4,28 ± 0,46 ppm) (Mäuse) exponiert wurden. Das ECB wertet diese Studie als nicht geeignet für eine Evaluierung der in vivo Gentoxizität auf Grund der mangelhaften Beschreibung von Studiendesign und Ergebnissen. Seiler (1977) zeigte, dass in Mäusen eine einmalige intraperitonealer Gabe von 100 mg/kg Dimethylsulfat zu einer Reduktion der testikulären DNA-Synthese um 26,2 % gegenüber der Kontrollgruppe führte. Die DNA-Synthese wurde mittels radioaktiv markiertem Thymidin nachgewiesen. Sharma et al. (1980) untersuchten chromosomale Aberrationen in Knochenmarkszel-len nach einmaliger, intraperitonealer Verabreichung von 0,33 oder 0,47 mg Dime-thylsulfat / kg. Der prozentuelle Anteil an Aberrationen betrug 36 % in der niedrigen und 64 % in der höheren Dosierung. Die Chromosomenveränderungen schlossen numerische und strukturelle Aberrationen verschiedener Art ein. Da diese Studie un-zureichend durchgeführt (1 Tier pro Gruppe; 98 bzw. 100 Zellen untersucht) und be-richtet wurde, sind die Ergebnisse mit gewissen Unsicherheiten behaftet.


Robbiano und Brambilla (1987) untersuchten die Wirkung von Dimethylsulfat auf das Gehirn männlicher Sprague-Dawley-Ratten (n = 6) nach einmaliger intravenöser Verabreichung von 0,25 mmol/kg in NaCl-Lösung (0,01 ml /g Körpergewicht). Den 27 Kontrolltieren wurde 0,9 %ige NaCl verabreicht. 1 Stunde nach der Behandlung wur-den die Tiere getötet und das Gehirn entnommen. Die DNA Fragmentierung wurde mittels alkalischer Elution ermittelt und der DNA-Gehalt in der Fraktion mikrofluori-metrisch bestimmt. Der prozentuelle Anteil der eluierten DNA nach Dimethylsulfat-Verabreichung (41,0±2,2) unterschied sich signifikant von der Kontrollgruppe (28,4±2,6). Die Autoren sehen in der erhöhten Fragmentierung der DNA einen Zu-sammenhang mit Gehirntumoren. Allerdings können auf Basis dieser Methode keine Aussagen über die kanzerogene Potenz gemacht werden, da in der Studie sowohl schwach als auch stark wirkende Kanzerogene vergleichbare Mengen an fragmen-tierter DNA produzierten. In 2 verschiedenen Indikatortests für Endpunkte, die in einem Zusammenhang mit der Mutationsentwicklung stehen, die DNA-Fragmentierung und die DNA-Adduktmessung wurden Effekte nach einmaliger inhalativer sowie intravenöser Ex-position gegenüber Dimethylsulfat beobachtet. Mutagene Effekte wurden hingegen nach Einmal-Exposition nicht festgestellt.

4.1.3 Metabolismus Innerhalb der ersten Minuten nach Kontakt von Dimethylsulfat mit Gewebe kommt es zur Methylierung und Deaktivierung von Proteinen, Aminen, Nukleinsäuren und an-deren zellulären und extrazellulären Bestandteilen. Nach Abspaltung der ersten Me-thylgruppe hat das resultierende Monomethylsulfat keine alkylierenden Eigenschaf-ten mehr. Neben der Alkylierung kommt es auch zur nicht-enzymatischen Hydrolyse zu Monomethylsulfat, wobei dieser Weg aber weniger bedeutsam ist. Dabei entsteht Methanol sowie in weiterer Folge Schwefelsäure und Formaldehyd. Nach inhalativer Exposition gegenüber 0,062 ppm für 1 Stunde oder gegenüber 3,16 ppm für 135 Mi-nuten fanden Löfroth et al. (1974) ca. 70 % des gesamten Dimethylsulfats im Harn (gemessen als µCi, 3H-Markierung) wieder. Andere Untersuchungen fanden nach intravenöser Verabreichung kein Dimethylsulfat im Harn, jedoch geringe Mengen an Methanol als Metabolit (WHO, 1985). Die Unterschiede könnten auf die unterschied-lichen Expositionspfade zurückzuführen sein. Dimethylsulfat wird nach inhalativer, oraler und dermaler Exposition resorbiert, wobei jedoch auf Grund der raschen Wirkung nach Gewebekontakt die lokalen kanzeroge-nen sowie nicht-kanzerogenen Effekte im Vordergrund stehen.


Abbildung 4-1: Metabolismusschema für Dimethylsulfat

4.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Dimethylsulfat nach Einmalexposition

4.2.1 Mechanistische Überlegungen Dimethylsulfat ist eine direkt alkylierend wirkende Substanz, die ohne Umwege über enzymatische oder nicht-enzymatische Pfade mit der DNA über eine SN2 Substitution reagiert. Dabei bilden sich Komplexe bevorzugt an der N7-Position des Guanins und an der N3-Position des Adenins. Nach inhalativer Exposition gegenüber Dimethylsul-fat wurden DNA-Addukte in Lunge und Gehirn gefunden, was der Lokalisation von Tumoren entspricht. Es kann angenommen werden, dass DNA-Addukte überall dort auftreten, wo das intakte Molekül, das alleine alkylierende Eigenschaften aufweist, hingelangt. Durch die Entstehung von DNA-Addukten kann es in weiterer Folge bei-spielsweise zum Einbau falscher Basen oder durch die verminderte Integrität zu Strangbrüchen kommen. Im Vergleich zu O6-Methylguanin, das nach Exposition ge-genüber Dimethylsulfat nur in vitro beobachtet wurde (ECB, 2002), führen die 2 ge-nannten Addukte zu geringeren Mutationsraten, was zur Charakterisierung von Di-methylsulfat als schwächeres Kanzerogen führt (IARC, 1999). In mehreren Studien wurde die Entwicklung von substanzbezogenen Tumoren be-reits nach einmaliger oder kurzzeitiger Exposition beobachtet. Inhalative Exposition von Ratten gegenüber 34 ppm für eine Dauer von 4 x 1 Stunde (jedes 4. Monat) führ-te zur Entstehung von Lungen- und Nasenkarzinomen in 2 von 30 Tieren (Schlögel,


1972). Mehrere Befunde lassen vermuten, dass nach Exposition (inhalativ, dermal) Tumore vornehmlich lokal entstehen, vereinzelt wurden jedoch auch Tumore anderer Organe gefunden (Druckrey et al.,1966; 1970). Nach systemischer Exposition ist das Gehirn Zielorgan für die Tumorbildung, wobei Föten wesentlich empfindlicher zu sein scheinen (Druckrey et al., 1970). Die Autoren vermuten, dass die Bildung von lokalen Tumoren durch die irritativen und korrosiven Eigenschaften von Dimethylsulfat bei den verwendeten Konzentrationen (10 bzw. 3 ppm) gehemmt wurde. Wesentlich bei der Entstehung von systemischen Tumoren scheint dabei das Expositionsschema zu sein, da sich bei hohen Konzentrationen zwischen 20 und 48 ppm bei vierteljährlicher Exposition ausschließlich lokale Tumore entwickelten (Schlögel, 1972). In der Studie von Druckrey et al. (1970) wurden die Tiere jedoch 5 x pro Woche exponiert, wo-durch die irritativen und korrosiven Effekte kumulieren können. Zusammenfassend muss davon ausgegangen werden, dass sich die Tumorlokalisation zwischen niedri-geren und höheren Konzentrationen unterscheidet. Auf Grund dieser Beobachtungen wird eine Betrachtung von Dimethylsulfat in Hin-blick auf eine Störfallsituation als relevant erachtet. Für die Berechnung von Störfallbeurteilungswerten für Dimethylsulfat auf Basis sei-ner kanzerogenen Wirkung nach inhalativer Exposition ist die Studie von Schlögel (1972) trotz ihrer Einschränkungen (geringe Tierzahlen, vergleichsweise kurze Be-handlungsdauer) am besten geeignet. Dabei handelt es sich um eine Langzeitstudie mit Ratten, Mäusen und Hamstern, die in 3 Parallel-Studien mit unterschiedlichen Konzentrationen und Zeitschemata Dimethylsulfat ausgesetzt wurden (für Studiende-tails siehe Kapitel 4.1.1.2). Die höchste Tumorinzidenz wurde bei einer Konzentration von 2 ppm, 1 x alle 2 Wochen über eine Versuchsdauer von 15 Monaten, beobach-tet. Die Tiere waren insgesamt 192 Stunden lang exponiert, woraus sich 384 ppm-Stunden (192 h x 2 ppm) errechnen lassen. Die gleichzeitige zytotoxische Wirkung im Respirationstrakt durch Dimethylsulfat könnte erklären, warum in dieser Studie eine höhere Gesamtexposition, denen die Tiere bei 0,5 ppm ausgesetzt waren (420 ppm-Stunden) zu niedrigeren Tumorraten führt als 2 ppm.

4.2.2 Verwendung stoffspezifischer Daten

4.2.2.1 Verwendung von Kanzerogenitätsdaten Die nachfolgenden Berechnungen basieren auf den Daten von Schlögel (1972). Ausgangspunkt für die Berechnung der Tumorinzidenz sind die malignen Lungentu-more in Ratten. Konzentration: 2 ppm (10,5 mg/m3) Exposition: 15 Monate = 456 Tage, 6h/24h, 1/14 (1x pro 2 Wochen) Lungenkarzinom: Kontrolle: 0/36 2 ppm: 6/27 (22 %) Eine Krebsrisiko-Berechnung basierend auf den Tumorinzidenzen von Schlögel (1972) wurde vom ECB (2002) angestellt. Die kanzerogene Aktivität (= Zunahme der Tumorinzidenz durch Dimethylsulfat) für eine lebenslange Exposition wurde mit 2,2 pro mg/m3 ermittelt. Diese Berechnung schließt die Tumorinzidenzen in den expo-


nierten Tieren (6/27) und in den Kontrolltieren (0/36) ein und berücksichtigt eine mitt-lere Überlebensdauer von 613 Tagen für die exponierten Tiere. Als Lebensspanne wurde die mittlere Überlebenszeit der Kontrolltiere (= 728 Tage) verwendet. Daraus wurde eine Konzentration errechnet, die bei 8-stündiger Exposition zu einem theore-tischen Zusatzrisiko von 1:10.000 führt: Berechnung:

3m/mgpro2,214/124/6728/613728/4565,10

36/027/6EinheitproPotenz.Kanz =⋅⋅⋅⋅

−=

1x10-4 / 2,2 (mg/m3)-1 = 0,045 µg/m3, d.h. eine lebenslange Exposition gegenüber 0,045 µg/m3 entspricht einem Risiko von 1:10000. Umrechnung einer 75-Jahr-Exposition (= 27375 Tage) auf 24 Stunden: 24-Stunden-Exposition = 0,045 µg/m3 x 27375 = 1232 µg/m3 d.h. eine Exposition gegenüber 1232 µg/m3 über 24h entspricht einem Risiko von 1:10000 bei Annahme einer linearen Extrapolation. Um Unsicherheiten in der Bewertung des Krebsrisikos bei Extrapolation zu Kurzzeit-expositionen einzukalkulieren, wird ein Unsicherheitsfaktor von 6 appliziert, der in den „Standing Operating Procedures“ zur Ableitung von AEGL-Werten (NRC, 2001) vorgesehen ist: 1232 µg/m3 / 6 = 205 µg/m3 (0,039 ppm) Es wird gängigerweise angenommen, dass bei einer Exposition über 8h eine doppelt so hohe Menge aufgenommen wird, wie über 24h (körperliche Aktivität), d.h. 411 µg/m3 (0,079 ppm), wobei in diesen 24 Stunden zum Teil Ruheaktivität besteht (10 m3 /8h statt 20 m3 /24h Atemvolumen). Mit linearer Umrechnung auf die kürzeren Zeiträume ergeben sich die in Tabelle 4-5 dokumentierten Werte.

Tabelle 4-5: Zusätzliches Krebsrisiko bei Kurzzeitexposition; Berechnung auf Ba-sis der Daten von Schlögel (1972), lineare Extrapolation

Zusätzliches Krebsrisiko von 1:10.000 8 h Exposition 0,079 ppm (411 µg/m3) 4 h Exposition 0,16 ppm (822 µg/m3) 1 h Exposition 0,63 ppm (3,3 mg/m3)

Extrapolationen auf kürzere Zeitpunkte werden wegen der großen Ungenauigkeit nicht vorgenommen.


4.2.2.2 Verwendung von Gentoxizitätsdaten Mehrere Studien belegen, dass bereits nach einmaliger inhalativer sowie intravenö-ser Exposition ein Anstieg an DNA-Addukten zu verzeichnen war. Dieser trat bereits bei Konzentrationen auf, die möglicherweise unterhalb einer toxischen, nicht-kanzerogenen Wirkung liegen. So verzeichneten Löfroth et al. (1974) eine vermehrte DNA-Methylierung im Harn von Ratten bereits bei 0,062 ppm nach einstündiger Ex-position. Dieser Wert liegt deutlich unterhalb des auf Basis der Studie von Schlögel (1972) ermittelten zusätzlichen Krebsrisikos bei einstündiger Exposition. Für die kanzerogene Wirkung von Dimethylsulfat interessant ist die Beobachtung von Mathison et al. (1995), dass eine einmalige 20-minütige Exposition eine dosisabhän-gige Zunahme an DNA-Addukten in dem exponierten Gewebe, dem Atmungsepithel, zur Folge hat. Die niedrigste Konzentration, die bereits eine geringe Zunahme an DNA-Addukten im respiratorischen, nicht jedoch im olfaktorischen Epithel verursach-te, betrug 1 ppm. Eine Schwelle wurde nicht gesehen, da bereits in der niedrigsten Konzentration eine Adduktzunahme zu verzeichnen war. Dieser Wert würde unterhalb des auf Basis der Studie von Schlögel (1972) ermittel-ten zusätzlichen Krebsrisikos liegen. Für Expositionszeiten unterhalb einer Studie wurden jedoch wegen der großen Ungenauigkeit keine Konzentrationen abgeleitet. Bereits nach einmaliger Exposition wurde eine Zunahme an DNA-Addukten beo-bachtet. Es ist jedoch nicht gesichert, dass aus diesen DNA-Veränderungen bereits Tumore entstehen können.

4.3 AEGL-Werte für Dimethylsulfat In einem Projekt des Umweltbundesamtes wurden von FoBiG AEGL-Werte für Dime-thylsulfat abgeleitet und in der Toxikologie-Expertengruppe der Störfallkommission sowie im AEGL-Komitee der USA konsentiert. Das „Technical Support Document“ (TSD) für Dimethylsulfat befindet sich derzeit im „proposed“-Status (o.V., 2003). Da-her können sich bis zum finalisierten Dokument noch Änderungen ergeben. AEGL-1 Werte wurden auf Basis eine Studie an Ratten abgeleitet, die bei einer Ex-positionskonzentration von 0,1 ppm über 6 Stunden eine veränderte Zellproliferation im Nasenepithel, ausgedrückt als "labelling index" (Rate der DNA-produzierenden Zellen in der S-Phase) aufwiesen (Frame et al., 1993). Im olfaktorischen Epithel wur-de eine Erhöhung des labelling index nachgewiesen, hingegen kam es im respirato-rischen Epithel zu einer Reduktion des labelling index. Es wurde ein Gesamtunsi-cherheitsfaktor von 10 gewählt (Interspeziesvariabilität: 3; Intraspeziesvariabilität: 3). AEGL-2 Werte wurden auf Basis von Beobachtungen an Ratten, Mäusen und Hams-tern abgeleitet, bei denen nach Exposition gegenüber 0,5 ppm für 6 Stunden ver-mehrt Husten und Niesen, sowie Atemgeräusche ähnlich wie bei Asthma beobachtet wurden (Schlögel, 1972). Es wurde ein Gesamtunsicherheitsfaktor von 10 gewählt (Interspeziesvariabilität: 3; Intraspeziesvariabilität: 3). AEGL-3 Werte wurden auf Basis einer Letalitätsstudie von Hein (1969) abgeleitet, die an Ratten, Mäusen, Meerschweinchen und Hamstern durchgeführt wurde. In die-ser Studie wurden LC50 Werte für 1 Stunde zwischen 32 ppm und 98 ppm ermittelt. Zur Ableitung wurden eine LC0 Konzentration in Ratten aus dieser Studie verwendet,


zusätzlich diente eine Studie von DuPont (1971) als Unterstützung. Die Ratte stellte zwar in mehreren Studien mit Dimethylsulfat nicht die empfindlichste Spezies dar, sie wurde jedoch auf Grund der besseren Datenlage als Ausgangsspezies gewählt. Es wurde daher ein höherer Faktor für die Interspeziesvariabilität von 10 verwendet (Gesamtunsicherheitsfaktor: 30; Intraspeziesvariabilität: 3). Für die Zeitextrapolation wurde ein Exponent von 2 in der Berechnung k = Cn x t verwendet, da ausreichende Hinweise aus der Literatur diese Dosis-Zeit Beziehung belegen.

Tabelle 4-6: AEGL-1, AEGL-2- und AEGL-3-Werte für Dimethylsulfat (o.V, 2003)

Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min 0,035 0,17 4,0 30-min 0,035 0,17 2,3 1-h 0,024 0,12 1,6 4-h 0,012 0,061 0,82 8-h 0,0087 0,043 0,58

4.4 Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Der Vergleich der AEGL-2 Werte zeigt, dass die AEGL-2 Werte auf Basis nicht-kanzerogener Effekte unterhalb der kalkulierten Werte für ein Risiko von 10-4 liegen (siehe Kapitel 4.2.2.1). Die AEGL-2 Werte liegen auch unterhalb der Konzentration von 1 ppm, die nach 20-minütiger Exposition eine Zunahme der DNA-Addukte im respiratorischen Epithel von Ratten zu Folge hatte (siehe Kapitel 4.2.2.2). Der 1-Stunden AEGL-2 Wert liegt mit 0,12 ppm jedoch deutlich über der Konzentration von 0,062 ppm, die in der Studie von Löfroth et al. (1974) eine DNA-Adduktbildung, ge-messen im 48-Stunden-Harn, bewirkte.

Tabelle 4-7: Vergleich der Störfallbeurteilungswerte, auf Basis kanzerogener und nicht-kanzerogener Endpunkte

Zusätzliches Krebsrisiko 1:10.000 Kalkuliert nach Schlögel (1972)

Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzerogener Endpunkt)

Stoffspezifische Daten 8 Stunden 0,043 ppm 0,079 ppm 4 Stunden 0,061 ppm 0,16 ppm 1 Stunde 0,12 ppm 0,63 ppm

4.5 Diskussion Die Bewertung des kanzerogenen und gentoxischen Potentials von Dimethylsulfat hat ergeben, dass bereits nach einmaliger Exposition solche Effekte auftreten könn-ten. Die Bildung von DNA-Addukten wurde bereits nach einmaliger inhalativer Expo-


sition gegenüber sehr geringen Konzentrationen beobachtet. Dies wird als erster Schritt für die Tumorbildung gesehen, der jedoch möglicherweise reversibel ist. Das zeigen auch die Ergebnisse von Mathison et al. (1995), wo nach 96 Stunden eine um 75 % reduzierte Anzahl an DNA-Addukten nachgewiesen werden konnte. Da die Kanzerogenität ein mehrstufiger Prozess ist, können auf dieser Stufe der DNA-Schäden keine gesicherten Krebsrisikoberechnungen abgeleitet werden. Mutagene Effekte, die einen nachfolgenden Schritte im Tumor-Entstehungsprozess darstellen, wo ein DNA-Schaden bereits festgeschrieben ist, wurden nach Einmal-Exposition nicht beobachtet. Hingegen lassen die beschriebenen Kanzerogenitätsstudien den Schluss zu, dass tatsächlich eine einmalige oder kurzzeitige inhalative Exposition für die Bildung von Tumoren ausreichen könnte. Dimethylsulfat wurde auf inhalativem, subkutanem, in-travenösem und dermalem Pfad getestet und verursachte lokale Tumore sowie Tu-more des Nervensystems. Die Quantifizierung des Risikos mit Hilfe des Standardver-fahrens unter Einbeziehung eines „Sicherheitsfaktors“ von 6 auf Basis einer nur be-dingt geeigneten Studie ergibt jedoch keinen Anhaltspunkt, dass diese krebserzeu-gende Wirkung bereits in Konzentrationen unterhalb des AEGL-2 in größerem Um-fang (>1:10.000) auftreten würde. Da die hier zu Grunde gelegten AEGL-Werte allerdings noch nicht finalisiert sind, ist bei sich ergebenden Änderungen dieser Werte zu prüfen, inwieweit diese Schluss-folgerung aufrechterhalten werden kann.

4.6 Literatur ACGIH, American Conference of Government and Industrial Hygienists, 1991

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5 Diethylsulfat: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugen-de Wirkung nach Einmalexposition

5.1 Stoffspezifische Daten Diethylsulfat ist eine farblose, mäßig viskose, ölige Flüssigkeit mit einem schwachen ätherischen Geruch. Die Substanz wurde als wahrscheinlich für den Menschen krebserregend eingestuft (vgl. Tabelle 5-1).

Tabelle 5-1: Einstufung hinsichtlich Kanzerogenität und Mutagenität

Kanzerogenität Mutagenität Organisation Kategorie

EU 2 2

MAK A2 1) --

WHO/IARC 2A --

EPA -- 2) -- 1) krebserzeugende und keimzellmutagene Wirkung 2) Evaluierung noch nicht abgeschlossen

Für die Umrechnung von mg/m3 in ppm gilt: 1 mg/m3 = 0,16 ppm (IARC, 1999).

5.1.1 Kanzerogenität Diethylsulfat reagiert mit Nukleinsäuren und wirkt daher direkt gentoxisch. Näheres zum Metabolismus von Diethylsulfat sind dem Kapitel 5.1.3 zu entnehmen. Die der-zeitige Datenlage aus Humanstudien ist nicht ausreichend, um eine eindeutige Kan-zerogenität im Menschen zu zeigen (IARC, 1999: "inadequate evidence for the carci-nogenicity in humans"). Diethylsulfat ist als wahrscheinliches Humankanzerogen auf Basis von experimentellen Kanzerogenitätsstudien in Tieren sowie bei Berücksichti-gung der starken direkten Alkylierung eingestuft (IARC, 1999: „sufficient evidence for the carcinogenicity in experimental animals“).

5.1.1.1 Humandaten Eine epidemiologische Kohorten-Studie, die an 335 Arbeitern einer Isopropanol- und Ethanolfabrik durchgeführt wurde, zeigte eine erhöhte Mortalität auf Grund von kan-zerogenen Erkrankungen der oberen Atemwege (Lynch et al., 1979). Das relative Risiko für Larynxkrebs betrug 5,04, basierend auf 4 Krankheitsfällen. Wurden Me-chaniker und Kontrolleure in die Untersuchungsgruppe aufgenommen (n= 740), be-trug das relative Risiko 3,2, basierend auf 7 Krankheitsfällen. Obwohl die betroffenen Arbeiter einem Substanzgemisch ausgesetzt waren, vermuten die Autoren, dass Diethylsulfat das primäre Kanzerogen war. Angaben über die Expositionshöhe wer-den keine gemacht.


Leffingwell et al. (1983) führten eine Fall-Kontroll-Studie an 17 Glioma-Todesfällen und 6 Kontrollpersonen durch. Die betroffenen Personen waren Arbeiter einer ameri-kanischen Petrochemie-Fabrik. Eine geschätzte Exposition (nicht quantifiziert) ge-genüber Diethylsulfat ergab eine odds ratio von 2,10. Es gab keinen Bezug zu der Länge der Exposition. In einer weiteren Untersuchung dieser Glioma-Fälle, sowie 4 weiterer Fälle, wurde von Austin und Schnatter (1983), die andere Kontrollpersonen verwendete, keine erhöhte Tumorrate gefunden.

