Vorkommen und gesundheitliche Bedeutung von persistenten organischen Substanzen und Phthalaten in der Muttermilch

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1 e27 Vorkommen und gesundheitliche Bedeutung von persistenten organischen Substanzen und Phthalaten in der Muttermilch Occurrence and Relevance to Health of Persistent Organic Substances and Phthalates in Breast Milk Autoren H. romme 1, U. Raab 1, P. ü rst 2, B. Vieth 3, W. V ö lkel 1, M. Albrecht 4, U. Schwegler 1 Institute 1 Bayerisches Landesamt f ü r Gesundheit und Lebensmittelsicherheit, Sachgebiet Chemikaliensicherheit und Toxikologie / Biomonitoring M ü nchen 2 Chemisches und Veterin ä runtersuchungsamt M ü nsterland-emscher-lippe, M ü nster 3 Bundesinstitut f ü r Risikobewertung, Berlin 4 Bayerisches Landesamt f ü r Gesundheit und Lebensmittelsicherheit, Sachgebiet Spezielle Analytik, Oberschlei ß heim Schl ü sselw ö rter Muttermilch P CD D P C B PB DE Phthalate PC Key words breast milk PCDD / P C B PB DE phthalates PC Bibliografie DOI /s Gesundheitswesen 2011; 73: e27 e43 Georg Thieme Verlag KG Stuttgart New York ISSN Korrespondenzadresse Dr. H. romme Bayerisches Landesamt f ü r Gesundheit und Lebensmittelsicherheit Sachgebiet Chemikaliensicherheit und Toxikologie / Biomonitoring Pfarrstraße M ü nchen hermann.fromme@ lgl.bayern.de Zusammenfassung Im Rahmen der Untersuchung soll der derzeitige Kenntnisstand zur Belastung der Muttermilch mit Schadstoffen wie den Polychlorierten Dibenzo-p-dioxinen und Dibenzofuranen (PCDD / ), den dioxin ä hnlichen Polychlorierten Biphenylen (dl-pcb), den Polybromierten Diphenylethern (PBDE), den Perfluorierten Verbindungen (PC) und den Phthalaten dargestellt werden. Auf der Basis der medianen bzw. 95. Perzentil Belastung wird eine durchschnittliche und eine hohe Aufnahme f ü r einen 3 Monate alten, ausschlie ß - lich gestillten Säugling abgeschätzt. Die vom Säugling aufgenommenen Schadstoffmengen werden mit toxikologischen Beurteilungswerten verglichen und gesundheitlich bewertet. Aufgrund der aktuellen Belastungssituation ergibt sich derzeit f ür Säuglinge eine durchschnittliche bzw. hohe Aufnahme von 70 bzw. 140 pg TEQ / kg KG f ü r PCDD / und dl-pcb, 10 bzw. 20 ng / kg KG f ü r POS (Perfluoroctansulfonat), 20 bzw. 50 ng / kg KG f ü r POA (Perfluoroctansäure), 1,7 bzw. 7,5 ng / kg KG f ü r BDE 47, 0,6 bzw. 2,1 ng / kg KG f ü r BDE 99, 400 bzw ng / kg KG f ür Di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP) und 100 bzw. 500 ng /kg KG für Di-n-butylphthalat (DnBP). ür alle vorgenannten Substanzen, mit Ausnahme der PCDD / und dl-pcb, ergibt sich eine Zufuhr unterhalb der lebenslang duldbaren t ä glichen Aufnahme (TDI). Sowohl f ü r die PBDE, die perfluorierten Verbindungen als auch die Phthalate liegt die Aussch ö pfung selbst beim hohen Aufnahmeszenarium nur im unteren Prozentbereich. Lediglich f ü r die PCDD / und dl-pcb gibt es noch eine deutliche Ü berschreitung des TDI- Wertes, die vor dem Hintergrund der begrenzten zeitlichen Aufnahme und der insgesamt r ückläufigen Tendenz von der WHO und anderen Expertengremien noch als vertretbar angesehen wird. Bei der derzeitigen Belastungssituation der vorgenannten remdstoffe können Mütter be- Abstract The aim of this study is to give an overview of the concentrations of persistent organic pollutants like the polychlorinated dibenzo- p-dioxins (PCDD), polychlorinated dibenzofurans (PCD), polychlorinated biphenyls (PCB), polybrominated diphenyl ether (PBDE), perfluorinated compounds (PC) and of phthalates in breast milk. On the basis of median and 95 th percentile values an average and a high intake were calculated for a 3-month-old infant exclusively breast-fed. Moreover, the actual daily intake was compared with tolerable daily intakes (TDI) recommended by scientific institutions. On this basis, we found an average ( high ) daily intake of 70 (140) pg TEQ / kg body weight (b. w.) for PCDD / and di oxin-like PCB (dl-pcb), 10 (20) ng /kg b. w. for POS (perfluorooctanesulfonate), 20 (50) ng / kg b. w. for POA (perfluorooctanoate), 1.7 (7.5) ng / kg b. w. for BDE 47, and 0.6 (2.1) ng / kg b. w. for BDE 99. or di-2-ethylhexyl phthalate (DEHP) and di- n-butyl phthalate (DnBP) an average and high intake of 400 ng /kg b. w. and ng / kg b. w. and of 100 and 500 ng / kg b.w. were assumed, respectively. or all of these substances we found a daily intake via breast milk below the TDI, established on a livelong basis. On contrary, the daily intake for the sum of the PCDD / and dl-pcb considerably exceeded the recommended TDI value. Even with regard to the high daily intake values the share of PBDE, PC, and phthalates on the TDI was only in the lower percentage. Scientific organisations assume that an exceeding of the PCDD / and dl-pcb intake in relation to the TDI value is acceptable only on the basis of the still declining levels in breast milk and the fact that this high exposure only occurs during some months of the entire life when breast milk is consumed. On the basis of the recent expo sure situation mothers can exclusively breast-feed their infants for 6 months without any hesita tion.

