Mitteilungen der Adhoc-Arbeitsgruppe der Innenraumlufthygiene-Kommission des Umweltbundesamtes und der Obersten Landesgesundheitsbehörden

Teil 1
Ableitung eines Prüfwertes für die zulässige PCB-TEQ-Konzentration in der Innenraumluft

Die bisherige gesundheitliche Bewertung der polychlorierten Biphenyle (PCB) stützt sich auf die Bewertung technischer Gemische (sog. Arochlor- bzw. Clophen-Muster) [1, 2, 3, 4, 5] . Die hauptsächlich als Transformatorenöl, als Kondensatorendielektrikum sowie als Additiv zu Flammschutzanstrichen und Fugenmassen eingesetzten PCB-Gemische unterscheiden sich in ihrer Zusammensetzung jedoch erheblich von dem Muster derjenigen PCB-Kongeneren, welche vom Menschen mit der Nahrung und über den Luftpfad aufgenommen werden. In der Nahrungskette reichern sich hauptsächlich die schwerflüchtigen höher chlorierten PCB an, während in der Raumluft in der überwiegenden Zahl der aufgetretenen Fälle die leichter flüchtigen niedrig chlorierten PCB dominieren.

Auch das in Deutschland bislang übliche Vorgehen bei der Beurteilung von PCB-Raumluftbelastungen beruht auf einem TDI (tolerable daily intake - duldbare tägliche Zufuhr), der sich aus tierexperimentellen Untersuchungen nach oraler Aufnahme technischer PCB-Gemische ableitete [1]. In der Folgezeit wurde dieses Ableitungsverfahren kritischer gesehen. Das Gemeinsame Expertenkomitee zu Lebensmittelzusätzen (Joint Expert Committee an Food Additives - JECFA) der Lebensmittel- und Landwirtschaftsorganisation der Vereinten Nationen und der Weltgesundheitsorganisation (World Health Organization - WHO) stellte 1990 fest, dass für PCB keine vorläufige duldbare Aufnahme festgelegt werden kann, da sich die tierexperimentell verfütterten technischen PCB-Gemische in ihrer Zusammensetzung erheblich von den in der menschlichen Nahrung enthaltenen unterscheiden und keine Daten zur Körperlast und zur Kinetik der verfütterten PCB-Einzelverbindungen (sog. Kongenere) vorliegen [6]. Auch nach Ansicht einer Arbeitsgruppe der WHO sind die aus technischen PCBGemischen gewonnenen toxikologischen Erkenntnisse als Grundlage für eine gesundheitliche Bewertung der Expositionssituation des Menschen gegenüber umweltrelevanten PCB infrage zu stellen [7]. Sie empfahl daher, der Risikobewertung zukünftig solche Studien zugrunde zu legen, bei denen umweltrelevante PCB in rekonstituierten Gemischen eingesetzt wurden.

Ein weiterer Grund für die Überarbeitung der bisherigen Bewertungsgrundlagen ist die Erkenntnis, dass ein Teil der PCB-Kongenere eine dioxinähnliche Molekülstruktur aufweist und ihnen demzufolge eine dioxinähnliche Wirkung unterstellt werden kann. Das Vorkommen dioxinähnlicher PCB-Kongenere hängt dabei im Wesentlichen vom Chlorierungsgrad des technischen Gemisches und vom Herstellungsverfahren ab (Tabelle 1). Vor diesem Hintergrund stellt sich die Frage, welche gesundheitlichen Wirkungen mit den in der Innenraumluft vorwiegend auftretenden nichtdioxinähnlichen PCB verknüpft und wie diese in Relation zu den nachteiligen Effekten der sie begleitenden dioxinähnlichen PCB zu bewerten sind.

Im November 2001 stellte die WHO ein Verfahren zur Entwicklung eines Bewertungsmaßstabes für nichtdioxinähnliche PCB vor; dabei wurde jedoch eine Reihe von Kenntnislücken identifiziert [7]. Im April 2002 forderte der Ausschuss für Umwelt, Volksgesundheit und Verbraucherschutz des europäischen Parlaments die Kommission auf, Grenzwerte für nichtdioxinähnliche PCB in Lebensmitteln festzulegen. Die Europäische Kommission griff diese Forderung auf und beauftragte die Europäische Behörde für Lebensmittelsicherheit (European Food Safety Authority - EFSA) mit der Erstellung eines Berichtes zur gesundheitlichen Bewertung der nichtdioxinähnlichen PCB. Dieser Bericht wurde 2005 vorgelegt [8].

