umwelt-online: Methoden und Maßstäbe zur BBodSchV (2)

2.3.1.5 Bewertungsmaßstab für krebserzeugende Stoffe

Für kanzerogene Wirkungen wird kein TRD-Wert abgeleitet, weil grundsätzlich nicht von einer tolerierbaren Stoffdosis gesprochen werden kann. Statt dessen wird bei kanzerogenen Stoffen von einer resorbierten Körperdosis ausgegangen, die einem einzelstoffbezogenen zusätzlichen rechnerischen Risiko von 1:100.000 (1 x 10^-5), durch lebenslange Exposition gegenüber dem betreffenden Gefahrstoff an Krebs zu erkranken, entspricht. Diese Risikohöhe geht auf ein Votum des Sachverständigenrates für Umweltfragen zurück (SRU, 1993). Die Gesundheitsministerkonferenz folgt dem SRU in der Erläuterung ihrer Entschließung vom 17./18. November 1994 zum Stellenwert quantitativer Risikoabschätzungen im umweltbezogenen Gesundheitsschutz. Das Risiko von 10^-5 könnte demnach für Einzelsubstanzen das Ziel für eine stufenweise Absenkung von Konzentrationswerten sein. In diesem Sinne ist hier das rechnerische Risiko von 10^-5 für kanzerogene Wirkungen zugrunde zu legen. Es ist dem Schutzniveau des TRD-Wertes gleichgesetzt. Diese Festlegung entspricht 1/40 des vom Länderausschuß für Immissionsschutz (LAI) verwendeten Bewertungsmaßstabes für Vielstoffbelastungen (Risiko 1 : 2.500 oder 40 x 10^-5, LAI, 1992), den er für einen ersten Schritt der Minimierung des Risikos durch alle krebserzeugenden Luftverunreinigungen anstrebt.

Die Grundlage der dem rechnerischen Risiko entsprechenden stoffspezifischen Dosis ist das "unit risk", das aus Veröffentlichungen anderer kompetenter Organisationen oder Institutionen wie LAI, DKFZ (Deutsches Krebsforschungszentrum Heidelberg), WHO und US-EPA zu entnehmen Ist. Der Bewertungsmaßstab für krebserzeugende Stoffe hebt die hinreichende Wahrscheinlichkeit einer schädlichen Wirkung einer durch eine Bodenkontamination/Altlast bedingten Zusatzbelastung aus dem "Rauschpegel" einer ubiquitären Wirkung durch die weitgehend in der Umwelt verteilten Schadstoffe heraus. Unterhalb dieses Bewertungsmaßstabes sind die durch eine Bodenkontamination/ Altlast bedingten Zusatzbelastungen für den Menschen in der Regel kaum meßbar und zuzuordnen. Gleichwohl bedeutet die Nicht-Meßbarkeit aber keineswegs, daß das Vorkommen krebserzeugender Stoffe in Böden und in der Umwelt damit unbedenklich wäre.

Die "akzeptierbare" Zunahme der Tumorinzinidenz um einen Fall bei 100.000 Exponierten berücksichtigt nur das statistische Kriterium der Inzidenz, und zwar durchgängig für alle Tumorarten. Krebserkrankungen wird aber ein höchst unterschiedlicher Stellenwert im Hinblick auf Frühwarnsymptome, Malignität und Metastasierungsneignung, Heilbarkeit, Behandlungskosten und vor allem Verlauf und dessen Einfluß auf die Lebensqualität zugeordnet (siehe Sachverständigenrat für Umweltfragen, 1995, Kasten in Tz. 86). Eine derartig differenzierte Betrachtung wird für die "Ableitungsmäßstäbe . . ." jedoch nicht vorgenommen. Sie wäre in Zukunft erneut zu prüfen, wenn im Sinne der Anforderung des Sachverständigenrates für Umweltfragen ein übergreifendes Konzept für die Bewertung der unterschiedlichen gesundheitlichen Beeinträchtigungen von Krebserkrankungen gefunden werden kann.