2 e28 Originalarbeit denkenlos ihre Kinder 6 Monate ausschlie ß lich stillen und somit die nachhaltigen Vorteile des Stillens f ü r die kindliche und ihre eigene Gesundheit nutzen. Mit Einf ü hrung der Beikost, bei der die Menge l ö ffelweise gesteigert werden soll, muss die Stillzeit nicht enden, sondern die Kinder sollten weiter gestillt werden, so lange Mutter und Kind das wollen. The well established health benefits for mothers and infants when exclusively breast-feeding should be utilised. There is also no health concern if the mother decides to breast-feed the baby for longer than 6 months when the infant also receives additional food. Einf ü hrung Gegenstand dieser Ver ö ffentlichung sind die persistenten organischen Verbindungen (POPs) und ihr Vorkommen in der Muttermilch. Hierzu z ä hlen insbesondere die Polychlorierten Dibenzo-p-dioxine (PCDD) und Polychlorierten Dibenzofurane (PCD), die non-ortho und die mono-ortho substituierten Polychlorierten Biphenyle (sogenannte dioxin ä hnliche PCB, dl-pcb), die Polybromierten Diphenylether (PBDE) und die Perfluorierten Verbindungen (PC) (s. Tab. 1, Abb. 1 ). Außerdem soll eine Ü bersicht der Belastung der Muttermilch mit Phthalaten gegeben werden. Weiteres Ziel ist es, eine orientierende gesundheitliche Bewertung der Aufnahmemengen eines ausschlie ß lich gestillten S ä uglings mit diesen gesundheitlich bedeutsamen Schadstoffen zu geben. Vor diesem Hintergrund wurden umfassende Recherchen, z. B. in PubMed, Web of Science und anderen Litaturdatenbanken durchgef ü hrt, um die wissenschaftliche Literatur zusammenfassend darstellen zu k ö nnen. Polychlorierte Dibenzo-p-dioxine (PCDD), Polychlorierte Dibenzofurane (PCD) Bei den PCDD / PCD handelt es sich um trizyklische aromatische Kohlenwasserstoffe, bei denen 2 Benzolringe ü ber eine bzw. 2 Sauerstoffbr ü cken miteinander verbunden sind. Aufgrund der Bindungsm ö glichkeiten der Chloratome ergeben sich theoretisch 75 m ö gliche PCDD Kongenere und 135 PCD Kongenere. Die Anzahl und Stellung der Chloratome beeinflusst maßgeblich die biologische Aktivit ä t und toxische Wirkung der Kongenere. PCDD / wurden im Gegensatz zu PCB nie f ü r etwaige Anwendungen hergestellt. Sie finden sich in Spuren in chemischen Produkten und entstehen als Nebenprodukte in verschiedenen Tab. 1 Liste der beurteilten Substanzen. Akronym PCDD PCD dl-pcb PBDE PC POA P N A P DA P U n DA P BS PHxS POS DEP DnBP DiBP BBzP DEHP DiOP DiNP DiDP Substanzname Polychlorierte Dibenzo-p-dioxine Polychlorierte Dibenzofurane Dioxin ä hnliche Polychlorierte Biphenyle Polybromierte Diphenylether Pe rfluorierte Substanzen Pe rfluoroctans ä ure Pe rfluornonans ä ure Pe rfluordecans ä ure Pe rfluorundecans ä ure Pe rfluorbutansulfons ä ure Perfluorhexansulfons ä ure Pe rfluoroctansulfons ä ure Diethylphthalat Di-n-butylphthalat Di-iso-butylphthalat Butylbenzylphthalat Di(2-ethylhexyl)phthalat Di-iso-octylphthalat Di-iso-nonylphthalat Di-iso-decylphthalat industriellen / chemischen Prozessen sowie im Rahmen von unvollst ä ndigen Verbrennungsprozessen [1]. Insbesondere die 17 PCDD / mit Chlorsubstituenten in den 2,3,7,8-Positionen sind ä u ß erst persistente und lipophile Substanzen, die in der Nahrungskette akkumulieren. Sie werden vom Menschen im Wesentlichen ü ber tierische Lebensmittel aufgenommen (mehr als 90 % ) und im K ö rperfett gespeichert. Eine Vielzahl an Studien sind in den letzten Jahrzehnten durchgef ü hrt worden, die die toxischen Effekte in Versuchstieren und bei der Belastung an Arbeitspl ä tzen oder im Rahmen von Unf ä llen charakterisiert haben. In Abh ä ngigkeit von der Dosis und dem Chlorierungsgrad wurden dermale Effekte, reproduktions- und entwicklungstoxische Wirkungen und Effekte auf das Immunsystem beobachtet [1, 2]. Im Rahmen der Bewertung und Regulation werden die Konzentrationsangaben der PCDD / PCD und der dioxin ä hnlichen PCB ü blicherweise in Toxizit ä ts ä quivalenten (TEQ) angegeben. Hier zu werden die Gehalte im untersuchten Medium mit einem f ü r das Einzelkongener festgelegten Toxizit ä ts- Ä quivalentfaktor (TE, toxic eqivalents factor) multipliziert. Diese TEs werden von Expertengremien auf der Grundlage toxikologischer Daten abgeleitet. Mit einem TE-Wert wird das Verh ä ltnis dieser Substanz zur toxikologisch bedeutsamsten Substanz, dem 2,3,7,8- Tetrachlordibenzo-p-dioxin (2,3,7,8-TCDD) ber ü cksichtigt. ü r das 2,3,7,8-TCDD wird der Wert dabei konventionsgem ä ß auf 1 gesetzt. Zu beachten ist, dass die TE-Modelle in den vergangenen Jahren aufgrund des fortgeschrittenen wissenschaftlichen Erkenntnisstandes mehrfach ü berarbeitet wurden, wodurch sich TEs f ü r einzelne Kongenere deutlich unterscheiden k ö nnen. So kann sich der TEQ-Gehalt einer Muttermilchprobe in Abh ä ngigkeit vom verwendeten TE-Modell durchaus um den aktor 2 unterscheiden. Die gr ö ß te Bedeutung haben zurzeit die beiden von der Weltgesundheitsorganisation in den Jahren 1998 (WHO-TE 1998 ) und 2005 (WHO-TE 2005 ) vorgeschlagenen Toxizit ä tsequivalentfaktoren, wobei die WHO-TE 1998 Grundlage f ü r die rechtlichen Regelungen von PCDD / PCD und dl-pcb in Lebensmitteln darstellen [3, 4]. Dioxin ä hnliche Polychlorierte Biphenyle (dl-pcb) PCB bestehen aus 2 über eine Einfachbindung verknüpften Benzolringen und werden durch Chlorierung von diesem Biphenylgrundger ü st synthetisiert. Aufgrund der Anzahl und Stellungsvarianten der Chloratome an den Ringen sind theoretisch 209 Kongenere m ö glich. Von besonderer Bedeutung sind die nonortho und mono-ortho substituierten PCB, die aufgrund ihrer räumlichen Ausrichtung ähnliche biologische Effekte wie die PCDD / zeigen [1]. Im Gegensatz zu den PCDD / handelt es sich bei den PCB um eine Substanzklasse, die aufgrund ihrer physiko-chemischen Eigenschaften (hohe Hitzestabilit ä t, schwere Entflammbarkeit, relativ best ä ndig gegen S ä uren, Laugen und andere Chemikalien, gute W ä rmeleitf ä higkeit, sehr geringe elektrische Leitf ä higkeit) in gro ß em Umfang produziert und in einer Vielzahl von offenen und geschlossenen Anwendungen eingesetzt wurden. Wesent-