5.1.1.2 Tierdaten Weder Kurzzeit- noch Langzeitinhalationsversuche zur Abklärung der kanzerogenen Wirkung von Diethylsulfat wurden bislang durchgeführt. Eine einmalige subkutane Injektion (Rücken) von 85 mg Diethylsulfat /kg Körperge-wicht, verabreicht an 3 weiblichen BD Ratten am 15. Tag der Trächtigkeit, führte bei einem Tier zu multiplen Brustdrüsenkarzinomen nach 742 Tagen (Druckrey et al., 1970). In 2 von 30 lebenslang beobachteten Nachkommen wurden maligne Neuri-noma (Nervenfasergeschwulst) festgestellt, an denen die Tiere nach 285 bzw. 541 Tagen starben. Spontane Tumore dieser Art wurden in unbehandelten historischen Kontrollen nicht beobachtet. Druckrey et al. (1970) untersuchten darüber hinaus die kanzerogene Wirkung von Diethylsulfat nach wiederholter oraler Verabreichung (1x wöchentlich; 81 Wochen) sowie subkutaner Applikation (1x wöchentlich; 49 Wochen) von 25 oder 50 mg/kg Körpergewicht in BD Ratten (Gruppengröße = 12). Die Gesamtdosis, die in der Pub-likation angegeben wird, betrug bei oraler Applikation 1900 mg/kg bzw. 3700 mg/kg sowie bei subkutaner Applikation 800 mg/kg bzw. 1600 mg/kg. Diese Angaben ste-hen im Widerspruch zu einer rechnerischen Gesamtdosis Konzentration x Behand-lungsdauer. Daraus ergeben sich Gesamtdosen von 2025 mg/kg bzw. 4050 mg/kg (oral) sowie 1225 mg/kg bzw. 2450 mg/kg (subkutan). Die Tiere wurden bis zu ihrem Tod beobachtet. Dieser Widerspruch konnte nicht aufgeklärt werden. Bei beiden Verabreichungspfaden wurden lokale Tumore (Vormagen bzw. Sarkome an der In-jektionsstelle) in beiden Dosisgruppen gesehen. Eine deutliche Dosis-Wirkungs-beziehung wurde nach subkutaner Applikation gefunden. 6/12 Ratten der 25 mg-Gruppe sowie 11/12 Ratten der 50 mg-Gruppe starben an lokalen Tumoren. Die mitt-lere Zeit bis zum Tod betrug 415 bzw. 350 Tage. Nach oraler Exposition trat je ein lokaler maligner Tumor (Plattenepithelkarzinom) pro Dosisgruppe auf. Gutartige Pa-pillome wurden bei 6 Tieren festgestellt, wobei nicht berichtet wird, in welcher Dosis-gruppe. Eine Dosis-Wirkungsbeziehung ist daher aus diesen Daten nicht ableitbar. Maligne Hauttumore wurden ebenfalls in männlichen C3H/HeJ Mäusen gefunden, die 3 x pro Woche mit unverdünntem Diethylsulfat am Rücken behandelt wurden, bis entweder der Tod eintrat oder Tumore sichtbar wurden (EPA 1983). Die mittlere täg-liche Dosis pro Maus betrug 7,4 mg. Nach 12 Monaten wurde der erste Hauttumor festgestellt, insgesamt entwickelten 21 von 40 behandelten Mäusen lokale Tumore der Haut. Alle Tiere starben innerhalb von 23 Monaten. Keine malignen Hautneopla-sien wurden in den Kontrolltieren festgestellt. Das Auftreten von Karzinoma in der Magenregion wird auf das Ablecken von Diethylsulfat von anderen Tieren zurückge-führt. Die Autoren gehen davon aus, dass Diethylsulfat nur lokal kanzerogen wirkt.


Zusammenfassend ergibt sich, dass Diethylsulfat nach Exposition über alle unter-suchten Applikationswege – subkutan, oral und dermal - zur Tumorentstehung führt. Auf Basis der Studie von Druckrey et al. (1970) wird deutlich, dass Diethylsulfat be-reits nach einmaliger subkutaner Applikation ein kanzerogenes Potential aufweist. Nach subkutaner Exposition kommt es zu resorptiven und transplazentaren Wirkun-gen und zur Entstehung von Tumoren der Brustdrüse sowie des Nervensystems. Ausschließlich lokale Tumore wurden hingegen nach mehrmaliger oraler, subkutaner und dermaler Verabreichung beobachtet. Aus dieser Beobachtung kann vermutet werden, dass nach inhalativer Exposition ebenfalls lokale Tumore zu erwarten sind. Nach subkutaner Exposition ist möglicherweise die kanzerogene Potenz höher als nach oraler Exposition, wie sich aus den Tumorinzidenzen bei Druckrey et al. (1970) ableiten lässt.

5.1.2 Gentoxizität Human Es liegen keine Humanstudien gentoxischen Wirkung von Diethylsulfat vor.

Tier Mehrere in vitro und in vivo Studien weisen auf eine gentoxische Wirkung von Diethylsulfat hin. Die Substanz induziert SOS Reparatur, Vorwärts- und Rückwärts-mutationen in Bakterien und mitotische Rekombination in Hefe. In in vitro Säugerzell-tests wurden Einzelstrangbrüche in Chinese Hamster Ovary cells (CHO Zellen) so-wie außerplanmäßige DNA-Synthese in Primärkulturen von Rattenhepatozyten beo-bachtet. Mutationen am hprt und Na+/K+ ATPase locus konnten in CHO Zellen und V79 Zellen (Chinese hamster lung cells) induziert werden. Diethylsulfat verursachte ebenfalls einen Schwesterchromatidaustausch in V79 Zellen. Chromosomenaberra-tionen, Mikronukleusbildung, Vorwärtsmutationen sowie die Entstehung von alkalila-bilen Stellen wurden auch in Säugerzellen beobachtet. Eine ausführliche Übersicht über die durchgeführten Studien findet sich bei Hoffmann (1980), IARC 1992 und 1999. Im Folgenden wird näher auf in vivo Gentoxizitätstests nach einmaliger Be-handlung eingegangen. Auf Grund ihrer alkylierenden Eigenschaften ist die Substanz in der Lage, durch die Reaktion an bestimmten Stickstoff- und Sauerstoffatomen der DNA und RNA Adduk-te (ethylierte Purine und Pyrimidine) zu bilden (van Zeeland, 1990; Sun und Singer, 1975). Die Induktion von DNA-Addukten durch einmalige intraperitoneale Verabrei-chung von radioaktiv markiertem Diethylsulfat (28 bis 193 mg/kg Körpergewicht) wurde sowohl in somatischen Zellen (Hodenkanälchen, Knochenmark und Leber), als auch in Keimzellen beobachtet (van Zeeland et al., 1990). Die häufigste Ethylie-rung findet am N7 des Guanins statt, daneben werden O6-Ethylguanin und N3-Ethyladenin gebildet. Auch Sun und Singer (1975) stellten fest, dass Komplexe be-vorzugt an der N7-Position des Guanin (71 % bei in vivo Tests) und an der N3-Position des Adenin (4 %) entstehen. Ebenfalls reagiert Diethylsulfat mit anderen Stickstoffatomen von Adenin, Guanin, Cytosin und Thymin, sowie mit dem O6 des Guanin (1,6 %). Es findet sowohl eine Ethylierung von DNA, als auch von RNA statt.


Robbiano und Brambilla (1987) untersuchten die Wirkung von Diethylsulfat auf das Gehirn männlicher Sprague-Dawley-Ratten (n = 6) nach einmaliger intraperitonealer Verabreichung von 0,25 mmol/kg in NaCl-Lösung (0,01 ml/g Körpergewicht). Den 27 Kontrolltieren wurde 0,9 %ige NaCl verabreicht. 1 Stunde nach der Behandlung wur-den die Tiere getötet und das Gehirn entnommen. Die DNA Fragmentierung wurde mittels alkalischer Elution ermittelt und der DNA-Gehalt in der Fraktion mikrofluori-metrisch bestimmt. Der prozentuelle Anteil der eluierten DNA nach Diethyl-Verabreichung (35,3±5,6) unterschied sich signifikant von der Kontrollgruppe (28,4±2,6). Die Autoren sehen in der erhöhten Fragmentierung der DNA einen Zu-sammenhang mit Gehirntumoren. Allerdings können auf Basis dieser Methode keine Aussagen über die kanzerogene Potenz gemacht werden, da in der Studie sowohl schwach als auch stark wirkende Kanzerogene vergleichbare Mengen an fragmen-tierter DNA produzierten. Im Dominant-Letaltest an männlichen Mäusen wiesen Ehling und Neuhäuser-Klaus (1988) einen dosisabhängigen Effekt im Verpaarungsintervall 5 - 8 Tage nach einma-liger i.p. Behandlung mit 0, 100, 200 oder 300 mg Diethylsulfat /kg Körpergewicht nach. Effekte in diesem Verpaarungsintervall bedeuten, dass die Spermatozoen der Epididymis (spätes erstes Stadium der Spermatogenese) von mutagenen Effekten (Chromosomenbrüche, die zu azentrischen Fragmenten führen) betroffen sind. In den anschließenden Verpaarungsintervallen nahmen die Chromosomenschäden ab. Im spezifischen Locus-Test wurde hingegen keine Dosisabhängigkeit (200 mg bzw. 300 mg Diethylsulfat /kg) beobachtet. 200 mg/kg verursachten Mutationen an 6 Loci und 300 mg/kg Mutationen an 2 Loci. Die Autoren vermuten, dass die dosisabhängi-ge Zunahme an dominant-letal Mutationen möglicherweise die mutagene Potenz im spezifischen Locus-Test durch die Abnahme der Zahl lebensfähiger Nachkommen verringerte. Eine klastogene Aktivität in Knochenmarkszellen von männlichen TPS/Y Mäusen stellten Malashenko und Beskova (1992) nach einmaliger i.p. Verabreichung von 300 mg/kg, nicht jedoch von 150 mg und 250 mg, fest. Bei einer Verabreichung von 350 mg/kg nahm die klastogene Aktivität wieder ab. Mikrokerne aus Retikulozyten (MNRET, micronucleated reticulocytes) wurden in ddY Mäusen nach einmaliger intraperitonealer Behandlung mit 400 mg Diethylsulfat /kg Körpergewicht 48 Stunden nach der Behandlung induziert (Asita et al., 1992). Keine signifikante Mikrokerninduktion wurde nach 24 Stunden und 72 Stunden beobachtet. 100 mg und 200 mg/kg hatten zu keinem Zeitpunkt eine klastogene Auswirkung auf die Retikulozyten-DNA. Für jede Dosisgruppe wurden 4 Tiere verwendet und je 1000 Retikulozyten wurden ausgezählt. Léonard et al. (1971) stellten keine erhöhte Rate an Chromosomen-Rearrangements in Spermatozyten von BALB/C Mäusen fest, denen einmalig 177 mg Diethylsulfat /mg intraperitoneal verabreicht wurden. Meiotische Präparationen wurden nach 120 Tagen gemacht, und 100 Spermatozyten pro Testis (insgesamt 2000 Spermatozy-ten) untersucht. Seiler (1977) zeigte, dass in Mäusen eine einmalige intraperitonealer Gabe von 200 mg/kg Diethylsulfat zu einer Reduktion der testikulären DNA-Synthese um 17,8 % gegenüber der Kontrollgruppe führte. Die DNA-Synthese wurde mittels radioaktiv markiertem Thymidin nachgewiesen.


Die einmalige intrascrotale Verabreichung von 6 mg Diethylsulfat /kg Körpergewicht in männlichen C3H-Mäusen führte zu einer höheren Rate an Dominant-Letaleffekten in Spermatiden und Spermatozoen, nachdem sie mit CBA-Mäusen verpaart wurden (Malashenko und Egorov, 1968). Diese Effekte zeigten sich jedoch als nicht dosisab-hängig, da die Verabreichung von 30 mg/kg ein negatives Versuchsergebnis brachte (Malashenko, 1971). Schlussfolgernd ergibt sich aus den vorhandenen Daten, dass in 2 Studien die Bil-dung von DNA-Addukten in verschiedenen Geweben nach einmaliger intraperitonea-ler Verabreichung von Diethylsulfat induzierte wurde. Die Folgen einer solchen DNA-Addukt-Bildung sind vielfältig, und schließen beispielsweise den Einbau falscher Ba-sen bei der Replikation oder das Auslösen von Strangbrüchen ein. Ebenfalls wurden bereits Mutationen, beispielsweise die Bildung von Mikrokernen sowie Dominant-Letal-Effekte, nach 1x-Behandlung mit hohen Dosen beobachtet.

5.1.3 Metabolismus Diethylsulfat ist eine alkylierende Substanz, die neben anderen Molekülen auch die DNA ethylieren kann. Trotzdem für Diethylsulfat keine Metabolismusstudien durchge-führt wurden, kann angenommen werden, dass es sich ähnlich verhält wie das struk-turverwandte Dimethylsulfat. Eine ethylierende Wirkung wird sich sofort nach Gewe-bekontakt entfalten, die zur Abspaltung von Monoethylsulfat führt. Bei der parallel ablaufenden nicht-enzymatischen Hydrolyse entstehen Ethanol und Monoethylsulfat. Die Halbwertszeit für diese Reaktion in Wasser beträgt 30 Minuten (Robertson und Sugamori, 1966). Über diesen ersten Schritt hinaus sind die Metabolismuswege von Diethylsulfat nicht bekannt. Resorption findet nach inhalativer, oraler und dermaler Exposition statt. Die lokalen Wirkungen stehen jedoch vermutlich ebenso wie bei Di-methylsulfat im Vordergrund bei kanzerogenen und nicht-kanzerogenen Effekten.

Abbildung 5-1: Metabolismusschema für Diethylsulfat


5.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Diethylsulfat nach Einmalexposition

Das Niederländische Komitee zur Festsetzung von Arbeitsplatzstandards (Dutch Ex-pert Committee on Occupational Standards (DECOS) befand 1999, dass auf Basis der vorhandenen Kanzerogenitätsdaten eine Schätzung des Krebsrisikos für Diethyl-sulfat nicht möglich ist (DECOS, 1999).

5.2.1 Mechanistische Überlegungen Newbold et al. (1980) zeigten, dass Diethylsulfat bevorzugt stark nukleophile Stick-stoffatome und schwach nukleophile Sauerstoffatome zu ethylieren vermag. Dabei kommt es zu einer SN1 und SN2 Substitution (Hoffmann, 1980). Durch die SN1 Sub-stitution und die daraus resultierende höhere Rate an O6-Guaninaddukten wirkt Diethylsulfat möglicherweise stärker mutagen als Dimethylsulfat, das nur über eine SN2 Substitution wirkt (Hoffmann, 1980). Direkte Vergleiche der adduktbildenden Po-tenz zwischen Diethylsulfat und Dimethylsulfat sind auf Grund der unterschiedlichen Dosierungsschemata und Verabreichungspfade nicht möglich. Seiler (1977) fand jedoch heraus, dass eine einmalige intraperitoneale Verabreichung von 200 mg Di-ethylsulfat/kg zu einer geringeren Reduktion der testikulären DNA führte als die Ver-abreichung von 100 mg Dimethylsulfat /kg. Dass die gentoxische Potenz nicht direkt die kanzerogene Potenz widerspiegelt, lässt sich auch aus den Ergebnissen mehrerer Kanzerogenitätsstudien, durchgeführt von Druckrey (1970), vermuten, wonach Diethylsulfat eine möglicherweise geringere kanzerogene Potenz besitzt. Bei wiederholter subkutaner Verabreichung von 8 mg Dimethylsulfat /kg (Gesamtdosis 466 mg/kg) waren in 7 von 11 Ratten lokale Sarko-me zu beobachten. Eine vergleichbare Tumorinzidenz von 6 lokalen Sarkomen bei 12 Tieren zeigte sich nach wiederholter subkutaner Verabreichung von 25 mg/ Di-ethylsulfat/ mg (Gesamtdosis 800 oder 1225 mg/kg (Unsicherheiten in der Dosie-rung, siehe Kapitel 5.1.1.2)). Daraus ergibt sich ein Faktor von 1,7 bzw. 2,6 für den Vergleich der kanzerogenen Potenz zwischen Dimethylsulfat und Diethylsulfat. Auch hinsichtlich der akuten Wirkung nach inhalativer Exposition unterscheidet sich Diethylsulfat durch eine deutlich geringere Toxizität im Vergleich zu Dimethylsulfat, was sich aus den LC50-Werten ableiten lässt: Dimethylsulfat: 4-h LC50 = 32 ppm (Ratte) Diethylsulfat: 4-h LC50 = ca. 250 ppm (Ratte) Daraus lässt sich ein Faktor von ca. 7,8 für den Vergleich der Letalitätspotenz zwi-schen Dimethylsulfat und Diethylsulfat abschätzen. Nach oraler und dermaler Exposition wurden lokale Tumore festgestellt. Es kann an-genommen werden, dass, wie bei Dimethylsulfat, auch nach inhalativer Exposition vornehmlich dort Tumore entstehen, wo das intakte Molekül, das vermutlich ebenfalls allein alkylierende Eigenschaften aufweist, gelangt. Wie bei Dimethylsulfat scheint auch bei Diethylsulfat das Gehirn Zielorgan für kanzerogene Effekte nach systemi-scher Exposition zu sein. Hingegen wurden in Studien zur gentoxischen Wirkung von Diethylsulfat auch andere Zielorgane, wie Keimzellen oder Leber nachgewiesen.



5.2.2.1 Verwendung von Kanzerogenitätsdaten bei Kurzzeitexposition Eine Kanzerogenitätsstudie, durchgeführt von Druckrey et al. (1970) zeigt, dass nach einmaliger subkutaner Exposition erhöhte Tumorinzidenzen zu verzeichnen waren. Es liegen jedoch keinerlei Daten zur Kanzerogenese nach einmaliger oder wiederhol-ter inhalativer Exposition vor. Eine quantitative Krebsrisikoabschätzung auf Basis eines Pfad-zu-Pfad-Vergleiches ist mit zu großen Unsicherheiten behaftet, da keiner-lei Informationen zu Absorptionsraten nach inhalativer, oraler oder dermaler Exposi-tion vorliegen.

5.2.2.2 Verwendung von Gentoxizitätsdaten Die vorhandenen Studien zur Abklärung der gentoxischen und mutagenen Wirkung von Diethylsulfat zeigen, dass solche Effekte bereits nach einmaliger Behandlung auftreten. Diese Daten eignen sich jedoch nicht für eine Krebsrisikoabschätzung, da daraus keine Konzentrationen abgeleitet werden können, die einer inhalativen Expo-sition in der Situation eines Störfalles entsprechen würden. Gentoxizitätsstudien mit inhalativer Exposition liegen nicht vor.

5.3 Berechnung im Rahmen der AEGL-Wert-Ableitung

5.3.1 AEGL-Werte für Diethylsulfat Weder aus Humandaten noch aus Tierdaten sind Effektkonzentrationen bekannt, die eine Ableitung von AEGL-1 und AEGL-2 Werten auf Basis experimenteller Daten ermöglichen. Die akut toxischen und zytotoxischen sowie die korrosiven Eigenschaf-ten scheinen schwächer ausgeprägt zu seien als bei Dimethylsulfat (Couch et al., 1979; Deichmann und Gerarde, 1969; Henschler, 1981). Auf einer Skala von 1 – 10 produziert beispielsweise Diethylsulfat 24 Stunden nach einer Augen-Applikation Schäden der Stufe 5, hingegen Dimethylsulfat Schäden der Stufe 8 (Smyth et al., 1951). AEGL-3 Basisstudie: Carpenter et al., 1949 6 Sherman Ratten/ Gruppe wurden für jeweils 4 Stunden verschiedenen Nominal-konzentrationen an Diethylsulfat ausgesetzt. Wenn eine Konzentration keine letalen Effekte innerhalb einer Nachbeobachtungszeit von 14 Tagen verursachte, wurde die Konzentration verdoppelt. Starben bei dieser höheren Konzentration zwischen 2 und 4 Tiere, wurde die Konzentration nochmals verdoppelt, solange bis die Letalität 100 % betrug. Für die mittlere Konzentration wurden keine Inzidenzen angegeben. Für Diethylsulfat wurden in dieser Studie folgende Letalkonzentrationen ermittelt: LC0: 125 ppm für 4 Stunden LCx (2 bis 4 von 6 Ratten): 250 ppm für 4 Stunden LC100: 500 ppm für 4 Stunden


Über die toxischen Effekte werden keine näheren Angaben gemacht. Die Effektkonzentration von 250 ppm kann orientierungsweise als LC50 gewertet werden. 250 ppm über eine Dauer von 2 Stunden zeigten keine letalen Effekte in Ratten (NLM, 2000). Als Basis für die Ableitung der AEGL-3 Werte wurde der LC0-Wert von 125 ppm (4 Stunden) aus der Studie von Carpenter et al. (1949) herangezogen. Auf Grund der Struktur- und Wirkungsanalogie von Diethylsulfat und Dimethylsulfat kann, trotz ge-ringer experimenteller Daten, angenommen werden, dass ähnliche Intra- und Inter-speziesvariabilitäten vorliegen. Daher wurde der Gesamtunsicherheitsfaktor von 30, der auch für die Ableitung der AEGL-3-Werte für Dimethylsulfat appliziert wurde, verwendet. Da keine Daten über die Entwicklung der Effekte bei zunehmender Expo-sitionsdauer vorliegen, werden die in den Standing Operating Procedures (SOP) (NRC, 2001) vorgegeben Standardberechnungen verwendet. Für die Extrapolation zu kürzeren Expositionszeiten hin wird ein Exponent n = 3 in der Gleichung Cn x t = k verwendet, sowie ein Faktor von n = 1 für längere Zeiten. Durch die erhöhte Unge-nauigkeit bei einer Extrapolation von 4 Stunden zu 10 Minuten wird der 10-Minuten-Wert entsprechend der SOP gleich dem 30-Minuten-Wert gesetzt. AEGL-2 Gemäß der SOP des NRC (NRC, 2001) ist es möglich, AEGL-2 Werte festzusetzen, indem die AEGL-3-Werte gedrittelt werden. Diese Vorgehensweise wurde hier an-gewandt. Die AEGL-Werte wurden auf Basis der AEGL-Methode abgeleitet und sind auf Grund der fehlenden Konsentierung durch entsprechende Fachgruppen als vorläufig anzu-sehen.

Tabelle 5-2: Vorläufige AEGL-1, AEGL-2- und AEGL-3-Werte für Diethylsulfat

Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min nicht abgeleitet 2,8 8,3

30-min nicht abgeleitet 2,8 8,3




Beim Vergleich der AEGL-3-Werte für Dimethylsulfat und Diethylsulfat zeigt sich dass die akut-toxische Wirkung von Diethylsulfat im Bereich letaler Effekte geringer ist. Für Dimethylsulfat wurde ein 8-h AEGL-3-Wert von 0,58 ppm abgeleitet (Faktor 3,6 zu Diethylsulfat). Der 4-h LC50 unterscheidet sich durch einen Faktor von ca. 7,8 zwischen Diethylsulfat und Dimethylsulfat.


5.4 Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Aus den vorliegenden Daten war es nicht möglich, eine Krebsrisikoabschätzung für Diethylsulfat durchzuführen.

5.5 Diskussion Als Zielorte für gentoxische Effekte nach systemischer Aufnahme haben sich Keim-zellen, Leber, Knochenmark, Gehirn oder Blut erwiesen. Im Gegensatz zu Dimethyl-sulfat löst Diethylsulfat mutagene Effekte bereits nach 1x-Administration, beispiels-weise Dominant-Letal-Mutationen, aus, jedoch wurden höhere Dosen von bis zu 300 mg/kg getestet. Die höchste Konzentration in Mutagenitätsuntersuchungen mit Dime-thylsulfat betrug 50 mg/kg. Auf Basis dieser Effekte ist die Relevanz im Vergleich zu Dimethylsulfat höher. Jedoch kann nicht, wie bereits erläutert, auf Basis der mutage-nen Effekte eine kanzerogene Potenz vorhergesagt werden. Diese scheint bei Di-ethylsulfat geringer ausgeprägt zu sein. Beim direkten Vergleich zwischen Diethylsul-fat und Dimethylsulfat zeigten sich in der Studie von Druckrey et al. (1969 und 1970) ähnliche Tumorinzidenzen nach Verabreichung von höheren Diethylsulfat-Dosen. Eine Pfad-zu-Pfad-Extrapolation ist für die zu erwartenden lokalen Tumore nicht möglich. Eine Krebsrisikoabschätzung ist einmal durch fehlende Daten zur kurz- oder langfris-tigen inhalativen Exposition und darüber hinaus durch die Einzelexpositions-Untersu-chungen ausschließlich nach systemischer Verabreichung erschwert. Die Datenlage ist daher nicht ausreichend, um Effektkonzentrationen und Krebsrisikoabschätzun-gen für inhalative Konzentrationen abzuleiten. Vergleicht man als Orientierung die beiden Faktoren für die akut-toxische Wirkung (Faktor 7,8 auf Basis LC50) und kanze-rogene Potenz (1,7 bzw. 2,6) so gewinnt jedoch die Kanzerogenität an Relevanz. Die vorgestellten AEGL-Werte sind nicht durch Diskussionen in entsprechenden Fachgremien validiert. Die Datenlage ermöglicht darüber hinaus nur eine unbefriedi-gende Ableitung eines AEGL-2 und -3 und keine AEGL-1-Ableitung. Hier ist die Be-reitstellung weiterer Studienbefunde erforderlich. Die derzeit unzureichenden Daten zur Kanzerogenität lassen nicht hinreichend aus-schließen, dass eine krebserzeugende Wirkung bereits nach einmaliger inhalativer Aufnahme in nicht zytotoxischer Konzentration auftritt. Nur durch zusätzliche Studien kann diese Fragestellung beantwortet werden.