Tabelle 1

Konzentration von dioxinähnlichen PCB in deutschen und US-amerikanischen technischen Gemischen in Abhängigkeit vom Chlorierungsgrad und vom Herstellungsverfahren. Arochlor 1254 wurde zu Beginn der 1930er-Jahre bis 1973 mithilfe einer sog. Einstufenchlorierung (G 4), von 1974-76 mit der sog. 2-Stufenchlorierung (A 4) hergestellt, die zu einem deutlich höheren PCB-TEQ-Anteil führt. Obwohl die Produktionsmenge des A-4-Subtyps weniger als 1 % der Gesamtproduktionsmenge darstellte, wurden vor allem die Langzeitstudien und andere relevante toxikologische Studien mit dem TEQ-reicheren Arochlor-1254-A-4-Subtyp durchgeführt (Daten aus EFSA (2005) [8]).

Tabelle 2

Konzentration von dioxinähnlichen PCB in technischen Gemischen und Bezug zum TDI-Wert von 2 pg TEQ/kg Körpergewicht und Tag (EU-SCF 2001 [101). Aus dem PCB-TEQ-Gehalt der Clophen-Typen (Daten aus EFSA (2005) [8]) lässt sich der TDI-Wert für das jeweilige Clophen-Gemisch abschätzen. Der TDI-Wert in der unteren Zeile sinkt mit zunehmendem Gehalt an dioxinähnlichen Kongeneren des jeweiligen Clophen-Gemisches.

Das Wissenschaftliche Gremium für Verunreinigungen in der Lebensmittelkette (CONTAM) der EFSA kam zu folgenden wesentlichen Feststellungen:

• Nicht nur die unterschiedlichen Zusammensetzungen der technischen PCB-Gemische, sondern auch deren Verunreinigungen mit dioxinähnlichen PCB und Dioxinen führen wirkseitig zu unterschiedlichen Ergebnissen. Die beobachteten toxischen Wirkungen (besonders auf die Leber, das Immunsystem und das endokrine System sowie reproduktions- und neurotoxische Effekte und die Kanzerogenität) sind nicht spezifisch auf nichtdioxinähnliche PCB beschränkt, sondern treten auch bei Expositionen gegenüber dioxinähnlichen PCB und Dioxinen auf. Die toxikologische Datenbasis zu technischen PCB-Gemischen sowie zu rekonstituierten umweltrelevanten PCB-Gemischen ist für eine Bewertung der nichtdioxinähnlichen PCB als ungenügend zu bewerten und lässt es auch nicht zu, zwischen den einzelnen Wirkungen der dioxinähnlichen und nichtdioxinähnlichen PCB sowie der Dioxine zu unterscheiden.
• Die nichtdioxinähnlichen PCB sind weder gentoxisch noch krebserzeugend. Die tierexperimentell nach Fütterung mit technischen PCB-Gemischen beobachteten Leber- und Schilddrüsentumore werden eher den dioxinähnlichen PCB zugeschrieben. Die IARC (International Agency for Research an Cancer) hat PCB in die Gruppe 2A (möglicherweise kanzerogen beim Menschen) eingestuft. Andere Wirkungen, wie z.B. neurologische Störungen, Entwicklungsstörungen und Immundefekte, die mit nichtdioxinähnlichen PCB in Verbindung gebracht werden, werden auch von den (teilweise weitaus potenteren) dioxinähnlichen PCB verursacht, die häufig neben den nichtdioxinähnlichen PCB in kleinsten Konzentrationen (0,1 % oder weniger) vorkommen. Deshalb ist es schwierig, den genauen Beitrag der nichtdioxinähnlichen PCB zur beobachteten Wirkung eines PCB-Gemisches zu ermitteln. Daten über die Wirkung einer Belastung mit nichtdioxinähnlichen PCB sollten mit Vorsicht interpretiert werden.
• Auch wenn einige der sog. Indikatorkongenere inzwischen toxikologisch besser untersucht sind, ist jedoch insgesamt die Datenlage für die überwiegende Zahl der 197 nichtdioxinähnlichen PCB nach wie vor zu begrenzt und die Dateninterpretation bei gleichzeitiger Exposition gegenüber nichtdioxinähnlichen und dioxinähnlichen PCB zu ungenügend, um eine gesundheitlich tolerable Dosis für nichtdioxinähnliche PCB festzulegen.