3 e29 PCDD PCB POS Cl x PCD Cl x Cl x PBDE Br x DEHP O O O O O O OR 1 OR 2 Abb. 1 Strukturformeln der bewerteten Substanzklassen (PCDD: Polychlorierte Dibenzo-p-dioxine; PCD: Polychlorierte Dibenzofurane; PCB: Polychlorierte Biphenyle; PBDE: Polybromierte Diphenylether; POS: Perfluoroctansulfons ä ure; DEHP: Di(2-ethylhexyl)phthalat). Cl y Cl y Br y O Cl y S O O liche offene Einsatzgebiete waren Schmiermittel, Getriebe ö le, Schraubenfette, wasserabsto ß ende Impr ä gnier- und lammschutzmittel f ü r Holz, Papier, Stoffe und Leder, Beschichtung von Transparent- und Durchschlagpapier, Zusatzmittel in Klebstoffen, Dichtungsmassen und ugenkitten und als Dispergierungsmittel in Druckfarben, arbpigmenten und Wachsen. In geschlossenen Systemen wurden sie insbesondere in Transformatoren, Kondensatoren, W ä rmetauschern und als Hydraulikfl ü ssigkeit eingesetzt. Zwischen 1930 bis 1972 wurden PCB in der Bundesrepublik in gro ß technischem Ma ßstab hergestellt wurde die Anwendung in offenen Systemen und 1989 die Herstellung, das Inverkehrbringen und die Verwendung EU-weit verboten. Es kann bis heute in den alten Bundesl ä ndern von einem Inlandsverbleib von ca t ausgegangen werden. Gem ä ß der Richtlinie 96 /59 /EG ü ber die Beseitigung polychlorierter Biphenyle und polychlorierter Terphenyle sind die EU- Mitgliedstaaten zur Dekontamination und /oder Beseitigung von PCB und PCB-haltigen Ger ä ten bis sp ä testens zum verpflichtet [5]. Aufgrund ihres mengenm ä ß ig gro ß en Einsatzes und ihrer Persistenz in der Umwelt sind PCB nach wie vor ubiquit ä r anzutreffen. Wegen der guten ettl ö slichkeit besitzen insbesondere h ö her chlorierte Kongenere eine ausgepr ä gte Tendenz zur Bioakkumulation, sodass sie in der Nahrungskette angereichert, ü ber Nahrungsmittel vom Menschen aufgenommen werden und nach wie vor auch in menschlichen Untersuchungsmaterialien nachzuweisen sind. Die dl-pcb weisen qualitativ eine ä hnliche Toxizit ä t auf wie die PCDD / [6]. Von der WHO wird die Muttermilch als ideale Matrix f ü r die Untersuchung persistenter organischer Umweltkontaminanten wie der PCDD / PCD, PCB und dl-pcb gesehen und im Rahmen des Human-Biomonitorings als bedeutsam erachtet, da R ü ckschl ü sse auf die interne Belastung der Mutter und ü ber die Schadstoffaufnahme des gestillten S ä uglings gezogen werden k ö nnen [7]. Polybromierte Diphenylether (PBDE) PBDE werden technisch durch die Bromierung des Diphenylethers hergestellt. Theoretisch k ö nnen 209 Einzelverbindungen (Kongenere) gebildet werden, die in 10 Homologengruppen (Mono- bis Decabromodiphenylether) eingeteilt werden. Die PBDE sind lipophil und ihre Wasserl ö slichkeit ist insbesondere bei den h ö her bromierten Verbindungen gering [8]. Kommerziell werden haupts ä chlich die 3 technischen PBDE-Mischungen Penta-, Octa- und Decabromdiphenylether hergestellt, die jeweils Einzelverbindungen verschiedenen Bromierungsgrades enthalten. So besteht TetraBDE haupts ä chlich aus dem 2,2,4,4 - Tetrabromdiphenylether (BDE 47) und PentaBDE insbesondere aus den 2 Kongeneren 2,2,4,4,5-Pentabromdiphenylether (BDE 99, ca. 90 % ) und 2,2,4,4,6-Pentabromdiphenylether (BDE 100, ca. 10 % ). PBDE werden seit ca. 40 Jahren in gro ß em Umfang als additive lammschutzmittel in Kunststoffen, in elektronischen Ger ä ten wie z. B. ernsehgerä ten und Computern sowie in Baumaterialien und Textilien eingesetzt [9, 10]. PentaBDE und DecaBDE werden nicht mehr in der EU hergestellt. ü r PentaBDE wurde bereits der Import in der EU auf unter 300 Tonnen / Jahr gesch ä tzt [11, 12]. Dagegen wurden in der EU im Jahr 2003 etwa Tonnen / Jahr DecaBDE als lammschutzmittel verbraucht (70 % in der Kunststoffindustrie, 30 % in der Textilindustrie). Sie werden den Polymeren zusammen mit Antimontrioxid % zugemischt [13]. Weltweit betrug in den Jahren 2001 bzw die Nachfrage an DecaBDE etwa Tonnen [13, 14]. Davon wurden nach UBA (2007) [14] rund 80 % zum lammschutz von Elektro- und Elektronikger ä ten eingesetzt. Da sie nicht chemisch gebunden werden, k ö nnen sie au ß er bei der Produktion und Verarbeitung durch Auslaugung, Verdunstung oder Abrieb aus

4 e30 Originalarbeit Produkten diffus in die Umwelt eingetragen werden. So wurden PBDE und ihre Abbauprodukte in zahlreichen Umweltkompartimenten und Organismen nachgewiesen [8, 11, 12, 15 19]. Seit 2004 sind in der EU die Verwendung und der Import von Produkten verboten, die mehr als 0,1 % Penta- bzw. OctaBDE enthalten [20]. Auch die Richtlinie 2002 /95 /EG zur Beschränkung der Verwendung bestimmter gef ä hrlicher Stoffe in Elektro- und Elektronikger ä ten (Restriction of Hazardous Substances, RoHS) verbietet die Verwendung bromierter Diphenylether, auch des DecaBDE, als lammschutzadditive in elektrischen und elektronischen Ger ä ten [21]. Mit der Entscheidung 2005 / 717 / EG der Kommission vom 13. Oktober 2005 wurde DecaBDE jedoch von diesem Verbot wieder ausgenommen [22]. Im April 2008 hat der Europ ä ische Gerichtshof diese Entscheidung jedoch aufgehoben. Schon vorher hatten einige Mitgliedsstaaten wie Schweden und D ä nemark auch den Einsatz von DecaBDE verboten. In Deutschland wurden polybromierte Diphenylether aufgrund einer seit 1986 geltenden freiwilligen Verzichtserkl ä rung der chemischen Industrie nicht mehr hergestellt oder angewandt [23]. Die vorliegende toxikologische Literatur zur Wirkungsweise der einzelnen Kongenere ist noch begrenzt. In vitro- und in vivo-untersuchungen ergaben Hinweise auf eine endokrine Wirkung wie z. B. östrogene Aktivität der Di- bis DecaBDE [24, 25]. ür das DecaBDE ergab sich im Tierversuch der Verdacht auf eine krebserzeugende Wirkung, wobei keine Hinweise auf eine Mutagenität vorlagen [16, 26]. Wichtige Endpunkte für toxische Wirkungen sind die Leber, das Nervensystem, das Immunsystem, das Schilddr ü senhormonsystem sowie die sich entwickelnden Reproduktionsorgane [26 31]. Derzeit liegen auch 3 umfangreiche Risk Assessment Reports f ü r technische Produkte von der EU vor. Die EU sieht einen Bedarf an Human-Biomonitoring-Untersuchungen zur Bestimmung von DecaBDE in Blut und Muttermilch, um die Entwicklung der menschlichen Exposition l ä ngerfristig einschätzen zu können. Perfluorierte Substanzen (PC) Unter dem Begriff perfluorierte Substanzen (PC) werden diejenigen organischen Verbindungen zusammengefasst, bei denen alle Wasserstoffatome am aliphatischen Kohlenstoffgerüst durch luoratome substituiert sind. Bei ihnen handelt es sich um Substanzen mit einem amphiphilen Charakter. W ä hrend die unterschiedlich lange perfluorierte Kohlenstoffkette