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6 Hydrazin: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugende Wirkung nach Einmalexposition

6.1 Stoffspezifische Daten Hydrazin (H2N-NH2) ist eine farblose, ölige Flüssigkeit mit einem Ammoniak-ähnlichen Geruch. Die Substanz wurde als wahrscheinlich für den Menschen krebs-erregend eingestuft (vgl. Tabelle 6-1).



EU 2

MAK 2

WHO/IARC 2B

EPA B2

Hydrazin wurde nicht hinsichtlich Mutagenität und Reproduktionstoxikologie einge-stuft. Für die Umrechnung von mg/m3 in ppm gilt: 1 mg/m3 = 0,75 ppm (IARC, 1999).

6.1.1 Kanzerogenität In der epidemiologischen Studie von Wald et al. (1984), die 423 Arbeiter berücksich-tigt, war im Zusammenhang mit einer Hydrazinexposition keine erhöhte Tumorinzi-denz feststellbar. Auch in einer jüngeren epidemiologischen Studie, einer Kohorten-studie mit 427 Arbeitern, waren die Standardmortalitätsraten (SMR) nicht signifikant verschieden von 1. Die SMR für Lungenkrebs betrug 0,7 (8 Tote) (Morris et al., 1995). Dagegen war Hydrazin in tierexperimentellen Studien eindeutig krebserregend. In Mäusen wurden nach oraler Gabe sowohl in der Eltern- als auch F1-Generation Tu-more der Leber, Brustdrüse und Lunge beobachtet. Einmalige Gabe von Hydrazin-sulfat mittels Schlundsonde führte bei Mäusen zu einer erhöhten Inzidenz an Lun-gentumoren. Intraperitoneale Verabreichung induzierte in Mäusen Lungentumore, Leukämien und Sarkome. Auch bei Ratten wurden nach oraler Gabe Lungen- und Lebertumore beobachtet, bei Hamstern Lebertumore. Inhalative Exposition führte bei Ratten zu benignen und malignen Nasentumoren sowie Schilddrüsenkarzinomen, bei Hamstern zu benignen Nasenpolypen sowie einigen Colontumoren und Schilddrü-senadenomen und bei Mäusen zu einem leichten Anstieg der Inzidenz an Lungen-adenomen (IARC, 1999). Die Inhalationsstudien, die im Kontext der Störfallbeurtei-lungswerte von Interesse sind, werden im Folgenden näher beschrieben. In einer Langzeitinhalationsstudie wurden Mäuse, Ratten, Goldhamster und Hunde (Beagles) ein Jahr lang gegen Hydrazin (0 / 0,05 / 0,25 / 1,0 und 5,0 ppm; niedrigste Dosis nur Ratten und Mäuse; höchste Dosis nur Ratten und Hamster) exponiert und


über Lebenszeit beobachtet (Exposition 6 h/d, 5 d/w) (Vernot et al., 1985). Bei männ-lichen und weiblichen Ratten war die Inzidenz an benignen adenomatösen Polypen der Nase sowie einigen malignen Tumoren der Nase epithelialen Ursprungs dosis-abhängig erhöht, statistisch signifikant allerdings nur in der höchsten Dosisgruppe. Die Nasentumoren gingen häufig mit chronischen Irritationen einher und waren am häufigsten in männlichen Ratten, bei denen die Inzidenz in der höchsten Dosisgrup-pe bei > 50 % lag. Weiterhin war bei männlichen Ratten die Inzidenz an Schilddrü-senkarzinomen bei Tieren der höchsten Dosisgruppe signifikant gegenüber der Kon-trolle erhöht (13/98 vs. 7/146). Außer einer erhöhten Inzidenz an fokalen zellulären Veränderungen der Leber und einer marginal erhöhten Inzidenz an Entzündungen der Trachea bei weiblichen Tieren bei 1 ppm waren bei Ratten keine nichttumorige-nen Läsionen bei Konzentrationen < 5 ppm sichtbar. Bei Hamstern waren in allen Dosisgruppen (0,25 / 1,0 und 5,0 ppm) degenerative Veränderungen, vor allem eine Amyloidose verschiedener Organe (u.a. Leber, Milz, Niere, Schilddrüse), zu beo-bachten. Eine erhöhte Tumorinzidenz trat nur in der höchsten Dosisgruppe auf (sta-tistisch signifikant erhöhte Inzidenz an benignen Polypen der Nase; marginal erhöhte Rate an Colonneoplasien und Schilddrüsenadenomen). In der Nase von Hamstern und Mäusen wurden keine irritativen Veränderungen gefunden. Bei Mäusen war die Inzidenz an Lungenadenomen bei 1 ppm (höchste getestete Dosis in Mäusen) mar-ginal erhöht. Die Hunde wiesen keine adversen Effekte auf. Latendresse und Mitarbeiter (1995) führten Untersuchungen über einen möglichen Zusammenhang einer kurzzeitigen inhalativen Hydrazinexposition und der Krebsent-stehung bei Ratten und Hamstern durch. In einer ersten Teilstudie wurden die Tiere entweder 1 x 1 Stunde oder 10 x 1 Stunde (Abstand zwischen den einzelnen Exposi-tionen 1 Woche) gegen 750 ppm Hydrazin exponiert und anschließend histopatholo-gisch untersucht. In einer zweiten Teilstudie wurden die Tiere 10 x 1 Stunde (Ab-stand zwischen den einzelnen Expositionen 1 Woche) gegen 0, 75 oder 750 ppm Hydrazin exponiert und anschließend über Lebenszeit beobachtet. Während der Ex-positionszeit war das Körpergewicht der Hydrazin-exponierten Tiere gegenüber den Kontrolltieren deutlich vermindert, es war jedoch keine erhöhte Mortalität zu beo-bachten. Bereits nach einmaliger einstündiger Exposition gegen 750 ppm waren mi-nimale bis moderate degenerative und nekrotische Veränderungen des Übergangs-, respiratorischen und olfaktorischen Epithels bei Ratten und Hamstern zu beobach-ten. Nach zehnmaliger Exposition traten bei Ratten, aber nicht bei Hamstern, Me-taplasien des Plattenepithels (reversibel nach ca. 24 Monaten) sowie apoptotische Veränderungen auf. Bei Ratten und Hamstern wurden ca. 22 Monate nach der Expo-sition in der höchsten Dosisgruppe Hyperplasien und Neoplasien in vergleichbarem Ausmaß beobachtet (2,6 und 5,7 % bei Ratten bzw. 2,0 und 5,3 % bei Hamstern). Bei den Neoplasien handelte es sich überwiegend um polypoide Adenome, bei einer Ratte trat ein Plattenepithelkarzinom auf. Proliferierende Läsionen traten auch bei zwei männlichen Ratten der niedrigen Dosisgruppe (fokale Hyperplasie des Platte-nepithels bzw. Plattenepithelzellkarzinom) und einem männlichen Hamster (polypoi-des Adenom) auf, jedoch nicht bei weiblichen Ratten (weibliche Hamster nicht getes-tet).


Tabelle 6-2: Inzidenz von Hydrazin-induzierten proliferativen Läsionen in der Na-se von Ratten nach 10 x 1-stündiger inhalativer Exposition und Beo-bachtung über Lebenszeit (vgl. Tabelle 6, Latendresse et al., 1995)

0 ppm 750 ppm Geschlecht Läsion Inzidenz Inzidenz

Epitheliale Hyperplasien 0/98 4/99*

Polypoide Adenome 0/98 4/99*

Männchen

Plattenepithelzellkarzinome 0/98 1/95

Epitheliale Hyperplasien 0/98 1/95 Weibchen

Polypoide Adenome 0/98 6/95* *: signifikant gegenüber der Kontrolle: p < 0,05

6.1.2 Gentoxizität Neben einer Reihe positiver Untersuchungen, in denen sich Hydrazin als gentoxisch erwies, liegen auch einige widersprüchliche Daten vor (IARC, 1999): Hydrazin wirkt in Bakterien und Hefen mutagen und induziert DNA-Schäden in Bakterien. Weiterhin wurden DNA-Strang-Brüche in Rattenhepatozyten und außerplanmäßige DNA-Synthese in Maus-Hepatozyten in vitro beobachtet. Befunde zu Genmutationen in Maus-Lymphoma-Zellen sind widersprüchlich. Auch hinsichtlich Chromosomen-aberrationen wurden widersprüchliche Ergebnisse in unterschiedlichen in vitro- und in vivo-Systemen beobachtet. Bei in vivo-Untersuchungen an Mäusen wurden keine Dominant-Letalmutationen oder Spermienanomalien nachgewiesen. Untersuchungen zur Gentoxizität nach inhalativer Exposition wurden nicht durchgeführt. Eine Über-sicht der zahlreichen durchgeführten Studien findet sich bei IARC (1999), ATSDR (1997) und BUA (1997). In der Wertung der gentoxischen Befunde kommt Henschler (1989) zu dem Schluss, dass die gentoxische Wirkung des Hydrazins in vitro und in vivo, selbst bei Anwendung toxischer Dosen, als schwach anzusehen ist. Darüber hinaus war sowohl in vitro als auch in vivo DNA-Methylierung nachweisbar (N7-Methylguanin und O6-Methylguanin) (IARC, 1999). Die meisten Untersuchungen zur DNA-Methylierung wurden in der Leber von Mäusen, Ratten und Hamstern durchgeführt. Daneben wurde aber auch, wenn auch in geringerem Ausmaß, DNA-Methylierung in der Niere und Lunge von Hamstern nach Hydrazingabe nachgewie-sen (Bosan et al., 1987; Shank, 1987). Die Bedeutung der Leber-DNA-Addukte wird kontrovers diskutiert. Henschler (1989) führt aus, dass die Untersuchungen, die eine vermehrte Methylierung der Leber-DNA nach Hydrazingabe zeigten, meist im Be-reich toxischer oder nahe toxischer Dosen durchgeführt wurden (z.B. Becker et al., 1981; Quintero-Ruiz et al., 1981). Becker et al. (1981) diskutieren, dass die durch die Hydrazinbehandlung auftretende Hepatotoxizität wahrscheinlich zu einer Störung der Balance zwischen Methylierung und Demethylierung am N-7-und O-6-Atom des Guanins führt. Die Demethylierung wird dabei möglicherweise mehr gestört als die Methylierung, was zu einer Anreicherung der methylierten Purine in der Leber-DNA führen könnte. Eine neuere Arbeit von van Delft et al. (1997) zeigt jedoch, dass die DNA-Methylierung in der Leber offensichtlich unabhängig von der hepatotoxischen


Wirkung des Hydrazins erfolgt. Van Delft et al. (1997) untersuchten das Ausmaß der DNA-Methylierung in der Leber von Ratten nach einmaliger oraler Gabe von Hydra-zin (Gavage), wobei die Dosierung so gewählt wurde, dass auch der nicht toxische Bereich mit abgedeckt wurde. Die Studie ergab, dass bei Dosierungen von 0,1 mg/kg bis 10,0 mg/kg Körpergewicht Hydrazin ein dosisabhängiger Anstieg von N7-Methylguanin über den Hintergrund hinaus auftritt. Bei Dosierungen über 0,2 mg/kg Körpergewicht war ein dosisabhängiger Anstieg der O6-Guaninaddukte über den Hin-tergrund hinaus zu erkennen. In einer Trinkwasserkanzerogenitätsstudie waren toxi-sche Wirkungen (vermindertes Körpergewicht) erst bei ca. 0,6 mg/kg (10 mg/l; = MTD, maximal tolerierte Dosis) zu beobachten (Steinhoff und Mohr, 1988); Tumore traten bei dieser Dosierung nicht auf. Erst in der höchsten getesteten Dosis von 50 mg/l Trinkwasser, die deutlich toxisch wirkte, war eine erhöhte Inzidenz von Leber-zelltumoren zu beobachten (Steinhoff und Mohr, 1988). Weitere Untersuchungen über den Wirkmechanismus des Hydrazins zeigen, dass Hydrazin mit endogenem Formaldehyd ein Kondensationsprodukt (Formaldehyd-hydrazon) bildet, das in weiteren Schritten zu einem methylierenden Agens (Diazo-methan) umgewandelt wird (Henschler, 1989; IARC, 1999; Lambert und Shank, 1988). Auf Grund von in vitro-Befunden wird auch diskutiert, dass aus Formaldehyd-hydrazon freie Methylradikale gebildet werden, die dann zur DNA-Methylierung füh-ren. Welche Bedeutung dies in vivo hat, ist nicht bekannt (van Delft et al., 1997).

6.1.3 Metabolismus Hydrazin wird im Körper schnell zu Stickstoff und Diimid oxidiert. Weiterhin wird es zu Mono- oder Diacetylhydrazin acetyliert. Etwa 35 % des aufgenommenen Hydrazins wird als Stickstoff abgeatmet. Die Ausscheidung über den Harn beträgt ca. 30 - 40 %, wobei der überwiegende Teil als unverändertes Hydrazin ausgeschieden wird (IARC, 1999; Shank, 1987).

Abbildung 6-1: Metabolismusschema für Hydrazin (nach BUA, 1997)


6.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Hydrazin nach Einmal-exposition

6.2.1 Mechanistische Überlegungen Verschiedene Befunde weisen darauf hin, dass Hydrazin bereits nach einmaliger bzw. kurzfristiger Exposition zur Krebsentstehung führen kann. So beschreiben La-tendresse et al. (1995), dass zehnmalige inhalative Exposition zu Tumoren der Nase bei Ratten und Hamstern führt. In der Studie von Cavaliere et al. (1986) wurde be-reits nach einmaliger Gabe von Hydrazinsulfat mittels Schlundsonde das vermehrte Auftreten von Lungentumoren bei Mäusen beobachtet. Auf Grund dieser Beobach-tungen wird eine Betrachtung der möglichen Konsequenzen der kanzerogenen Ei-genschaften des Hydrazins für die Störfallsituation als relevant betrachtet. Für die Berechnung von Störfallbeurteilungswerten für Hydrazin auf Basis seiner kanzerogenen Wirkung nach inhalativer Exposition liegen prinzipiell zwei Krebsstu-dien mit inhalativer Exposition vor: Vernot et al. (1985) und Latendresse et al. (1995). Bei Vernot et al. (1985) handelt es sich um eine Langzeitstudie mit einjähriger Expo-sition (1 Jahr lang 6 h/d x 5 d/w) und lebenslanger Nachbeobachtung der Tiere. Bei Latendresse et al. (1995) wurden die Tiere über 10 Wochen (10 x 1 Stunde) expo-niert und über die gesamte Lebenszeit beobachtet. Vergleicht man die Befunde bei Ratten in der jeweils höchsten Dosisgruppe (5 ppm bei Vernot-Studie; 750 ppm bei Latendresse-Studie), so findet man, dass die Lokalisation und Art der proliferativen Veränderungen in beiden Studien vergleichbar sind. Allerdings ist die Inzidenz in der Langzeitstudie deutlich höher als in der Kurzzeitstudie: Ratten, beide Geschlechter: Hyperplasien 15,5 % vs. 2,6 %; polypoide Adenome 44,6 % vs. 5,2 % (Latendresse et al., 1995). Das Konzentrations x Zeit-Produkt ist in beiden Fällen gleich (7500 ppm Stunden). In der Vernot-Studie war die Expositionsdauer allerdings 150-mal länger und die Expositionskonzentration 150-mal geringer als in der Latendresse-Studie, was darauf hinweist, dass die Expositionsdauer für die Tumorigenese in der Nase möglicherweise eine bedeutendere Rolle als die Expositionskonzentration spielt (La-tendresse et al., 1995).

Tabelle 6-3: Vergleich der proliferativen Veränderungen in der Nase von Ratten am Lebensende nach chronischer (Vernot et al., 1985) und kurzfristi-ger (Latendresse et al., 1995) Hydrazininhalation bei gleichem Kon-zentrations x Zeit-Produkt (7500 ppm Stunden) (Daten aus La-tendresse et al., 1995)

Inzidenz (beide Geschlechter) Studie Inhalationsschema (7500 ppm Stunden) Hyperplasien Polypoide

Adenome Vernot et al., 1985 1 Jahr lang 6 h/d x 5 d/w, 5 ppm 15,5 % 44,6 % Latendresse et al., 1995

10 x 1 Stunde, 750 ppm 2,6 % 5,2 %


Mechanistisch wird die Krebsinduktion durch Hydrazin noch nicht ganz verstanden. Henschler (1985; 1989) diskutiert, dass die krebserzeugende Wirkung des Hydrazins nur im Bereich maximal tolerierter, eindeutig toxischer bzw. lokalreizender Konzent-rationen nachweisbar ist. Auch die in der Leber beobachtete N-7- bzw. O-6-Guanin-methylierung wurde lange Zeit als indirekte Gentoxizität in Folge der auftretenden Lebertoxizität angesehen (Henschler, 1985; Steinhoff et al., 1990). Somit wäre das kanzerogene Potential eng mit der Zytotoxizität verknüpft. Neuere Untersuchungen weisen jedoch darauf hin, dass DNA-Methylierung bereits bei nicht toxischen Kon-zentrationen auftritt (van Delft et al., 1997). In Übereinstimmung damit wird auch dis-kutiert, dass Hydrazin zusammen mit körpereigenem Formaldehyd reagiert und durch weitere Stoffwechselschritte in ein potentes, DNA-alkylierendes Agens umge-setzt wird (IARC, 1999). Diese Befunde weisen auf eine direkt DNA-schädigende Wirkung des Hydrazins hin, unabhängig von der Zytotoxizität. Das Zusammentreffen beider Faktoren spielt vermutlich bei der Krebsentstehung eine Rolle. Auch die Beo-bachtung von Schilddrüsentumoren (Vernot et al., 1985), einem Organ, in dem sonst keine weiteren proliferativen oder degenerativen Veränderungen beobachtet wurden, unterstützt die These, dass nicht nur toxische Wirkungen bei wiederholter Gabe für die Krebsentstehung verantwortlich sind. DNA-Methylierung wurde nach unserer Erkenntnis bislang nur in der Leber, Niere und Lunge von Versuchstieren und nur nach oraler Applikation untersucht. Es kann allerdings plausibel angenommen werden, dass es auch in der Nase zur DNA- Me-thylierung kommen kann, denn auch die Zellen in der Nase, die den Ausgangspunkt für die Tumorentstehung bei Inhalation bilden, sind biochemisch kompetent. Sie wei-sen z.B. Cytochrom P450- und Aldehyddehydrogenaseaktivität auf, für die eine wich-tige Rolle bei der Bioaktivierung von Hydrazin in der Leber nachgewiesen wurde (La-tendresse et al., 1995). Nach gegenwärtiger Datenlage erscheinen sowohl die zytotoxischen als auch DNA-schädigenden Eigenschaften des Hydrazins an der Tumorigenese beteiligt zu sein. Für letztere spricht auch das Auftreten von Tumoren in Organen, in denen keine pro-liferativen oder degenerativen Veränderungen festgestellt wurden (vgl. Schilddrüsen-tumoren bei der Ratte; Vernot et al., 1985). Der zytotoxischen Wirkung kommt mögli-cherweise insbesondere bei langfristiger Exposition eine besondere Rolle zu. Das würde erklären, warum bei gleichem Konzentrations-Zeit-Produkt in der Studie von Vernot et al. (1985) und Latendresse et al. (1995) die Tumorinzidenz in der Vernot-Studie wesentlich höher war als in der Latendresse-Studie. Für die Berechnung von Störfallwerten ergibt sich aus unserer Sicht daraus folgende Konsequenz: Die La-tendresse-Studie scheint für eine Beurteilung der kurzfristigen Exposition besser ge-eignet als die Langzeitstudie von Vernot und Mitarbeitern, weshalb wir die La-tendresse-Studie als Basis für unsere Berechnung heranziehen.


6.2.2.1 Verwendung von Kanzerogenitätsdaten bei Kurzzeitexposition Die nachfolgenden Berechnungen basieren auf den Daten von Latendresse et al. (1995).


Ausgangspunkt für die Berechnung ist die Tumorinzidenz (polypoide Adenome der Nase) bei weiblichen Ratten. Weibliche Ratten Exposition: 10 x 1 Stunde/Woche Polypoide Adenome: Kontrolle: 0/98 (0 %) 750 ppm: 6/95 (6,32 %) Bei der nachfolgenden Berechnung wird die Exposition von 10 x 1 Stunde über 10 Wochen einer einmaligen Exposition über 10 Stunden gleichgesetzt. Daraus resultie-rende mögliche Unsicherheiten werden unter Abschnitt 6.2.4 diskutiert. Das zusätzli-che Erkrankungsrisiko von 1:10.000 wird mittels linearer Extrapolation berechnet. Ebenso wird linear auf kürzere Expositionszeiträume extrapoliert. Somit ergibt sich:

Tabelle 6-4: Zusätzliches Krebsrisiko bei Kurzzeitexposition; Berechnung auf Ba-sis der Daten von Latendresse et al. (1995), lineare Extrapolation

Zusätzliches Krebsrisiko von 1:10.000 10 h Exposition 1,2 ppm (1,6 mg/m3)

8 h Exposition 1,5 ppm (2,0 mg/m3)



Extrapolationen auf kürzere Zeitpunkte werden wegen der großen Ungenauigkeit nicht vorgenommen.

6.2.2.2 Verwendung von Gentoxizitätsdaten Es liegt eine Reihe von Untersuchungen zur Gentoxizität von Hydrazin nach Einmal-exposition in vivo vor (Zusammenfassung in IARC, 1999). In diesem Zusammenhang scheint uns die Arbeit von van Delft und Mitarbeitern (1997) relevant, die die Bildung von DNA-Methylierungen in der Rattenleber nach einmaliger oraler Gabe (Gavage) untersuchten. Die Autoren verwendeten deutlich niedrigere Hydrazindosen (0,01 bis 10 mg/kg) als andere Gruppen (ca. 3 – 90 mg/kg). Die Studie ergab, dass bei Dosierungen von 0,1 mg/kg bis 10,0 mg/kg Körpergewicht Hydrazin ein dosisabhängiger Anstieg von N-7-Methylguanin über den Hintergrund hinaus auftritt. Bei Dosierungen über 0,2 mg/kg Körpergewicht war ein dosisabhän-giger Anstieg der O-6-Guaninaddukte über den Hintergrund hinaus zu erkennen. Die niedrigste Dosis, die zu Veränderungen an der DNA geführt hat, ist somit 0,1 mg/kg. Würde man diese Konzentration in eine Luftkonzentration umrechnen, so entspräche dies einem Wert von 1,05 mg/m3 bei 8-stündiger Exposition (0,1 mg/kg x 70 kg Körpergewicht x 1/20 m3 Atemvolumen/Tag x 24/8 h).


Dieser Wert liegt in einer vergleichbaren Größenordnung wie der 8-Stunden-Wert, der auf Basis der Studie von Latendresse et al. (1995) berechnet wurde (2,0 mg/m3). Da in der Trinkwasserstudie von Steinhoff und Mohr (1988) Lebertumoren jedoch erst bei deutlich höheren Konzentrationen auftraten als denen, die zu DNA-Methylierungen führten, scheinen die auf Basis der Studie von Latendresse et al. (1995) berechneten Werte für die Beurteilung der Kurzzeitexposition hinreichend si-cher zu sein. Hydrazin führt nach inhalativer Exposition zur Induktion von lokalen Tumoren im A-temtrakt. Nach oraler Gabe treten systemisch Tumoren auf. Wegen dieser pfadspezi-fischen Unterschiede wird auf die Ausweisung von Risikoschätzungen auf Basis der Daten zur DNA-Adduktbildung in vivo nach oraler Gabe verzichtet.

6.2.3 Berechnung im Rahmen der AEGL-Wert-Ableitung Im „Technical Support Document“ (TSD) zu Hydrazin (o.V., 2000) werden zwei Krebsrisikoschätzungen nebeneinander vorgestellt, ohne dass eine Wertung oder vergleichende Diskussion erfolgt. Nachfolgend werden beide Berechnungen darge-stellt.

