Ermittlung von Störfallbeurteilungswerten für kanzerogene Stoffe Fortsetzung 3

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1 Ermittlung von Störfallbeurteilungswerten für kanzerogene Stoffe Fortsetzung 3 GESAMTBERICHT Gutachten erstellt im Auftrag des Landesamtes für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen Recklinghausen Forschungs- und Beratungsinstitut Gefahrstoffe GmbH Werthmannstraße Freiburg Bearbeitung: Dr. Martin Hassauer, Dr. Ulrike Schuhmacher-Wolz, Dr. Fritz Kalberlah Freiburg, März 2009

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3 3 Inhalt Zusammenfassung 1,2-Dibromethan Benzotrichlorid Acrylnitril

4 4 Zusammenfassung Im vorliegenden Projekt wurden Störfallbeurteilungswerte für nichtkanzerogene Effekte, wie sie z.b. als AEGL-Werte ( acute exposure guideline levels ) etabliert sind, bei drei Stoffen einem rechnerischen stoffspezifischen Krebsrisiko von 1:10000 nach Einmalexposition gegenübergestellt. Damit wird es möglich zu entscheiden, ob zur Vermeidung ernster Gesundheitsgefahren möglicherweise bereits unterhalb des AEGL-2- Niveaus (Vermeidung nichtkanzerogener irreversibler Schäden und Vermeidung einer Fluchtbehinderung) wegen einer krebserzeugenden Wirkung Handlungsbedarf im Störfall besteht. Es handelt sich bei diesen drei Substanzen um 1,2-Dibromethan, Benzotrichlorid und Acrylnitril. Die Substanzen wurden in einer vorgeschalteten Machbarkeitsstudie aus einer Liste des Landesamts für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz, Nordrhein-Westfalen (LANUV) selektiert. Dabei wurden Prioritäten des LANUV ebenso berücksichtigt wie die Datenlage, die die Quantifizierung des Risikos ermöglichen sollte. Die Methodik wurde unverändert aus Vorgängerprojekten übernommen. Dieses dritte Projekt wurde in der Zeit von September 2008 bis Ende Februar 2009 durch das Forschungs- und Beratungsinstitut Gefahrstoffe GmbH (FoBiG) durchgeführt und mit einer Präsentation der Ergebnisse am 18. März 2009 abgeschlossen. 1,2-Dibromethan Stoffcharakterisierung 1,2-Dibromethan (DBE; CAS: ) ist eine leichtflüchtige Flüssigkeit mit einem süßlichen, chloroformähnlichen Geruch. DBE reizt in dampfförmigem oder flüssigem Zustand die Schleimhäute der Augen, oberen Atemwege und gegebenenfalls auch der Haut. Die Substanz wurde von verschiedenen Organisationen als wahrscheinlich für den Menschen krebserregend eingestuft (EU: Kanzerogen Kategorie 2). DBE wurde nicht hinsichtlich Keimzell-Mutagenität und Reproduktionstoxizität eingestuft. Daten zur Kanzerogenität Die Ergebnisse einer Langzeitinhalationsstudie an Fischer 344 Ratten (NTP, 1982) belegen die krebserzeugende Wirkung von DBE. Die Tiere wurden gegen 0, 10 oder 40 ppm DBE (0, 78 oder 313 mg/m 3 ; 6 h/d, 5 d/w, bis zu 106 Wochen) exponiert. Bei den männlichen und weiblichen Tieren der höchsten Dosisgruppe trat eine erhöhte Mortalität auf, so dass die Exposition in diesen Gruppen vorzeitig beendet werden musste. In der Kontroll- und niedrigen Dosisgruppe war die Überlebensdauer vergleichbar. Bei beiden Geschlechtern war die Inzidenz der Karzinome, Adenokarzinome und Adenome der Nasenhöhe und der Haemangiosarkome des Kreislaufsystems zum Teil bereits in der niedrigen Dosisgruppe signifikant erhöht. Bei männlichen Tieren traten weiterhin Mesotheliome der Tunica Vaginalis auf, bei weiblichen Tieren wurden Fibroadenome der Mamma sowie alveoläre und bronchioläre Lungenadenome und karzinome beobachtet. Vergleichbare Ergebnisse wurden in einer Kanzerogenitätsstudie mit B6C3F1- Mäusen, die lebenslang gegen 0, 10 oder 40 ppm DBE exponiert wurden, erzielt. Es traten alveoläre und bronchioläre Adenome und Karzinome (Männchen und

5 5 Weibchen), sowie bei den Weibchen Haemangiosarkome des Kreislaufsystems, Fibrosarkome im subkutanen Gewebe, Nasenhöhlenkarzinome und Adenokarzinome der Mamma auf. Die krebserzeugende Wirkung des DBE wurde in weiteren Inhalationsstudien und in Untersuchungen mit oraler und dermaler Applikation bestätigt. Vorliegende Humanstudien lassen meist auf Grund von Mängeln bei den Expositionsdaten keine eindeutigen Schlussfolgerungen zu. Daten zur Gentoxizität DBE erwies sich in allen getesteten in vitro Systemen als gentoxisch: DBE ist ein direkt wirksames Mutagen in Bakterien. In Säugerzellen induziert DBE Mutationen, Chromosomenaberrationen, Schwesterchromatidaustausche, DNA-Strangbrüche, Cross-links, außerplanmäßige DNA-Synthese und Zelltransformationen. In vivo traten DNA-Strangbrüche und Cross-links auf, aber keine Induktion von Chromosomenaberrationen und Mikrokernen. DBE bindet in vitro und in vivo an die DNA, RNA und Proteine. Bei vergleichbarer Exposition weisen Ratten 4-5-fach höhere DNA-Adduktlevel auf als Mäuse. Krebserzeugende Potenz bei Einmalexposition Die Berechnungen zur krebserzeugenden Wirkung bei Einmalexposition wurden mit Hilfe der T25 Methode (Berechnung der Dosis, die zu einer Tumorinzidenz von 25% führt) auf Basis der Kanzerogenitätsstudie an Ratten (NTP, 1982) durchgeführt. Bei der Berechnung wurden humanäquivalente Konzentrationen und unter Berücksichtigung der nicht lebenslangen Expositions-/Beobachtungszeit adjustierte Inzidenzen zu Grunde gelegt. Bei der Berechnung der Kanzerogenität nach Kurzzeitexposition auf Basis der chronischen Studie wurde der Standardunsicherheitsfaktor 6 verwendet. Die numerischen Ergebnisse sind in der Tabelle unten dargestellt. Betrachtungen zur krebserzeugenden Wirkung von DBE bei Kurzzeitexposition im Rahmen der AEGL-Wert Ableitung wurden nach der Standardmethode des National Research Councils und unter Berücksichtigung des von der amerikanischen Umweltbehörde EPA auf Basis der Langzeitinhalationsstudie an Ratten (NTP, 1982) abgeleiteten Unit Risks (6 x 10-4 pro µg/m 3 ) durchgeführt. Die sich daraus ergebenden Werte für ein zusätzliches Krebsrisiko von 1:10000 (siehe unten) sind um ca. den Faktor 2 niedriger als die im Rahmen dieser Arbeit abgeleiteten Werte mit Hilfe der T25 Methode. AEGL-Werte Im Rahmen der Aktivitäten des National Advisory Committee for Acute Exposure Guideline Levels for Hazardous Substances (NAC/AEGL Committee) wurden auf Basis der nicht-kanzerogenen Wirkungen AEGL-Werte für DBE abgeleitet. Die in der nachfolgenden Tabelle berichteten Werte wurden anhand von Inhalationsstudien an der Ratte abgeleitet ( proposed Status; TECHNICAL SUPPORT DOCUMENT vom ). AEGL-1 Werte wurden auf Basis der Konzentration, die bei bis zu 7- stündiger Exposition noch nicht zu adversen Effekten führte, abgeleitet.