2.3.1.6 Annahmen zur Resorption

Bei bestimmten Expositionsszenarien können mehrere Aufnahmewege (häufig inhalativ und oral) gleichzeitig eine Rolle spielen. Für die Möglichkeit einer angemessenen Berücksichtigung der pfadspezifischen Anteile werden die humantoxikologischen Bewertungsmaßstäbe als resorbierte Dosen ausgewiesen. Um eine innere Gesamtbelastung zu ermitteln, wird die jeweilige pfadspezifisch zugeführte Schadstoffmenge mit der Resorptionsquote multipliziert, um die anteilige innere Belastung zu erhalten. Es wird stoffspezifisch angegeben (Umweltbundesamt, 1999), welche Resorptionsquote zur Ableitung des TRD-Wertes aus den tierexperimentellen Daten eingesetzt und welche Quote beim Menschen zur Rückrechnung auf die zugeführten Schadstoffmengen verwendet wird.

Bei vielen Stoffen existieren keine Untersuchungen zur Resorptionsquote bei Mensch oder Tier. In diesen Fällen wird, falls die qualitative Betrachtung der Stoffeigenschaften für eine gute Bioverfügbarkeit spricht, als angenommene Resorption 100 % verwendet.

2.3.1.7 Extrapolation, Verwendung von Sicherheitsfaktoren

Bei der Ableitung wird möglichst auf detailliert berichtete und belastbare Humandaten zurückgegriffen. Soweit diese nicht vorliegen, wird auf tierexperimentelle Untersuchungen zurückgegriffen und mit Faktoren auf das Schutzgut empfindliche Personen(gruppen) extrapoliert. Die verwendeten Sicherheitsfaktoren entsprechen im wesentlichen denen, die von WHO und EPA verwendet werden. Weitere (Sicherheits-)Faktoren, die auch von der WHO und der EPA angewendet werden und die unwägbare Risiken oder einer unzureichenden Datenlage Rechnung tragen, werden nicht vorgesehen. Die einzelnen Sicherheitsfaktoren beruhen nur zu einem Teil auf Konventionen, im wesentlichen bezüglich des angestrebten Schutzniveaus und der statistischen Sicherheit. Zu einem weiteren Teil beruhen sie auf biologisch plausiblen Annahmen zu den Variabilitäten und Empfindlichkeitsunterschieden zwischen Mensch und Tier und stellen in diesem Sinne eher eine Extrapolation als die Einrechnung eines Sicherheitsspielraumes dar (Kalberlah und Schneider, 1998). Ausgehend von der dokumentierten Effektdosis bzw. -konzentration werden im einzelnen folgende Sicherheitsfaktoren (SF) zum Ansatz gebracht, um den TRD-Wert abzuleiten:

Tabelle 1: Übersicht zu den für TRD-Werte relevanten Sicherheitsfaktoren

Üblicherweise werden für die einzelnen Faktoren im Sinne eines Default-Wertes (= gesetzter Wert) jeweils 10 angenommen (Kalberlah et al., 1998). Maximal ergibt sich bei multiplikativer Verknüpfung ein Sicherheitsfaktor von insgesamt 10.000. Ein derartig großer Gesamtsicherheitsfaktor muß als Ausdruck sehr hoher Datenunsicherheiten angesehen werden. Grundsätzlich sind Sicherheitsfaktoren durch bessere Schätzungen zu ersetzen, wenn Informationen hierzu vorhanden sind Folgende beispielhaft aufgeführten Gründe können zu einer Abänderung (in der Regel Verringerung) der Sicherheitsfaktoren führen:

Ist eine Beurteilung einer schädlichen Bodenveränderung durch Stoffe mit hoher Datenunsicherheit (Gesamtsicherheitsfaktor > 3000) geboten, sind über die wissenschaftlichen Grundlagen und Bewertungskriterien der TRD-Werte hinaus normativ zu setzende stoff- und wirkungsspezifische Konventionen heranzuziehen, zu begründen und offenzulegen.