sich lipophil verh ä lt, besitzt die variable Kopfgruppe, die z. B. eine Carbons ä ureoder Sulfons ä uregruppe sein kann, hydrophile Eigenschaften. Dieses Verhalten bewirkt, dass sie, wie andere Tenside, in der Lage sind, die Oberflächenspannung einer lüssigkeit oder die Grenzfl ä chenspannung zwischen 2 Phasen herabzusetzen. Die derzeit am meisten diskutierten Stoffgruppen der PC sind die perfluorierten Alkylcarbons ä uren und die perfluorierten Alkylsulfonate. Zur letzten Gruppe mit technischer Bedeutung gehören z. B. das Perfluoroctansulfonat (POS) bzw. die sogenannten POS-artigen Verbindungen, die Derivate des POS sind oder in der Umwelt in diese umgewandelt werden k ö nnen. Bei den perfluorierten Alkylcarbons ä uren handelt es sich um Chemikalien, die eine Carbons ä uregruppe direkt an der perfluorierten Kohlenstoffkette tragen. Wesentliche Vertreter dieser Substanzklasse sind die Perfluoroctans ä ure (POA) bzw. ihre Salze. Aufgrund ihrer thermischen und chemischen Stabilit ä t, ihrer Best ä ndigkeit gegen ü ber UV-Strahlung und Verwitterung sowie der schmutz-, farb-, fett-, ö l und wasserabweisenden Eigenschaften fanden POS-artige Verbindungen in einer Vielzahl von Industrie- und Konsumprodukten Anwendung wie z. B. Beschichtungen für Papier, Küchengeschirr, Teppichböden und Textilien [32]. Im Gegensatz zu POS werden POA und seine Verbindungen im Wesentlichen nur als Prozessierungshilfe (Emulgatoren) bei der Herstellung von luorpolymeren eingesetzt [32]. Von SCHER (2005) [33] wurde f ü r das Jahr 2000 ein Verbrauch von etwa 500 Tonnen POS / Jahr abgesch ä tzt. Eine Beschr ä nkung des Verbrauchs von POS zum Schutz der Gesundheit und Umwelt wurde von der EU (2006) [34] f ü r n ö tig erachtet. Seit 2008 ist die Verwendung verboten [32]. Aufgrund ihrer Persistenz k ö nnen PC mittlerweile in fast allen Umweltbereichen und auch in lebenden Organismen nachgewiesen werden. W ä hrend diese Substanzklasse eine geringe akute Toxizit ä t aufweist, sind tierexperimentell reproduktionstoxische Effekte und insbesondere Wirkungen auf die Leber als zentralem Endpunkt beobachtet worden [35]. Studien haben gezeigt, dass POS und POA nicht mutagen sind, es aber Hinweise auf Tumore gibt, die im Rahmen eines nicht-gentoxischen Mechanismus entstehen. Ü ber den oralen Aufnahmeweg kann eine Exposition ü ber Lebensmittel, die Ingestion von Hausstaub und Bodenpartikeln bei Hand-zu-Mund-Transfer, sowie ü ber direkten Kontakt (Lutschen) oder indirekten Kontakt (Hand-zu-Mund-Transfer) mit verbrauchernahen Produkten (Teppiche, Polsterm ö bel, Textilien) erfolgen, die mit POS- oder POA-haltigen Chemikalien behandelt wurden [36]. W ä hrend Bestimmungen von POS und POA im Blutplasma mittels Referenzwerten in Deutschland bereits beurteilt werden können, fehlen bisher derartige Beurteilungswerte für die Muttermilch. Phthalate Bei den seit ü ber 40 Jahren gro ß technisch eingesetzten Phthalaten handelt es sich um Ester der 1,2-Benzoldicarbons ä ure (ortho-phthals ä ure). Nach Angaben der Hersteller lag das Produktionsvolumen an Phthalaten in West-Europa im Jahr 2004 bei ca. 1 Million Tonnen, wobei ungef ä hr t in der PVC-Herstellung eingesetzt wurden [37]. Weltweit lag die Produktion bei ungef ä hr 7 Millionen Tonnen. In den letzten Jahren haben sich die Produktionszahlen vom Di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP) in Richtung Di-iso-nonylphthalat (DiNP) und Di-iso-decylphthalat (DiDP) verschoben, da diese zunehmend als Substitute eingesetzt werden [37]. So ist zwischen 1999 und 2004 der Anteil an DEHP an der Produktion aller Phthalate von 42 % auf 22 % gesunken, während der von DiNP und DiDP von 35 % auf 58 % gestiegen ist. Aufgrund ihrer chemisch-physikalischen Charakteristika werden Phthalate zu ungefähr 90 % als Weichmacher, insbesondere bei der Herstellung von Weich-PVC und anderen Polymerisaten eingesetzt. Weitere Anwendungsbereiche sind der Einsatz als Dielektrikum in Kondensatoren, Entsch ä umer bei der Papierherstellung, Emulgatoren für Kosmetika, Hilfsstoffe in Pharmaka, Textilhilfsstoffe, Beschichtungssysteme, Betonzusatzstoffe, in Klebstoffen, arben /Lacken und Di-n-chtungsmassen [37 39]. W ä hrend DEHP zum ü berwiegenden Teil bei der Weich-PVC- Herstellung eingesetzt wird, werden Di-n-butylphthalat (DnBP) und Butylbenzylphthalat (BBzP) in gr ö ß eren Mengenanteilen auch in anderen, zum Teil sehr speziellen Anwendungen verwandt. Speziesü bergreifend ist der Metabolismus eingehend beschrieben, der typischerweise mit der hydrolytischen Spaltung zu den Monoestern, den wirkungsrelevanten Stoffen, beginnt [40]. Die

5 e31 hierzu erforderlichen Enzyme finden sich in vielen Organen, insbesondere aber in der D ü nndarmmukosa, der Leber aber auch der Lunge. Danach k ö nnen die Monoester zur Phthals ä ure und durch ω - and ω -1-Oxidation in verschiedene sekund ä re Reaktionsprodukte umgesetzt und / oder an Glucuronid gekoppelt relativ schnell ausgeschieden werden [41]. In der Muttermilch k ö nnen sowohl die Diester als auch deren Metabolite bestimmt werden. Erfahrungen zu Wirkungen bei langfristiger Exposition beim Menschen liegen nur sehr begrenzt vor, deuten aber auf Ver änderungen von Spermiengehalt, -motilit ä t und -morphologie, auf einen Zusammenhang mit einer verk ü rzten Schwangerschaftsdauer, der Auspr ä gung einer Endometriose und der fr ü hzeitigen Brustentwicklung bei jungen rauen hin [42 45]. Einige Phthals ä ureester zeigen im Tierexperiment bei subchronischen und chronischen ü tterungsversuchen insbesondere Wirkungen an den Organen Leber, Niere und Testes sowie ein vermindertes K ö rpergewicht. Im Zusammenhang mit den Phthalaten wird auch ein sogenanntes testikul äres Dysgenesie- Syndrom (TDS) diskutiert, von dem angenommen wird, dass es zu einer Differenzierungsst ö rung der Keimzellen f ü hrt. Dar ü ber hinaus gibt es Hinweise aus epidemiologischen Studien, dass Phthalate Effekte auf hormoneller Ebene (z. B. auf Schilddr ü senhormone) ausüben können und hier insbesondere für den sich entwickelnden Organismus von Bedeutung sind [46, 47]. Einige Phthalate, wie z. B. DEHP und DBP, sind aufgrund ihrer in Tierversuchen nachgewiesenen reproduktionstoxischen Wirkungen als besonders kritisch zu bewerten. Der Verbraucher kann gegen ü ber Phthalaten ü ber zahlreiche Quellen, wie