6 6 Lebertoxische Effekte waren ausschlaggebend für die AEGL-2 Werte und die höchste nicht letale Expositionskonzentration für die AEGL-3 Werte. Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min min h h 7, h 4,6 6,5 10 Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Der Vergleich der AEGL-2 Werte mit den Störfallbeurteilungswerten, die auf Basis der kanzerogenen Wirkung des DBE auf Basis des von der EPA ermittelten Unit Risk oder des T25-Verfahrens abgeleitet wurden, zeigt, dass die AEGL-2 Werte (und auch die AEGL-1 Werte) ca. eine Größenordnung über den kalkulierten Werten für ein Risiko von 1:10000 liegen. Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzerogener Endpunkt) Zusätzliches Krebsrisiko 1: Kalkuliert nach NTP (1982) unter Verwendung des Unit Risk* 8 Stunden 6,5 ppm 0,27 ppm 0,53 ppm 4 Stunden 10 ppm 0,55 ppm 1,06 ppm 1 Stunde 24 ppm 2,2 ppm 4,25 ppm * Ableitung im Rahmen der AEGL-Ableitung ** Ableitung im Rahmen dieser Arbeit Kalkuliert nach NTP (1982) unter Verwendung der T25 Methode** Schlussfolgerungen Eine Beurteilung der Störfallsituation auf Basis einer chronischen Studie ist mit großen Unsicherheiten behaftet. Der in beiden Fällen verwendete Standardextrapolationsfaktor 6 ist möglicherweise zu hoch, da z.b. Effekte in einer subchronischen Studie, die bei Konzentrationen auftraten, die in der Langzeitstudie kanzerogen waren, bei ausreichender Nachbeobachtungsdauer reversibel waren. Berücksichtigt man weiterhin, dass der NOAEL in der 13-Wochen-Inhalationsstudie mit Ratten bei 3 ppm lag und somit fast identisch ist mit dem 8-Stunden Störfallwert unter Berücksichtigung kanzerogener Effekte bei einem Risiko von 1:10000, und dass die Effekte, die nach einwöchiger Exposition gegen 10 ppm DBE aufgetreten sind, vollständig reversibel waren, so kann plausibel angenommen werden, dass die vorliegende Berechnung zu Störfallbeurteilungswerten sehr konservativ ist und vermutlich unter Einhaltung der AEGL-2 Werte auch ein ausreichender Schutz vor kanzerogenen Effekten besteht.

7 7 Benzotrichlorid Stoffcharakterisierung Benzotrichlorid (CAS: ) ist eine farblose bis gelbliche ölige Flüssigkeit mit einem stechenden Geruch. Die Substanz ist für die Haut und Schleimhäute stark reizend. Die Substanz wurde von verschiedenen Organisationen als wahrscheinlich für den Menschen krebserregend eingestuft (EU: Kanzerogen Kategorie 2). Benzotrichlorid wurde nicht hinsichtlich Keimzell-Mutagenität und Reproduktionstoxizität eingestuft. Daten zur Kanzerogenität Es liegen keine aussagekräftigen Studien am Menschen vor, bei denen eine alleinige Exposition gegen Benzotrichlorid bestand. In Tierversuchen mit epikutaner, intragastraler, intraperitonealer und inhalativer Applikation erwies sich Benzotrichlorid als eindeutig krebserzeugend. Neben dem Auftreten lokaler Tumore wurden auch Tumore nach systemischer Verteilung der Substanz beobachtet. In einer chronischen Inhalationsstudie an weiblichen Sprague-Dawley Ratten, die gegen 0, 0,1, 0,4, 1 und 2 ppm Benzotrichlorid (0, 0,8, 3,2, 8,0 und 16,0 mg/m 3 ) exponiert wurden (6 h/d, 5 d/w, 104 Wochen), wurde bei Konzentrationen 0,4 ppm eine gegenüber der Kontrollgruppe erhöhte Mortalität beobachtet. Todesursachen waren Tumore sowie Begleiterkrankungen, Lungenentzündungen und spontane Erkrankungen. Bei den Tieren der verschiedenen Dosisgruppen traten Atemwegstumore (12-92%) und Nasentumore (28-64%) auf. Neben Tumoren des Atemtrakts wurden vor allem Tumore der Haut und des äußeren Gehörgangs beobachtet (Fukuda und Takemoto, 1980, 1984a, b). Männliche ICR Mäuse wurden über 5 Monate gegen 6,7 ppm (30 Minuten an 2 Tagen pro Woche) exponiert, die Nachbeobachtungszeit betrug 1-5 Monate, in der Kontrollgruppe 12 Monate. Bei den exponierten Tieren wurde eine erhöhte Mortalität und ein insgesamt schlechter Gesundheitszustand beobachtet. Sie wiesen eine gegenüber den Kontrolltieren signifikant erhöhte Tumorinzidenz auf (Lungenadenome und karzinome, Hautpapillome und karzinome, maligne Lymphome). Weiterhin wurden bei den Tieren schwere Lungenerkrankungen, Hautund Organschädigungen festgestellt (Yoshimura et al., 1979; 1986). Daten zur Gentoxizität Benzotrichlorid ist nach metabolischer Aktivierung mutagen im Ames Test. Weiterhin traten in vitro DNA-Strangbrüche und die Induktion von Mikrokernen auf. In vivo wurde die Induktion von Chromosomenaberrationen, Mikrokernen und Schwesterchromatidaustauschen beobachtet.

8 8 Krebserzeugende Potenz bei Einmalexposition Die Berechnungen zur krebserzeugenden Wirkung bei Einmalexposition wurden mit Hilfe der T25 Methode vergleichend auf Basis der Langzeitinhalationsstudie an Ratten (Fukuda und Takemoto, 1980, 1984a, b) und auf Basis der subchronischen Inhalationsstudie an Mäusen (Yoshimura et al., 1979; 1986) durchgeführt. Die Berechnung anhand der Langzeitinhalationsstudie an Ratten erfolgte nach der Standardmethode des NRC (2001). Bei der Benzotrichlorid vermittelten Krebsentstehung kommt der Expositionskonzentration wahrscheinlich eine stärkere Bedeutung als der Expositionsdauer zu. Deshalb wurde bei der Kalkulation des Krebsrisikos bei Kurzzeitexposition auf die Verwendung eines Unsicherheitsfaktors verzichtet. Die sich aus beiden Verfahren ergebenden Werte sind numerisch fast identisch und sind in der unten stehenden Tabelle dargestellt. AEGL-Werte Bislang wurden im Rahmen der Arbeiten des NAC/AEGL Committee keine AEGL- Werte auf Basis der nicht-kanzerogenen Wirkungen von Benzotrichlorid abgeleitet, weshalb im Rahmen dieser Arbeit vorläufige AEGL Werte berechnet wurden. Auf Grund des Fehlens geeigneter Daten wurde auf die Ableitung von AEGL-1 Werten verzichtet. Die Ableitung der AEGL-2 Werte erfolgte auf Basis der Daten für den AEGL-3. AEGL-2 Werte wurden als AEGL-3/3 ermittelt. AEGL-3 Werte wurden anhand der Daten einer Inhalationsstudie an Ratten ermittelt. Als Ausgangspunkt für die Berechnungen diente die Expositionskonzentration bei Einmalexposition, die nicht zu Letalität aber der Einschränkung der Fähigkeit zur Flucht führte. Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min nicht abgeleitet nicht abgeleitet nicht abgeleitet 30-min nicht abgeleitet 1,4 ppm 4,25 ppm 1-h nicht abgeleitet 1,1 ppm 3,3 ppm 4-h nicht abgeleitet 0,28 ppm 0,84 ppm 8-h nicht abgeleitet 0,14 ppm 0,43 ppm Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Die abgeleiteten Störfallbeurteilungswerte auf Basis der krebserzeugenden Wirkung sind numerisch praktisch identisch mit den AEGL-2 Werten. Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzerogener Endpunkt) Zusätzliches Krebsrisiko 1: T25 Methode, chronische Studie (Fukuda und Takemoto, 1980, 1984a, b) 8 Stunden 0,14 ppm 0,12 ppm 0,16 4 Stunden 0,28 ppm 0,24ppm 0,32 1 Stunde 1,1 ppm 0,96 ppm 1,3 T25 Methode, subchronische Studie (Yoshimura et al., 1979, 1986)