2.3.1.8 Zeitbezug

Die Abgrenzung zwischen kurzfristiger (akuter und subakuter) und langfristiger (subchronischer und chronischer) Exposition wird von verschiedenen Organisationen unterschiedlich gehandhabt. Vor diesem Hintergrund werden von dem Versuchstiermodell Nagetier ausgehend folgende Zeitspannen zugeordnet:

Unter kurzfristiger Exposition wird ein Zeitraum bis zu 4 Wochen verstanden (sowohl in bezug auf die tierexperimentellen Bedingungen als auch in bezug auf den Geltungsbereich des TRD-Wertes für kurzfristige Exposition für den Menschen), während TRD-Werte für langfristige Exposition auch bei Lebenszeitexposition hinreichend Schutz gewähren sollen.

Ergebnisse kurzfristiger Studien werden grundsätzlich nicht zur Ableitung eines langfristigen TRD-Wertes herangezogen. Zu den kurzfristigen Effekten werden auch Beobachtungen aus Tierversuchen gezählt, bei denen fruchtschädigende (fetotoxische und/oder teratogene) Effekte nach Gefahrstoffexposition während der Trächtigkeit auftraten. Bei diesen Effekten steht häufig der Einwirkungszeitpunkt (Tag der Gravidität), das heißt die Phase der Fruchtentwicklung, gegenüber der Expositionsdauer im Vordergrund.

2.3.1.9 Berechnung von Körperdosen (LOAEL, NOAEL) aus tierexperimentellen Daten

Im Tierversuch, aber auch beim Menschen sind häufig Konzentrationsangaben (Gefahrstoff in der Nahrung oder in der Luft) auf Körperdosen und/oder Werte für intermittierende Exposition auf kontinuierliche Exposition umzurechnen. Ferner sind bei der Übertragung von Tier auf Mensch bei inhalativer Aufnahme verschiedene Atemvolumina zu beachten. Falls diese Umrechnungen nicht vom Autor einer Studie selbst mit konkreten Daten angegeben wurden, erfolgt die Berechnung nach einem allgemeinen Schema mit folgenden Parametern:

a) Tier/Mensch

Für die speziesspezifischen Daten werden folgende Parameter eingesetzt:

Tabelle 2: Speziesspezifische Parameter zur Berechnung von Körperdosen

Die Umrechnung von Tier auf Mensch erfolgt über das Gewicht.

b) Berechnung von Körperdosen aus Luftkonzentrationen

Auf Basis von Humandaten wird wie folgt vorgegangen (KG = Körpergewicht):

Auf Basis von tierexperimentellen Daten wird wie folgt vorgegangen, zum Beispiel für die Ratte:

Die Rückrechnung von der Körperdosis auf eine Luftkonzentration erfolgt für den Menschen analog in umgekehrter Richtung mit den Standardannahmen für den Menschen: 70 kg Körpergewicht, 20 m³/d Atemvolumen und der entsprechenden Resorptionsquote. Besonderheiten bei lokalen Reizeffekten sind gesondert zu betrachten.

c) Umrechnung von intermittierender auf kontinuierliche Exposition bei inhalativer Exposition

Falls eine Studie mit nicht kontinuierlicher Exposition zugrunde lag, wurde linear auf kontinuierliche Exposition umgerechnet (auf 24 Stunden pro Tag und 7 Tage pro Woche). Eine derartige Umrechnung ist nicht statthaft, wenn z.B. die absolute Dosis ("Bolusgabe") oder Konzentrationsspitzen in der Luft für die Wirkung ausschlaggebend sind. In solchen Fällen wird auf die Umrechnung verzichtet.

2.3.1.10 Vorgehensweise hinsichtlich der Bewertungsmaßstäbe für Kanzerogene

Die Bewertung der Kanzerogenität einer Substanz erfolgt nach zwei Gesichtspunkten:

1. Zeigt die Substanz kanzerogene Effekte? (Besitzt der Stoff kanzerogenes Potential?)
2. Wie ist die Wirkungsstärke bezüglich kanzerogener Effekte beim Menschen zu beurteilen? (Welche kanzerogene Potenz kommt dem Stoff zu?)

Bewertung des kanzerogenen Potentials - Kanzerogenitätseinstufungen

Zur Kennzeichnung des kanzerogenen Potentials der Stoffe werden die Einstufungen der Europäischen Union, des Ausschusses für Gefahrstoffe (AGS), der Senatskommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe der Deutschen Forschungsgemeinschaft, der Internationalen Krebsagentur (IARC) der WHO und/oder der US-EPA zugrunde gelegt.