Spielzeug, Kinderpflegeartikel, Baumaterialien und M ö bel, Automobilinnenteile, Bekleidung, Medizinger ä te und Lebensmittelverpackungsmaterialien exponiert sein. Die Aufnahme kann sowohl inhalativ (Hausstaub), dermal (z. B. Plastikhandschuhe, Bedarfsgegenst ä nde), oral (Lebensmittel) oder auch intravenös (Medizinprodukte, Infusionsschläuche) erfolgen, wobei z. B. f ü r DEHP Lebensmittel am meisten zur Exposition beitragen [48]. Um die Exposition des Verbrauchers zu minimieren, wurden in der EU inzwischen gesetzliche Regelungen zur Begrenzung in Kinderspielzeugen und Kosmetika getroffen. Vorkommen in der Muttermilch Vorkommen von PCDD / PCD und dl-pcb In der Tab. 2 sind die in der wissenschaftlichen Literatur publizierten Ergebnisse von aktuelleren Messungen der PCDD / und dl-pcb zusammengefasst. Alle Gehalte sind als Toxizit ä tsäquivalente (TEQ) angegeben, berechnet mit den Toxizitätsäquivalentfaktoren (TE), die 1998 von der WHO vorgeschlagen wurden. Die Analysen von Muttermilchproben aus verschiedenen Erdteilen zeigen ein sehr ä hnliches PCDD / PCD-Profil, das fast ausnahmslos durch die 17 Kongenere mit 2,3,7,8-Chlorsubstitution gekennzeichnet ist, wobei 2,3,4,7,8-P 5 CD, 1,2,3,4,7,8-H6 CD sowie 1,2,3,6,7,8-H 6 CDD in der Regel mengenm ä ß ig dominieren. Während die Profile sehr ä hnlich sind, k ö nnen sich die Gehalte deutlich unterscheiden, wobei die Belastung in st ä rker industrialisierten Gebieten aufgrund der mannigfachen Quellen in der Regel h ö her ist als in den Entwicklungsl ä ndern. In Abh ä ngigkeit vom Land der Probenahme weisen die Muttermilchproben Unterschiede hinsichtlich des Anteils der PCDD, PCD und dioxinä hnlichen PCB (dl-pcb) am Gesamt-TEQ Gehalt auf. W ä hrend in Muttermilchproben aus Deutschland der Gesamt-TEQ Gehalt durch die Einbeziehung der dl-pcb neben den PCDD / PCD etwa verdoppelt wird, variiert der relative Anteil der dl-pcb in Muttermilchproben aus anderen L ä ndern teilweise erheblich. Dies ist vermutlich darauf zur ü ckzuf ü hren, dass die Exposition des Menschen mit PCDD /PCD und PCB zu über 90 % mit der Nahrung erfolgt [49, 50]. Da insbesondere ische aus bestimmten Gebieten h ä ufig h ö here Gehalte an PCBs und anderen organischen Schadstoffen aufweisen, kann ihr vermehrter Verzehr zu einer erh ö hten Belastung des Menschen und damit auch der Muttermilch f ü hren. Dies zeigen u. a. auch die Untersuchungen von Abballe et al. (2008) [51], der in Milchproben von M ü ttern aus Venedig mit unterschiedlichem ischverzehr h ö here PCDD / PCD und dl-pcb Gehalte bestimmte als in Milchproben von rauen aus Rom mit einem geringeren ischverzehr. Auf der anderen Seite zeigen die Daten aus verschiedenen Bundesl ä ndern in Deutschland eine vergleichbare Belastungsh ö he, was nicht verwunderlich ist, da die verzehrten Lebensmittel in der Regel nicht aus der unmittelbaren Umgebung stammen, sondern weitr ä umig vertrieben werden, sodass mit Ausnahme von einseitigem oder au ß ergew ö hlichem Ern ä hrungsverhalten mit einer vergleichbaren Exposition der Bundesb ü rger zu rechnen ist. Die Untersuchung von Muttermilchproben auf PCDD, PCD und PCB hat in Deutschland eine lange Tradition. Insbesondere in den Bundesl ä ndern Niedersachsen, Nordrhein-Westfalen, Baden-W ü rttemberg und Bayern werden entsprechende Untersuchungen seit Mitte der 1980er Jahre angeboten, wobei das Interesse stillender rauen allerdings in den letzten Jahren nachgelassen hat. Auf der Basis von weit ü ber Milchproben l ä sst sich ein R ü ckgang der PCDD / PCD Belastung von Muttermilch seit dem Ende der 1980er Jahre um % ableiten [52 54]. Dies macht deutlich, dass sich die in den letzten 25 Jahren eingeleiteten Ma ß nahmen zur Reduzierung der Schadstoffemissionen positiv auf die Minimierung der menschlichen Belastung auswirken. Der starke R ü ckgang verdeutlicht aber auch, dass ein Vergleich von Belastungsdaten generell nur f ü r solche Proben sinnvoll ist, die im gleichen Zeitraum gewonnen wurden. ü r einen Vergleich von Gehalten, vor allem bei der Diskussion von zeitlichen Trends ü ber einen l ä ngeren Zeitraum, ist es weiterhin wichtig, dass f ü r die Berechnung der TEQ-Gehalte jeweils das gleiche TE-Modell verwendet wurde. So erfolgte die Ergebnisangabe in den 1980er und 90er Jahren im Wesentlichen als I- TEQ-Gehalte, die mit den im Jahre 1988 von dem Gremium der NATO vorgeschlagenen Toxizitätsäquivalentfaktoren berechnet wurden [55]. Seit 1998 werden fast ausnahmslos die von der WHO vorgeschlagenen TE verwendet, wobei erstmalig auch 12 dioxin- ä hnliche PCB in die TEQ-Berechnung einbezogen wurden. Im Vergleich zu den I-TEQ Gehalten liegen die WHO-TEQ 1998 für PCDD /PCD in Muttermilch etwa um 15 % höher. Zurzeit wird auf EU-Ebene diskutiert, f ü r die rechtliche Beurteilung von Lebensmitteln die WHO-TE 1998 durch die WHO-TE 2005 zu ersetzen. Die Anwendung der neuen WHO-TE f ü r die Beurteilung von Muttermilch h ä tte zur olge, dass dieselben Rohdaten f ü r PCDD / PCD und die Summe aus PCDD / PCD und PCB zu etwa 15 % bzw. 25 % geringeren TEQ-Werten f ü hren w ü rde [56]. Die Abb. 2 zeigt den relativen Anteil der PCDD / PCD sowie der 12 dioxin- ä hnlichen PCB am Gesamt-TEQ einer typischen Muttermilchprobe aus Deutschland. Man sieht deutlich, dass der Anteil der mono-ortho PCB (insbesondere PCB 156 und PCB 118) am Gesamt-TEQ durch die Verwendung der WHO TE wesentlich geringer ist. Die Abbildung verdeutlicht aber auch die besondere Bedeutung des non-ortho PCB Kongeners 126, das zu ü ber 30 % zum Gesamt-TEQ beitr ä gt.