9 9 Schlussfolgerungen Die Störfallbeurteilungswerte auf Basis der krebserzeugenden Wirkung sind praktisch identisch mit den AEGL-2 Werten. Die ausgewiesenen Störfallbeurteilungswerte auf Basis der krebserzeugenden Wirkung sind insgesamt als eher konservativ einzustufen: Bei den Berechnungen wurden die tatsächlichen Expositionskonzentrationen auf (niedrigere) kontinuierliche Expositionskonzentrationen umgerechnet. Der Einfluss der Konzentration auf die Tumorentstehung, vermittelt durch eine Reizreaktion, wird dadurch möglicherweise überschätzt. Diese Interpretation wird durch die Beobachtung gestützt, dass eine 1 und 3 monatige Exposition (6 h/d, 5 d/w) von Ratten gegen 1 ppm, also der Konzentration die rechnerisch zu einem zusätzlichen Krebsrisiko von 1:10000 bei einstündiger Exposition führen würde, während der Expositionszeit der Tiere nicht zu neoplastischen Veränderungen oder Tumoren. Es kann deshalb plausibel angenommen werden, dass bei Einhaltung der AEGL-2 Werte auch ein ausreichender Schutz vor der krebserzeugenden Wirkung bei kurzzeitiger Exposition besteht. Acrylnitril Stoffcharakterisierung Acrylnitril (AN) ist eine leichtflüchtige, farblose Flüssigkeit mit einem schwach stechenden Geruch. AN wird hauptsächlich zur Produktion von Acrylfasern, synthetischem Kautschuk und anderen Kunststoffen verwendet. AN reizt Haut und Atemwege, kann ernste Augenschäden verursachen und wirkt sensibilisierend. Daten zur Kanzerogenität In tierexperimentelle Untersuchungen wirkte AN nach inhalativer und oraler Exposition kanzerogen. Die Substanz wurde von verschiedenen Organisationen als wahrscheinlich für den Menschen krebserregend eingestuft. Die zentrale Studie zur Bewertung der Kanzerogenität stellt die Arbeit von Quast et al. (1980) dar, bei der nach inhalativer Exposition über 2 Jahre gegen 0, 20 und 80 ppm (0, 44 und 176 mg/m 3 ) vermehrt Gliazelltumore (Astrozytome) und Zymbaldrüsentumore (beide Geschlechter); Brustdrüsenadenokarzinome (Weibchen) sowie Dünndarmtumore und Plattenepithelzelltumore der Zunge (Männchen) auftraten. Die vorliegenden Humanstudien liefern Verdachtsmomente für einen Zusammenhang zwischen AN-Exposition und dem vermehrten Auftreten von Lungenkrebs, jedoch ist die Evidenz aus epidemiologischen Studien unzureichend. Allerdings stehen die beobachteten Inzidenzen in den Tierstudien quantitativ in Einklang mit den beobachteten Tumorhäufigkeiten beim Menschen.

10 10 Daten zur Gentoxizität AN wirkte in einer Vielzahl von in vitro-testsystemen schwach gentoxisch, insbesondere nach metabolischer Aktivierung, während die in vivo-befunde in Versuchstieren zumeist negativ waren. Humanbefunde ergeben Verdachtsmomente auf gentoxische Wirkung. Krebserzeugende Potenz bei Einmalexposition Mangels geeigneter Kurzzeitdaten wurden auf Basis der Gehirntumore in der chronischen Studie von Quast et al. mittels linearer Verfahren für Kurzzeitexposition folgende Konzentrationen abgeschätzt, welche mit einem Risiko von 1:10000 assoziiert sind. Auf Basis des unit risk (Risiko pro µg/m 3 ) bzw. der T25 (Konzentration, die mit 25% Tumorinzidenz korreliert) resultierten folgende Abschätzungen: 8 h: ppm 4 h: ppm 1 h: ppm AEGL-Werte Im Rahmen der Aktivitäten des National Advisory Committee for Acute Exposure Guideline Levels for Hazardous Substances (NAC/AEGL Committee) wurden auf Basis der nicht-kanzerogenen Wirkungen AEGL-Werte für AN abgeleitet ( proposed Status; TECHNICAL SUPPORT DOCUMENT vom Juli 2007). Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10 min 4, min 4, h 4, h 4, h 4,6 8,6 19 Der AEGL-1 Wert stellt eine Konzentration ohne Effekte in einer Freiwilligenstudie dar, gestützt durch Befunde an Berufstätigen. Die AEGL-2-Werte basieren auf Daten zur Reizwirkung in einer Tierstudie unter Berücksichtigung von Sicherheitsfaktoren. Die AEGL-3 Werte wurden anhand von Letalitätsdaten bei Tieren abgeleitet. Alle AEGL-Werte befinden sich im proposed status und sind noch nicht finalisiert. Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Vergleich der Störfallbeurteilungswerte auf Basis kanzerogener und nichtkanzerogener Endpunkte:

11 11 Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzerogener Endpunkt) Zusätzliches Krebsrisiko 1: Kalkuliert nach unter Verwendung des unit risk 8 Stunden 8,6 ppm 72 ppm 132 ppm 4 Stunden 16 ppm 144 ppm 264 ppm 1 Stunde 57 ppm 576 ppm 1056 ppm Kalkuliert unter Verwendung der T25 Schlussfolgerungen Die Gentoxizitätsdaten sprechen für eine schwache gentoxische Aktivität in vitro. In vivo wurden überwiegend negative Befunde erhalten, wenn auch bei beschränkter Datenlage. Für die DNA-schädigende Wirkung wird der oxidativ gebildete Metabolit Cyanoethylenoxid verantwortlich gemacht. Es liegen keine Studien vor, in denen die krebserzeugende Wirkung nach kurzer Expositionszeit untersucht wurde. Gentoxische Effekte wurden bereits nach einmaliger Exposition berichtet. Dies begründet die Ableitung von Störfallbeurteilungswerten auf Basis der kanzerogenen Wirkung. Im Bezug auf die Kanzerogenese im Gehirn von Ratten wird ein indirekter gentoxischer Mechanismus vermutet, welcher auf indirekter DNA-Schädigung infolge von oxidativem Stress der Zellen beruht. Rechnerisch liegen die Störfallbeurteilungswerte auf Basis von Kanzerogenitätsdaten oberhalb der AEGL-2 (und der AEGL-1) Werte für nichtkanzerogene Effekte, was die relativ niedrige kanzerogene Aktivität bei hohen Expositionskonzentrationen widerspiegelt. Je nach verwendeter Methode (ausgehend vom unit risk oder mittels T25) unterscheiden sich die Werte nur um etwa den Faktor 2. Eine Beurteilung der Störfallsituation auf Basis einer chronischen Studie ist mit großen Unsicherheiten behaftet. Es wurde der Standardfaktor 6 zur Berücksichtigung der Unsicherheiten bei der Extrapolation von der chronischen auf die akute Situation angewendet. Dieser Faktor ist möglicherweise zu hoch, wenn man berücksichtigt, dass in Langzeitstudien erste Tumore erst nach 7-12 Monaten beobachtet wurden, die Gentoxizität offensichtlich nur schwach ausgeprägt ist und weitere, indirekt gentoxische Mechanismen der Kanzerogenese relevant sein dürften. Unter diesen Aspekten kann plausibel angenommen werden, dass die vorliegenden Störfallbeurteilungswerte ausreichend Schutz vor kanzerogenen Effekten bieten.