Vor diesem Hintergrund gelangt die Adhoc-Arbeitsgruppe Innenraumrichtwerte zu folgenden Schlussfolgerungen:

1. Die Adhoc-Arbeitsgruppe kann bislang keine Einzelstudie zu niedrig chlorierten nichtdioxinähnlichen PCBKongeneren sowie rekonstituierten PCBMischungen identifizieren, die nach ihrer Einschätzung als Basis für die Ableitung von Innenraumluftrichtwerten geeignet ist.
2. Die Adhoc-Arbeitsgruppe stellt fest, dass neuere Studien (überwiegend zur oralen Exposition) die älteren Befunde hinsichtlich toxischer und biochemischer Wirkungen der PCB im Grundsatz bestätigen. Angesichts des sehr stark variierenden Gehalts an dioxinähnlichen Verbindungen in den technischen Gemischen hält sie es jedoch nicht mehr für ausreichend, alle PCB-Gemische über eine einzige toxikologische Kennzahl zu bewerten. Vielmehr empfiehlt sie, die gesundheitliche Bewertung der niedrig chlorierten PCB-Gemische (Typ Clophen A 30 bis A 40) von der der höher chlorierten PCB-Gemische (Typ Clophen A 50 bis A 60) zu unterscheiden. Eine überschlägige Abschätzung (Tabelle 2) ergibt, dass für die niedrig chlorierten PCB-Gemische der bisher verwendete TDI-Wert von i µg PCB pro kg Körpergewicht und Tag auch nach einem anderen aktuellen Ableitungsverfahren (Vergleich mit dem derzeit gültigen TDI für TEQ) mit Werten von 0,3-0,8 µg PCB pro kg Körpergewicht und Tag größenordnungsmäßig übereinstimmt. Damit werden für die niedrig chlorierten PCB-Gemische die in der bisherigen PCB-Richtlinie zugrunde gelegten Gesundheitsrisiken im Grundsatz bestätigt. Vor diesem Hintergrund empfiehlt die Adhoc-Arbeitsgruppe, für die niedrig chlorierten PCB-Gemische die auf der Grundlage der PCB-Richtlinie der ARGEBAU [9] in den jeweiligen Bundesländern eingeführten technischen Baubestimmungen unter Beachtung der in Tei13 genannten Empfehlungen aufrechtzuerhalten.
3. Für die höher chlorierten PCB-Gemische hält die Adhoc-Arbeitsgruppe ein ergänzendes eigenes Bewertungsverfahren für erforderlich. In Übereinstimmung mit der EFSA geht sie davon aus, dass die dioxinähnlichen PCB wesentlich die Toxizität der höher chlorierten PCB-Gemische bestimmen, und schlägt die nachfolgend dargestellte Vorgehensweise für die gesundheitliche Bewertung entsprechender PCB-Belastungen im Innenraum vor.

Vorgehensweise zur gesundheitlichen Bewertung von dioxinähnlichen polychlorierten Biphenylen in der Innenraumluft

Zur gesundheitlichen Bewertung dioxinähnlicher polychlorierter Biphenyle in der Innenraumluft stützt sich die Adhoc-Arbeitsgruppe auf die Vorgehensweise im europäischen Lebensmittelbereich. Bei dieser Vorgehensweise handelt es sich um das Konzept der Toxizitätsäquivalenzfaktoren (TEQ-Konzept), das die Beurteilung der dioxinähnlichen Wirkungen sowohl der polychlorierten Dibenzodioxine (PCDD) und Dibenzofurane (PCDF) als auch der dioxinähnlichen PCB umfasst.

Zur Konkretisierung der Gesundheitsgefahr im baurechtlichen Sinne geht die Adhoc-Arbeitsgruppe Innenraumrichtwerte bei der Ableitung von gesundheitsbezogenen Beurteilungsmaßstäben für die Innenraumluft von der Schwelle einer beginnenden nachteiligen Wirkung (lowest observed adverse effect level - LOAEL) aus. Geeignete Studien zur Erfassung der gesundheitlichen Wirkung dioxinähnlicher PCB nach inhalativer Exposition wurden nicht gefunden. Die Adhoc-Arbeitsgruppe zieht deshalb Studien, in denen gesundheitliche Effekte nach oraler Exposition untersucht wurden, heran. Im Rahmen einer Pfadzu-Pfad-Übertragung werden die in diesen Studien ermittelten Wirkungen auf die inhalative Expositionssituation übertragen. Im Folgenden werden 3 Schritte dargestellt:

• die Auswahl des als Basis verwendeten LOAEL nach oraler Exposition,
• die Schätzung des Grades der Ausschöpfung des LOAEL durch die aktuelle Belastung über Lebensmittel und die Ableitung von gesundheitsbezogenen Beurteilungsmaßstäben für dioxinähnliche PCB in der Luft von Innenräumen.