6 e32 Originalarbeit Tab. 2 Konzentrationen an PCDD / und dioxin ä hnlichen PCB in der Muttermilch in pg WHO 1998 TEQ / g ett (Mittelwerte). Referenz n PCDD PCD Nonortho-PCB Monoortho-PCB PCDD / + dl PCB Alter Studienort, Jahr Asien, Australien Harden et al [108] d ,0 16,0 Australien, 1993 Yang et al [109] a 8 / 12 6,1 14,7 4,7 2, Korea, 1997 h 7 / 12 3,6 5,0 3,1 1, Takekuma et al [110] 299 7,3 8,3 6,5 22, Japan, Sasamoto et al [111] 35 8,5 5,5 11,0 25,0 Japan, Guan et al [112] 240 8,9 6,0 10,6 25, Japan, Uehara et al [60] f 597 9,2 4,8 9,4 23, Japan, Chao et al [59] 19 6,4 4,1 10, Taiwan, ,5 6,0 14, Hsu et al [113] 37 8,4 6, Taiwan, Hedley et al [114] g 13 8,3 4,7 12, Hong Kong, Kunisue et al [115] 40 1,4 2,4 2,1 3,4 1,8 2,3 0,7 0,9 6,3 8, China, 2002 Nakamura et al [117] 49 11,1 7,8 18,8 32 Japan, Todaka et al [116] a 30 5,2 2,2 4,5 0,4 12, Japan, Harden et al [108] d 17 4,4 1,6 3,1 9,0 Australien, Todaka et al [118] a 119 4,8 2,0 4,0 0,4 11, Japan, Li et al [119] c 24 3,7 1,7 5, China, 2007 Europa Abballe et al [51] 13 13,7 8,8 10,4 33, Italien (Venedig), ,4 4,2 6,8 20, Italien (Rom), ocant et al [120] 20 29,4 11, Belgien, Schuhmacher et al [121] 15 12,2 8,2 9,4 29, Spanien, 1996 Schuhmacher et al [121] 15 10,6 4,4 5,0 20, Spanien, 2002 Costopoulou et al [122] 8 7,3 3,1 3, Griechenland, 2003 Bordajandi et al [123] 11 7,8 2,1 1,1 10,9 Spanien, 2004 Lignell et al [124] a 183 4,7 3,5 4,6 3,5 16, Schweden, Colles et al [125] e 5,1 5,2 3,4 3,6 17, Belgien, 2006 Schuhmacher et al [121] 15 7,6 4,3 4,7 16, Spanien, 2007 Cok et al [126] 51 7,5 3, T ü rkei, 2007 Deutschland ü rst 2006 [53] ,8 13,2 27,0 NRW, Wittsiepe et al [127] ,8 7,5 5,9 27, NRW, Raab et al [69] 42 5,0 4,9 5,1 4,8 19, Bayern, 2005 Raab et al [128] 273 3,3 2,7 3,6 3,4 13, Bayern, a b c d e f nur Primipara; ermittelt mit TEQ, Mediane; gepoolt aus 1237 Proben; gepoolt aus 23 bzw. 157 Proben; eine Probe gepoolt aus 178 Proben; Passivrauchexposition; g h gepoolt aus 316 Proben; multipara; * nicht alle ü blichen Kongenere gemessen Anteil am Gesamt WHO-TEQ (%) PCDD PCDf PCB 77 WHO-TEQ 1998 WHO-TEQ 2005 PCB 81 PCB 105 PCB 114 PCB 118 PCB 123 PCB 126 PCB 156 PCB 157 PCB 167 PCB 169 PCB 189 Abb. 2 Ei nfluss der WHO Toxizit ä tsequivalentfaktoren 1998 und 2005 auf den Anteil von PCDD, PCD und dl-pcb am Gesamt TEQ-Gehalt von Muttermilch. Umfangreiche Untersuchungen haben gezeigt, dass die PCDD / PCD-Gehalte in der Muttermilch neben dem bereits erw ä hnten zeitlichen Trend im Wesentlichen von der Anzahl der gestillten Kinder, der L ä nge der Stillperiode(n) und von den Ern ä hrungsgewohnheiten der Mutter abh ä ngen [57]. So nehmen die Gehalte mit der Anzahl der gestillten Kinder und der L ä nge der Stillperiode ab. Da es sich bei den PCDD / PCD und PCB um lipophile Substanzen handelt, die sich in der Nahrungskette anreichern und deshalb im Wesentlichen ü ber Lebensmittel tierischer Herkunft aufgenommen werden, f ü hrt ein bevorzugter Verzehr von tierischen Lebensmitteln zu einer zwangsl ä ufig höheren Belastung als eine vegetarische Ern ährung [58]. Weitere Parameter, die einen Einfluss auf die PCDD / PCD und PCB Belastung haben k ö nnen, sind das Alter der Mutter sowie die Tatsache, ob die Mutter Nichtraucherin oder Raucherin ist. Aufgrund der zum Teil langen Halbwertszeiten einzelner Kongenere k ö nnen die Muttermilchproben erstgebärender älterer rauen eine höhere Schadstoffbelastung aufweisen als die von j ü ngeren rauen [59]. Kontrovers wurde das Ergebnis der Untersuchungen von ü rst et al. (1992) [57] diskutiert, nach dem die Muttermilch von Raucherinnen statistisch signifikant etwas geringere PCDD /

7 e33 PCD-Belastungen aufweisen als entsprechende Proben von Nichtraucherinnen. Dieses Ergebnis wurde schlie ß lich von Uehara et al. (2007) [60] auf der Basis einer statistischen Auswertung von 597 Muttermilchproben aus Japan best ä tigt. Allerdings waren die Unterschiede nur jeweils gering und das Ergebnis sollte nicht in der Weise fehlinterpretiert werden, dass Rauchen keine nachteiligen Auswirkungen auf die Entwicklung des Embryos und des S ä uglings w ä hrend des Stillens hat. Vorkommen von PBDE Die bisher in der wissenschaftlichen Literatur ver ö ffentlichten Ergebnisse von Muttermilchuntersuchungen sind in der Tab. 3 zusammengestellt. Betrachtet man die mittleren Gesamt-PBDE Gehalte, zeigt sich, wie auch in anderen untersuchten Medien, in Europa und Asien eine weitaus geringere Belastung als in den USA und Kanada. In Nordamerika liegen die PBDE-Konzentrationen um ca. den aktor h ö her [61]. Demgegen ü ber unterscheidet sich das Kongenerenmuster in den Milchproben aus verschiedenen L ä ndern weniger deutlich. Neben dem h ä ufig dominanten Kongener BDE 47 sind BDE 99, BDE 153 und auch BDE 100 als weitere Hauptkongenere identifiziert worden, wobei ihr Anteil an den Gesamtgehalten je nach Ursprungsland der Proben variieren kann. Ein abweichendes Profil zeigen z. B. China und einige europ ä ische L ä nder [62 66]. In diesen ist der prozentuale Anteil der h ö her bromierten Kongenere am Gesamtgehalt weitaus gr ö ß er. Sudaryanto et al. (2008) [62] berichten, dass in chinesischen Proben BDE 209 zu 49 %, BDE 153 zu 13 % und BDE 47 demgegen ü ber nur zu 8 % zum Gesamtgehalt beitragen. Dieser hohe prozentuale Anteil an BDE 209 l ässt sich für China mit dem dort weitverbreiteten industriellen Einsatz des kommerziellen Produkts DecaBDE erkl ä ren. Ein auffälliges Kongenerenmuster ist auch in Muttermilchproben der ä roer Inseln beschrieben worden. Als dominierendes Kongener wurde hier das BDE 153 identifiziert, was in der traditionell fischreichen Ernährungsweise begründet sein könnte [64]. Aus Deutschland sind bisher 5 Studien zur PBDE-Belastung der Muttermilch ver ö ffentlicht worden [53, 67 70]. So untersuchte ürst (2006) [53] 79 Muttermilchproben aus Nordrhein-Westfalen aus dem Jahr 2002 und 300 gepoolte Proben aus Es ergab sich ein deutlicher Anstieg der Gehalte zwischen beiden Probenahmezeitr ä umen. Vieth et al. (2005) [68] sammelten im Zeitraum von 2001 bis 2004 bundesweit von 89 M ü ttern insgesamt 128 rauenmilchproben (1 2 Wochen bzw. 12 Wochen nach der Geburt). Erstmals konnte in dieser Studie ein Zusammenhang zwischen der Ern ä hrungsweise und dem Gehalt an PBDE in der rauenmilch nachgewiesen werden. Im Vergleich zu Mischk ö stlerinnen war der Gesamtgehalt in Milchproben von Vegetarierinnen signifikant niedriger. Ein Einfluss von Alter, Body-Mass-Index, Anzahl der Bildschirmstunden oder Tabakrauch auf den mittleren PBDE-Gehalt wurde nicht nachgewiesen. Auch bei Vergleich der Gehalte 1 2 Wochen und 12 Wochen nach der Geburt konnte kein statistisch signifikanter Unterschied festgestellt werden. Allerdings lie ß sich zeigen, dass bei Mehrfachstillenden signifikant niedrigere Konzentrationen der Kongenere BDE 47, BDE 99, BDE 100 und BDE 154 sowie des Gesamt-PBDE Gehaltes und eine Verschiebung des Kongenerenmusters zu einem h ö herem prozentualen Anteil an BDE 153 zu beobachten waren. Im Rahmen einer Pilotuntersuchung zum bayerischen Muttermilchmonitoring BAMBI (Bavarian Monitoring of Breast Milk) wurden im Jahr 2005 Proben von M ü ttern