12 Ermittlung von Störfallbeurteilungswerten für kanzerogene Stoffe Fortsetzung 3 Teilbericht: Stoffbeispiel 1,2-Dibromethan Gutachten erstellt im Auftrag des Landesamtes für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen Recklinghausen Forschungs- und Beratungsinstitut Gefahrstoffe GmbH Werthmannstraße Freiburg Bearbeitung: Dr. Fritz Kalberlah Dr. Ulrike Schuhmacher-Wolz Jan Oltmanns, MSc Freiburg, März 2009

13 1,2-Dibromethan (CAS ) 2 1 Stoffbeispiel 1,2-Dibromethan 1.1 Stoffspezifische Daten 1,2-Dibromethan (synonym: Ethylendibromid, Ethylenbromid, DBE) ist eine leichtflüchtige Flüssigkeit mit einem süßlichen, chloroformähnlichen Geruch (BUA, 1991). DBE reizt in dampfförmigem oder flüssigem Zustand die Schleimhäute der Augen, oberen Atemwege und gegebenenfalls auch der Haut (Henschler, 1976/77). Die Substanz wurde von verschiedenen Organisationen als wahrscheinlich für den Menschen krebserregend eingestuft. Organisation Kanzerogenität Kategorie EU 2 DFG (MAK) 2 WHO/IARC 2A EPA likely to be carcinogenic to humans DBE wurde nicht hinsichtlich Keimzell-Mutagenität und Reproduktionstoxizität eingestuft. Für die Umrechnung von mg/m 3 in ppm gilt: 1 mg/m 3 = 0,128 ppm (BUA, 1991; Henschler, 1976/77). Die humantoxischen Wirkungen der Substanz sind nach Anhang VI der Verordnung 1272/2008/EC mit folgenden R-Sätzen zu kennzeichnen: R45: Kann Krebs erzeugen. R23/24/25: Giftig beim Einatmen, Verschlucken und Berühren der Haut R36/37/38: Reizt die Augen, Atmungsorgane und die Haut Kanzerogenität Die wenigen vorliegenden Humanstudien lassen auf Grund der fehlenden statistischen Power oder unzureichender Daten zur Exposition keine eindeutige Aussage zu (IARC, 1999: inadequate evidence in humans ). In Tierversuchen konnte eine krebserzeugende Wirkung eindeutig nachgewiesen werden (IARC, 1999: sufficient evidence in experimental animals ). Auf Grund der Beobachtungen zur Gentoxizität (vgl. Abschnitt 1.1.2) handelt es sich bei DBE offensichtlich um ein gentoxisches Kanzerogen Humandaten Untersuchungen an Arbeitern der chemischen Industrie, die gegen verschiedene Chemikalien, unter anderem DBE, exponiert waren, gaben keine Hinweise auf eine signifikant erhöhte Krebsmortalität. Auch Untersuchungen an Arbeitern von Getreidemühlen in den USA, in denen unter anderem DBE als Begasungsmittel eingesetzt

14 1,2-Dibromethan (CAS ) 3 wurde, lassen keine eindeutigen Schlüsse zu: Zwar wurden in einer Studie eine signifikant erhöhte Mortalität durch Non-Hodgkin Lymphome und Bauchspeicheldrüsenkrebs beobachtet, es liegen jedoch keine verlässlichen Expositionsdaten vor (IARC, 1999) Tierdaten Inhalation In einer 2-Jahresinhalationsstudie wurden B6C3F1-Mäuse gegen 0, 10 oder 40 ppm DBE (0, 78 oder 313 mg/m 3 ) für Wochen exponiert. Alle männlichen Tiere der behandelten und Kontrollgruppen mussten wegen hoher Mortalität vorzeitig nach 78 Wochen getötet werden (Todesursache meist: aufsteigende eitrige Harnwegsinfekte, nekrotische und ulzerative Läsionen der Harnöffnung, aufsteigende Pyelonephritis). Bei den exponierten Tieren beiderlei Geschlechts war eine dosisabhängig erhöhte Inzidenz alveolärer und bronchiolärer Adenome und Karzinome. Bei den weiblichen Tieren waren weiterhin Haemangiosarkome des Kreislaufsystems, Fibrosarkome im subkutanen Gewebe, Nasenhöhlenkarzinome und Adenokarzinome der Mamma (letztere nicht dosisabhängig) signifikant erhöht (NTP, 1982). DBE induzierte Lungentumore (Adenome) in allen AJ-Mäusen, die gegen 20 oder 50 ppm DBE über 6 Monate (6 h/d, 5 d/w) exponiert wurden (Adkins et al., 1986). Parallel zu der Studie an B6C3F1-Mäusen wurden auch Fischer 344 Ratten untersucht (NTP, 1982). Die Tiere wurden für 6 Stunden/Tag an 5 Tagen/Woche über Wochen gegen 0, 10 oder 40 ppm (0, 78 oder 313 mg/m 3 ) exponiert (Ganzkörperexposition). Bei den männlichen und weiblichen Tieren der höchsten Dosisgruppe trat eine erhöhte Mortalität auf (ca. 90% bzw. 84%, respektiv), so dass die Exposition in diesen Gruppen vorzeitig beendet werden musste (nach 88 Wochen bei Männchen und nach 91 Wochen bei Weibchen). In der Kontroll- und niedrigen Dosisgruppe war die Überlebensdauer vergleichbar. Bei beiden Geschlechtern war die Inzidenz der Karzinome, Adenokarzinome und Adenome der Nasenhöhe und der Haemangiosarkome des Kreislaufsystems zum Teil bereits in der niedrigen Dosisgruppe signifikant erhöht (siehe Tabelle 1-1). Bei männlichen Tieren der höchsten Dosisgruppe traten Nasentumore bereits nach 43 Wochen (adenomatöse Polypen) auf. Nasenkarzinome waren erstmals nach 56 Wochen sichtbar. Bei männlichen Tieren traten daneben Mesotheliome der Tunica Vaginalis auf. Bei den weiblichen Tieren wurden weiterhin Fibroadenome der Mamma sowie alveoläre und bronchioläre Lungenadenome und karzinome beobachtet.

15 1,2-Dibromethan (CAS ) 4 Tabelle 1-1 Tumorinzidenz bei Ratten, die chronisch inhalativ gegen Dibromethan exponiert wurden (Daten aus NTP, 1982) Tumortyp Männliche Tiere Weibliche Tiere 0 ppm 10 ppm 40 ppm 0 ppm 10 ppm 40 ppm Nasenhöhle Adenome 0/50 11/50** 0/50 0/50 11/50 3/50 Karzinome 0/50 0/50 21/50** 0/50 0/50 25/50** Adenokarzinome 0/50 20/50** 28/50** 0/50 20/50** 29/50** Nasentumore 0/50 39/50** 41/50** 1/50 34/50** 43/50** insgesamt a Kreislaufsystem Haemangiosarkome 0/50 1/50 15/50** 0/50 0/50 5/50* Tunica Vaginalis Mesotheliome 0/50 7/50** 25/50** Brustdrüse Fibroadenome 4/50 29/50** 24/50** Lunge (Alveolär/bronchioloär) Adenome und Karzinome 0/50 0/48 5/47* * p< 0,05; ** p 0,001 a: Adenome, Adenokarzinome, papilläre Adenome, Plattenepithelzelladenome / -karzinome In einer weiteren Langzeitinhalationsstudie an Sprague-Dawley Ratten, die gegen 0 oder 20 ppm DBE für 18 Monate exponiert wurden (7 h/d, 5 d/w) wurde eine erhöhte Mortalität bei den behandelten Tieren beobachtet. Signifikant erhöht war bei beiden Geschlechtern die Inzidenz der Haemangiosarkome der Milz, der Nebennierentumore, bei den Weibchen die Inzidenz der Mammatumore und bei den Männchen die Inzidenz der subkutanen mesenchymalen Tumore (Wong et al., 1982). Die Nasenhöhle wurde in dieser Studie nicht untersucht. Andere Pfade In einer Untersuchung des NCI (1978) wurde die kanzerogene Wirkung von DBE nach oraler Gabe an B6C3F1-Mäusen getestet. Die Tiere wurden an 5 Tagen die Woche über 53 Wochen exponiert (durchschnittlich 62 und 107 mg/kg d) und für weitere Wochen beobachtet. Bei beiden Geschlechtern traten Vormagentumore (Plattenepithelzellkarzinome) und alveoläre/bronchioläre Adenome auf. Die Inzidenzen waren in den behandelten Tieren jeweils deutlich gegenüber den Kontrolltieren erhöht, jedoch ohne klare Dosis-Wirkungsbeziehung. In einer Trinkwasserstudie an B6C3F1-Mäusen (Männchen: 116 mg/kg d; Weibchen 103 mg/kg d über 450 Tage) wurden bei den exponierten Tieren vor allem