Die Kennzeichnung der Europäischen Union gemäß § 4 der Gefahrstoffverordnung wird als für die Bundesrepublik verbindlich übernommen, alternativ wird die des AGS (Technische Regeln für Gefahrstoffe, TRGS 905) herangezogen. Liegt keine Einstufung der EU oder des AGS vor, wird auf die der Senatskommission der DFG zurückgegriffen bzw., wenn auch diese fehlt, auf Einstufungen der anderen Organisationen. Dabei wird das Datum der jeweils verwendete Datenbasis oder das Jahr der Einstufung nicht berücksichtigt.

Bewertung der kanzerogenen Potenz

Die kanzerogene Potenz wird mittels einer Krebsrisikoberechnung nach dem unit risk-Konzept abgeschätzt und gibt das mit der Aufnahme einer bestimmten Dosis verbundene Risiko für einen Schadenseintritt an.

Qualitätskriterien für unit risk-Schätzungen

Die Berechnung des unit risk erfordert in der Regel die Extrapolation von hohen Konzentrationen in den Niedrigdosisbereich. Diese Extrapolationen können mit erheblichen Unsicherheiten verbunden sein. Daher ist stoffbezogen die Qualität von Krebsrisikoberechnungen zu beurteilen und über die Berücksichtigung der kanzerogenen Potenz als quantitativem Bewertungsmaßstab zu entscheiden. Die Bewertung von kanzerogener Potenz und von kanzerogenem Potential werden dabei getrennt. So kann das unit risk eines Stoffes, der beim Menschen als eindeutig krebserzeugend angesehen wird, als qualitativ ungenügend angesehen werden; wenn die fehlende Dosis-Wirkungsbeziehung eine ausreichend sichere quantitative Aussage nicht zuläßt. Umgekehrt kann das unit risk eines Schadstoffes, der nur bei einer Spezies kanzerogen wirkt (mit Dosis-Wirkungsbeziehung) und deshalb im Sinne z.B. der Gefahrstoffverordnung nicht als eindeutig kanzerogen im Tier angesehen wird, als qualitativ gut angesehen werden. Die Qualität vorliegender unit risk-Ableitungen wird in folgende Kategorien gegliedert (Kalberlah et al., 1999):

Kategorie UR++: "unit risk gut geeignet":

Prinzipiell erscheint die linearisierte Abschätzung des zusätzlichen Krebsrisikos im Niedrigrisikobereich (0 bis 10 % Zusatzrisiko) aus gut durchgeführten Tierversuchen und/oder gut abgesicherten epidemiologischen Studien als Grundlage für weitere Risikobetrachtungen gut geeignet. Kenntnisse zum Wirkmechanismus sprechen nicht gegen die gewählte Extrapolationsmethode. Stoffe, bei denen eindeutig eine Wirkungsschwelle für Kanzerogenität vorhanden und quantifizierbar ist, sollen nicht in Kategorie UR++ eingestuft werden.

Kategorie UR+: "unit risk geeignet":

Prinzipiell erscheint die linearisierte Abschätzung des zusätzlichen Krebsrisikos im Niedrigrisikobereich (0 bis 10 % Zusatzrisiko) als Grundlage für weitere Risikobetrachtungen geeignet. Kenntnisse zum Wirkmechanismus sprechen nicht gegen die gewählte Extrapolationsmethodik. Die Abgrenzungskriterien für die Zuordnung zur entsprechenden Kategorie sind zu beachten.

Kategorie UR-: "unit risk nicht geeignet":

Prinzipiell erscheint eine linearisierte Abschätzung des zusätzlichen Krebsrisikos im Niedrigrisikobereich (0 bis 10 % Zusatzrisiko) als Grundlage für weitere Risikobetrachtungen nicht geeignet, oder es bestehen gravierende Mängel in der Datenlage (Tierversuch oder epidemiologische Studie) und/oder in der verwendeten Extrapolationsmethodik, oder Kenntnisse zum Wirkmechanismus sprechen gegen die gewählte Extrapolationsmethode.