6.2.3.1 Ableitung A im Rahmen der AEGL-Wert Ableitung (o.V., 2000) Basisstudie: Vernot et al., 1985 (Langzeitinhalationsstudie an Mäusen, Ratten und

Hamstern; Berechnung auf Basis der Befunde in Ratten; Daten aus o.V. 2000)

Verabreichte Dosis (ppm) Human-äquivalente Dosis (mg/kg/Tag) a Tumorinzidenz b 0 0 0/146 0,05 0,0009 2/96 0,25 0,004 1/94 1,0 0,017 9/97 5,0 0,084 58/98 a: „transformed animal dose“ (TAD) wurde in eine „human equivalent dose“ (HED) umgewandelt: TAD x 20 m3/Tag x 1/70 kg. HED fand Eingang in GLOBAL86; Unit Risk wurde zurückgerechnet in mg/m3 b: adenomatöse Polypen der Nase bei männlichen Ratten

Unit Risk: nicht explizit genannt, es wird darauf verwiesen, dass die Daten, die aus den Tierdaten und GLOBAL86 (Anmerkung: es handelt sich hierbei um eine Multistage-Model-Software) resultieren durch einen Faktor 2,4 geteilt wurden, um die Dosis und Studiendauer adäquat zu berücksichtigen ([24 Monate/18 Monate]3=2,4); durch diesen Fak-tor soll dem proportionalen Effekt des Alters auf die Tumorentste-hung Rechnung getragen werden (Anmerkung: die Ratten wurden bis 18 Monate nach Expositionsende beobachtet, es wurde keine weitere Begründung für die Wahl dieses Faktors geliefert).

Expositionskonzentration entsprechend einem zusätzlichen Krebsrisiko von 10-4: 0,000032 mg/m3 (Luftkonzentration für ein zusätzliches Lebenszeitri-

siko von 10-4 bei lebenslanger inhalativer Exposition)


lineare Umrechnung einer lebenslangen (70 Jahre) Exposition auf 24 Stunden: 0,000032 m/m3 x 25600 (Tage/70 Jahre) =

0,8 mg/m3 Berücksichtigung der Unsicherheiten des Mehrstufenmodells bei der Extrapolation auf kurzfristige Exposition (Division durch 6; Defaultwert nach NRC, 2001): 0,13 mg/m3 lineare Extrapolation auf kürzere Zeiträume: 24 h Exposition 0,13 mg/m3 (0,1 ppm) 8 h Exposition 0,39 mg/m3 (0,3 ppm) 4 h Exposition 0,78 mg/m3 (0,6 ppm) 1 h Exposition 3,12 mg/m3 (2,4 ppm) 30 min Exposition 6,24 mg/m3 (4,7 ppm)

6.2.3.2 Ableitung B im Rahmen der AEGL-Wert Ableitung (o.V., 2000) Basisstudie: MacEwen et al., 1981 (Langzeitinhalationsstudie an Mäusen, Ratten

und Hamstern; Berechnung auf Basis der Befunde in Ratten); diese Studie wurde später als Vernot et al. (1985) publiziert.

Unit Risk: 4,9 x 10-3 pro µg/m3; kanzerogenes Risiko bei lebenslanger inhalati-ver Exposition (EPA, 2003; Unit Risk Berechnung aus dem Jahr 1991; Berechnung mit dem linearisierten Multistage-Verfahren)

Expositionskonzentration entsprechend einem zusätzlichen Krebsrisiko von 10-4: 0,02 µg/m3 (Luftkonzentration für ein zusätzliches Lebenszeitrisiko

von 10-4 bei lebenslanger inhalativer Exposition) lineare Umrechnung einer lebenslangen (70 Jahre) Exposition auf 24 Stunden: 0,02 µg/m3 x 25600 (Tage/70 Jahre) =

0,5 mg/m3 Berücksichtigung der Unsicherheiten des Mehrstufenmodells bei der Extrapolation auf kurzfristige Exposition (Division durch 6; Defaultwert nach NRC, 2001): 0,083 mg/m3 lineare Extrapolation auf kürzere Zeiträume: 24 h Exposition 0,08 mg/m3 (0,06 ppm) 8 h Exposition 0,24 mg/m3 (0,2 ppm) 4 h Exposition 0,48 mg/m3 (0,4 ppm) 1 h Exposition 1,9 mg/m3 (1,5 ppm) 30 min Exposition 3,8 mg/m3 (2,9 ppm)


6.2.4 Vergleich der verschiedenen Verfahren Im direkten Vergleich der drei Ansätze zur Berechnung von Störfallbeurteilungs-werten unter Berücksichtigung der kanzerogenen Potenz von Hydrazin zeigt sich, dass unter Berücksichtigung stoffspezifischer Daten zur Kanzerogenität nach Kurz-zeitexposition die höchsten Werte resultieren. Die Werte liegen um den Faktor 5 bzw. 7,5 höher als die Werte, die im Rahmen der AEGL-Wert-Ableitung berechnet wur-den.

Tabelle 6-5: Vergleich verschiedener Störfallbeurteilungswerte unter Berücksichti-gung der kanzerogenen Potenz des Hydrazins

Zeitpunkt Stoffspezifische Daten

Ableitung A im Rahmen der AEGL-Wert Ableitung

Ableitung B im Rahmen der AEGL-Wert Ableitung

24 Stunden Nicht abgeleitet 0,1 ppm 0,06 ppm

10 Stunden 1,2 ppm Nicht abgeleitet Nicht abgeleitet

8 Stunden 1,5 ppm 0,3 ppm 0,2 ppm

4 Stunden 3,0 ppm 0,6 ppm 0,4 ppm

1 Stunde 12,0 ppm 2,4 ppm 1,5 ppm

0,5 Stunde Nicht abgeleitet 4,7 ppm 2,9 ppm

Die Werte der Ableitung A und B, die im TSD zu Hydrazin genannt werden (o.V., 2000), unterscheiden sich nur minimal. Beide Varianten wurden unter Verwendung der Langzeitinhalationsstudie von MacEwen et al. (1981) bzw. Vernot et al. (1985) berechnet. In beiden Fällen wurde ausgehend vom Lebenszeitrisiko (berechnet unter Berücksichtigung der Nasentumoren in männlichen Ratten) auf die kurzfristige Expo-sitionssituation extrapoliert. Entsprechend dem Standardverfahren wurde jeweils ein Faktor 6 zur Berücksichtigung der Unsicherheiten bei der Extrapolation auf die Kurz-zeitexposition verwendet. Minimale rechnerische Unterschiede resultieren offenbar aus der geringfügig unterschiedlichen Berechnung des Lebenszeitrisikos (z.B.: Ver-wendung unterschiedlicher Rechenmodelle, geringfügig verschiedene Eingangsda-ten). Die Eingangsdaten, die diesen Berechnungen zu Grunde liegen, stimmen gut über-ein mit einer von uns durchgeführten Abschätzung des Krebsrisikos von 1 : 10.000 bzw. des Unit Risk auf Basis der Daten von Vernot et al. (1985) mit Hilfe der LED10-Methode (Lower confidence limit of the effective dose 10 %; EPA 1999) unter Ver-wendung der BMDS-Software (Version 1.3.2). Als Berechnungsbasis wurde die Inzi-denz an adenomatösen Polypen der Nase bei männlichen Ratten verwendet (vgl. Angaben zur Basisstudie in Kapitel 6.2.3.1). Die Modellierung der Dosis-Wirkungs-beziehung erfolgte mit verschiedenen mathematischen Modellen (u.a. Gamma-Multi-Hit und Multistage). Die Werte für die LED10 lagen bei den verwendeten Modellen relativ nahe beisammen (0,71 bis 0,93 ppm). Unter Berücksichtigung des diskontinu-ierlichen Expositionsschemas ergaben sich für das Risiko von 1 : 10.000 bei kontinu-


ierlicher Exposition (x 6/24 x 5/7 x 52/124) Werte im Bereich von 0,04 µg/m3 bis 0,053 µg/m3 (im Vergleich: Ableitung A des AEGL-Komitees gibt einen Wert von 0,032 µg/m3 für ein Risiko von 1 : 10.000 an). Das Unit Risk, das mit der LED10-Methode berechnet wurde, liegt im Bereich von 1,9 x 10-3 bis 2,5 x 10-3 pro µg/m3. Die EPA gibt ein Unit Risk von 4,9 x 10-3 pro µg/m3an. Die von uns durchgeführten Berechnungen sind als grobe Schätzung zu bewerten, denn die Existenz eines Schwellenwertes für Hydrazin kann unserer Meinung nach derzeit nicht ausge-schlossen werden (s.u.).

Abbildung 6-2: Berechnung der LED10 auf Basis der Inzidenz an adenomatösen Po-

lypen der Nase bei männlichen Ratten in der Studie von Vernot et al. (1985) mit Hilfe der BMDS-Software (Gamma-Multi-Hit-Modell; Daten noch nicht auf kontinuierliche Exposition umgerechnet). Das Multi-stage-Modell ergab ein vergleichbares Ergebnis (ohne Abbildung).

Im Gegensatz zu den Ansätzen im Rahmen der AEGL-Wert Ableitung (o.V., 2000) haben wir bei der Berechnung des Krebsrisikos bei Kurzzeitexposition nicht Daten verwendet, bei denen die Tiere chronisch gegen Hydrazin exponiert waren, sondern nur über einen relativ kurzen Zeitraum und dann über Lebenszeit beobachtet wur-den. Wie bereits oben diskutiert, scheint der Faktor Zeit eine besondere Rolle zu spielen. So ist bei gleichem Konzentrations x Zeit-Produkt der Studien von Vernot et al. und Latendresse et al. bei niedrigerer Konzentration und längerer Expositionszeit

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0 1 2 3 4 5

Tumorinzidenz

Dose (ppm)

LED10 ED10

Gamma Multi-Hit Lower Bound


die Tumorinzidenz wesentlich höher (8,5-fach) als bei höherer Konzentration und kürzerer Expositionszeit, d.h. Habers-Gesetz (Konzentration x Zeit = Konstant) trifft in seiner ursprünglichen Form nicht zu. Infolge der chronischen Reizung durch Hydra-zin bekommt der Zeitfaktor wahrscheinlich ein stärkeres Gewicht. Bei Verwendung der Langzeitstudie für die Berechnung der Störfallbeurteilungswerte wird also eine Risikoüberschätzung um ca. eine Größenordnung in Kauf genommen, was sich auch im Vergleich der Werte in Tabelle 6-5 widerspiegelt. Der eigentlich als „Sicherheits-faktor“ gedachte Default-Faktor 6 führt in diesem Falle offensichtlich zu einer „über-vorsichtigen“ Bewertung, die bei Vorliegen konkreter Daten nicht zum Ansatz kom-men sollte. Auch bei Verwendung der Daten von Latendresse et al. ist prinzipiell eine Risiko-überschätzung für die Kurzzeitsituation zu diskutieren, die darin begründet liegt, dass Habers-Gesetz in seiner ursprünglichen Form (Konzentration x Zeit = Konstant) auf Hydrazin offensichtlich nicht angewendet werden kann. Dies wirkt sich auf zwei Ebe-nen aus: Indem die tatsächliche Exposition von 10 x 1 Stunde über 10 Wochen mit einer einmaligen Exposition von 1 x 10 Stunden gleichgesetzt wird, wird möglicher-weise der Ausgangspunkt für weitere Berechnungen zu hoch gewählt. Auch bei der linearen Extrapolation zu niedrigeren Zeitpunkten hin wird wieder die Gültigkeit von Habers-Gesetz impliziert, was wiederum zu einer Risikoüberschätzung führen kann. Der dadurch mögliche Fehler in der Berechnung wird jedoch als eher gering einge-schätzt. Eine exaktere Schätzung ist nicht eher möglich, bis der Mechanismus der Hydrazin-bedingten Kanzerogenese ganz verstanden wird. Die Daten von Latendresse et al. (1995) belegen klar, dass eine kurzzeitige hohe Hy-drazinexposition zur Krebsentstehung führen kann. In welcher Weise dabei Verände-rungen der DNA und Reizwirkungen zusammenspielen, ist unklar. Die Befunde zu Schilddrüsentumoren nach Langzeitexposition lassen jedoch die Vermutung zu, dass eine Reizwirkung nicht in jedem Fall für die Krebsentstehung notwendig ist. Die Me-thylierung der DNA ist ein physiologischer Prozess, in dem Methylierung und Deme-thylierung im Gleichgewicht zueinander stehen (van Delft et al., 1997). Eine Störung dieses Gleichgewichts kann zu Schädigungen der DNA führen. Die Untersuchungen von van Delft et al. (1997) haben gezeigt, dass bereits niedrige, noch nicht toxische Hydrazinkonzentrationen zu einer messbaren Veränderung der DNA-Methylierung führen können, ohne dass bei diesen Konzentrationen Tumore nachweisbar waren, d.h. eine minimal erhöhte Methylierung der DNA führt offensichtlich nicht unbedingt zur Krebsentstehung. Vor diesem Hintergrund bleibt die Frage offen, ob Schädigun-gen, wie sie durch eine kurzfristige Hydrazinexposition im niedrigen Dosisbereich möglich sind, für die Krebsentstehung relevant sind. Möglicherweise lässt sich für Hydrazin ein Schwellenwert postulieren, unterhalb dessen nicht mit einer Tumorin-duktion gerechnet werden muss. Die Ableitung eines solchen Schwellenwertes für krebserzeugende Effekte ist beim derzeitigen Kenntnisstand aber nicht möglich. Wä-re die Zytotoxizität eine wichtige Voraussetzung für die Kanzerogenität, so sollten unterhalb des AEGL-2 keine zytotoxischen Wirkungen und damit keine Tumoren auf-treten.

6.3 AEGL-Werte für Hydrazin Für Hydrazin wurden die nachfolgenden AEGL-Werte abgeleitet.


Tabelle 6-6: AEGL-Werte für Hydrazin (UBA, 2003)

Zeitpunkt AEGL-1 (ppm AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min 0,1 23 64 30-min 0,1 15 45 1-h 0,1 13 35 4-h 0,1 3,1 8,9 8-h 0,1 1,6 4,4

AEGL-1-Werte (0,1 ppm für alle Zeitpunkte) wurden auf Basis von Beobachtungen an Affen abgeleitet, die bei Exposition gegen 0,4 ppm Hydrazin über 24 Stunden eine Rötung der Haut sowie Augenirritationen zeigten (Unsicherheitsfaktor 10: jeweils Faktor 3 für Intra- und Interspeziesvariabilität). Die AEGL-2-Werte wurden auf Basis der Studie von Latendresse et al. (1995) abge-leitet, in der bereits nach 1-stündiger Exposition gegen 750 ppm marginale Läsionen der Nase bei Ratten beschrieben wurden, die aber nach Ausführung im „Technical Support Document“ nach Expositionsende reversibel waren (Anmerkung: In La-tendresse et al. (1995) wird nicht über eine Recovery-Gruppe der Tiere, die nur 1 Stunde exponiert waren, berichtet.) Bei der Ableitung der Werte wurde ein Unsicher-heitsfaktor von 60 verwendet (Faktor 10 für Interspeziesvariabilität; Faktor 3 für Intra-speziesvariabilität; Faktor 2 als Modifikationsfaktor). Der Modifikationsfaktor wurde gewählt, weil die adversen Effekte, die in dieser Studie beschrieben werden, nicht ganz den AEGL-2-Kriterien entsprechen (“to account for inadequacies regarding ex-posure-response data for serious or irreversible, but nonlethal, effects of acute inha-lation exposure to hydrazine“). Eine alternative Ableitung der AEGL-2-Werte auf Ba-sis 1/3 der AEGL-3-Werte würde zu vergleichbaren Ergebnissen führen. AEGL-3-Werte wurden auf einer Studie zu Letalitätsdaten nach Hydrazinexposition abgeleitet (HRC, 1993) unter Berücksichtigung eines Unsicherheitsfaktors von 30 (Faktor 10 für Interspeziesvariabilität; Faktor 3 für Intraspeziesvariabilität).

6.4 Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Ein Vergleich der AEGL-2- und AEGL-3-Werte mit den Daten, die unter Berücksichti-gung der kanzerogenen Wirkung ermittelt wurden, wurde bereits im Rahmen der Er-stellung des „Technical Support Documents“ für Hydrazin durchgeführt. Dieser Ver-gleich zeigte, dass die AEGL-2-Werte auf Basis nicht kanzerogener Daten über den Werten für ein Risiko von 10-4 liegen. Dennoch wurde auf eine Berücksichtigung der Kanzerogenitätsdaten bei der Ableitung der AEGL-Werte verzichtet, da man zu dem Schluss kam, dass die Krebsentstehung Folge einer langfristigen Gewebeirritation bei wiederholter Exposition ist, aber nicht auf eine einzelne kurzfristige Exposition zurückzuführen ist. Diese Begründung sehen die Autoren insbesondere gestützt durch die Daten von Latendresse et al. (1995). „Although data from the animal stud-ies affirm the carcinogenic potential of hydrazine following inhalation exposure, the observed tumorigenic responses appear to be a function of prolonged tissue irritation resulting from long-term repeated exposure and are unlikely to occur following a sin-gle low exposure. This was especially evident in the study by Latendresse et al.


(1995) that showed repeated exposures were necessary for reversible histopa-thologic changes in rat nasal epithelium. Therefore, it would appear that hydrazine AEGL-values that address rare, or single once-in-a-lifetime exposures should not be based upon cancer risk.” Wie bereits oben diskutiert, bewerten wir das auf Basis der Langzeitstudien abgeschätzte Risiko bei einmaliger Exposition über 8 Stunden als zu hoch. Nachfolgend werden deshalb die AEGL-2-Werte auf Basis nicht kanzerogener Endpunkte mit den Daten verglichen, die ein zusätzliches Krebsrisiko von 1:10.000 unter Berücksichtigung der stoffspezifischen Daten der Studie von Latendresse et al. (1995) ausweisen.

Tabelle 6-7: Vergleich der Störfallbeurteilungswerten, auf Basis kanzerogener und nicht-kanzerogener Endpunkte


Stoffspezifische Daten Default-Ansatz TSD Hydrazin (o.V., 2000), Ableitung B

8 Stunden 1,6 ppm 1,5 ppm 0,2 ppm 4 Stunden 3,1 ppm 3,0 ppm 0,4 ppm 1 Stunde 13 ppm 12,0 ppm 1,5 ppm

Wie in Tabelle 6-7 zu sehen, stimmen letztere Werte für die Zeitpunkte 1, 4 und 8 Stunden mehr oder weniger überein. D.h. AEGL-2-Werte, wie sie auf Basis nicht kanzerogener Endpunkte berechnet wurden, tragen auch einem in diesem Zusam-menhang als tolerabel betrachteten Krebsrisiko von 1:10.000 hinreichend Rechnung.

6.5 Diskussion Während epidemiologische Daten keine eindeutigen Hinweise auf eine krebser-zeugende Wirkung von Hydrazin beim Menschen liefern, ist die kanzerogene Wir-kung des Hydrazins im Tierexperiment gut belegt. Bereits nach kurzer Exposition über 10 Wochen für jeweils 1 Stunde und lebenslanger Nachbeobachtung wurde ei-ne kanzerogene Wirkung bei Ratten beobachtet. Weiterhin waren bereits nach ein-maliger Gabe von Hydrazin DNA-Addukte nachweisbar. Aufgrund dieser Befunde wurde eine Prüfung der kanzerogenen Potenz von Hydrazin bei Einmalexposition als relevant erachtet. Mit der Kurzzeitstudie an Ratten lag eine geeignete Datenbasis vor, um das Risiko bei einmaliger Exposition zu kalkulieren. Die auf Basis dieser Daten ermittelten Wer-te werden gestützt durch die Befunde zur Gentoxizität, die wegen beobachteter Pfad-zu-Pfad-Unterschiede ihrerseits allerdings nicht für eine Berechnung verwendet wur-den. Auf Grund der angestellten Berechnungen kann plausibel angenommen werden, dass die derzeit vorgeschlagenen AEGL-Werte auch einem in diesem Zusammen-hang als tolerabel erachtetem Krebsrisiko von 1:10.000 hinreichend Rechnung trage.


Da die hier zu Grunde gelegten AEGL-Werte allerdings noch nicht finalisiert sind, ist bei sich ergebenden Änderungen dieser Werte zu prüfen, inwieweit diese Schluss-folgerung aufrechterhalten werden kann.

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7 Formaldehyd: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeu-gende Wirkung nach Einmalexposition

7.1 Stoffspezifische Daten Formaldehyd (HCHO) ist ein farbloses Gas mit einem strengen, stechenden Geruch. Die Einstufungen hinsichtlich Kanzerogenität, Mutagenität und Reproduktionstoxizität sind in der nachfolgenden Tabelle 7-1 aufgeführt.

Tabelle 7-1: Einstufung hinsichtlich Kanzerogenität, Mutagenität und Reprodukti-onstoxizität

Kanzerogenität Mutagenität Reproduktions-toxizität

Organisation

Kategorie EU 3 -- -- TRGS 905 -- -- -- MAK 4 5a Cb WHO/IARC 2A -- -- EPA B1 -- -- a: Keimzellmutagen Kategorie b: Schwangerschaft Gruppe

Für die Umrechnung von mg/m3 in ppm gilt: 1,23 mg/m3 = 1 ppm (IARC, 1995).

7.1.1 Kanzerogenität In der Literatur sind zahlreiche Studien zur kanzerogenen Wirkung von Formaldehyd beim Mensch publiziert. In einer großen Anzahl von Fall-Kontroll- und Kohortenstu-dien, in denen vor allem Personen berücksichtigt wurden, die beruflich stark expo-niert sind (Pathologen, Anatomen, Balsamierer, aber auch Arbeiter, die u.a. in der Formaldehydproduktion, in der Produktion von Formaldehydharzen und in der Be-kleidungsindustrie beschäftigt waren) wurden z.T. widersprüchliche Ergebnisse be-richtet. Ein positiver Zusammenhang zwischen Formaldehydexposition am Arbeits-platz und erhöhtem Auftreten von Tumoren im Nasenrachenraum wurde in zwei von 6 Kohortenstudien, in drei von 4 Fall-Kontroll-Studien und in einer Metaanalyse erho-ben, während in den übrigen Studien kein Zusammenhang beobachtet werden konn-te. Aus den epidemiologischen Studien kann kein eindeutiger Zusammenhang zwi-schen Formaldehydexposition und dem Auftreten von Tumoren in der Nasenhöhle und den Nasennebenhöhlen abgeleitet werden. Nur in einer Studie, in der der Ein-fluss von Störgrößen (Exposition gegen Holzstaub) nicht hinreichend berücksichtigt wurde, wurde eine gering erhöhte Inzidenz an Adenokarzinomen der Nasenhöhle und -nebenhöhlen beobachtet. In keiner Studie wurde bei Exponierten eine erhöhte Inzidenz für Tumore der Lunge, des Mund- und Rachenraums und des Kehlkopfs beobachtet. In Untersuchungen mit Anatomen und Balsamierern wurden Hinweise auf erhöhte Inzidenzen an Gehirntumoren gefunden, diese Daten werden jedoch


nicht durch die Befunde bei den Industriearbeitern, für die prinzipiell bessere Exposi-tionsdaten vorliegen, bestätigt (IARC, 1995). Im Tierversuch wurde die kanzerogene Wirkung von Formaldehyd nach inhalativer und oraler Gabe an Ratten, Mäusen und Hamstern untersucht. Nach inhalativer Ex-position wurden Tumore der Nase (Plattenepithelzellkarzinome) sowie nicht neoplas-tische Läsionen (Plattenepithelzellhyperplasien, -metaplasien und -dysplasien) bei Mäusen beobachtet. Auch bei Ratten traten Plattenepithelzellkarzinome sowie weiter Tumore der Nase (Karzinome, undifferenzierte Karzinome und Sarkome und Karzi-nosarkome) auf. Weiterhin wurden polypoide Adenome in der Nase der Ratten beo-bachtet. Bei Hamstern wurden dagegen bei vergleichbaren Expositionskonzentratio-nen wie bei Ratten und Mäusen keine Nasentumoren beobachtet. Nach oraler Gabe (Trinkwasser) waren bei Ratten dosisabhängig erhöhte Inzidenzen an Leukämien, sowie benigne und maligne Tumore des Gastrointestinaltrakts zu beobachten. In drei weiteren Oralstudien mit Gabe über das Trinkwasser waren allerdings keine erhöh-ten Tumorinzidenzen gegenüber der Kontrolle nachweisbar. Chronische dermale Applikation einer 1 oder 10%-igen wässrigen Formaldehydlösung führte bei Mäusen nicht zur Tumorinduktion. In einer nur als Abstract publizierten Studie wird das Auf-treten von Spindelzellkarzinomen bei 3 von 10 Ratten nach subkutaner Injektion ei-ner 0,4%-igen wässrigen Formaldehydlösung (1 mal pro Woche über 15 Monate, Be-obachtung über Lebenszeit) berichtet (IARC, 1995). In Kombinationsversuchen, in denen eine Exposition gegen ein Kanzerogen und Formaldehyd vorlag, hatte die For-maldehydgabe z.T. keinen Effekt auf die Tumorinzidenz (Maus, N-Nitrosodimethyl-amin, Trinkwasser), z.T. war in Gegenwart von Formaldehyd eine Verkürzung der Latenzzeit (Maus, Dimethylbenzanthrazen, dermale Applikation), eine leicht erhöhte Tumorinzidenz (Ratte, N-Methyl-N’-nitro-N-nitrosoguanidin, Trinkwasser) oder eine Erhöhung der Tumorzahl pro Tier (Hamster, N-Nitrosodiethylamin s.c., Formaldehyd inhalativ) zu beobachten (IARC, 1995). Die Inhalationsstudien, die im Kontext der Störfallbeurteilungswerte von Interesse sind, werden im Folgenden näher beschrieben. In einer Langzeitinhalationsstudie wurden Fischer-344-Ratten gegen 0, 2,0, 5,6 oder 14,3 ppm Formaldehyd (0, 2,5, 6,9 oder 17,6 mg/m3) über 24 Monate exponiert und dann für weiter 6 Monate ohne Exposition beobachtet (119-120 Männchen, 120 Weibchen pro Gruppe, Exposition: 6 h/d, 5 d/w, Ganzkörperexposition). Zwischen- bzw. Abschlussuntersuchungen wurden nach 6, 12, 18, 24, 27 und 30 Monaten durchgeführt. Bei den exponierten Tieren war eine dosisabhängig erhöhte Mortalität zu beobachten (Angaben jeweils für Männchen und Weibchen während der ersten 24 Monate: 0 ppm: 6 und 13; 2 ppm: 10 und 16; 5,6 ppm: 19 und 19; 14,3 ppm: 57 und 67). Während der Expositionsphase war das Körpergewicht bei allen exponier-ten Tieren, insbesondere in der mittleren und höchsten Dosisgruppe, gegenüber den Kontrollen vermindert, glich sich jedoch während der Nachbeobachtungsphase wie-der an. In allen Dosisgruppen wurde das vermehrte Auftreten einer Rhinitis, epithelia-ler Dysplasie und Plattenepithelzellmetaplasie beobachtet. Während bei den Tieren der Kontroll- und niedrigsten Dosisgruppe keine Plattenepithelzellkarzinome auftra-ten, waren diese bei 2 Tieren der 5,6 ppm Gruppe und bei 103 Tieren der höchsten Dosisgruppe erkennbar. Bei den Tieren der höchsten Dosisgruppe wurden 5 weitere Tumore beobachtet (vgl. Tabelle 7-2), wobei 2 dieser Tumore bei Tieren auftraten, die auch ein Plattenepithelzellkarzinom aufwiesen. Außerdem war in allen Expositi-


onsgruppen eine gegenüber der Kontrolle signifikant erhöhte Inzidenz an polypoiden Adenomen erkennbar (Kerns et al., 1983).