16 1,2-Dibromethan (CAS ) 5 Plattenepithelzellkarzinome des Vormagens und vereinzelt Plattenepithelzellpapillome der Speiseröhre beobachtet (van Duuren et al., 1985). Auch in einer Fütterungsstudie an Ratten (Männchen: 38 oder 41 mg/kg d; Weibchen: 37 oder 39 mg/kg d; 36 bis 57 Wochen Exposition, 5 Tage/Woche, 2-13 Wochen Nachbeobachtungszeit) war bei den exponierten Tieren eine gegenüber den Kontrollen signifikant erhöhte Inzidenz an Plattenepithelzellkarzinomen des Vormagens zu beobachten. Diese traten bereits nach 12 Wochen auf. Bei den Männchen traten außerdem Hämangiosarkome der Milz auf (statistisch signifikant nur in der niedrigen Dosisgruppe) (NCI, 1978). Swiss-Mäuse, denen dreimal wöchentlich 25 oder 50 mg DBE/Tier auf die rasierte Rückenhaut aufgetragen wurde, entwickelten Hauttumore (Papillome). Diese waren in der höchsten Dosisgruppe statistisch signifikant erhöht (8/30). Weiterhin war bei den exponierten Tieren die Inzidenz an papillären Lungenadenomen statistisch signifikant erhöht (24/30 und 26/30 bei 25 und 50 mg) (Van Duuren et al., 1979) Gentoxizität Humandaten In zwei unterschiedlichen Studien an Arbeitern, die inhalative gegen DBE-Konzentrationen von durchschnittlich 0,46 mg/m 3 oder 0,12-1,35 mg/mg 3 (in der zweiten Studie wurden Arbeiter aus sechs verschiedenen Fabriken untersucht) exponiert waren, war gegenüber den Kontrollgruppen kein erhöhtes Auftreten von Schwesterchromatidaustauschen oder Chromosomenaberrationen zu beobachten. Peak-Expositionen erreichten bis zu 17 mg/m 3 (IARC, 1999). In humanen lymphoblastoiden Zelllinien wurden ohne exogene metabolisierende Systeme TK-6 und AHH-1 Mutationen induziert (IARC, 1999). Andere Daten DBE erwies sich in allen getesten in vitro Systemen als gentoxisch: DBE ist ein direkt wirksames Mutagen in Bakterien. Die Mutagenität ist in Gegenwart einer hohen Glutathiontransferase-Aktivität besonders ausgeprägt. In Säugerzellen induziert DBE Genmutationen, Chromosomenaberrationen, Schwesterchromatidaustausche, DNA- Strangbrüche, Cross-links, außerplanmäßige DNA-Synthese und Zelltransformationen (IARC, 1999). Auch in Drosophila melanogaster erwies sich DBE als mutagen. Geschlechtsgebundene rezessive Letalmutationen wurden in Drosophilamännchen der F2 und F3 beobachtet (IARC, 1999). DBE induziert in vivo bei Ratten und Mäusen DNA-Strangbrüche und Cross-links (in weiblichen Ratten bereits bei 1,8 mg/kg, peroral; üblicherweise wurden sonst einmalige Dosierungen von 50 mg/kg peroral oder intraperitoneal verabreicht) und außerplanmäßige DNA-Synthese in Hepatozyten männlicher Ratten, aber nicht in Spermatozyten. Negative Ergebnisse wurden weiterhin im Dominant-Letal-Assay in Mäusen und Ratten beobachtet. Weiterhin waren bei CD-1 Mäusen, denen bis zu 168 mg DBE/kg intraperitoneal appliziert wurde, keine Effekte hinsichtlich einer Induktion von Chromosomenaberrationen und Mikrokernen zu erkennen. (Anonymous, 2007; IARC, 1999). Einmalige inhalative Exposition über 2 h gegen 30 ppm DBE führte in der Muta-Maus nicht zu mutagenen Effekten in der Lunge oder Nasenschleimhaut,

17 1,2-Dibromethan (CAS ) 6 während eine über 10 Tage wiederholte Exposition eine erhöhte Mutationsfrequenz in der Nasenschleimhaut bewirkte (Schmezer et al., 1998). In Ratten und Mäusen und in vitro bindet DBE kovalent an DNA, RNA und Proteine. DNA-Bindung in vivo war bereits nach einmaliger intraperitonealer Applikation von 1,2 mg/kg in Ratten und Mäusen nachweisbar (IARC, 1999). Nach einmaliger intraperitonealer Gabe wurden DNA-Addukte (S-[2-(N7-guanyl)- ethyl]glutathion) in der Leber verschiedener Ratten- und Mäusestämme nachgewiesen, wobei die Adduktlevel in Ratten 4-5-fach höher als in Mäusen waren (IARC, 1999) Metabolismus Der Metabolismus von DBE ist gut untersucht. Für eine umfassende Darstellung der komplexen Stoffwechselwege muss an dieser Stelle auf die Literatur verwiesen werden (z.b. EPA, 2004). Nachfolgend wird nur eine vereinfachte Übersicht (siehe Abbildung 1-1) gegeben. In Nagern wird DBE vor allem durch Cytochrom P450 Isoenzyme (insbesondere CYP2E1) oxidiert und durch Glutathion (GSH) konjugiert. Der primäre Metabolit nach CYP2E1-Oxidation ist 2-Bromacetaldehyd. 2-Bromacetaldehyd kann über verschiedene Stoffwechselwege weiter zu S-(2-Hydroxyethyl)glutathion oder S-Carboxymethylglutathion verstoffwechselt werden: durch direkte Wechselwirkung mit Glutathion unter Beteiligung der Glutathiontransferase (GST, insbesondere GST theta), oder durch Oxidation zu 2-Bromethanol und 2-Bromessigsäure und anschließender Glutathionkonjugation. DBE kann auch direkt in einer GST-katalysierten Reaktion mit GSH zu S-(2-Bromethyl)GSH reagieren, das sich spontan zu einem Episulfoniumion umlagert, das an die DNA binden kann (Anonymous, 2007; EPA, 2004; IARC, 1999). Abbildung 1-1 Vereinfachtes Metabolismusschema für Dibromethan (in Anlehnung an Watanabe et al., 2007). DBE-Metabolite werden vor allem (ca. 80%) über den Urin und nur zu geringen Teilen über die Faeces und die Atemluft ausgeschieden (Anonymous, 2007; EPA, 2004; IARC, 1999).