Auswahl des kritischen Endpunktes und des LOAEL

Angaben zum kritischen Endpunkt und zum LOAEL von 2,3,7,8-TCDD (Tetrachlordibenzodioxin) als Leitkomponente für Dioxine und dioxinähnliche PCB finden sich in den Berichten des Wissenschaftlichen Lebensmittelausschusses (Scientific Committee an Food - SCF) der Europäischen Kommission [1o] und des Gemeinsamen Expertenausschusses zu Lebensmittelzusätzen [u]. Der JECFA-Bericht enthält eine ausführliche Bewertung der relevanten Endpunkte Reproduktionstoxizität, Neurotoxizität und Kanzerogenität sowie eine Darstellung der toxikologischen Kenngrößen und der verwendeten Unsicherheitsfaktoren. Als wesentliche Endpunkte bewertet das JECFA Störungen der ZNS-Entwicklung und der Reproduktion sowie die krebserzeugende Wirkung von TCDD.

Störungen der ZNS-Entwicklung

JECFA bewertet die epidemiologischen Studien an Kindern in Deutschland, in den Niederlanden und den USA wie folgt [12]: Es wurden Beeinträchtigungen der ZNS-Entwicklung, beim Schilddrüsenhormonspiegel, der Immunkompetenz u. a. beobachtet. Die beobachteten Entwicklungsdefizite waren subtil und lagen innerhalb des Normbereiches. Im Alter von 6 Jahren waren keine Entwicklungsdefizite mehr nachweisbar. Ihre möglichen Konsequenzen für die zukünftige intellektuelle Funktion sind unbekannt. JECFA weist darauf hin, dass beim Vergleich zwischen gestillten und flaschengefütterten Kindern die gestillten Kinder trotz höherer Belastung mit PCB in neuropsychologischen Verhaltenstests besser abschnitten. Ferner wird angemerkt, dass in den Studien überwiegend die PCBBelastung gemessen wurde, während PCDD/PCDF kaum untersucht wurden. Ab welcher Körperlast an PCB, PCDD und PCDF Störungen der ZNS-Entwicklung als gesundheitlich nachteilig anzusehen sind, ist nicht bekannt.

Kanzerogenität

Zur Bewertung der krebserzeugenden Wirkung von PCDD, PCDF und PCB geht JECFA [11] von 2,3,7,8-TCDD aus.

In Rattenstudien fand sich eine erhöhte Inzidenz für Lebertumore im Vergleich zu einer Kontrollgruppe bei einer Dosis von 10 ng/kg KG/d bzw. einer Gleichgewichtskörperlast (steadystatebody burden) von 290 ng/kg KG. Dies entspricht beim Menschen einer Zufuhr von 150 µ g/ kg KG/d, also dem wofachen der derzeitigen durchschnittlichen PCDD/PCDFTEQ-Zufuhr. Beim Menschen fanden sich unter Arbeitsplatzbedingungen bei der Produktion bestimmter TCDD-haltiger chlorierter Herbizide insgesamt mehr Tumoren, aber nicht für einzelne Organe. Laut JECFA müssen diese Befunde mit Vorsicht bewertet werden, da es für dieses Phänomen kaum andere Beispiele gibt, wesentliche Störfaktoren nicht bewertet wurden und das Gesamtrisiko nicht hoch war. Eine Dosis, die zu einer bestimmten Zunahme der Krebssterblichkeit führt [angegeben z.B. als Effektive Dosis (ED)], konnte nicht bestimmt werden, da sich eine große Streubreite ergab und das jeweilige Ergebnis vom gewählten Modell abhing.

Reproduktionstoxizität

Identifiziert wurden 5 tierexperimentelle Leitstudien, relevante Endpunkte waren zumeist verringerte Spermienzahl und Spermienfunktionsstörungen sowie vermindertes Prostatagewicht und ein reduzierter Anogenitalabstand bei den männlichen Nachkommen 2,3,7,8-TCDD-exponierter Ratten. In diesem Zusammenhang verweist JECFA auf Erfahrungen aus Seveso, wo mehr Mädchen von Vätern mit einer Körperlast von mehr als 80 pg TCDD/g Fett (16-20 ng/kg KG) zum Zeitpunkt der Zeugung geboren wurden.