Tabelle 7-2: Tumorinzidenz nach chronisch inhalativer Exposition von Fischer-344-Ratten (Kerns et al., 1983)

Exposition (ppm) 0 2,0 5,6 14,3

Läsion

M W M W M W M W Anzahl der untersuchten Tiere 118 114 118 118 119 116 117 115 Plattenepithelzellkarzinome 0 0 0 0 1 1 51 52 Nasale Karzinome 0 0 0 0 0 0 1a 1 Undifferenzierte Karzinome und Sarkome

0 0 0 0 0 0 2 a 0

Karzinosarkome 0 0 0 0 0 0 1 0 Osteochondrome 1 0 0 0 0 0 0 0 Polypoide Adenome 1 0 4 4 6 0 4 1 a: Ein Tier hatte auch jeweils ein Plattenepithelzellkarzinom.

In einer Untersuchung mit Mäusen mit vergleichbarem Studiendesign wurden bei 2/17 männlichen Tieren der höchsten Dosisgruppe (14,3 ppm), die nach 24 Monaten untersucht wurden, Plattenepithelzellkarzinome der Nase beobachtet. Nasentumoren traten bei sonst keinen Tieren auf, die nach 24 Monaten untersucht wurden. Bei Formaldehyd-exponierten Tieren traten nicht neoplastische Läsionen der Nasenhöh-le (Plattenepithelzellhyperplasien, -metaplasien und -dysplasien) auf, insbesondere in der höchsten Dosisgruppe (Kerns et al., 1983). Monticello und Mitarbeiter (1996) exponierten männliche Fischer-344-Ratten über 24 Monate gegen 0, 0,7, 2, 6, 10 oder 15 ppm Formaldehyd (6 h/d, 5 d/w; 90 Tiere pro Gruppe, höchste Dosisgruppe: 147 Tiere). Zwischenuntersuchungen wurden nach 3, 6, 12 und 18 Monaten durchgeführt. Ziel dieser Studie war zu untersuchen, inwieweit eine Korrelation zwischen der Inzidenz an Plattenepithelzellkarzinomen (dem Haupt-tumortyp) mit der Proliferation der Epithelzellen besteht. Nur in der höchsten Dosis-gruppe (15 ppm) wurde eine erhöhte Mortalität der Tiere gegenüber der Kontrolle beobachtet. Bei Konzentrationen bis zu 2 ppm wurde keine gegenüber den Kontrol-len erhöhte Inzidenz an Plattenepithelzellkarzinomen beobachtet, ab 6 ppm war ein schwacher Effekt (1/90) zu beobachten, und bei höheren Konzentrationen erfolgte ein steiler Anstieg der Dosis-Wirkungs-Beziehung (20/90 bei 10 ppm; 69/147 bei 15 ppm). Daneben wurden polypoide Adenome (5/90 bei 10 ppm und 14/147 bei 15 ppm), sowie einzelne nasale Rhabdomyosarkome und Adenokarzinome beobachtet. Die Studie bestätigt somit die Befunde von Kerns et al. (1983). Der Unit length label-ling index (ULLI), der die Anzahl der Kerne in der S-Phase pro mm Basalmembran angibt, und somit ein Maß für die Zellproliferation ist, war bei 10 und 15 ppm zu allen Zeitpunkten (Untersuchung nach 3, 6 12 und 18 Monaten) signifikant erhöht, aber nicht bei niedrigeren Konzentrationen. Allerdings war mit zunehmender Expositions-zeit eine gewisse Adaption zu beobachten. Eine Auswertung unter Berücksichtigung der einzelnen Nasenregionen zeigte, die Inzidenz der Plattenepithelzellkarzinome


nur schlecht mit dem ULLI korrelierte (R2=0,46), während eine gute Korrelation er-reicht wurde, wenn der Labelling Index unter Berücksichtigung der gesamten Zellzahl in der spezifischen Nasenregion korrigiert wurde (R2=0,88). Feron et al. (1988) untersuchten männliche Wistar-Ratten (45 Tiere/Gruppe), die ge-gen 0, 10 oder 20 ppm (0, 12,3, 25 mg/m3) Formaldehyd exponiert wurden. Die Tiere wurden an 6 h/d, während 5 d/w über 4, 8 oder 13 Wochen exponiert (Ganzkörper-exposition). Nach Beendigung der Exposition wurden die Tiere für 126, 122 bzw. 117 Wochen beobachtet und überlebende Tiere dann getötet. Die histologischen Unter-suchungen wurden auf 6 Querschnitte pro Nase der untersuchten Tiere beschränkt. Formaldehydexposition führte zu einer vorübergehenden Wachstumsretardierung, die während der Expositionszeit insbesondere bei den Tieren der höchsten Dosis-gruppe begann und während der Nachbeobachtungszeit langsam verschwand. Ex-ponierte Tiere wiesen gegenüber Kontrolltieren jedoch keine erhöhte Mortalität auf. Bei den exponierten Tieren wurden Hyperplasien und Metaplasien des respiratori-schen Epithels beobachtet, in der höchsten Dosisgruppe war auch das olfaktorische Epithel betroffen. Ausmaß und Intensität der nicht-neoplastischen Veränderungen zeigten eine Dosis- und Zeitabhängigkeit. Weiterhin war bei den Tieren der höchsten Dosisgruppe das vermehrte Auftreten einer Rhinitis zu beobachten. Einzelne Tumore traten in beiden Dosisgruppen auf (Tabelle 7-3), wobei die Tumore in der niedrigen Dosisgruppe sowie einige Tumore in der höchsten Dosisgruppe von den Autoren als nicht substanzinduziert interpretiert wurden, a) da sie ihren Ursprung in Geweben hatten, bei denen typischerweise keine Formaldehyd-induzierten Tumore auftreten (kleiner Tränennasengang), oder b) sich um einen verlagerten Schneidezahn herum gebildet hatten.

Tabelle 7-3: Tumorinzidenz nach kurzzeitiger inhalativer Exposition von Wistar-Ratten (Feron et al., 1988)

Dosis (ppm) Expositionszeit Läsion 0 10 20

Anzahl der Tiere 44 44 45 Polyopoide Adenome 0 0 1a

4 Wochen

Plattenepithelzellkarzinome 0 0 1 Anzahl der Tiere 45 44 43 Polyopoide Adenome 0 0 1 a

8 Wochen

Plattenepithelzellkarzinome 2 1 1 Anzahl der Tiere 45 44 44 Plattenepithelzellkarzinome 0 1 3 a Zystische Plattenepithelzell-karzinome

0 0 1

Karzinoma in situ 0 0 1 a

13 Wochen

Ameloblastom 0 0 1 a: Wurde von den Autoren als substanzbedingt angesehen.


Eine weitere Studie zur kurzzeitigen Wirkung von Formaldehyd wurde von Wou-tersen et al. (1989) durchgeführt. Männliche Wistar-Ratten, deren Nasen z.T. durch Elektrokoagulation vorgeschädigt wurde, wurden über 3 bzw. 28 Monate gegen 0,1, 1 oder 10 ppm Formaldehyd exponiert (intakte Nase: 30 Tiere pro Gruppe; vorgeschädigte Nase: 60 Tiere pro Gruppe). Die Tiere, die nur 3 Monate exponiert wurden, wurden für weiter 25 Monate nach Beendigung der Exposition beobachtet. Bei den Tieren mit intakter Nase waren weder nach 3 noch nach 28 Monaten Exposition Tumoren zu beobachten. Nach 28-monatiger Exposition traten bei den Tieren der höchsten Dosisgruppe (10 ppm) Tumore auf, aber nicht bei niedrigeren Konzentrationen und auch nicht nach 3-monatiger Exposition.

7.1.2 Gentoxizität Es liegen nur wenige Daten zu DNA-Protein-Crosslinks, einer im Tierversuch nach inhalativer Exposition in der Nase beobachteten DNA-Schädigung, beim Menschen vor. In einer Untersuchung an 12 exponierten Arbeitern (2,8-3,1 ppm Peakexposition; 1,46 ppm durchschnittliche Exposition) wurde bei den Exponierten eine gegenüber den Kontrollen (n=8) erhöhte Inzidenz an DNA-Protein-Crosslinks beobachtet (ATSDR, 1999). Die Daten zu Chromosomenaberrationen und Schwesterchromatid-austauschen in peripheren Lymphozyten sind widersprüchlich (IARC, 1995). Formaldehyd erwies sich in den meisten experimentellen Systemen als gentoxisch. Positive Befunde wurden in Escherichia coli und verschiedenen Salmonella typhimu-rium-Stämmen ohne und z.T. auch mit exogener Aktivierung gefunden. In Saccha-romyces-Arten wurden DNA-Strangbrüche, Crosslinks (Quervernetzungen zwischen Proteinen oder Nukleinsäuren und Proteinen) und vergleichbare Schädigungen ohne metabolische Aktivierung beobachtet. In Drosophila melanogaster wurden ge-schlechtsspezifische rezessiv-Letalmutationen, vererbbare Translokationen und Do-minantletalmutationen in Abwesenheit exogener Aktivierungssysteme beobachtet (IARC, 1995). In Säugerzellen induziert Formaldehyd DNA-Protein-Crosslinks, DNA-Strangbrüche, Schwesterchromatidaustausche und Chromosomenaberrationen in vitro. In vivo wur-den auch DNA-Protein-Crosslinks bei Ratten und Affen beobachtet. Das Ausmaß der Crosslinks war in der Nasenhöhle der Affen deutlich niedriger als bei Ratten, was auf die anatomischen Unterschiede bei Affen und Ratten zurückgeführt wird (IARC, 1995). Während in den Zellen einer Lungenlavage von Ratten, die inhalativ exponiert waren, Chromosomenaberrationen beobachtet wurden, wurden in Untersuchungen von Knochenmarkszellen meist negative Befunde erhoben. Auch Untersuchungen zur Mikrokerninduktion in vivo ergaben überwiegend negative Befunde, bis auf eine Un-tersuchung, bei der im Gastrointestinaltrakt von Ratten Mikrokerne nach peroraler Applikation beobachtet wurden (IARC, 1995). In einem Transformationstest mit C3H10T1/2 Mäusezellen wurden positive Befunde erhoben (IARC, 1995). Eine umfassende Zusammenstellung der Daten zur Gentoxizität von Formaldehyd findet sich in IARC (1995) und ATSDR (1999).


7.1.3 Metabolismus Formaldehyd kommt als Zwischenprodukt des Metabolismus physiologischerweise in allen Körperzellen vor. Es wird bei der Umsetzung verschiedener Aminosäuren ge-bildet und entsteht als Zwischenprodukt bei der Biosynthese von Purinen, Thymidin und verschiedenen Aminosäuren.

Für den Menschen wird die endogene Formaldehydkonzentration mit 2,61 µg/g Blut angegeben (Heck et al., 1982). Vergleichbare Blutkonzentrationen (2,77 µg/g Blut) wurden auch bei Freiwilligen unmittelbar nach einer 40 minütigen Exposition gegen 1,9 ppm Formaldehyd gemessen. Dass es trotz exogener Zufuhr nicht zu einem An-stieg der endogenen Konzentration kommt, wird auf die schnelle Metabolisierung zurückgeführt (IARC, 1995). Vergleichbare Befunde, d.h. kein Anstieg der Blutkon-zentration nach Exposition, wurden auch bei Ratten erhoben, die 2 Stunden lang ge-gen 14,4 ppm Formaldehyd exponiert waren (ATSDR, 1999). Bedingt durch den schnellen Metabolismus des Formaldehyds treten toxische Reaktionen meist an den Eintrittsorten auf (ATSDR, 1999). Formaldehyd wird nach inhalativer Exposition fast vollständig im Atemtrakt resorbiert, bei Ratten geschieht dies beinahe vollständig in der Nase, bei Rhesusaffen überwie-gend in der Nase aber auch in tieferen Abschnitten wie der Trachea und den proxi-malen Abschnitten des Hauptbronchus (IARC, 1995). Die metabolische Umsetzung des Formaldehyds zu Formiat über die Formaldehyd Dehydrogenase (FDH = Alkoholdehydrogenase Klasse III) findet in allen Körperge-weben statt. Dabei wird Formaldehyd zunächst an Glutathion gebunden, anschlie-ßend durch die FDH oxidiert. Das entstehende Reaktionsprodukt wird durch die S-Formyl-Glutathionhydrolase in Glutathion und Ameisensäure gespalten. Letztere wird als Natriumformiat mit dem Urin ausgeschieden oder als Kohlendioxid ausgeatmet (Abbildung 7-1). Die Oxidation von Formaldehyd zu Formiat kann auch durch eine Reihe weiterer unspezifischer Aldehyddehydrogenasen oder die Katalase erfolgen (ATSDR, 1999). Der Metabolismus des Formaldehyds unterliegt bei höheren Kon-zentrationen einer Sättigung. Nach Casanova et al., (1989) ist die Detoxifizierung bei 2,6 ppm zur Hälfte gesättigt.


Abbildung 7-1: Metabolische Umsetzung von Formaldehyd zu Formiat bzw. Kohlen-dioxid (FDH: Formaldehyddehydrogenase; SFGH: S-Formyl-Glutationhydrolase).

Wenn Formaldehyd nicht metabolisch umgesetzt wird, kann es zu Vernetzung, so-genannten Crosslinks, zwischen Proteinen oder Proteinen und DNA-Einzelsträngen führen oder durch eine Bindung an Tetrahydrofolat in den C1-Pool des Stoffwechsels gelangen. Weiterhin kann Formaldehyd in einer nicht-enzymatischen Reaktion mit Sulfhydrylgruppen oder Harnstoff reagieren (ATSDR, 1999). Untersuchungen mit radioaktiv markiertem Formaldehyd an Ratten zeigten, dass ca. 17 % über den Urin, ca. 4-5 % über den Faeces, und ca. 40 % über die Atemluft aus-geschieden werden (Exposition gegen 0,63 oder 13,1 ppm für 6 Stunden mit an-schließender 70-stündiger Beobachtung im Metabolismuskäfig). Nach den 70 Stun-den waren noch ca. 37 % der Radioaktivität im Körper nachweisbar. Zwischen den beiden Dosisgruppen wurden nur minimale Unterschiede beobachtet (ATSDR, 1999).

7.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von Formaldehyd nach Einmalexposition

7.2.1 Mechanistische Überlegungen Die kanzerogene Wirkung des Formaldehyds im Tierversuch ist gut belegt. Die epi-demiologischen Daten lassen dagegen keine eindeutige Schlussfolgerung zu. Des-halb wurden in den letzten Jahren verstärkt Untersuchungen durchgeführt, die dazu dienen sollen, den Mechanismus der Krebsentstehung in qualitativer und quantitati-ver Hinsicht zu verstehen und dadurch Rückschlüsse auf den Menschen zu ermögli-chen.


Das Charakteristische an der Formaldehydtumorentstehung ist deren Spezifität hin-sichtlich der Lokalisation. Tumoren beobachtet man an den Orten des ersten Kon-takts, also der Nase bei inhalativer Exposition, und dort mit einer typischen Vertei-lung: höhere Inzidenzen im vorderen Nasenbereich (insbesondere im vorderen seitli-chen Nasengang), niedrigere in weiter hinten gelegenen Bereichen und keine Tumo-ren in der Oberkieferhöhle. Dies ist auf unterschiedliche Substanzkonzentrationen und/oder Sensitivität in den einzelnen Regionen zurückzuführen. Wobei die unter-schiedlichen Konzentrationen durch die verschiedenen Strömungsgeschwindigkeiten in der Nase bedingt sind (Monticello et al., 1996). Dies wird gestützt durch Untersu-chungen zur Dosimetrie und Bildung von DNA-Protein-Crosslinks (DPX) in der Nase von Ratten und Affen (Casanova et al., 1991; 1994). Untersuchungen zu nicht-kanzerogenen Wirkungen des Formaldehyds (Hemmung der mukoziliären Funktion, Epithelzelldegeneration, Entzündungen, Metaplasien der Plattenepithelzellen) und zur Dosimetrie in den einzelnen Nasenbereichen zeigten gleichfalls eine gute Korre-lation. Jedoch nicht alle Bereiche der Nase mit einer hohen Expositionskonzentration entwickeln Tumore (Oberkieferhöhle; Monticello et al., 1996). Ein wichtiger Faktor bei der formaldehydbedingten Krebsentstehung scheint die Zellproliferation zu sein. Eine Proliferation der Zellen ist notwendig um a) prämutage-ne DNA-Schäden (wie z.B. DPX) in Mutationen umzuwandeln, um b) initiierte Zellen klonal zu expandieren, wodurch die Wahrscheinlichkeit einer zusätzlichen kritischen Mutation steigt, und c) um die Progression zu verstärken. Somit kommt der Zellproli-feration eine Schlüsselrolle bei der Tumorentstehung zu (Monticello et al., 1996). Für viele Chemikalien, die in Folge einer Induktion der Zellproliferation zur Krebsent-stehung führen, wird die Existenz eines Schwellenwertes diskutiert, unterhalb dessen es nicht zur Tumorinduktion kommt. Auch für Formaldehyd stellt sich die Frage nach der Existenz eines Schwellenwertes. Weiterhin weist Formaldehyd eine schwach mutagene Wirkung auf. Eine zentrale Rolle bei der Tumorentstehung spielen wahrscheinlich die DNA-Protein-Crosslinks (DPX), in deren Folge es zu Mutationen kommen kann. Für die Entstehung der DPX existiert offensichtlich kein Schwellenwert, weiterhin unterliegen sie der Reparatur (Casanova et al., 1994). Auch wenn der genaue Mechanismus der Krebsentstehung durch Formaldehyd noch nicht genau bekannt ist, kommt diesen beiden Faktoren offensichtlich eine bedeu-tende Rolle zu. Deren qualitative und quantitative Bedeutung soll nachfolgend näher betrachtet werden.

7.2.1.1 Bedeutung der Zellproliferation für die formaldehydbedingte Krebs-entstehung

Untersuchungen am Arbeitsplatz weisen darauf hin, dass Formaldehyd bereits in niedrigen Konzentrationen (Exposition bis zu 2 ppm) zytotoxisch auf die Nasen-schleimhaut wirken kann. Einige Autoren berichten eine milde Dysplasie und squamöse Metaplasie bei den Arbeitern, wohingegen andere Untersuchungen diese Befunde nicht bestätigen konnten (IARC, 1995). Tierexperimentelle Daten belegen eindeutig die zytotoxische Wirkung des Formalde-hyds, die zu einer erhöhten Zellproliferationsrate führt. Daher spricht man auch von


der zytoletalen-regenerativen zellulären Proliferation (CRCP; cytolethality-regene-rative cellular proliferation; Conolly et al., 2003). Das Ausmaß, in dem Formaldehyd die Proliferation induziert, ist dabei je nach Lokalisation in der Nase unterschiedlich (Liteplo und Meek, 2003). Mehrere Untersuchungen bestätigen, dass bei Konzentra-tionen ≤ 2 ppm kein vermehrtes Zellwachstum oder DNA-Synthese auftritt, wohinge-gen bei Ratten ab 3 ppm die Zellteilungsrate und ab 6 ppm (bei Ratten, die bereits 11 Wochen vor Messung der DNA-Synthese exponiert waren) bzw. 15 ppm (nicht vor-behandelte Ratten) die DNA-Syntheserate ansteigt. In dem niedrigen Konzentrati-onsbereich werden adaptive Reaktionen bei längerer Exposition beobachtet (IARC, 1995). So finden Monticello und Mitarbeiter nach Kurzzeitexposition (bis zu 6 Wo-chen) bei Ratten, die gegen 6 ppm exponiert waren, eine erhöhte Zellproliferation, die nach 3 Monaten oder noch längerer Expositionszeit nicht mehr nachweisbar war. Bei höheren Konzentrationen (10 – 15 ppm) war jedoch eine andauernd erhöhte Zell-teilung zu beobachten (Monticello et al., 1991; 1996). Im Gegensatz dazu beobach-ten Monticello und Mitarbeiter (1989) bei Rhesusaffen, die anatomisch stärker mit dem Menschen übereinstimmen, im respiratorischen und olfaktorischen Epithel keine Adaption der Zellproliferation nach 6 Wochen im Vergleich zur Exposition über 1 Wo-che (6 ppm). Vielmehr kommt es zu einer geringen Steigerung des Effekts nach 6 Wochen verglichen mit der kürzeren Expositionszeit. Einzig im Übergangsepithel wird nach 6 Wochen ein geringerer Labelling Index gemessen als nach einer Woche Exposition, aber der Wert ist immer noch gegenüber der Kontrolle erhöht. Insgesamt beobachtet man auch bei den Untersuchungen mit den Affen, dass vor allem der vordere Nasenbereich betroffen ist. Wahrscheinlich bedingt durch die bei Affen auch auftretende Mundatmung, lassen sich aber auch weniger stark ausgebildete Effekte im oberen Atemtrakt (Trachea, Carina) beobachten (Monticello et al., 1989). In Ta-belle 7-4 sind einige ausgewählte Studien dargestellt, die den Zusammenhang zwi-schen Expositionskonzentration und Induktion von Zellproliferation untersuchen. Da-ten zu Mäusen sind nicht dargestellt. Mäuse reagieren gegenüber Formaldehyd ins-gesamt weniger sensitiv als Ratten, was darauf zurückgeführt wird, dass Mäuse ihr Atemminutenvolumen bei Exposition gegen hohe Formaldehydkonzentrationen bes-ser anpassen können als Ratten, was dazu führt, dass sie bei gleicher Expositions-konzentration lokal eine niedrigere Konzentration aufweisen (IARC, 1995).