18 1,2-Dibromethan (CAS ) 7 Die durch CYP2E1 gebildeten Metabolite sind überwiegend für die Bindung an Proteine und die daraus resultierende Gewebetoxizität verantwortlich. Während des oxidativen Stoffwechsels kommt es zur Debromierung, einer Erhöhung der internen Bromkonzentration, die zur Lipidperoxidation führen kann (IARC, 1999). Vor allem die durch GSH-Konjugation gebildeten Metabolite sind für die Bildung der DNA-Addukte und folglich für die Gentoxizität und Kanzerogenität verantwortlich. Als Hauptaddukt wurde das S-[2-(N7-guanyl)ethyl]glutathion identifiziert, das mehr als 95% der gebildeten Addukte ausmacht. Daneben wurden drei weitere Guanyl- bzw. Adenyl-Addukte identifiziert. Die DNA-Adduktbildung kann durch eine Induktion des GSH-abhängigen Stoffwechsels oder durch eine Hemmung des oxidativen Stoffwechsels gefördert werden. In der Rattenleber und niere werden bei gleicher Dosierung höhere Adduktlevel gefunden als in den entsprechenden Organen von Mäusen (IARC, 1999; Watanabe et al., 2007). In vitro Untersuchungen mit humanem und Rattenleberzytosol weisen darauf hin, dass die Metabolismusrate bei der Ratte ca. 2-fach höher als beim Menschen ist. In Nagern dominiert der oxidative Stoffwechsel über den Glutathiontransferase-abhängigen Stoffwechsel (Verhältnis ungefähr 4:1). Im Gegensatz dazu sagen andere Modellberechnungen einen deutlich höheren Anteil der Glutathiontransferase am DBE-Metabolismus gegenüber dem oxidativen Metabolismus bei der Ratte voraus, während beim Menschen beide Stoffwechselwege etwa zu gleichen Teilen beteiligt sind. Nach diesem Modell haben sensitive Menschen ein viel geringeres Risiko als Ratten bezogen auf die durch GST-gebildeten Metabolite (Anonymous, 2007; IARC, 1999). Für den Menschen ist eine polymorphe Ausprägung der Cytochrom P450 Enzyme und der Glutathiontransferasen bekannt (Anonymous, 2007; EPA, 2004). 1.2 Berechnung der krebserzeugenden Potenz von 1,2-Dibromethan nach Einmalexposition Mechanistische Überlegungen Eine gentoxische Wirkung konnte für DBE in Bakterien und verschiedenen Säugerzellen in vitro nachgewiesen werden. Aus in vivo Untersuchungen liegen Verdachtsmomente (Induktion von DNA-Strangbrüchen, Cross-links, außerplanmäßiger DNA- Synthese) vor. Weiterhin konnte in vitro und in vivo die Bindung von DBE an die DNA, RNA und Proteine nachgewiesen werden. DBE erwies sich in verschiedenen Langzeituntersuchungen nach oraler, inhalativer und dermaler Applikation als kannzerogen im Tierversuch, so dass plausibel angenommen werden kann, dass es sich bei DBE um ein gentoxisches Kanzerogen handelt. Es liegen keine Studien vor, in denen das Auftreten von Tumoren nach Kurzzeitexposition mit entsprechender Nachbeobachtungszeit untersucht wurde. Nitschke und Mitarbeiter (1981) exponierten männliche und weibliche Ratten bis zu 13 Wochen lang (6 h/d, 5 d/w) gegen 0, 3, 10 oder 40 ppm DBE. Die Nachbeobachtungszeit betrug 88 Tage. Zwischenuntersuchungen wurden nach 1 und 6 Wochen durchgeführt (d.h. 5, 29 bzw. 68 Expositionstage). Neben der Untersuchung klinisch chemischer Parameter, wurden zu den angegebenen Zeitpunkten das Körpergewicht, Organgewichte und histopathologische Untersuchungen des Atemtrakts (Untersuchung der Lunge, Bronchien, Trachea und der Nasenmuschel auf 4 Ebenen) sowie von Leber, Niere, Testes, Ovarien, Uterus und Eileiter durchgeführt. Der Atem-

19 1,2-Dibromethan (CAS ) 8 trakt erwies sich als am empfindlichsten gegenüber einer DBE-Exposition. Bei 10 ppm waren zu allen Untersuchungszeitpunkten eine leichte epitheliale Hyperplasie der Nasenmuschel sichtbar, die am Ende der Nachbeobachtungszeit vollständig reversibel war. In der höchsten Dosisgruppe (40 ppm) war das Körpergewicht vermindert, das Leber- und Nierengewicht erhöht, weiterhin wurden eine Hyperplasie, eine nicht keratinisierende schuppenartige Metaplasie des Respirationsepithels der Nasenmuschel beobachtet, die bei 19/20 Tieren am Ende der Nachbeobachtungszeit reversibel war. Bei einem Tier verblieb ein isolierter hyperplastischer Focus, der nach Meinung der Autoren bei etwas verlängerter Nachbeobachtungszeit reversible gewesen wäre. Der NOAEL lag in dieser Studie bei 3 ppm. Diese Daten werden unterstützt durch die Untersuchungen von Reznik et al. (1980), die Fischer Ratten und B6C3F1 Mäuse über 13 Wochen (6 h/d, 5 d/w, whole body) gegen 0, 3, 15 oder 75 ppm exponierten. Vier männliche Mäuse der niedrigsten Dosisgruppe verstarben vor dem Ende der Expositionszeit (genauer Zeitpunkt und Todesursache nicht angegeben). Histomorphologische Veränderungen waren nur im Atemtrakt (Nasenhöhle, Luftröhre, Lunge) der Tiere zu beobachten, bei Ratten bereits bei 15 ppm und bei 75 ppm sowohl bei Ratten als auch bei Mäusen (Zytomegalie, fokale Hyperplasie, squamöse Metaplasie, Zilienverlust). Diese beiden subchronischen Studien, insbesondere die Zwischenuntersuchung von Nitschke et al. (1981) nach einer Woche, zeigen, dass in dem Konzentrationsbereich, in dem in der chronischen Studie Tumore beobachtet wurden, auch in der Kurzzeitstudie bereits Schädigungen in der Nase, dem Hauptzielorgan bei der Kannzerogenese nach Inhalation, auftreten können. Nitschke et al. (1981) beschreiben zwar, dass diese Veränderungen nach einer ausreichenden Erholungsphase reversibel waren, auf Grund der Beobachtungen zur Gentoxizität und Bindung von DBE an DNA, RNA und Proteine bereits nach einmaliger intraperitonealer oder peroraler Exposition kann aber nicht mit Sicherheit ausgeschlossen werden, dass auch bereits eine Kurzzeitexposition zu bleibenden Schäden führt. Für eine endgültige Bewertung wären Daten zur DNA-Bindung nach inhalativer Exposition notwendig. Auf Grund dieser Beobachtungen wird eine Betrachtung von DBE in Hinblick auf eine Störfallsituation als relevant erachtet. Wegen des Fehlens von Kurzzeitstudien wird die Berechnung von Störfallbeurteilungswerten für DBE auf Basis der NTP-Kanzerogenitätsstudie an Ratten (NTP, 1982) durchgeführt. Diese Studie diente auch als Basis für die Unit Risk Berechnung der EPA und war Grundlage für die Abschätzung des National Advisory Committee for Acute Exposure Guideline Levels for Hazardous Substances (NAC/AEGL Committee) für die kanzerogene Kurzzeitwirkung von DBE Verwendung stoffspezifischer Daten Verwendung von Kanzerogenitätsdaten Unit Risk Ableitung der EPA Die EPA (2004) leitete auf Basis der chronischen Inhalationsstudie an Ratten (NTP, 1982) ein inhalatives Unit Risk in Höhe von 6 x 10-4 pro µg/m 3 ab. Das Unit Risk ist nach Angaben der EPA (2004) nicht bei Expositionskonzentrationen > 0,003 ppm (0,023 mg/m 3 ) ppm anzuwenden, da bei höheren Konzentrationen kein linearer