Vier von den 5 Studien waren Bolusstudien mit einer Exposition gegenüber 2,3,7,8-TCDD an den Gestationstagen 14 oder 15, die zu einem LOEL von 28, 28, 50 bzw. 51 ng/kg KG führten. Die fünfte Studie (Faqi et al. 1998) [13] wies ein Dosisregime mit Auflade- und Erhaltungsdosis durch subkutane Injektion von der Zeugung bis zum Ende der Stillperiode auf. Diese Studie, bei der sich bei den männlichen Nachkommen in der Pubertät und im Erwachsenenalter eine verminderte Spermienbildung, eine erhöhte Zahl missgebildeter Spermien, eine verlängerte Passagezeit der Spermien durch die Cauda epididymidis und ein verschlechtertes Kohabitationsverhalten (jedoch ohne dass die Fertilität der Ratten eingeschränkt war) zeigten, führte zu einem LOAEL (body burden) von 25 ng TCDD/kg Körpergewicht. In einer der Bolusstudien nahm die Androgenrezeptor-mRNA-Konzentration bei 13 ng/kg KG ab. Da bei dieser Dosis keine adversen Effekte an der Ratte beobachtet wurden, stuft JECFA diese Dosis als NOAEL ein. Unter Verwendung eines linearen und eines Potenzmodells sowie eines Anreicherungsfaktors zur Einbeziehung der für TCDD unterschiedlichen Halbwertzeiten von 3 Wochen bei der Ratte und von 7,6 Jahren beim Menschen für TCDD schätzt JECFA für den LOAEL der Faqi-Studie eine äquivalente menschliche monatliche Aufnahme von 423-630 pg TCDD/kg KG ab. Dies entspricht einer täglichen Aufnahme beim Menschen von 14-21, im Mittel von 18 pg TCDD/kg Körpergewicht.

Zur Abschätzung der Dosis für empfindliche Personen verwendet das JECFA folgende Unsicherheitsfaktoren zur Toxikodynamik und zur Toxikokinetik: Hinsichtlich mehrerer biochemischer Endpunkte (z.B. Rezeptorbindung) kann laut JECFA eine geringere Empfindlichkeit des Menschen im Vergleich zum Tier angenommen werden. Allenfalls sind die empfindlichsten Menschen so empfindlich wie der Durchschnitt der untersuchten Tiere. Daher besteht nach Ansicht des JECFA keine Notwendigkeit, einen Unsicherheitsfaktor zur Toxikodynamik einzufügen. Ein Anpassungsfaktor zur Toxikokinetik Tier-Mensch wird nicht benötigt, da - wie bereits dargestellt - nicht von der Dosis, sondern von der Körperlast ausgegangen wird. Für die interindividuelle Variabilität der Toxikokinetik beim Menschen setzt das JECFA den Default-Faktor der WHO [14] von 3,2 ein, da die Bandbreite der Halbwertszeit beim Menschen nicht sicher bekannt ist. Mit dem Unsicherheitsfaktor von 3,2 ergibt sich gerundet ein LOAEL für empfindliche Personen von 6 pg TCDD bzw. TEQ/kg Körpergewicht und Tag.

Beitrag der oralen Exposition durch die aktuelle Belastung der Nahrung

Nach dem Basisschema ist vor der Festsetzung von Richtwerten für die Innenraumluft zu prüfen, ob die Inhalation den wesentlichen Aufnahmepfad darstellt oder ob die zulässige Aufnahme des Stoffes noch mit anderen Aufnahmepfaden abgeglichen werden muss. Für die PCB ist unstrittig, dass die Exposition überwiegend durch den Verzehr PCB-verunreinigter Lebensmittel erfolgt. Repräsentative neuere Daten lassen darauf schließen, dass die ernährungsbedingte durchschnittliche tägliche Zufuhr von Dioxinen und dioxinähnlichen PCB in der EU im Bereich von 1,2-3 pg TEQ pro kg Körpergewicht liegt ¹ [11, 15]. Für Deutschland ist davon auszugehen, dass die aktuelle ernährungsbedingte Zufuhr von Dioxinen und dioxinähnlichen PCB bei Erwachsenen überwiegend im unteren Teil und die von Kleinkindern eher im oberen Teil des genannten Bereiches liegt [16, 17, 18]. Dies bedeutet, dass ein Teil der Bevölkerung die in der EU geltende duldbare wöchentliche Zufuhr (tolerable weekly intake - TWI) von 14 pg TEQ pro kg Körpergewicht erreicht bzw. überschreitet [17]. Eine TWI-Überschreitung führt nicht zwingend zu adversen Effekten, verringert aber den Abstand zum LOAEL. Nach Auffassung der Europäischen Kommission sind deshalb weitere Maßnahmen zur Vermeidung nachteiliger Auswirkungen von Dioxinen und PCB auf Umwelt und Gesundheit dringend erforderlich [15].