Tabelle 7-4: Zellproliferation nach Formaldehydexposition (Daten aus IARC, 1995)

Spezies Expositionskon-zentration (ppm)

Expositionszeit Effekt

0 / 0,5 / 2 6 h/d; 1 oder 4 d Kein Effekt

6 6 h/d; 1, 2, oder 4 d

Ratte

15 6 h/d; 1 oder 2 d

Dosisabhängige Schädigung, u.a. Hyperplasie, nicht keratinozierte Plattenepithelzellen

Ratte 0 / 0,5 / 2 / 6 / 15 6 h/d; 3 d 0,5 und 2 ppm: keine erhöhte Replikation; ≥ 6 ppm: erhöhte Zellproliferation

Ratte 0 / 0,3 / 1 / 3 6 h/d, 3 d 0,3 ppm: kein Effekt; 1 ppm: gerin-ger Anstieg der Zellproliferation (nicht signif. und nicht reproduzier-bar in weiteren Studien); 3 ppm: signif. transient erhöhte Zellprolife-ration

Rhesusaffena 0 / 6 6 h/d, 5 d/w, 1 oder 6 w

Erhöhte Zellproliferation in der Nase und Luftröhre, betroffene Fläche wächst mit zunehmender Expositionszeit; keine Adaption mit zunehmender Zeit

Ratteb 0 / 0,7 / 2 / 6 / 10 / 15

6 h/d; 1, 4, oder 9 Tage oder 6 w

≤ 2 ppm: kein Effekt auf die Zellproliferation; ≥ 6 ppm: konzent-rationsabhängig erhöhte Prolifera-tion

Ratte 0 / 0,3 / 1 / 3 6 h/d, 5 d/w, 13 w ≤ 1 ppm: keine erhöhte Zellprolife-ration; 3 ppm: erhöhte Zellprolife-ration, aber geringer als nach 3 Tagen

Rattec 0 / 0,7 / 2 / 6 / 10 / 15

6 h/d, 5 d/w, 24 m ≥ 10 ppm: erhöhte Zellproliferation

a: Daten aus Monticello et al., 1989 b: Daten aus Monticello et al., 1991 c: Daten aus Monticello et al., 1996

Untersuchungen mit unterschiedlichen Konzentrationen und Expositionszeiten, die aber alle das gleiche Konzentrations x Zeit-Produkt aufwiesen, zeigen, dass bei ins-gesamt relativ kurzer Expositionszeit das Ausmaß der Zellproliferation mit der Kon-zentration, aber nicht dem Konzentrations x Zeit-Produkt, korreliert (Tabelle 7-5; Swenberg et al., 1983). In einem weiter vorne gelegenen Teil der Nase, in dem die mukoziliäre Clearance nur eine untergeordnete Rolle spielt, war der Effekt aller drei Konzentrationen bei gleichem Konzentrations x Zeit-Produkt allerdings vergleichbar (bereits die Kontrolltieren wiesen in diesem Nasenabschnitt eine wesentlich höhere Zellproliferation auf als in hinteren Abschnitten). Die Studien von Swenberg und Mit-


arbeiter (1983) bestätigen weiterhin die adaptiven Prozesse bei zunehmender Expo-sitionszeit bei der Ratte.

Tabelle 7-5: Zellproliferation in der Nase von Ratten nach unterschiedlich langer Exposition gegen verschiedene Formaldehydkonzentrationen (Kon-zentrations x Zeit-Produkt = 36 ppm x h; Daten aus Swenberg et al., 1983)

% der 3H-Thymidin markierten Zellen* Exposition 3 d 10 d Kontrolle 0,54 ± 0,03 0,26 ± 0,02

3 ppm x 12 h 1,73 ± 0,63 0,49 ± 0,19

6 ppm x 6 h 3,07 ± 1,09 0,53 ± 0,20

12 ppm x 3 h 9,00 ± 0,88 1,73 ± 0,65 *: Mittelwert ± Standardabweichung

Untersuchungen von Woutersen et al. (1989), die Ratten mit einer intakten oder stark vorgeschädigten Nase (Elektrokoagulation) über 3 bzw. 28 Monate gegen 0,1, 1,0 oder 10,0 ppm Formaldehyd exponierten, zeigen, dass Zellreplikation ein wichtiger Risikofaktor in der formaldehydbedingten Tumorentstehung ist: Auch nach 28-monatiger Exposition intakter Ratten war in keiner Dosisgruppe eine erhöhte Tumor-induktion zu beobachten, während 10 ppm, aber nicht die niedrigeren Konzentratio-nen, bei den vorgeschädigten Tieren zu vermehrter Tumorbildung führten. Eine 3-monatige Exposition vorgeschädigter Tiere gegen 10 ppm und anschließende Nach-beobachtung über 25 Monate, führten nicht zu einer erhöhten Tumorinduktion. Diese Beobachtungen legen die Schlussfolgerung nahe, dass eine erhöhte Zellvermehrung nach einer einzelnen Exposition allein oder in Kombination mit einer darauf folgen-den chronischen Exposition gegen eine niedrige Formaldehydkonzentration (≤ 1 ppm) nicht ausreicht, um eine Population von komplett transformierten Zellen zu ge-nerieren (Heck et al., 1990).

Zusammenfassung: • Formaldehyd führt auf Grund seiner zytotoxischen Wirkung zu einer erhöhten

Zellproliferation, die bei langfristiger Exposition erst bei Konzentrationen > 2 ppm zum Tragen kommt.

• Bei kurzfristiger Exposition (3 h) war bei nicht vorbehandelten Ratten bei Kon-zentrationen ab 15 ppm eine erhöhte Proliferation erkennbar. Bei wiederholter Applikation (3 d, 6 h/d) trat bereits ab 3 ppm eine erhöhte Proliferation auf.

• Bei längerer Exposition beobachtet man bei Ratten adaptive Effekte, die dazu führen, dass im niedrigen Konzentrationsbereich (bis 6 ppm) nach 3 Monaten proliferative Effekte, die nach 6 Wochen noch beobachtet wurden, nicht mehr nachweisbar waren. Bei höheren Konzentrationen (≥ 10 ppm) findet zwar auch


eine Adaption statt, die Zellproliferation bleibt jedoch signifikant gegenüber der Kontrolle erhöht.

• Bei Affen, deren Nase anatomisch der des Menschen ähnlicher ist als die von Ratten, ist keine solche ausgeprägte Adaption zu beobachten. Nach sechs Wochen Exposition gegen 6 ppm war sogar noch eine leichte Steigerung der Proliferation zu beobachten im Vergleich mit der Situation nach 1 Woche Ex-position. Längere Zeiträume wurden nicht untersucht.

• Das Auftreten einer erhöhten Zellproliferation ist in einigen Nasenabschnitten offensichtlich stärker abhängig von der Konzentration als dem Konzentrations x Zeit-Produkt. Dort scheint insbesondere bei kurzer Exposition die Konzentra-tion entscheidend für das Ausmaß des Effekts zu sein.

• Die einmalige Induktion einer erhöhte Zellproliferation gekoppelt mit einer rela-tiv kurzzeitigen Formaldehydexposition (≤ 10 ppm, 3 Monate) ist in der Ratte offensichtlich nicht ausreichend für die Tumorinduktion (Woutersen et al., 1989), soweit dies bei der verwendeten Tierzahl ablesbar ist.

7.2.1.2 Bedeutung der DNA-Protein-Crosslinks für die formaldehydbedingte Krebsentstehung

Neben der Zellproliferation wird den DNA-Protein-Crosslinks (DPX) eine bedeutende Rolle bei der Formaldehyd-induzierten Tumorinduktion zugeschrieben, da die Bil-dung von DPX zu einer Vielzahl von gentoxischen Effekten führen kann (u.a. Mutati-onen, chromosomalen Aberrationen, Transformationen; Casanova et al., 1989). DPX treten nach einmaliger Exposition (6 h) im niedrigen Dosisbereich (< 1 ppm) sowohl bei Ratten als auch bei Affen in der vorderen Nasenschleimhaut und Nasenmuschel auf. Allerdings werden erhebliche Speziesunterschiede beobachtet, wenn man ver-gleichbare Nasenregionen betrachtet: Die Zahl der pro Zeiteinheit gebildeten DPX ist bei Ratten um ca. eine Größenordnung (5 bis 10-fach in einem Konzentrationsbe-reich bis 6 ppm) höher als bei Affen. Bei beiden Spezies besteht kein linearer Zu-sammenhang zwischen der Formaldehydexpositionskonzentration und der pro Zeit-einheit gebildeten DPX-Menge (Casanova et al., 1989; 1991). Der sublineare Verlauf der Dosis-Wirkungsbeziehung geht jedoch in einen fast linearen Verlauf über, wenn man die Formaldehydmetabolisierung durch Glutathion unterbindet (Heck et al., 1987; Untersuchung an Ratten), was darauf hinweist, dass die Entgiftungsreaktionen im niedrigen Dosisbereich offensichtlich in Konkurrenz zu der Interaktion mit der DNA stehen. Ein weiterer relevanter Speziesunterschied zwischen Affen und Ratten besteht darin, dass bei Affen auch tiefere Regionen des Atemtrakts (Nasenrachenraum, Kehlkopf, Luftröhre) betroffen sind aber nicht bei Ratten. Das Ausmaß der DPX-Bildung ist in den tieferen Atembereichen allerdings wesentlich geringer als im Nasenbereich (Ca-sanova et al., 1991; Monticello und Morgan, 1989). Dies ist wahrscheinlich darauf zurückzuführen, dass Ratten obligate Nasenatmer sind und Affen nicht. Wie bei der Zellproliferation beobachtet man auch bei der Bildung von DPX, dass bei gleicher äußerer Expositionskonzentration in verschiedenen Bereichen der Nase un-terschiedlich starke Effekte auftreten, was u.a. auf die unterschiedliche Fließge-


schwindigkeit in den einzelnen Bereichen zurückgeführt wird (Conolly et al., 2003). Bedingt durch diese unterschiedlichen Fließgeschwindigkeiten kann der Formalde-hyd bei einer geringen Geschwindigkeit besser von den Zielgeweben aufgenommen werden, was zu lokal höheren Konzentrationen führt als bei einer hohen Geschwin-digkeit, wobei die lokale Konzentration infolge der kürzeren Verweilzeit geringer ist (Kimbell et al., 2001). Pharmakokinetische Modelle haben gezeigt, dass die pro Zeit-einheit in der Nase gebildeten Crosslinks proportional zur intrazellulären Formalde-hydkonzentration sind, weshalb die DPX-Bildung als relevantes Maß für die interne Belastung angesehen wird (Casanova et al., 1989; Casanova et al., 1991; Heck et al., 1990). Untersuchungen an Ratten, die z.T. vorexponiert waren (11w und 4 d, 6 h/d, 0,7, 2, 6 und 15 ppm) zeigten, dass die DPX-Bildung im Bereich des lateralen Meatus, einem Bereich mit hoher Tumorinzidenz im chronischen Versuch, bei allen Konzentrationen ca. 6-mal so hoch war wie im Bereich des mittleren und hinteren Meatus, die im chronischen Versuch eine niedrige Tumorinzidenz aufweisen. Weiterhin war im Be-reich des lateralen Meatus eine erhöhte Zellproliferation bei Konzentrationen ≥ 6 ppm zu beobachten. Bei wiederholter Applikation kam es nicht zu einer Akkumulation der DPX, was von den Autoren darauf zurückgeführt wurde, dass die DPX infolge einer Kombination von enzymatischer Reparatur und spontaner Hydrolyse wieder entfernt werden. Die Autoren diskutieren, dass es in Folge der Reparatur oder wegen Fehlern bei der Reparatur zu DNA-Schädigungen kommen kann (Casanova et al., 1994). Berechnungen mit Hilfe eines pharmakokinetischen Modells deuten darauf hin, dass der Mensch noch weniger empfindlich als der Affe im Hinblick auf die Bildung von DPX ist (ca. Faktor 2-3; Casanova et al., 1991). Die experimentellen Daten, die die Bildung von DPX selbst bei niedrigen Konzentra-tionen belegen, deuten darauf hin, dass es keinen Schwellenwert für deren Bildung gibt. Eine Art Schwellenwert kann nach Heck et al. (1990) allerdings für solche Kon-zentrationen angenommen werden, die nicht zu einer Erhöhung der intrazellulären Formaldehydkonzentration führen. Es liegen derzeit nach unserer Kenntnis allerdings keine Daten über die Hintergrundrate an DPX vor.

Zusammenfassung: • DPX können gentoxische Ereignisse nach sich ziehen und sind somit relevant

im Hinblick auf die Tumorentstehung.

• Es gibt offensichtlich keinen Schwellenwert für ihre Bildung; DPX werden auch in Konzentrationen gebildet, die nicht zytotoxisch oder kanzerogen sind (< 2 ppm).

• Bildung von DPX ist bereits nach Einmalexposition nachweisbar.

• DPX kumulieren nicht bei wiederholter Exposition.

• Im niedrigen Dosisbereich konkurriert die metabolische Entgiftung des For-maldehyds mit der DPX-Bildung. Erst bei höheren Konzentrationen, bei denen eine Sättigung des Metabolismus angenommen wird, besteht ein linearer Zu-sammenhang zwischen Expositionskonzentration und DPX-Bildung.


• DPX stellen ein geeignetes Maß für die intrazelluläre Formaldehydbelastung dar.

• Es bestehen deutliche Interspeziesunterschiede (bis zum Faktor 10) hinsicht-lich der DPX-Bildung zwischen Ratten und Affen, die wahrscheinlich auf phy-siologische Unterschiede und dadurch bedingte unterschiedliche lokale Kon-zentrationen in der Nase zurückzuführen sind.

• Pharmakokinetische Modelle weisen darauf hin, dass der Mensch wahrschein-lich noch weniger empfindlich als der Affe hinsichtlich der DPX-Bildung in der Nase nach inhalativer Formaldehydexposition ist (ca. Faktor 2-3).

7.2.1.3 Zusammenfassung und Schlussfolgerung Der zytotoxischen Wirkung mit nachfolgender Zellproliferation wird eine wesentliche Rolle bei der formaldehydbedingten Tumorentstehung zugeschrieben. Paustenbach et al. (1997) kommen zu dem Schluss, dass in einem Konzentrationsbereich, der nicht mehr zu Irritationen mit nachfolgenden regenerativen Hyperplasien führt, auch nicht mit einer Tumorentstehung zu rechnen ist. Auch andere Autoren kommen zu dem Schluss, dass Krebsentstehung nur in solchen Konzentrationen zu erwarten ist, die irritierend wirken und die natürlichen Schutzmechanismen (physiologische Barrie-re der Schleimhaut und intrazellulläre Detoxifizierung) überfordern (ATSDR, 1999). Die Untersuchungen von Woutersen et al. (1989) belegen, dass erhöhte Zellprolifera-tion alleine nicht für eine Tumorentstehung ausreichen, was auf die Bedeutung einer zusätzlichen initiierenden Reaktion hinweist. Formaldehyd ist ein komplettes Kanzerogen. Seine initiierende Wirkung ist dabei im Zusammenhang mit seiner gentoxischen Wirkung zu sehen, wobei der Fähigkeit zur Bildung von prämutagenen DNA-Protein-Crosslinks (DPX) wahrscheinlich eine be-sondere Bedeutung zukommt. Obwohl auch noch bei niedrigen Konzentrationen (< 1ppm) die Bildung von DPX nachweisbar ist, spielt sie im niedrigen Dosisbereich (≤ 2 ppm) bei langfristiger Expo-sition offensichtlich keine Rolle, wie das Fehlen von Tumoren in Langzeitversuchen zeigt. Möglicherweise werden entstandene DPX entfernt (Hydrolyse) oder repariert, bevor es zur Zellreplikation und somit zur Manifestation des Schadens kommt (Co-nolly et al., 2003). Zur Bewertung der kurzfristigen Expositionssituation (maximal 8 Stunden) stellt sich somit die Frage, ab welcher Formaldehydkonzentration kommt es zu einer Schädi-gung der Nase, die außer zu einer erhöhten Zellproliferation auch zur Tumorinitiation führt. Entsprechende Untersuchungen mit Einmalexposition liegen nicht vor. Untersuchun-gen zur Tumorinduktion nach Kurzzeitexposition umfassen eine Expositionszeit von mindestens 4 Wochen bis zu 3 Monaten mit lebenslanger Nachbeobachtung (Feron et al., 1988; Woutersen et al., 1989). Diese Studien zeigen, dass bei einer bis zu 3 monatigen Exposition gegen 10 ppm Formaldehyd bei Ratten keine erhöhte Tumor-induktion gegenüber den Kontrolltieren erkennbar ist. Dagegen sind bereits nach 4 Wochen Exposition gegen 20 ppm Tumore zu beobachten.


Prinzipiell sind bei 10 ppm die Voraussetzungen für die Tumorentstehung, nämlich eine erhöhte Proliferation sowie eine Induktion von DPX, gegeben. Weshalb es den-noch nicht zur Bildung von Tumoren kommt, kann nur vermutet werden. Als mögliche Ursachen sind u.a. zu diskutieren:

a) Die Anzahl der untersuchten Tiere ist zu klein, so dass ein möglicher Effekt nicht erkannt werden konnte.

b) Die DPX wurden repariert, bevor es zu einer manifesten Mutation kam. c) Der proliferative Reiz war nicht stark/anhaltend genug, um die initiierten Zellen

zu expandieren und/oder um zu einer Tumorprogression zu führen. Auch wenn im Tierversuch bei subakuter Exposition gegen 10 ppm keine Tumorin-duktion beobachtet wurde, kann derzeit nicht mit Sicherheit ausgeschlossen werden, dass es auch beim Menschen nicht zu einer Tumorinduktion bei dieser Konzentration kommen wird. Auf Basis der bestehenden Datenlage lässt sich derzeit jedoch nicht mit Sicherheit eine Konzentration ableiten, die bei Kurzzeitexposition gegen Formaldehyd beim Menschen nicht zur Tumorinduktion führt. Verschiedene Ansätze sollen nachfolgend diskutiert werden.


7.2.2.1 Verwendung von Kanzerogenitätsdaten bei Kurzzeitexposition Auf Basis der Subakutstudie von Feron et al. (1988) wird mittels linearer Extrapolati-on ein kanzerogenes Risiko von 1 : 10.000 ermittelt. Expositionsdauer: 4 Wochen (6 h/d, 5 d/w 120 h insgesamt) Expositionskonzentration: 20 ppm Tumorinzidenz: 1/45 (2,22 %) Bei einer linearen Umrechnung, bei der die Gesamtexpositionszeit von 120 Stunden einer einmaligen Exposition über 120 Stunden gleichgesetzt wird, ergibt sich ein Wert von 0,006 ppm für ein Risiko von 1:10.000 bei 8-stündiger Exposition. lineare Extrapolation auf kürzere Zeiträume: 8 h Exposition 0,007 mg/m3 (0,006 ppm) 4 h Exposition 0,015 mg/m3 (0,012 ppm) 1 h Exposition 0,059 mg/m3 (0,048 ppm) Extrapolationen auf kürzere Zeitpunkte werden wegen der großen Ungenauigkeit nicht vorgenommen.

7.2.2.2 Verwendung von Gentoxizitätsdaten Prinzipiell ist an dieser Stelle eine Ableitung auf Basis von Daten zur Induktion von DNA-Protein-Crosslinks (DPX) zu diskutieren.


Wie die Untersuchungen von Casanova et al. (1989; 1991) gezeigt haben, gibt es keine Konzentration, bei der es nicht zur Bildung von DPX kommt. Selbst in der nied-rigsten getesteten Konzentration (Ratte: 0,3 ppm; Affe: 0,7 ppm) waren DPX nach-weisbar. Da nichts über die Hintergrundrate an DPX (bedingt durch das endogene Formaldehyd) bekannt ist, wäre der Wert von 0,3 ppm also als LOAEL zu werten. Alleine die Bildung von DPX ist jedoch noch nicht ausreichend, um zur Tumorforma-tion zu führen. Die mechanistischen Daten weisen darauf hin, dass es erst dann zur Tumorbildung kommt, wenn die DPX infolge erhöhter Zellproliferation zu einer mani-festen Mutation führen (Conolly et al., 1995). Derzeit liegen keine experimentellen Daten vor, die eine quantitativ sichere Abschät-zung einer Konzentration, die bei kurzfristiger Exposition zu einer Tumorinitiation führt, zulassen.

7.2.2.3 Verwendung neuerer Unit Risk Daten Nachdem offensichtlich wurde, dass die externe Exposition kein geeignetes Maß für die Exposition des Zielgewebes ist und diese besser durch das Ausmaß der DPX-Bildung charakterisiert wird, wurden von verschiedenen Autoren Anstrengungen un-ternommen, um qualitativ geeignetere Risikoberechnungen durchzuführen, als dies unter Verwendung der zugeführten Dosis als Maß für die Exposition möglich ist (u.a. Starr, 1990; Conolly et al., 2000; Conolly et al., 2003; Conolly und Andersen, 1993; Schlosser et al., 2003). Die Berücksichtigung der Dosis im Zielgewebe führte meist zur Abschätzung eines niedrigeren Risikos. Insbesondere bei den früheren Berechnungen wurde oft das linearisierte Multistage (LMS) Verfahren verwendet, das eine lineare Extrapolation in den Niedrigdosisbe-reich vornimmt. Da der Verlauf der Dosis-Wirkungsbeziehungen für die Tumorent-stehung, die Zellproliferation und die DPX-Bildung jedoch alle einen sublinearen Ver-lauf zeigen, führt eine lineare Extrapolation in den Niedrigdosisbereich jedoch eher zu einer Risikoüberschätzung, so dass die resultierenden Risikoschätzungen wohl eher als überkonservativ zu bewerten sind. Neuere Untersuchungen unter Verwendung eines biologischen Modells, das ein klo-nales Zweistufen-Wachstumsmodell berücksichtigt, führen zu einem Krebsrisiko, das deutlich niedriger ist, als das von der EPA kalkulierte Risiko unter Verwendung des LMS-Modells (s.u.). Für die Allgemeinbevölkerung (Nichtraucher) wird ein zusätzli-ches Risiko von 1,9 x 10-10 bei 80-jähriger Exposition gegen 1 µg/m3 kalkuliert (Li-teplo und Meek, 2003). Unter Berücksichtigung einer Population, die sowohl Raucher als auch Nichtraucher enthält, ergibt sich ein Risiko von 5 x 10-9 pro µg/m3 (Schlosser et al., 2003). Andere Schätzungen, die auf Basis der Berechnung einer Benchmark-Dosis ent-sprechend einer Tumorinzidenz oder einer Zellproliferation von 1 % beruhen, von der aus dann linear in den niedrigen Dosisbereich extrapoliert wurde, kommen zu deut-lich höheren Risikoschätzungen, nämlich 1,2 x 10-5 pro µg/m3 (Basis: Tumor) bzw. 2,3 x 10-5 pro µg/m3 (Basis: Zellproliferation) (Schlosser et al., 2003). Für die Über-tragung auf den Menschen wurden dabei die unterschiedlichen Fließgeschwindigkei-ten in der Nase von Ratte und Mensch oder die verschiedenen Fließgeschwindigkei-ten und die DPX-Bildung berücksichtig. Das numerische Ergebnis war jedoch in bei-den Fällen gleich.


Nachfolgend wird unter Verwendung des Unit Risks, das von Schlosser und Mitarbei-tern unter Berücksichtigung der Zellproliferation berechnet wurde sowie des im Rah-men der AEGL-Wert-Ableitung verwendeten Standardverfahrens (NRC, 2001) die Formaldehydkonzentrationen ermittelt, die bei Kurzzeitexposition zu einem Risiko von 1:10.000 führen. Unit Risk: 2,3 x 10-5 pro µg/m3 Expositionskonzentration entsprechend einem zusätzlichen Krebsrisiko von 10-4: 4,3 µg/m3 (Luftkonzentration für ein zusätzliches Lebenszeitrisiko von

10-4 bei lebenslanger inhalativer Exposition) lineare Umrechnung einer lebenslangen (70 Jahre) Exposition auf 24 Stunden: 4,3 µg/m3 x 25600 (Tage/70 Jahre) =

110,08 mg/m3 Berücksichtigung der Unsicherheiten des Mehrstufenmodells bei der Extrapolation auf kurzfristige Exposition (Division durch 6; Defaultwert nach NRC, 2001): 18,35 mg/m3

lineare Extrapolation auf kürzere Zeiträume: 24 h Exposition 18,35 mg/m3 (15 ppm) 8 h Exposition 55,05 mg/m3 (45 ppm) 4 h Exposition 110,10 mg/m3 (90 ppm) 1 h Exposition 440,40 mg/m3 (358 ppm) Extrapolationen auf kürzere Zeitpunkte werden wegen der großen Ungenauigkeit nicht vorgenommen. Auf eine Berechnung mit dem Risiko, das mittels klonalem Zweistufen-Wachstums-modell ermittelt wurde, wird verzichtet, da sich daraus noch höhere Konzentrationen für die Kurzzeitexposition ergäben.