aus M ü nchen analysiert, die 3 und 4 Monate nach der Geburt genommen wurden [69]. Zwischen den beiden Untersuchungszeitpunkten ergaben sich keine statistisch signifikanten Unterschiede der Konzentrationsniveaus. Hoopmann et al. (2009) [70] berichten von Ergebnissen von insgesamt Muttermilchproben, die im Rahmen des Nieders ä chsischen Muttermilchprojektes in den Jahren gewonnen wurden. Die Gehalte der Kongenere BDE 47, BDE 99 und BDE 100, nicht jedoch in gleichem Ma ß e das BDE 153, zeigten einen Konzentrationsabfall in den 3 Untersuchungsjahren. Betrachtet man alle vorgenannten Studien zusammen, ergibt sich auch hier ein zeitlich abnehmendes Konzentrationsniveau. In Deutschland wurde bisher nur in einer Studie BDE 209 bestimmt [68]. Es wurde in 50 % der Proben quantifiziert. Der prozentuale Anteil von BDE 209 am Gesamtgehalt lag bei 8 %. Der ermittelte Durchschnittsgehalt an BDE 209 war mit 0,21 ng / g ett in einem Bereich, der auch von Polder et al. (2008) [71] in Norwegen beschrieben wurde. Im Vergleich zu anderen europ ä - ischen L ä ndern, den USA, Kanada, China und den Philippinen liegt er eher im unteren Konzentrationsbereich. Besonders auff ä llig ist der deutliche Anstieg der Konzentrationen in der Muttermilch in den 80er und 90er Jahren (s. Abb. 3 ). So wurden in Schweden in archivierten Proben aus dem Jahr 1972 erst Gehalte von 0,07 ng / g (Summe der PBDE), in Proben aus dem Jahr 1997 aber schon 4,02 ng /g gemessen [72]. Das BDE 47 hatte in diesem all mit % den gr ö ß ten Anteil an der Gesamtmenge an PBDE. Auch f ü r Nordrhein-Westfalen beschreibt ü rst (2006) [53] eine Zunahme der Gehalte in der Muttermilch um ca. 60 % in den Jahren von 1992 bis In Kanada wurde ein ansteigender Trend der PBDE Konzentra tionen in 52 fetalen Leberproben, nicht aber in Plazentaproben, beob achtet, die in den Jahren gewonnen wurden [73]. Mittlerweile deuten Studien aus Norwegen und Schweden darauf hin, dass es in den letzten Jahren zu einem R ü ckgang der Belastungssituation an tetra- bis heptabrominierten PBDE in der Muttermilch gekommen ist [74]. Auch in 21 gepoolten Blutproben aus Norwegen wurde ein Anstieg der Konzentrationen in der Zeit zwischen 1977 und 1998 (von 0,5 auf 4,8 ng / g) beobachtet, der sich von 1999 bis 2003 aber nicht mehr fortsetzte [75]. Auf der anderen Seite beschreiben Glynn et al. (2007) [76] insgesamt keinen signifikanten R ü ckgang in schwedischen Muttermilchproben der Jahre aus Uppsala, aber eine leichte Abnahme des BDE 47 und des BDE 99, im Gegenzug dazu eine leichte Zunahme des BDE 153. Vorkommen von PC In 2 amerikanischen Arbeiten wurde erstmals ü ber tierexperimentelle Ergebnisse berichtet, bei denen grunds ä tzlich ein Ü bergang dieser Substanzen in die Muttermilch nachgewiesen werden konnte [77, 78]. Kuklenyik et al. (2004) [77] bestimmte POS nach oraler Gabe bei 2 Ratten und fanden in der Muttermilch Konzentrationen, die um ca. 49 % bzw. 93 % niedriger waren als im Blut der Tiere. In einer weiteren Studie an Ratten ergab sich f ü r POA im Steady-state eine um den aktor 10 niedrigere Konzentration in der Muttermilch als in den korrespondierenden Gehalten im Blutplasma [78]. Die Ergebnisse der bisher in der Literatur ver ö ffentlichten Gehalte sind in der Tab. 4 zusammengestellt. In einer ersten Studie waren lediglich 2 humane Muttermilchproben auf PC untersucht worden [77]. Hierbei wurde in einer Probe 1,6 μg /l PPeA (Perfluorpentans ä ure) und in der anderen 0,8 μg /l PHxA (Perfluorhexans ä ure) gefunden, w ä hrend alle anderen PC unterhalb der Bestimmungsgrenze von 0,1 1 μg /l lagen. Bei der Untersuchung von Muttermilchproben 19 chinesischer Spenderinnen (Erstgeb ä rende, mittleres Alter 26 Jahre) wurden

8 e34 Originalarbeit Tab. 3 PBDE-Gehalte (Mittelwerte) in der Muttermilch aus verschiedenen L ä ndern im Vergleich (ng / g ett). Referenz n BDE 28 BDE 47 BDE 99 BDE 100 BDE 153 BDE 154 BDE 183 BDE Alter Studienort, Jahr 209 Asien und Australien Toms et al [129] a 17 5,64 1,90 1,33 1,07 0,14 0, Australien, Akutsu et al [130] 15 0,94 0,16 0,09 0,28 0,12 0,08 Japan, Chao et al [131] 20 0,09 1,52 0,51 0,37 0,87 0,15 0,07 0, Taiwan, Sudaryanto et al a [132] 30 0,05 0,39 0,18 0,15 0,32 0,03 0,13 0, Indonesien, k Hedley et al [133] 10 0,30 1,9 0,4 0,2 1, Hong Kong, Eslami et al [134] 105 0,07 1,24 1,07 1,12 0,54 0,27 31 ± 6 Japan, 2004 b Sudaryanto et al [62] 19 0,28 0,49 0,12 0,15 0,78 0,07 0,22 3, China, 2004 Malarvannan et al [135] 33 0,30 3,50 1,10 0,67 0,56 0,13 1,50 1, Philippinen, 2004 Inoue et al [136] 89 0, Japan, 2005 Bi et al [137] 27 0,44 1,30 0,23 0,19 0,80 0,11 0,18 b China Zhu et al [63] 11 0,42 0,76 0,22 0,15 0,78 0,06 0,43 China, 2006 Toms et al [138] 10 4,40 0,90 1,20 1,40 0,30 0, Australien, Amerika Schecter et al [61] 47 2, ,2 5,3 0,76 0,13 0, USA, 2002 She et al [139] 40 3, ,81 0,26 0, USA, Kanada, 2003 Lopez et al [140] 7 1,70 0,60 0,80 0,80 0,20 0,30 Mexico, 2003 b Daniels et al [141] 303 2,0 28 5,0 5,0 6,0 0,30 < BG 31 ± 5 USA, Europa Lind et al [142] 93 2,35 0,62 0,38 0,60 0, Schweden, ä ngstr ö m et al [64] 9 1,90 0,84 1,00 2,40 1,00 aroer Inseln, 1999 Kalantzi et al [143] 54 0,30 3,00 0,90 0,60 1,40 0, f UK, Polder et al [71] 10 0,12 1,74 0,49 0,38 0,77 0,07 0, Norwegen, Lopez et al [140] 5 1,50 0,50 0,60 1,70 0,50 0,40 Schweden, 2003 Kazda et al [144] 103 0,15 0,86 0,28 0,17 0,19 0,11 0, Tschechei, 2003 Thomsen et al [145] 393 0,18 1,7 0,49 0,40 0,56 0,06 0,09 d 0, Norwegen, 2003 Tsydenova et al [146] 10 0,14 0,04 0, e Russland, b G ó mara et al [65] 30 * < 0,01 0,22 0,38 0,46 0,10 < 0,01 0,28 2,80 Spanien, Jaraczewska et al [147] 22 0,07 1,07 0,47 0,15 0,53 0, Polen, 2004 Antignac et al [66] g 77 0,18 0,16 1,10 0,41 1,02 0,10 0,17 1, rankreich, Deutschland ü rst et al [53] c 300 0,13 0,76 0,24 0,17 0,45 0,03 0, Vieth et al [68] 89 0,04 0,91 0,38 0,26 0,59 0,03 0,08 0, h Weber & Heseker 2004 [67] 8 2,90 2,20 0,60 1,20 0,10 0, ü rst et al [53] 79 0,13 1,63 0,75 0,32 0,74 0,04 0, Raab et al [69] 42 0,67 0,26 0,17 0,64 0,01 0, i 2005 b Hoopmann et al [70] ,33 0,10 0,09 0, a b c d e f g h i gepoolt aus 157 Proben; Mediane; Proben zu einem Pool vereinigt; nur in 46 Proben; nur Primapara; geometrischer Mittelwert; Milchprobe 3 6 Tag pp (transitorische Milch); 1 2 Wochen nach Geburt; 12. Woche pp (reife rauenmilch); k Pool aus 238 Proben; * Proben aus Madrid