Vorgehensweise bei durch unit risk ungeeigneten Risikoquantifizierungen

Während bei sehr guter und guter unit risk-Qualität (Kategorie UR++ und UR+) die Ergebnisse dieser Risikoextrapolation verwendet werden, liegt für den Fall nicht ausreichender Qualität in der Risikoquantifizierung (Kategorie UR-) kein national oder international konsentiertes Konzept vor. In diesen Fällen wird wie folgt vorgegangen:

• Bei Humankanzerogenen kann bei eindeutiger kanzerogener Potenz wegen Studienmängeln, nicht ausreichenden Expositionsdaten, zu kleinem Kollektiv etc. die Risikoextrapolation als qualitativ ungeeignet (UR-) bewertet Werden. Hierunter können Kanzerogene der EU-Kategorie 1 sowie Kanzerogene der EU-Kategorie 2 oder 3 fallen, bei denen ein unit risk auf epidemiologischer Basis abgeleitet wurde. Für diese Fälle wird wegen des qualitativ hochwertigen Kanzerogenitätsnachweises die unit risk-Abschätzung trotz ungenügender Qualität beibehalten.
• Dies gilt wegen der vermutlich fehlenden Wirkungsschwelle auch für gentoxische Stoffe, für die sich die Bewertung UR- ergeben kann, wenn das tierexperimentelle Versuchsdesign deutliche Mängel aufweist.
• Bei Stoffen mit anzunehmender heterogener oder unbekannter Wirkungsstruktur wie Kanzerogene, bei denen Speziesspezifität nicht ausgeschlossen werden kann, mit vermuteten nichtgentoxischem Wirkmechanismus oder bei denen keine angemessene Dosis-Wirkungsbeziehung vorliegt, findet zur Betrachtung kanzerogener Wirkungen bei der Bodenwertberechnung neben der unit risk-Abschätzung eine weitere Vorgehensweise Anwendung (Konietzka, 1999):
  Gegenüber der niedrigsten Dosis, bei der Krebs im Tierversuch mit Signifikanz belegt werden kann (cancerogenic effect level, CEL_min), soll ein ausreichender Sicherheitsabstand gewahrt werden, der mindestens die Größenordnung wie für schwere nicht kanzerogene Effekte besitzt. Vereinfachend kann von einem ersten detektierbaren (signifikanten) Krebsrisiko im Tierversuch bei mindestens 10 % (Risiko 1 : 10) der Versuchstiere ausgegangen werden. Als Grundlage für die hieraus vorzunehmende Ableitung von Boden-Prüfwerten muß allerdings auf ein Risiko von 1 : 100.000 geschlossen werden. Daher wird als Bezugsgröße die CEL _min /10.000 aus den Kanzerogenitätsstudien ermittelt. Parallel zu den Bodenprüfwertberechnungen für nicht kanzerogene Wirkungen auf Basis des TRD-Wertes wird mit dieser Bezugsgröße eine Bodenprüfwertberechnung für kanzerogene Wirkungen durchgeführt. Führt die Berechnung mit CEL _min /10.000 zu einem niedrigeren Bodenwert, so ist in diesen Fällen die Kanzerogenität als relevanter toxikologischer Endpunkt zu betrachten. Im Rahmen der Plausibilitätsprüfung für den Stoff wird weiterhin diskutiert, ob die zu der Beurteilung als UR- führenden Gründe so gravierend sind, daß der unit risk-Abschätzung geringere Bedeutung zukommt, oder ob sie als zusätzliches Argument unter Vergleich zu den Berechnungsergebnissen mit TRD-Wert und CEL _min /10.000 zur Bestimmung eines plausiblen Prüfwertes herangezogen werden müssen.

Krebserzeugende Substanzen, für die bisher kein unit risk abgeleitet wurde, werden analog behandelt; das heißt, wenn die Kanzerogenitätseinstufung auf Basis tierexperimenteller Daten erfolgte, werden sie so betrachtet, als sei bisher nur eine ungenügende Risikoquantifizierung vorgenommen worden (UR-).

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