7.2.3 Berechnung im Rahmen der AEGL-Wert-Ableitung Im „Technical Support Document“ (TSD) zu Formaldehyd (Talmage et al., 2003) wurde anhand der Unit Risk Berechnung der EPA (EPA, 2003, Stand 1991) unter Verwendung des Standardverfahrens (NRC, 2001) Expositionskonzentrationen für verschiedene Zeitpunkte entsprechend einem kanzerogenen Risiko von 1:10000 ab-geleitet. Die Werte sind nachfolgend dargestellt: Basisstudie: Kerns et al. 1983 (Langzeitinhalationsstudie an Mäusen und Ratten;

Berechnung auf Basis der Befunde in Ratten) Unit Risk: 1,3 x 10-5 pro µg/m3; kanzerogenes Risiko bei lebenslanger inhalati-

ver Exposition (EPA, 2003; Unit Risk Berechnung aus dem Jahr 1991; Berechnung mit dem linearisierten Multistage-Verfahren; Be-rücksichtigung der Hintergrundinzidenz nach dem „additional risk“ Verfahren; die Expositionskonzentration wurde als zugeführte Dosis berücksichtigt)


Expositionskonzentration entsprechend einem zusätzlichen Krebsrisiko von 10-4: 8 µg/m3 (Luftkonzentration für ein zusätzliches Lebenszeitrisiko von

10-4 bei lebenslanger inhalativer Exposition) lineare Umrechnung einer lebenslangen (70 Jahre) Exposition auf 24 Stunden: 8 µg/m3 x 25600 (Tage/70 Jahre) =

205 mg/m3 Berücksichtigung der Unsicherheiten des Mehrstufenmodells bei der Extrapolation auf kurzfristige Exposition (Division durch 6; Defaultwert nach NRC, 2001): 34,17 mg/m3 lineare Extrapolation auf kürzere Zeiträume: 24 h Exposition 34 mg/m3 (28 ppm) 8 h Exposition 103 mg/m3 (83 ppm) 4 h Exposition 205 mg/m3 (167 ppm) 1 h Exposition 820 mg/m3 (667 ppm) 30 min Exposition 1640 mg/m3 (1333 ppm) 10 min Exposition 4920 mg/m3 (3999 ppm)

7.2.4 Vergleich der verschiedenen Verfahren Vergleich der Ergebnisse, die mit den verschiedenen Unit Risk Werten ermittelt wur-den: Die berechneten Werte für das von der EPA ermittelte Unit Risk (1,3 x 10-5 pro µg/m3), das im TSD verwendet wurde, als auch das von Schlosser und Mitarbeitern (2003) unter Berücksichtigung der Zellproliferation ermittelte Unit Risk (2,3 x 10-5 pro µg/m3) unterscheiden sich nur durch einen Faktor von ca. 2, was sich auch auf die daraus ermittelten Werte für die Kurzzeitextrapolation überträgt. Das von der EPA berechnete Risiko wurde durch lineare Extrapolation aus dem Hochdosis- in den Niedrigdosisbereich berechnet, weiterhin wurde als Maß für die Exposition die zuge-führte Dosis verwendet. Da die Dosis-Wirkungsbeziehungen für die Tumorentste-hung, die Zellproliferation und die DPX-Induktion aber sublinear verlaufen, ist anzu-nehmen, dass die lineare Extrapolation zu einer Risikoüberschätzung führt. Bei der Berechnung der Werte für die Kurzzeitextrapolation wird dieser Effekt sogar noch verstärkt, da ausgehend von einem wahrscheinlich zu hohen Unit Risk wieder linear in den Hochdosisbereich extrapoliert wird. Bei dem von der EPA ermittelten Unit Risk wurde implizit angenommen, dass die Expositionskonzentration ein valides Maß für die Formaldehydkonzentrationen an den Zielorganen ist, und dass der Mensch genauso sensitiv ist, wie die sensitivste Tierspezies (Ratte), was nicht dem heutigen Kenntnisstand zu Formaldehyd ent-spricht. Die Berechnung von Schlosser et al. (2003) ist demgegenüber verbessert: Ausge-hend von der Expositionskonzentration wurde zunächst eine Benchmarkdosis abge-


leitet, wobei zum einen der Endpunkt Tumorinduktion und zum anderen der End-punkt Zellproliferation berücksichtigt wurden. Die so ermittelte Benchmarkdosis wur-de dann auf den Menschen übertragen. Hierfür wurden wieder zwei Varianten ge-wählt: Übertragung auf den Menschen unter Berücksichtigung der unterschiedlichen Strömungsgeschwindigkeiten in der Nase von Ratte und Mensch oder zusätzliche Berücksichtigung der DPX-Bildung bei Ratte und Affe, was aber numerisch zu identi-schen Werten führte. Trotz der völlig anderen Vorgehensweise von Schlosser et al. (2003) kommen die Autoren numerisch zum fast gleichen Ergebnis wie die EPA. Da bei Schlosser et al. jedoch die aktuellen Kenntnisse berücksichtigt wurden, wird diese Abschätzung als qualitativ besser geeignet als die frühere der EPA erachtet. Zur Ermittlung des Unit Risk wird von der Benchmarkdosis bzw. dem Wert des unte-ren Vertrauensbereichs dann wieder linear in den Niedrigdosisbereich extrapoliert, was vermutlich jedoch auch zu einer Risikoüberschätzung führt, die aber nicht ge-nauer quantifiziert werden kann. Die im Rahmen des TSD ermittelten Werte für die Kurzzeitexposition sind sehr hoch und stellen keine geeignete Basis für weitere regulative Schritte dar, da die errechne-ten Konzentrationen a) wegen der damit verbundenen hohen Reizwirkung nicht zu ertragen sind und b) bereits im Bereich der Letalkonzentrationen bei Ratten und Mäusen liegen (LC50 Ratte: z.B. 820 ppm, 30 min; 250 ppm, 4 h; LC50 Maus: 414 ppm, 4 h; Talmage et al., 2003). Auch die unter Verwendung des von Schlosser et al. (2003) ermittelten Unit Risk abgeleiteten Werte liegen in einem Bereich, in dem es zu starken Irritationen und Beeinträchtigungen kommt. In beiden Fällen wurde für die Ermittlung von Kurzzeitwerten eine Risikoberechnung verwendet, die auf chronischen Daten basiert und linear auf kurze Expositionszeiten übertragen wurde. Dies birgt für einen Stoff wie Formaldehyd eine große Unsicher-heit, da nicht angenommen werden kann, dass die stetig wiederkehrende DPX-Bildung und der andauernde Proliferationsreiz die kurzfristige Expositionssituation adäquat widerspiegelt. Im Gegensatz dazu führt die Kalkulation des Risikos bei Kurzzeitexposition auf Basis des subakuten Tierversuchs (siehe Kapitel 7.2.2.1) zu derart niedrigen Werten, für die auf Basis der heutigen Kenntnis angenommen werden kann, dass sie zu keiner Gefährdung führen, da in diesem Konzentrationsbereich nicht mit einer zytotoxischen Wirkung und anschließend erhöhten Proliferation gerechnet werden muss.


Tabelle 7-6: Vergleich verschiedener Störfallbeurteilungswerte unter Berücksichti-gung der kanzerogenen Potenz ( 10-4-Risiko) des Formaldehyds

Zeitpunkt Stoffspezifische Daten (Basis: Feron et al., 1988)

Stoffspezifische Daten (Basis: Schlosser et al., 2003)

Angabe nach TSD (Talmage et al., 2003)

24 Stunden Nicht abgeleitet 15 ppm 28 ppm

8 Stunden 0,006 ppm 45 ppm 83 ppm

4 Stunden 0,012 ppm 90 ppm 167 ppm

1 Stunde 0,048 ppm 358 ppm 667 ppm

0,5 Stunde Nicht abgeleitet Nicht abgeleitet 1333 ppm

10 Minuten Nicht abgeleitet Nicht abgeleitet 3999 ppm

7.3 AEGL-Werte für Formaldehyd Für Formaldehyd wurden die nachfolgenden AEGL-Werte abgeleitet.

Tabelle 7-7: Vorgeschlagene AEGL-Werte für Formaldehyd (Protokoll der 28. Sit-zung des US-NAC-AEGL-Committee, 2003)

Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min 0,90 14 100

30-min 0,90 14 70

1-h 0,90 14 56

4-h 0,90 14 35

8-h 0,90 14 35

Die AEGL-Werte für Formaldehyd liegen bislang erst als Vorschlag des AEGL-Komitees vor. Für die AEGL-1-Werte wurde der niedrigste NOAEL für Augenirritatio-nen verwendet, der bei experimentellen Untersuchungen mit Freiwilligen ermittelt wurde (Bender et al., 1983). Beim AEGL-2 wurde gleichfalls für alle Zeitpunkte der gleiche Wert gewählt. Aus-gangspunkt für diesen Wert ist die Beobachtung an gesunden Probanden, dass 30-minütige Exposition gegen 13,8 ppm Formaldehyd zu einem leichten Tränen der Au-gen sowie geringer Irritation der Augen und Nase führte. Bereits innerhalb der Expo-sitionszeit war eine Adaption hinsichtlich der Augenreizung zu beobachten (Sim und Pattle, 1957). Es wurde kein Unsicherheitsfaktor verwendet. Die AEGL-3-Werte wurden auf Basis der Letalitätsdaten von Ratten abgeleitet. Aus-gehend von einer Konzentration von 350 ppm, die bei 4-stündiger Exposition nicht zum Tod der Ratten führte (Nagorny et al., 1979), und unter Verwendung eines Unsi-


cherheitsfaktors von 10 (jeweils Faktor 3 für Inter- und Intraspeziesvariabilität) wur-den die oben angegebenen Werte ermittelt.

7.4 Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Vergleicht man die AEGL-2-Werte mit den Werten, die unter Berücksichtigung der kannzerogenen Eigenschaften des Formaldehyds im TSD abgeleitet wurden, so le-gen diese Daten die Schlussfolgerung nahe, dass bei Einhaltung des AEGL-2-Wer-tes auch ein hinreichender Schutz vor der schwerwiegendsten adversen Wirkung des Formaldehyds, nämlich der kanzerogenen Wirkung, besteht. Zu der gleichen Schlussfolgerung gelangt man auch, wenn man die auf Basis des von Schlosser et al. (2003) abgeleiteten Unit Risk berechneten Werte für die Kurzzeitexposition he-ranzieht. Bei der derzeitigen Datenlage und auch im Hinblick darauf, dass immer noch nicht alle Fragen bezüglich des Mechanismus der formaldehydbedingten Krebsentstehung bekannt sind, kann jedoch nicht quantitativ mit ausreichender Sicherheit abgeschätzt werden, ob bei Einhaltung der vorgeschlagenen AEGL-2-Werte ein vollkommener Schutz vor Krebs besteht. Denn Konzentrationen im Bereich des AEGL-2 und darun-ter (10 ppm) induzieren bereits Proliferationen und DPX in erheblichem Maße, so dass prinzipiell die Möglichkeit zur Tumorinduktion gegeben ist. Da der Mensch insbesondere hinsichtlich der Bildung von DPX deutlich weniger empfindlich ist als die Ratte, der sensitivsten Tierspezies, deren Daten die Grundla-gen für die Krebsrisikoschätzungen bilden, kann allerdings plausibel angenommen werden, dass bei Einhaltung der derzeit vorgeschlagenen AEGL-2-Werte auch ein ausreichender Schutz vor Krebs besteht. Eine weitere Quantifizierung ist jedoch der-zeit nicht möglich. Da die zur Zeit vorliegenden AEGL-Werte nur „proposed“ (vorgeschlagen) sind, und im weiteren Verlauf der Diskussionen zu diesem Stoff noch Änderungen unterworfen sein können, kann an dieser Stelle auch noch keine endgültige Wertung vorgenom-men werden.

Tabelle 7-8: Vergleich der Störfallbeurteilungswerte auf Basis kanzerogener und nicht-kanzerogener Endpunkte

Zusätzliches Krebsrisiko 1:10.000 Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzero-gener Endpunkt)

Stoffspezifische Daten (Basis: Schlosser et al., 2003)

Default-Ansatz TSD Formaldehyd (Talmage et al., 2003)

8 Stunden 14 ppm 45 ppm 83 ppm

4 Stunden 14 ppm 90 ppm 167 ppm

1 Stunde 14 ppm 358 ppm 667 ppm


7.5 Diskussion Formaldehyd ist ein Stoff, dessen kanzerogene Wirkung im Tierversuch gut belegt ist, während die epidemiologischen Daten jedoch keine eindeutige Schlussfolgerung zulassen. Nach inhalativer Exposition beobachtet man im Tierversuch Nasentumore, die mit einer hohen lokalen Selektivität auftreten. Tumore werden dabei sowohl nach chronischer, aber auch bereits nach subakuter (4 Wochen) Exposition mit lebenslan-ger Nachbeobachtung gefunden. Der Mechanismus der Krebsentstehung wird noch nicht völlig verstanden. Aber der durch die Zytoletalität induzierten regenerativen Proliferation sowie der DNA-schädigenden Wirkung wird eine bedeutende Rolle zugemessen. Während für erste-re offensichtlich ein Schwellenwert (bei der Ratte: 2 ppm) vorliegt, deuten die expe-rimentellen Befunde darauf hin, dass dies für letztere nicht der Fall ist. Beide Ereignisse werden bereits nach Einmalexposition beobachtet. Diese Beobach-tung zusammen mit den positiven Befunden zur Tumorinduktion nach kurzzeitiger Exposition sind Hinweis genug, um die mögliche Gefahr der Krebsentstehung nach Einmalexposition näher zu betrachten und zu versuchen, das Risiko genauer quanti-tativ zu erfassen. Wie die nähere Beschäftigung mit diesem Stoff jedoch erbracht hat, liegen derzeit keine stoffspezifischen Daten vor, die eine genauere Quantifizierung des Risikos bei Kurzzeitexposition zulassen. Für eine erste Näherung wurden Daten zur Langzeitexposition mittels Standardverfahren auf die Kurzzeitexposition umge-rechnet, ein Verfahren das nicht näher zu quantifizierende Unsicherheiten aufweist. Ausgehend von diesen Daten und unter Kenntnis, das der Mensch offensichtlich hin-sichtlich der Reaktion von Formaldehyd mit der DNA weniger empfindlich als die Rat-te ist (der Spezies, die am sensitivsten auf die Krebsinduktion durch Formaldehyd reagiert), kann plausibel angenommen werden, dass bei dem derzeit vorgeschlage-nen AEGL-2-Wert (14 ppm für alle Zeitpunkte) auch ein Schutz vor kanzerogener Wirkung besteht.


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8 Vinylchlorid: Störfallbeurteilungswerte und krebserzeugen-de Wirkung nach Einmalexposition

8.1 Stoffspezifische Daten Vinylchlorid (VC) ist ein farbloses, entzündliches Gas mit leicht süßlichem Geruch. VC ist schwerer als Luft und akkumuliert am Boden von Gebäuden. Die Substanz wurde als für den Menschen krebserregend eingestuft (vgl. Tabelle 9-1).



EU 1

MAK 1

WHO/IARC 1

EPA A

1 ppm = 2,59 mg/m3 bei 20° C (WHO, 1999a, b).

8.1.1 Kanzerogenität

8.1.1.1 Humandaten Daten zur krebserzeugenden Wirkung von VC im Menschen nach Einmalexposition liegen nicht vor. Es gibt eine ausreichende Menge epidemiologischer Daten, die zeigen, dass nach beruflicher Exposition des Menschen ein erhöhtes Risiko für Leberkrebs besteht, speziell ist das Auftreten von Angiosarkomen in der Leber (ASL) nach chronischer Exposition des Menschen belegt. Auch für ein erhöhtes Auftreten von hepatozellulä-rem Krebs besteht eine hohe Wahrscheinlichkeit. Eine mögliche Erhöhung von Ge-hirntumoren und Tumoren des Nervensystems sowie des hämatopoetischen lympha-tischen Systems wird diskutiert (EPA, 2000a,b; WHO, 1999a). Zwei größere epidemiologische Studien ergeben Hinweise darauf, dass bei berufli-cher Exposition das Risiko für Leberkrebs erst nach verlängerter Expositionszeit re-levant erhöht ist (Ward et al., 2000; Mundt et al., 1999). Dem stehen jedoch Erkennt-nisse von Weber et al. (1981) entgegen, der einen steilen Anstieg der Standardmor-talitätsrate bereits nach begrenzter Expositionsdauer beobachtete.

Für die Exposition von Kleinkindern gegenüber VC liegen keine epidemiologischen Daten vor. Quantitative Risikoabschätzungen für VC auf Basis von epidemiologischen Studien wurden z.B. von Clewell et al. (2001) vorgenommen. Die Autorengruppe fand ein Ri-siko von 0,2-1,7 x 10-6 pro µg/m3.


8.1.1.2 Tierdaten Kurzzeitstudien von Drew et al. (1983), Maltoni et al. (1981) und Froment et al. (1994) weisen auf eine erhöhte Empfindlichkeit von neugeborenen und jungen Tieren hin: Drew et al. (1983) fanden erhöhte Anzahl von Tumoren in Ratten, Mäusen und Hamstern, wenn diese in den ersten Lebensmonaten gegenüber VC exponiert wur-den, nicht aber, wenn die Tiere älter waren. Zum Beispiel zeigten Ratten, die gegen-über 100 ppm in den Monaten 0-6 bzw. 6-12, 12-18, 18-24 exponiert wurden, 5,3% bzw. 3,8% bzw. 0% bzw. 0% Hämangiosarkome der Leber (vgl. Tabelle 8-2).

Tabelle 8-2: Tumoren in Ratten nach inhalativer Exposition gegenüber VC (100 ppm) in verschiedenen Altersstufen nach Drew et al. (1983)

6 Monate Exposition wäh-rend der Monate

Leberangiosarkome Hepatokarzinome und neoplastische Knoten

0-6 4/76 (5,3 %) 18/75 (24 %)

6-12 2/52 (3,8 %) 16/52 (31 %)

12-18 0/51 (0 %) 2/51 (4 %)

18-24 0/53 (0 %) 5/53 (9 %)

Kontrolle 1/112 (0,9 %) 5/112 (4 %)

Maltoni et al. (1981, 1984) exponierten neugeborene Ratten postnatal von Tag 1 bis ins Alter von 5 Wochen inhalativ gegenüber 6000 und 10000 ppm VC (4h/d; 5d/w). Bei 6000 ppm lag die Anzahl der exponierten Tiere bei 42 (18 männlich, 24 weiblich), bei 10000 ppm waren 44 Tiere exponiert (24 männlich, 20 weiblich). In dieser Untersuchung zeigte sich auch eine erhöhte Empfindlichkeit von Jungtieren. Die Tumorinzidenzen von Tieren (männlich und weiblich), die im Alter von 13 Wo-chen gegenüber VC exponiert wurden, waren deutlich niedriger als bei Tieren, die als Neugeborene nach gleichem Schema exponiert wurden (Exposition jeweils 4 h/d, 5 d/w, 5 Wochen, Untersuchung nach 124 - 154 Wochen Beobachtungsdauer) (Expe-riment BT10 und BT14):


Tabelle 8-3: Vergleich der Leberangiosarkome und Hepatome in neugeborenen und erwachsenen Tieren nach inhalativer Exposition gegenüber VC nach Maltoni et al., 1981, 1984

Konzentration ppm mg/m3

Leberangiosarkome neugeboren expo-niert

Leberangiosarkome adult exponiert

Hepatome neugeboren exponiert

Hepatomeadult exponiert

6000 15600

17/42 0/120 20/42 0/120

10000 26000

15/44 1/118 20/44 1/118

Die vom Tag der Geburt an über 5 Wochen exponierten und über Lebenszeit beo-bachteten Tiere zeigten eine vergleichbare Tumorinzidenz wie Tiere, die im Erwach-senenalter chronisch exponiert wurden (Maltoni et al., 1981). Allerdings ergab eine Nachfrage durch FoBiG beim Labor der Autorengruppe, dass eine nicht näher quantifizierte Menge von VC über die Muttermilch aufgenommen worden ist, so dass eine Abschätzung der wirkungsrelevanten Körperbelastung und eine Abschätzung der entsprechenden Luftkonzentration mit erheblichen Unsicher-heiten verbunden ist. Auch in einer weiteren Inhalationsstudie mit neugeborenen Ratten mit quantitativ sehr ähnlichen Befunden zur Kanzerogenität wie bei Maltoni et al. (1981, 1984) ist eine gleichzeitige Belastung über die Muttermilch anzunehmen, so dass auf eine ausführliche Dokumentation verzichtet wird. Maltoni et al. (1981, 1984) exponierten auch 30 trächtige Ratten/ Expositionsgruppe für 1 Woche gegenüber 6000 und 10000 ppm (4h/d; 12. bis 18. Trächtigkeitstag). Die Nachkommen wurden auf Tumore untersucht. Es ergaben sich keine erhöhten Inzi-denzen von Angiosarkomen der Leber oder hepatozellulären Tumoren. Allerdings waren Zymbaldrüsentumoren und Nephroblastome in den exponierten Tieren erhöht. Die Unterschiede zwischen prä- und postnataler Exposition könnte durch die unter-schiedliche CYP2E1 Aktivität erklärt werden, die pränatal deutlich geringer exprimiert wird als postnatal, sowohl in Ratten (Carpenter et al., 1997) als auch im Menschen (Cresteil, 1998). Hehir et al. (1981) fand eine erhöhte Anzahl von Lungentumoren in ICR Mäusen, die einmalig für 1 Stunde gegenüber VC exponiert waren (Alter nicht angegeben). Die Tiere wurden in einer Inhalationskammer gegenüber Konzentrationen zwischen 50 und 50000 ppm exponiert und während ihrer Überlebenszeit beobachtet. Die Anzahl der aufgetretenen Adenome und Karzinome der Leber ist der folgenden Tabelle 8-4 zu entnehmen.


Tabelle 8-4: Lungentumore nach inhalativer Einmalexposition gegenüber VC bei Mäusen nach Hehir et al., 1981

Adenome Karzinome Pneumonitis

M:0 ppm 4/50 (8%) 0/50 (0%) 1/50 (2%) 50 ppm 8/71 (11%) 0/71 (0%) 4/71 (6%) 500 ppm 8/66 (12%) 1/66 (0%) 19/66 (29%) 5000 ppm 14/65 (22%) 1/65 (2%) 13/65 (25%) 50000 ppm 31/61 (51%) 1/61 (2%) 21/61 (34%) F: 0 ppm 8/70 (11%) 0/70% (0%) 6/70 (9%) 50 ppm 6/68 (9%) 0/68 (0%) 7/68 (10%) 500 ppm 10/73 (14%) 1/73 (1%) 15/73 (21%) 5000 ppm 10/78 (13%) 0/78 (0%) 17/78 (22%) 50000 ppm 14/76 (18%) 2/76 (3%) 10/76 (13%) M+F:0 ppm 12/120 (10%) 0/120 (0%) 7/120 (6%) 50 ppm 14/139 (10,1%) 0/139 (0%) 11/139 (8%) 500 ppm 18/139 (12,9%) 1/139 (0,7%) 34/139 (24%) 5000 ppm 24/143 (16,8%) 1/143 (0,7%) 30/143 (21%) 50000 ppm 45/137 (33,3%) 3/137 (2,2%) 31/137 (23%)

M: männliche Tiere, F: weibliche Tiere

Ein Anstieg der Adenome und (in marginalem Umfang) der Karzinome war demnach in dieser Studie zu beobachten. Da die Lunge kein relevantes Zielorgan beim Men-schen ist, ist eine quantitative Bewertung der Befunde jedoch nicht möglich. Die An-zahl von Leberzelltumoren war in dieser Studie ab 500 ppm erhöht, jedoch nicht do-sisabhängig.

8.1.2 Gentoxizität

8.1.2.1 Humandaten In Angiosarkomen der Leber wurden beim Menschen Mutationen beobachtet, die mit der Bildung von Ethenobasen an der DNA verbunden sind (Barbin, 2000). Das Auftreten von chromosomalen Aberrationen in Humanlymphozyten wird nach akzidentieller Exposition berichtet (Hüttner und Nikolova, 1998). 29 exponierte und 29 nicht-exponierte Personen wurden nach einem Zugunglück in Schönebeck, bei dem Vinylchlorid und andere Reaktionsprodukte bei einer Explosion freigesetzt wur-den, untersucht. Zwei Jahre nach einem Unfall war eine erhöhte Klastogenität immer noch beobachtbar (Becker et al., 2001). Die Befunde sind in ihrer Kausalität jedoch umstritten und werden als Zufallsbefund gewertet oder nicht auf VC, sondern auf an-dere Reaktionsprodukte zurückgeführt.