9 e35 ng/g ett 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 A 0, B Jahre C 2010 Ern ä hrungsstudie in Ungarn gewonnen wurden. Es zeigte sich eine signifikante Korrelation zwischen den POS- und POA-Gehalten mit deutlich h ö heren Konzentrationen in den ungarischen Proben im Vergleich zu den Proben aus Deutschland. In einer umfangreichen Untersuchung in Nordrhein-Westfalen wurden 203 Muttermilchproben analysiert [86]. POS und POA wurden hier in vergleichbaren Konzentrationen beobachtet wie in der zeitgleich durchgef ü hrten bayerischen Studie. PHxS konnte nur in 2 Proben oberhalb der Bestimmungsgrenze mit Gehalten von 0,16 und 0,18 μ g / l nachgewiesen werden. Im Rahmen einer bayerischen Pilotstudie zur pr ä - und postnatalen Belastung wurden unter anderem 201 Proben von 44 M ü ttern im Verlauf der Stillperiode genommen [87]. Auff ä llig ist ein, im Vergleich zur ersten bayerischen Untersuchung von 2006, leichter Abfall in den Gehalten in den im Jahr 2008 genommenen Proben. Abb. 3 Zeitliche Entwicklung der BDE 47 Gehalte in der Muttermilch in Schweden (A: Meironyte et al [72]; B: angstr ö m et al [150]; C: Lignell et al [107]). mediane Gehalte von 0,1 μ g / l (POS) und 0,11 μg /l (POA) beobachtet, wobei die Maximalwerte der anderen PT bei 0,10 μg /l (PHxS), 0,06 μg /l Perfluornonansäure (PNA), 0,056 μg /l Perfluorundecans ä ure (PUnDA) und 0,015 μg /l Perfluordecansäure (PDA) lagen [147]. Auch in einer Studie in 7 asiatischen L ä ndern ergab sich ein vergleichbares Konzentrationsniveau in den Muttermilchproben [79]. In Japan analysierten Nakata et al. (2007) [80] die Muttermilch von 51 gesunden Probandinnen und beobachteten f ü r POS und POA Gehalte von 0,01 0,40 μg /l bzw. < Bestimmungsgrenze (BG) 0,34 μg /l. Die PNA-Werte lagen zwischen < BG und 0,15 μg /l und die für PHxS zwischen < BG und 0,03 μg /l. Die Bestimmungsgrenzen für Muttermilch lagen in diesem all bei 0,004 0,1 μg /l. In einer amerikanischen Studie wurden 45 Muttermilchproben von rauen aus Massachusetts aus dem Jahr 2004 analysiert [81]. Es ergab sich ein mit den vorgenannten Studien vergleichbares Konzentrationsniveau. In der zweiten nordamerikanischen Studie, in der von 34 M ü ttern die Proben von 2 7 Wochen bzw. 3 4 Monate nach der Geburt gesammelt wurden, lie ß en sich POS, POA und PHxS nicht oberhalb der Bestimmungsgrenze von 0,30 0,60 μg /l nachweisen [82]. In Europa untersuchten K ä rrman et al. (2007) [83] Muttermilchproben von 12 schwedischen rauen. W ä hrend POS und PHxS in allen Milchproben mit mittleren Gehalten von 0,201 bzw. 0,085 μ g / l bestimmt wurden, konnten PNA nur in 2 Proben, POA in einer Probe und PDA sowie PUnDA in keiner Probe oberhalb der Bestimmungsgrenze (0,1 bzw. 0,2 μg /l) gefunden werden. Aus den parallel analysierten Serumgehalten der rauen ermittelte die Arbeitsgruppe f ü r POS ein mittleres Verh ä ltnis von Serum zu Muttermilch von ca. 113 zu 1. Messungen in j ä hrlichen Mischproben aus der Zeit zwischen 1996 und 2002 aus der gleichen schwedischen Region ergaben weder f ü r POS noch PHxS einen Hinweis auf eine zu- oder abnehmende Tendenz. Vergleichbare Ergebnisse berichtete die gleiche Arbeitsgruppe im Rahmen einer spanischen Studie, bei der 2007 / 08 insgesamt 10 Muttermilchproben Tage nach der Geburt analysiert wurden [84]. Im Rahmen einer ersten deutschen Studie wurden insgesamt 70 Muttermilchproben auf PC untersucht [85]. Es handelt sich um 57 Proben aus M ü nchen und Leipzig, die alle im Jahr 2006 gewonnen wurden. Dar ü ber hinaus konnten 13 archivierte Proben aus den Jahren 1996 / 97 analysiert werden, die im Rahmen einer Vorkommen von Phthalaten Bisher liegen in der wissenschaftlichen Literatur nur begrenzt Ergebnisse zur Belastung von Muttermilchproben vor (s. Tab. 5 ). Grundsätzliche Probleme bei der Analytik der Diester in Muttermilch sind die hohe Kontaminationsanf ä lligkeit, die Blindwertproblematik und die in den ä lteren Studien relativ hohen Bestimmungsgrenzen. Erstmals beschrieben Gruber et al. (1998) [88] in 5 bayerischen Muttermilchproben Gehalte zwischen 71 und 160 ng / g (DEHP) bzw. < ng / g (DnBP). In einer nieders ä chsischen Untersuchung von 5 Proben bewegten sich die Gehalte an DEHP ( ng / g) und DnBP (10 50 ng / g) in einem vergleichbaren Konzentrationsbereich [89]. Weitere Proben (n = 10) aus der gleichen Untersuchungsregion ergaben mit DEHP-Konzentrationen von < 10 ng / g bis 10 ng / g deutlich niedrigere Gehalte. DnBP und DiBP konnten in dieser Untersuchung nicht oberhalb der Bestimmungsgrenze von 10 ng / g nachgewiesen werden [90]. Im Rahmen einer schwedischen Untersuchung wurden 2001 von 42 Probanden 2 3 Wochen nach der Geburt Muttermilchproben untersucht [91]. DEHP, BBzP, DnBP und DEP konnten in 93 %, 98 %, 29 % und 19 % der Proben oberhalb der Bestimmungsgrenze bestimmt werden. Die medianen Gehalte lagen bei 9,0 μg /l (DEHP), 0,5 μ g / l (BBzP) und 1,5 μg /l (DnBP). Lediglich in einzelnen Proben wurden h ö here Konzentrationen gemessen, w ä hrend die Mehrzahl der Proben im Bereich um die Bestimmungsgrenze lag. Eine zum Teil deutlich h ö here Belastung wurde demgegen ü ber von einer kanadischen Arbeitsgruppe berichtet, die in den Jahren von 21 M ü ttern zu 5 Zeitpunkten w ä hrend der Laktation Proben untersuchte [92]. Die geometrischen Mittelwerte der einzelnen Messzeitpunkte lagen f ü r das DEHP mit 76 (2 Wochen nach Geburt) bis 220 ng / g (6 Monate nach Geburt) deutlich h ö her als in den Proben aus Deutschland. Hingegen wurde f ü r das DnBP mit geometrischen Mittelwerten 0,3 1,0 ng / g ein sehr niedriges Konzentrationsniveau ermittelt. DEP konnte in dieser Studie nur in 18 % aller Proben oberhalb der Bestimmungsgrenze nachgewiesen werden, wobei die Autoren einen geometrischen Mittelwert von 0,14 ng / g angeben. In dieser Untersuchung ergab sich f ü r DEHP und DnBP ein Anstieg der Belastung im Verlauf der Stillzeit ab 2 Monate, wenn die Durchschnittswerte aller Spenderinnen zugrunde gelegt wurden. Allerdings war dieser nur f ü r das DnBP statistisch signifikant. Betrachtet man die gemessenen Konzentrationen einzelner Stillenden zu unterschiedlichen Zeitpunkten, kann kein Trend zu h ö heren oder niedrigeren Gehalten festgestellt werden. Im Rahmen des bayerischen Muttermilch-Monitorings (BAMBI) wurden 78 Proben, die gewonnen wurden, unter an-