20 1,2-Dibromethan (CAS ) 9 Dosis-Wirkungszusammenhang besteht. Basis für die Kalkulation war die Inzidenz der Nasentumore in männlichen Ratten. Die Expositionskonzentrationen wurden in Werte für kontinuierliche Exposition umgerechnet (x 6/24, x 5/7). Wegen der beobachteten lokalen Effekte wurde unter Berücksichtigung der physikalisch/chemischen Eigenschaften des DBE, des Inhalationsvolumens von Ratte und Mensch und der Oberfläche des Atemtrakts von Ratte und Mensch die Expositionskonzentration in eine humanäquivalente Konzentration umgerechnet (EPA, 2004): RGDR(ET) = (MV a /S a )/(MV h /S h ) RGDR(ET) : regional gas dose ratio for the nasal cavity (Atemtrakt außerhalb des Thorax) MV a MV h : Atemminutenvolumen Tier (männliche Ratte : 0,21 L/min) : Atemminutenvolumen Mensch (13,8 L/min) S a : Oberfläche des tierischen Atemtrakts außerhalb des Thorax (Ratte : 15 cm 2 ) S h : Oberfläche des menschlichen Atemtrakts außerhalb des Thorax (200 cm 2 ) RGDR(ET) Ratte/Mensch = (0,21/15)/(13,8/200) = 0,20 Mit Hilfe des Poly-3 Verfahren wurde berücksichtigt, dass die Tiere nicht alle bis zum Studienende überlebten: Adjustierung der Tierzahlen im Nenner mittels (t/104) 3, mit t = Zeitpunkt der Tötung der jeweiligen Dosisgruppe. Somit ergeben sich die in Tabelle 1-2 angegebenen Expositionskonzentrationen und angepassten Inzidenzen. Tabelle 1-2 Nasentumore (Adenome, Adenokarzinome, papilläre Adenome, Plattenepithelzelladenome / -karzinome) bei männlichen Ratten in der Langzeitinhalationstudie von NTP (1982) Expositionkonzentration (ppm) Äquivalente kontinuierliche Konzentration (ppm) a Humanäquivalente kontinuierliche Konzentration (ppm) b Adjustierte Nasentumorinzidenz c /46 (2%) 10 1,8 0,36 39/45 (86,7%) 40 7,1 1,42 41/43 (95%) a Expositionskonzentration x 6/24 x 5/7 b äquivalente kontinuierliche Konzentration x 0,20 c adjustiert mittels Poyl-3-Verfahren (siehe Text) Die Dosis-Wirkungsbeziehung wurde mit Hilfe des multistage models oder des loglogistic models modelliert. Für die Extrapolation in den Niedrigdosisbereich wurde als point of departure ein Wert in der Nähe des beobachteten Bereichs gewählt (im

21 1,2-Dibromethan (CAS ) 10 Falle der Nasentumoren: benchmark response 87%) gewählt und der Wert des unteren 95%-Vertrauensinterval bei der Benchmark Response (BMCL 87 = 0,18 ppm für die Nasentumore) aus der Dosis-Wirkungsbeziehung ermittelt. Zur Berechnung des Unit Risk wurde dann linear in den Niedrigdosisbereich extrapoliert (0,87 / 0,18 = 4,8 ppm -1 ). Dies entspricht einem Unit Risk von 0,6 (mg/m 3 ) -1 = 6 x 10-4 pro µg/m 3. NAC/AEGL-Kanzerogenitätsbewertung für DBE Auf Basis des von der EPA (2004) berechnete Unit-Risk in Höhe von 6 x 10-4 pro µg/m 3 führte das NAC/AEGL seine Kalkulationen zur kanzerogenen Wirkung von DBE bei Kurzzeitexposition durch. Diese wurde nach der Standardmethode des National Research Council (2001) durchgeführt. Ausgehend von dem Unit Risk von 6 x 10-4 pro µg/m 3 wurde die virtually safe dose (VSD) bei einem Risiko von 1:10000 berechnet: d = 10-4 / (6 x 10-1 (mg/m 3 )) -1 = 1,67 x 10-4 mg/m 3 Diese Berechnungen gehen von einer lebenslangen Exposition (70 Jahre = Tage) aus. Für eine Kurzzeitexposition von einem Tag ergibt sich somit: Gesamt-d = d x = 1,67 x 10-4 mg/m 3 x = 4,27 mg/m 3 Das NAC/AEGL verwendete einen Standardunsicherheitsfaktor von 6, um die Unsicherheiten bei der Berechnung der Kanzerogenität nach Kurzzeitexposition auf Basis einer chronischen Studie zu berücksichtigen: 4,27 mg/m 3 / 6 = 0,71 mg/m 3 = 0,091 ppm (Anmerkung: An dieser Stelle liegt im TSD ein Rechenfehler/Schreibfehler vor, statt 0,71 mg/m 3 wurde mit 71 mg/m 3 weitergerechnet. Die nachfolgend ausgewiesenen Werte unterscheiden sich deshalb von den falschen Werten, wie sie in dem TSD- Dokument stehen um den Faktor 100.) Eine Konzentration von 0,091 ppm über 24 Stunden würde also einem Risiko von 1:10000 entsprechen. Linear umgerechnet auf die kürzeren Zeiträume unter Berücksichtigung der Beziehung c n x t = k mit n = 1 ergibt sich somit unter Berücksichtigung eines Krebsrisikos von 1:10000: 8 h: 0,27 ppm 4 h: 0,55 ppm 1 h: 2,2 ppm T25-Konzept Für die Berechnungen nach dem T25-Konzept (zur Methodik vergleiche AGS, 2008) wurden die Daten für Nasentumore bei männlichen Ratten zu Grunde gelegt, da bei diesen Tumoren bereits in der niedrigsten Expositionskonzentration eine hohe Tumorinzidenz beobachtet wurde. Der sich daraus ergebende Wert für T25 ist niedriger als der entsprechende Wert auf Basis der Ergebnisse in weiblichen Tieren. Zur Berechnung wurden wie bei der Unit Risk Ableitung die humanäquivalenten Konzentrationen und die mittels Poly-3-Prozedur adjustierten Inzidenzen zu Grunde gelegt (vgl.

22 1,2-Dibromethan (CAS ) 11 Tabelle 1-2). T25 = 0,36 ppm x (0,25/(0,867 0,02) x (1 0,02)/1) = 0,104 ppm Linear umgerechnet auf ein 1:10000 Risiko ergibt sich auf Basis der T25: Tumorrisiko 1:10000 bei 0, ppm Diese Berechnungen gehen von einer lebenslangen Exposition (70 Jahre = Tage) aus. Für eine Kurzzeitexposition von einem Tag ergibt sich somit: Gesamt-d = 0, ppm x = 1,06 ppm Unter Verwendung eines Standardunsicherheitsfaktor von 6, um die Unsicherheiten bei der Berechnung der Kanzerogenität nach Kurzzeitexposition auf Basis einer chronischen Studie zu berücksichtigen, ergibt sich: 1,06 ppm / 6 = 0,177ppm Eine Konzentration von 0,177 ppm über 24 Stunden würde also einem Risiko von 1:10000 entsprechen. Linear umgerechnet auf die kürzeren Zeiträume unter Berücksichtigung der Beziehung c n x t = k mit n = 1 ergibt sich somit unter Berücksichtigung eines Krebsrisikos von 1:10000: 8 h: 0,53 ppm 4 h: 1,06 ppm 1 h: 4,25 ppm Verwendung von Gentoxizitätsdaten Es liegen, bis auf die Untersuchungen an der Muta-Maus, keine Daten zur Gentoxizität/Bindung an biologische Makromoleküle nach inhalativer Exposition vor. Die Verwendung der Daten nach peroraler oder intraperitonealer Applikation erscheint nicht sinnvoll, da bei DBE auf Grund des schnellen Metabolismus in der Leber von einem effizienten first-pass-effekt ausgegangen werden kann. Auf eine Kalkulation anhand dieser Gentoxizitätsdaten muss daher verzichtet werden. Wie bereits im Abschnitt (Gentoxizität) erwähnt, führte einmalige inhalative Exposition über 2 h gegen 30 ppm DBE in der Muta-Maus nicht zu mutagenen Effekten in der Lunge oder Nasenschleimhaut, während eine über 10 Tage wiederholte Exposition eine erhöhte Mutationsfrequenz in der Nasenschleimhaut bewirkte (Schmezer et al., 1998). Diese Daten stützen grundsätzlich die Annahme, dass bereits eine Exposition über kurze Zeiträume zu Schädigungen des Erbmaterials führen kann, die in der Folge möglicherweise zur Tumorentstehung führen können. Eine Quantifizierung auf Basis der Befunde in der Muta-Maus ist jedoch derzeit nicht möglich wegen der zu großen Unterschiede zwischen Mensch und transgenen Tieren. 1.3 AEGL-Werte für 1,2-Dibromethan Im Rahmen der Aktivitäten des National Advisory Committee for Acute Exposure Guideline Levels for Hazardous Substances (NAC/AEGL Committee) wurden AEGL- Werte für DBE abgeleitet. Das Technical Support Document (vom ) ist noch nicht finalisiert und befindet sich im proposed Status. In der Endfassung des