8.1.2.2 Tierdaten und in vitro-Untersuchungen VC ist mutagen in verschiedenen Bakterienstämmen, insbesondere wenn eine meta-bolische Aktivierung vorgenommen wurde. In vivo liegen Gentoxizitätstest an Mäu-sen, Ratten und Hamstern vor. Mikrokernbildung wurde in Mäusen beobachtet


(50,000 ppm, 4 - 6h, 1,000 ppm 2 x 4h), chromosomale Aberrationen in Ratten (1,500 ppm, 1 - 12 Wochen) und Hamstern (25,000 ppm, 6 - 24 Stunden) (zusam-mengefasst in WHO, 1999 a,b). Kovalente Bindung an die DNA wurde nach Einmal- und Kurzzeitexposition beobach-tet: Bolt et al. (1980) fand in Ratten nach Einmalexposition gegenüber 250 ppm [14C] VC über 5 Stunden 23 pmol VC-Metaboliten/ 100 mg Leberfeuchtgewicht irreversibel an die DNA gebunden. Laib et al. (1989) exponierten erwachsene Wistar-Ratten ge-genüber 700 ppm [1,2-14C]VC. Bereits nach Einmalexposition war die Adduktrate (7-(2'-oxoethyl)guanine (OEG) /mg DNA) erhöht. Watson und Mitarbeiter (1991) exponierten erwachsene männliche Fisher-Ratten für 6 Stunden gegenüber 1,10 oder 45 ppm [1,2-14C] VC. Die Alkylierungshäufigkeit von OEG in Leber-DNA lag bei 0,026 bzw. 0,28 bzw. 1,28 OEG pro 106 Nucleotiden. Die Adduktrate für zyklische Ethenoaddukte war bei dieser Expositionshöhe nicht erhöht. Swenberg et al. (2000) exponierten erwachsene männliche Fisher-Ratten gegenüber 0,10,100 und 1100 ppm VC (6 Stunden/Tag, 5 Tage/Woche für 1 oder 4 Wochen). In diesen Konzentrationen war die Adduktrate für N2,3-ethenoguanin (εG) erhöht. Außerdem liegen Studien zu relativen Sensitivität von neugeborenen gegenüber er-wachsenen Tieren vor: Laib et al. (1989) untersuchten 11-Tage-alte und erwachsene Wistar-Ratten mit Exposition gegenüber 700 ppm markiertem VC. Die Adduktrate war bei den neugeborenen Tieren deutlich erhöht. Entsprechende Befunde liegen vor von Swenberg et al. (1999) für F344-Ratten, Ciroussel et al. (1990) für BD VI Ratten, Morinello et al. (2002) sowie Fedtke et al. (1990) in Sprague-Dawley-Ratten. Die ge-bildeten Addukte waren nach Expositionsende innerhalb von 14 Tagen nur teilweise reversibel (Swenberg et al., 1999). Die Ethenoaddukte besitzen fehlcodierende Ei-genschaften in vitro und in vivo. Entsprechende Mutationen fanden sich nach VC-Exposition in Versuchstieren: in hepatozellulären Karzinomen der Ratte wurden in 7 von 8 Fällen A->T Mutationen des Ha-ras –Gens gefunden und in Angiosarkomen der Rattenleber in 10 von 25 Fällen verschiedene Basenpaar-Substitutionen als Mu-tationen von p53, was mit der Bildung von Ethenoaddukten der DNA in Verbindung gebracht wird (Barbin, 2000).

8.1.3 Metabolismus Vinylchlorid wird pfadunabhängig im Wesentlichen durch Cytochrom P450-abhängige Monooxygenasen der Leber (vor allem CYP2E1) metabolisiert. In Tierstu-dien wurde gezeigt, dass der Primärmetabolit das (sehr reaktive und mutagene) Chlorethylenoxid (Chloroxiran) ist. Durch Folgereaktionen werden über mehrere Zwi-schenprodukte als Hauptmetabolite N-Acetyl-S-(2-hydroxyethyl)-Cystein und Thio-diglykolsäure gebildet, die mit dem Urin ausgeschieden werden. Geringe Mengen an CO2 und unmetabolisiertem VC werden abgeatmet. Eine gute Übersicht über den Stoffwechsel von VC geben ATSDR (1997) bzw. WHO (1999 a,b). Bei niedrigen Do-sen überwiegt der oben aufgezeigte Stoffwechselweg. Bei höheren Dosen (inhalativ ab ca. 100 -250 ppm, entsprechend 260 - 650 mg/m3, oral ab ca. 25 mg/kg in Tier-studien) erfolgt Sättigung des Metabolismus, es werden zunehmende Mengen an nicht metabolisiertem VC abgeatmet. Die Halbwertszeiten der Metaboliten im Körper betrugen in Tierexperimenten für den überwiegenden (resorbierten) Anteil von VC


unabhängig vom Pfad ca. 4 h, Restmengen werden langsamer ausgeschieden (ATDSR, 1997; WHO, 1999 a,b).

8.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von VC nach Einmalexpo-sition

Es werden 4 alternative Berechnungen zur Abschätzung der krebserzeugenden Po-tenz durchgeführt:

1) Basis: unit risk der EPA für Lebenszeitexposition 2) Basis: unit risk der EPA, nur anteilig auf die Kindheit bezogen 3) Basis: experimentelle Daten von Maltoni et al. nach Exposition von neu gebo-

renen Ratten über 5 Wochen 4) Basis: Erhöhung von DNA-Addukten gegenüber Kontrolle

8.2.1 Basis: unit risk der EPA für Lebenszeitexposition Es wurde eine lineare Transformation des Lebenszeitrisikos auf eine Einmal-exposition vorgenommen unter Verwendung des Default-Verfahrens nach den Stan-ding Operating Procedures (SOP) der EPA. Als unit risk –Schätzung wurde die Be-wertung der EPA (2000 a,b) zugrunde gelegt. Ein Faktor 6 zur Berücksichtigung evtl. Nichtlinearität wurde einbezogen: Lebenszeit-Unit risk: 8,8 x 10-6 per mg/m3 Dosis bei Risiko: 1 : 10,000: 11,36 mg/m3 Zur Umwandlung einer 70-Jahre-Exposition in eine 1 Tagessituation (= 70 x 365,7 = 25600) wird das Risiko mit der Anzahl der Tage multipliziert: 11,36 mg/m3 x 25600 d = 291 mg/m3

Entsprechend dem Vorgehen nach SOP erfolgt eine Berücksichtigung des Faktors 6 (NRC, 2001): 291 mg/m3 x 1/6 = 48,5 mg/m3 Zusätzlich wurde ein pharmakokinetisches Modell durch die EPA eingesetzt, um die Konzentration von aktiven Metaboliten in der Leber nach Einmalexposition zu be-rechnen (vgl. Tabelle 8-5). Zum Beispiel ergibt sich für 48,5 mg/m3 eine Konzentrati-on des aktiven Metaboliten in der Leber von 51,4 mg/L (48,5/100 x 106 mg/L = 51,4) 24 Stunden nach Expositionsende. Entsprechende Berechnungen wurden für 0,5; 1, 4, 8 Stunden angestellt (vgl. Tabelle 8-6).


Tabelle 8-5: Abschätzung der Konzentration aktiver VC-Metaboliten in der Leber nach 0,5-8 Stunden, Quelle: o.V. (2003)

Konzentration (mg/L Leber) verbleibend 24 Stunden nach Exposition ge-genüber:

mg/m3 0,5 h 1 h 4 h 8 h 24 h/70 Jahren 1 0,022 0,044 0,176 0,352 1,07 10 0,220 0,441 1,76 3,52 10,7 100 2,19 4,38 17,5 35,0 106 200 4,36 8,72 34,8 69,4 211 300 6,50 13,0 51,8 103 313 400 8,61 17,2 68,4 136 413 500 10,7 21,3 84,5 169 510 600 12,7 25,2 100 199 604 700 14,6 29,1 115 229 692 800 16,5 32,7 129 256 775 900 18,2 36,1 142 282 850 1000 19,9 39,3 153 304 917 2000 30,4 57,7 211 412 1220 3000 35,7 65,8 231 442 1300 4000 39,7 71,9 243 461 1350 5000 43,3 77,2 254 476 1390 6000 46,6 82,1 264 490 1420 7000 49,7 86,7 273 502 1460 8000 52,3 91,1 279 513 1490 9000 54,7 95,3 284 523 1520 10000 57,0 99,3 289 533 1540

Tabelle 8-6: Risiko nach 1-8 Stunden, nach Umrechnung des Lebenszeitrisikos nach Schätzung der EPA auf den jeweiligen Zeitraum, unter Berück-sichtigung der jeweiligen Konzentration von VC-Metaboliten in der Leber; Quelle: o.V., 2003

Expositionsdauer 10-4 Risiko 8 Stunden 147 mg/m3

(55,9 ppm) 4 Stunden 298 mg/m3

(113 ppm) 1 Stunde 1780 mg/m3

(676 ppm)

8.2.2 Basis: unit risk der EPA nur für die Kindheit Das unit risk für die Kindheit beträgt nach Abschätzung der EPA die Hälfte im Ver-gleich zum ganzen Leben, wobei berücksichtigt wird, dass die frühe Kindheitsphase mit einem deutlich höheren Risiko als die Erwachsenenphase verbunden ist. Als Kindheit wird ein Zeitraum von 10 Jahren unterstellt.


Unit risk für die ersten 10 Lebensjahre : 4,4 x 10-6 pro mg/m3 Konzentration mit Risiko 1 : 10,000: 22,73 mg/m3 Umwandlung in Tage: (= 10 x 365,7 = 3657)

22,73 mg/m3 x 3657 = 83,1 mg/m3 Berücksichtigung des Sicherheitsfaktors 6: 83,1 mg/m3 x 1/6 = 13,85 mg/m3 Es ergibt sich das in der folgenden Tabelle 8-7 dargestellte Risiko in Abhängigkeit der Expositionsdauer :

Tabelle 8-7: Risiko nach 1-8 Stunden, nach Umrechnung des Risikos während der gesamten Kindheit (erste 10 Lebensjahre) nach Schätzung der EPA auf den jeweiligen Zeitraum, unter Berücksichtigung der jeweili-gen Konzentration von VC-Metaboliten in der Leber; Quelle: TSD (2003; unveröffentlicht)

8.2.3 Basis: Inzidenzraten für Krebs nach kurzfristiger Exposition (Ratte) nach Maltoni et al., 1981

Die genannte Studie erscheint relevant, weil hier die empfindlichste Gruppe (Neuge-borene) exponiert wurde, die Exposition war kurz, so dass die Extrapolationsspanne kürzer ist als bei den anderen genannten Studien, der beobachteten Endpunkt (An-giosarkome der Leber) ist auf den Menschen übertragbar: Nach Tabelle 8-3 traten bei inhalativer Exposition gegenüber 6000 ppm 40,5% Angi-osarkome in der Leber nach Exposition der neugeborenen Ratten auf. Für 6000 ppm (4h/d; 5d/w) kann nach Umrechnung auf 24 stündige Exposition mit Hilfe von Tabelle 8-9 die entsprechende humanäquivalente Exposition errechnet werden. Über 250 ppm (intermittierende Exposition ergeben sich nur geringfügige Anstiege der inneren Belastung an VC-Metaboliten wegen der beobachteten Sättigung): 132 mg/m3 = 40,5%; => 3,3 mg/m3 = 1%; => 33 µg/m3 = 0,01% = 1:10,000 Risiko in Höhe von 1:10,000: 33,0 µg/m3

Expositionsdauer 10-4 Risiko 8 Stunden 42,1 mg/m3

(16,0 ppm) 4 Stunden 84,5 mg/m3


(130 ppm)


Umwandlung der Expositionsdauer von 5 Wochen in 24 Stunden: Neugeborene Ratten wachsen etwa 30fach schneller als neugeborene Menschen (NRC, 1993). Dieses Verhältnis ist ähnlich wie die jeweilige Lebenszeit: 75 Jahre (Mensch) bzw. 2,5 Jahre (Ratte) = 30. Demnach entspricht eine fünfwöchige Exposi-tionsdauer: 5 x 7 x 30 =1050 Tagen. 33,0 µg/m3 x 1050 Tage = 34,7 mg/m3 (14 ppm) Da bereits eine Kurzzeitexposition zu Grunde gelegt wurde, ist kein zusätzlicher Si-cherheitsfaktor mehr erforderlich. Die im Tierexperiment gefundene Konzentration ist unter Anwendung des PBPK-Modells (PBPK=physiology based pharmacokinetik) der EPA auf den Menschen umzurechnen (vgl. Tabelle 8-9). Die folgende Tabelle 8-8 zeigt das auf verschiedene Zeiträume umgerechnete jeweilige Risiko.

Tabelle 8-8: Risiko nach 1-8 Stunden, nach Umrechnung des Risikos während 5 Wochen-Exposition von neugeborenen Ratten (Maltoni et al., 1981) auf den jeweiligen Zeitraum, unter Berücksichtigung der jeweiligen Konzentration von VC-Metaboliten in der Leber; Quelle: o.V., 2003

Expositionsdauer 10-4 Risiko 8 Stunden 106 mg/m3


(80,9 ppm) 1 Stunde 922 mg/m3

(350 ppm)

Sehr ähnliche Konzentrationen würden ermittelt, wenn die Studie von Froment et al. (1994) zugrunde gelegt würde. Für beide Studien muss die mögliche Beeinflussung der inneren Belastung durch mit VC belastete Muttermilch berücksichtigt werden (nicht quantifizierbar).


Tabelle 8-9: Umwandlung der verabreichten Dosis von VC im Tierversuch auf eine humanäquivalente Dosis (Daten aus EPA 2000a,b)

Verabreichte Konzentration (ppm)a

Metabolite (mg/L Leber)b Humanäquivalente Konzentration (ppm)c

0 0 0

1 0,59 0,2

5 2,96 1

10 5,9 2

25 14,61 4,6

50 31,27 10,1

100 55,95 19

150 76,67 26

200 90 31

250 103,45 35

500 116,94 40

2500 134,37 48

6000 143,72 51

a Exposition der Tiere für 4h/d; 5d/w; 52 Wochen. b Umrechnung über PBPK-Modell bei Lebenszeitexposition weiblicher Ratten nach EPA. c Kontinuierliche Humanexposition, die zur gleichen Menge Metaboliten in der Leber führt (mg/L Leber)

8.2.4 Basis: Höhe von DNA-Addukten nach VC-Exposition im Vergleich zum Hintergrund

Mit dieser Berechnung soll eine untere Grenze des möglichen Risikos nach Einmal-exposition gefunden werden. Es wird die VC-Konzentration abgeschätzt, bei der beim neugeborenen Menschen keine erhöhten DNA-Addukte im Vergleich zum Hin-tergrund auftreten. Unter Verwendung von Unsicherheitsfaktoren wird hieraus ein praktischer Schwellenwert errechnet. Allerdings ist zu erwarten, dass das tatsächli-che Risiko für Krebserkrankungen durch VC deutlich über diesem Wert liegt, da nicht jede Erhöhung der Adduktrate mit einer Erhöhung der Kanzerogenitätsrate verbun-den ist. Es ist in Erinnerung zu rufen: Ethenoaddukte besitzen fehlcodierende Eigenschaften (Barbin, 2000), werden nur mangelhaft repariert (Morinello et al., 2002) und führen zu Mutationen (Barbin, 2000). Sie stellen den initiierenden Schritt bei der Kanzerogenese von VC dar (Barbin, 2000). Bei Vinylfluorid besteht eine gute Korrelation zwischen Adduktmenge und kanzerogener Wirkung (Swenberg et al., 1999). Wie oben dargestellt, führt eine einmalige 6-stündige Exposition von erwachsenen F344-Ratten gegenüber 45 ppm VC nicht mehr zu einer Erhöhung von Ethenoadduk-


ten. Bei Unterstellung einer deutlich höheren Empfindlichkeit von Neugeborenen kann ein Intraspeziesfaktor von 10 angebracht erscheinen. Grundsätzlich ist nicht zu beobachten, dass Tiere weniger empfindlich im Vergleich zum Mensch hinsichtlich der Adduktbildung oder der krebserzeugenden Wirkung von VC reagieren. Ein Inter-speziesfaktor von 1 erscheint angebracht. Eine Zeitextrapolation sollte entsprechend dem üblichen Verfahren bei der Festlegung von AEGL-Werten vorgenommen wer-den (Cn x t = Konstant, mit n=3 von längerer auf kürzere Expositionsdauer und mit n=1 von kürzerer auf längere Expositionsdauer). Zentrale Studie: Watson et al.,1991; Swenberg et al., 1999; Barbin, 2000 Toxizitätsendpunkt: DNA-Addukte; 45 ppm (6 Stunden) wird als praktischer

Schwellenwert gewertet (erwachsene Individuen) Unsicherheits- Gesamtfaktor 10 faktoren: 1 für Interspeziesfaktor

10 für Intraspeziesfaktor 1-Stunde: C3 x 60 min =3,2 x 10E+7 ppm3 min

C = 81,8 ppm 1-h NAEL = 81,8 ppm/10 = 8,2 ppm (= 21 mg/m3)

4-Stunde: C3 x 240 min =3,2 x 10E+7 ppm3 min C = 51,5 ppm 4-h NAEL = 51,5 ppm/10 = 5,1 ppm (= 13 mg/m3)

8-Stunde: C x 480 min = 16200 ppm min C = 33,75 ppm 8-h NAEL = 34 ppm/10 = 3,4 ppm (= 8,8 mg/m3)

8.3 AEGL-Werte für Vinylchlorid Tabelle 8-10 enthält eine Übersicht zu den AEGL-Werten für nicht-kanzerogene Ef-fekte, wie sie durch FoBiG vorgeschlagen und durch die Toxikologie-Expertengruppe der Störfallkommission und durch das NAC-AEGL-Komitee der USA konsentiert wurden. Es zeigt sich eine niedrige akute Toxizität. Es werden vor allem Kopfweh und leichter Schwindel als erste Effekte beim Menschen beschrieben (Baretta et al., 1969; Lester et al., 1963). In pränarkotischen Konzentrationen wurde eine Sensibili-sierung des Herzens im Versuchstier festgestellt, die lebensbedrohlich sein kann (Clark und Tinston, 1973, 1982). Unter Anwendung üblicher Extrapolationsfaktoren wurden die unten genannten AEGL-Werte ermittelt.


Tabelle 8-10: Zusammenfassung der AEGL-Werte (“proposed”) für Vinylchlorid

10 Minuten 30 Minuten 1 Stunde 4 Stunden 8 Stunden Endpunkt (Referenz)

AEGL-1

310 ppm 800 mg/m3

310 ppm 800 mg/m3

250 ppm 650 mg/m3

140 ppm 360 mg/m3

70 ppm 180 mg/m3

Leichte Kopf-weh in 2/7 Personen (Ba-retta et al.,1969)

AEGL-2

2800 ppm 7300 mg/m3

1600 ppm 4100 mg/m3

1200 ppm3100 mg/m3

820 ppm 2100 mg/m3

820 ppm 2100 mg/m3

Leichter Schwindel in 1/6 Personen (Lester et al.,1963)

AEGL-3

12000 ppm*) 31000 mg/m3

6800 ppm 18000 mg/m3

4800 ppm 12000 mg/m3

3400 ppm 8800 mg/m3

3400 ppm 8800 mg/m3

Herzsensibili-sierung (Clark and Tinston, 1973; 1982)

8.4 Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Auf Basis der oben vorgestellten Abschätzungen zur Eingrenzung des Risikos für das Auftreten von Tumoren und auf Basis der vorgestellten AEGL-Werte für nicht-bösartige Wirkungen zeigt sich im Vergleich, dass ein relevantes Krebsrisiko auch bei Einhaltung der AEGL-2-Werte nicht auszuschließen ist (vgl. Tabelle 8-11).


Tabelle 8-11: Vergleich der AEGL-Werte für nicht-kanzerogene Wirkung mit dem abgeschätzten Risiko für Kanzerogenität auf Basis der Berechnun-gen in Abschnitt 8.2

[ppm] 30 Minuten 1 Stun-

de 4 Stun-den

8 Stun-den

AEGL-1 310 250 140 70

AEGL-2 1600 1200 820 820

AEGL-3 6800 4800 3400 3400

Abschätzung der kanzerogenen Potenz (10-4 Risiko):

Berechnung 1 (Lebenszeitrisiko umgerechnet, Faktor 6)

2990 676 113 55,9

Berechnung 2 (Risiko für die ersten 10 Lebensjahre, umgerechnet, Faktor 6)

269 130 32,1 16

Berechnung 3: Tierexperimentelle Daten mit neugeborenen Tieren (Maltoni et al., 1981,1984), umgerechnet

1180 350 80,9 40,3

Berechnung 4: Untergrenze auf Basis von DNA-Addukten (Ethenoaddukten) als praktischer Schwellenwert für Initiierung, Verwendung von Extrapolationsfaktoren

10 8,2 5,1 3,4

8.5 Diskussion Die Berechnungen zeigen übereinstimmend, dass bei Vinylchlorid noch ein relevan-tes Krebsrisiko bei Einhaltung des AEGL-2 für nichtbösartige Wirkungen bestehen könnte. Das Auftreten entsprechender Tumoren (vor allem bösartiger Angiosarkome in der Leber) wurde jedoch nach Einmalexposition bisher nicht zweifelsfrei gezeigt. Allerdings liegen auch keine geeigneten Negativbefunde vor, auf Basis derer die Be-rechnungen überprüft werden könnten. Die quantitativen Abschätzungen enthalten relevante Unsicherheiten: S Bei epidemiologischen Studien mit berufstätigen Erwachsenen konnte in der

Mehrzahl erst nach mehrjähriger Exposition ein erhöhtes Risiko für das erhöhte Auftreten von Tumoren gefunden werden,

S Die quantitativen Abschätzungen der Konzentrationen von aktiven Metaboliten von VC sind durch verschiedene nicht validierte Berechnungsschritte gekenn-zeichnet

S Bereits die Aufnahme von VC in den Studien von Maltoni et al. (1981, 1984) ist nur sehr ungenau abzuschätzen, da die Mehrpfadbelastung (gleichzeitige Ex-position über mit VC belastete Muttermilch bei neugeborenen Ratten) nicht ein-bezogen werden konnte,


S Es ist prinzipiell noch nicht abgesichert, dass alle Schritte der Krebsentstehung bei VC bereits nach Einmalexposition durchlaufen werden können. Die hierzu vorliegenden Daten von der Maus (Hehir et al., 1981) erscheinen - zumindest quantitativ - nicht auf den Menschen übertragbar zu sein.

Dennoch kann ein relevantes Krebsrisiko auch bei Unterschreiten des AEGL-2-Werts nicht ausgeschlossen werden: bereits nach Einmalexposition traten DNA-Addukte auf, die in Verbindung mit Mutationen zu sehen sind und die eine erste Stufe für den kanzerogenen Prozess bei VC darstellen. Bei Mäusen wurde, wenn auch an anderer Lokalisation und in hohen Konzentrationen, gezeigt, dass Adenome und möglicher-weise auch Karzinome nach nur einmaliger Exposition gegenüber VC auftreten. Nach nur wenigen Expositionen wurden im Tierversuch bei empfindlichen neugebo-renen Tieren zweifelsfrei VC-induzierte Krebsfälle beobachtet, die auch in der Lokali-sation für den Menschen relevant sind. Es handelt sich um eine gentoxische Sub-stanz, bei der der Initiierungsschritt möglicherweise in niedrigen Konzentrationen er-folgt, wobei dann anderweitig induzierte Zellteilung (z.B. Wachstum, Erkrankung, weitere Schadstoffexposition) verzögert zur Bildung von Tumoren führen kann. Es wird vorgeschlagen, die Berechnung 3 als „relativ beste Basis“ im Bereich der oben durchgeführten Risikoabschätzungen einzuordnen. Es bestehen zwar die an-gesprochenen Unsicherheiten, andererseits beinhaltet diese Abschätzung folgende Vorteile: S Die Extrapolationsspanne ist deutlich geringer als bei einer Berechnung auf Ba-

sis des Lebenszeit-Unit-risk, S Mit neugeborenen Tieren wurde das empfindlichste Kollektiv der Risikoberech-

nung zu Grunde gelegt, S Die Berechnungen werden durch die Auswertung weiterer Studien (wie der Ar-

beit von Froment et al., 1994) gestützt, S Die Berechnungen liegen in einer Größenordnung wie die ungenaueren Ab-

schätzungen auf Basis des Lebenszeitkrebsrisikos und werden auch durch die „untere Grenze“ (Erhöhung von relevanten DNA-Addukten) bestätigt,

S Eine mögliche Unterschätzung der aufgenommenen VC-Menge (und damit eine Risikoüberschätzung erscheint insofern begrenzt, als die zusätzliche Exposition über die Muttermilch bei bereits hoher inhalativer VC-Aufnahme im Sättigungs-bereich des VC-Metabolismus verläuft und somit nicht gravierend zur internen Belastung beigetragen haben dürfte.

Die Risikoeinschätzung liefert somit eine ungefähre Orientierung, ohne dass sie als exakte Quantifizierung des Risikos missverstanden werden darf. Die Toxikologie-Expertengruppe der Störfallkommission konnte sich bisher mehrheitlich nicht ent-schließen, eine quantitative Risikoabschätzung zu unterstützen, da die Gesamtunsi-cherheit als zu groß angesehen wird. In den USA ist die entsprechende Diskussion noch nicht abgeschlossen.



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