23 1,2-Dibromethan (CAS ) 12 TSD können sich also noch Änderungen gegenüber den hier dargestellten Werten ergeben. AEGL-1 Werte wurden auf Basis der Daten zur akuten Inhalation bei Ratten abgeleitet (Rowe et al., 1952). Eine Exposition der Tiere gegen 50, 100, 200 oder 800 ppm für 420, 150, 42 oder 6 Minuten führte nicht zu adversen Effekten. Ausgangspunkt (point of departure) für die AEGL-1 Ableitung war die Exposition der Tiere über 420 Minuten gegen 50 ppm, der niedrigsten Konzentration und der längsten Expositionsdauer ohne Effekt. Es wurde ein Gesamtunsicherheitsfaktor von 10 gewählt (Faktor 1 für die Interspezies- und Faktor 10 für die Intraspeziesvariabilität). Der Faktor 1 für die Interspeziesvariabilität wurde für ausreichend erachtet, da Ratten ca. 3-fach höhere DBE-Mengen als der Mensch aufnehmen (Kalkulation mittels PBPK-Modell) und deutlich mehr toxische Metabolite als der Mensch bilden. Mögliche geringe pharmakodynamische Unterschiede sind demgegenüber zu vernachlässigen. Auf Grund der beobachteten genetischen Variabilität beim Menschen bezüglich der Cytochrom P450 und Glutathiontransferase-abhängigen Bildung der DBE-Metabolite wurde ein Intraspeziesfaktor 10 gewählt. Für die Zeitextrapolation wurde ein Wert von n = 1,6 ermittelt. AEGL-2 Werte basieren auf akuten Inhalationsdaten bei der Ratte (Rowe et al., 1952). Bei Ratten, die für 9, 60 oder 240 Minuten gegen 800, 200 oder 100 ppm exponiert wurden, wurden erhöhte Lebergewichte und leichte histopathologische Veränderungen (ohne weitere Spezifizierung) der Leber beobachtet. Diese Effekte liegen unterhalb des AEGL-2 Niveaus. Ausgangspunkt (point of departure) für die AEGL-2 Ableitung war die Exposition der Tiere über 240 Minuten gegen 100 ppm. Es wurde ein Gesamtunsicherheitsfaktor von 10 angewendet (Faktor 1 für die Interspezies- und Faktor 10 für die Intraspeziesvariabilität, Begründung siehe oben). Für die Zeitextrapolation wurde ein Wert von n=1,6 ermittelt. AEGL-3 Werte wurden anhand der Daten zur Letalität bei Ratten nach inhalativer Exposition ermittelt (Rowe et al., 1952). Keins der Tiere, die gegen 100 ppm DBE für 8,5 Stunden exponiert wurden, starb während der dreiwöchigen Nachbeobachtungszeit. Von diesem Ausgangspunkt (point of departure) aus und mit einem Gesamtunsicherheitsfaktor von 10 (Faktor 1 für die Interspezies- und Faktor 10 für die Intraspeziesvariabilität, Begründung siehe oben) und einem kalkulierten n von 1,4 wurden die AEGL-3 Werte für die einzelnen Zeitpunkte ermittelt. Die nachfolgende Tabelle bietet eine Übersicht über die einzelnen AEGL-Werte. Es fällt auf, dass die AEGL-1, AEGL-2 und AEGL3 Werte zum Teil sehr dicht beeinander liegen. Insbesondere für die längeren Zeitpunkte liegen AEGL-1 und AEGL-3 nur um ca. Faktor 2 auseinander. Tabelle 1-3 AEGL-1, AEGL-2- und AEGL-3-Werte für DBE (Anonymous, 2007) Zeitpunkt AEGL-1 (ppm) AEGL-2 (ppm) AEGL-3 (ppm) 10-min min h h 7,

24 1,2-Dibromethan (CAS ) 13 8-h 4,6 6, Vergleich kanzerogene Potenz nach Einmalexposition vs. AEGL-Werte Der Vergleich der AEGL-2 Werte mit den Störfallbeurteilungswerten, die auf Basis der kanzerogenen Wirkung des DBE nach der Methode des NRC (2001) auf Basis des von der EPA (2004) ermittelten Unit Risk oder des T25-Verfahrens abgeleitet wurden, zeigt, das die AEGL-2 Werte (und auch die AEGL-1 Werte) ca. eine Größenordnung über den kalkulierten Werten für ein Risiko von 1:10000 liegen. Tabelle 1-4 Vergleich der Störfallbeurteilungswerte, auf Basis kanzerogener und nicht-kanzerogener Endpunkte Zeitpunkt AEGL-2 (nicht kanzerogener Endpunkt) Zusätzliches Krebsrisiko 1: Kalkuliert nach NTP (1982) unter Verwendung des Unit Risk Kalkuliert nach NTP (1982) unter Verwendung der T25 Methode 8 Stunden 6,5 ppm 0,27 ppm 0,53 ppm 4 Stunden 10 ppm 0,55 ppm 1,06 ppm 1 Stunde 24 ppm 2,2 ppm 4,25 ppm 1.5 Diskussion DBE wurde als wahrscheinlich krebserzeugend für den Menschen eingestuft. Auf Grund der Daten zur Gentoxizität kann plausibel angenommen werden, dass es sich um ein gentoxisches Kanzerogen handelt. Es liegen keine Studien vor, in denen die krebserzeugende Wirkung nach kurzer Expositionszeit untersucht wurde. Auf Grund der Beobachtungen, dass bereits nach Einmalexposition Bindung an DNA, RNA und Proteine erfolgt und in vivo DNA-Schädigungen zu beobachten sind, kann jedoch nicht ausgeschlossen werden, dass es bereits nach einer Kurzzeitexposition zu bleibenden Schäden kommt. Dies begründet die Ableitung von Störfallbeurteilungswerten unter Berücksichtigung der kanzerogenen Wirkung. Eine Beurteilung der Störfallsituation auf Basis einer chronischen Studie ist jedoch mit großen Unsicherheiten behaftet. Rechnerisch liegen die Störfallbeurteilungswerte auf Basis der Daten zur Kanzerogenität, unabhängig ob ausgehend vom Unit Risk oder mittels T25 berechnet (die Ergebnisse nach beiden Methoden unterscheiden sich nur um etwa den Faktor 2) unterhalb der AEGL-2 (und der AEGL-1) Werte. In beiden Fällen wurde der Standardfaktor 6 zur Berücksichtigung der Unsicherheiten bei der Extrapolation von der chronischen auf die akute Situation angewendet. Dieser Faktor ist möglicherweise zu hoch, wenn man berücksichtigt, dass nach subchronischer Exposition und einer fast 90-tägigen Nachbeobachtungszeit keine Tumore aufgetreten sind.