Nach vorliegenden Human-Biomonitoringdaten ist die Körperlast an dioxinähnlichen PCB bzw. PCDD/F im Kleinkindalter maßgeblich durch die Aufnahme in der Stillperiode bestimmt. So wiesen über mehr als 17 Wochen gestillte Säuglinge am Ende des ersten Lebensjahres gegenüber ihren Müttern 1,5- bis 3,6-fach höhere Blutfettgehalte an PCB bzw. PCDD/F auf [19]. Obwohl Kleinkinder über die Nahrung etwa doppelt so viel dioxinähnliche PCB bzw. PCDD/F aufnehmen wie Erwachsene (vgl. [17]), bauen sich die Blutfettgehalte an PCB bzw. PCDD/F im weiteren Kindesalter wieder ab (mit den niedrigsten Werten im Alter von etwa 5 Jahren [20]) und liegen im Alter von to Jahren deutlich unter den Werten Erwachsener [4, 21]. Erklärungsansätze für diese Beobachtungen an Kindern sind eine wachstumsbedingte Vergrößerung des Verteilungsvolumens und eine im Vergleich zum Erwachsenen kürzere Eliminationshalbwertzeit [20]. Zwar gibt es in der Literatur Hinweise auf direkte Effekte der erhöhten Aufnahme an PCB und PCDD/F im Säuglings- und Kleinkindalter, jedoch wurden diese von JECFA als vorübergehend und somit nicht bewertungsrelevant eingestuft. Die Richtwertableitung von JECFA geht vielmehr vom tierexperimentell belegten Wirkungsendpunkt Reproduktionstoxizität bei männlichen Nachkommen in Abhängigkeit von der mütterlichen Körperlast an PCDD/PCDF aus. Die vorliegenden HBM-Daten lassen diesbezüglich den Schluss zu, dass die Körperlast junger Mädchen an dioxinähnlichen PCB und PCDD/F bei Erreichen der Geschlechtsreife diejenige gebärfähiger Frauen nicht übersteigt. Insofern erscheint es gerechtfertigt, bei der weiteren Ableitung gesundheitsbezogener Beurteilungsmaßstäbe für dioxinähnliche PCB von der nahrungsbedingten Aufnahme bei Erwachsenen auszugehen.

Beitrag des Inhalationspfades

Die Adhoc-Arbeitsgruppe geht vereinfachend davon aus, dass neben der oralen TEQ-Aufnahme über Lebensmittel und der inhalativen Aufnahme keine weiteren wesentlichen Expositionspfade zu berücksichtigen sind. Wie in Abschnitt Reproduktionstoxizität dargestellt, entspricht der von JECFA für empfindliche Personen abgeleitete LOAEL einer äquivalenten menschlichen Tagesdosis von 6 pg TEQ/ kg KG. Da JECFA für die orale Aufnahme eine Resorptionsrate von 50 % annimmt, entspricht der LOAEL einer resorbierten täglichen Dosis von 3 pg TEQ/kg KG und die in Abschnitt 2 genannte Zufuhr über Lebensmittel bis 3 pg TEQ/kg KG einer resorbierten täglichen Dosis bis 1,5 pg TEQ/kg KG. Wenn man vom LOAEL die nahrungsbedingte Aufnahme abzieht, verbleibt rechnerisch ein noch nicht ausgeschöpfter Anteil von 1,5 pg TEQ/kg KG/d für die inhalative Aufnahme.

Zur Berechnung der gesundheitlich tolerablen TEQ-Konzentration in der Innenraumluft wird von einer Atemrate von 0,3 m³ pro kg Körpergewicht und Tag ausgegangen. Diese Annahme basiert auf Angaben aus AUH (1995) [22] und gilt für einen ungünstigen Fall mit erhöhter Atemrate (95. Percentil bei Jugendlichen bis Erwachsenen). Legt man eine vollständige Resorption zugrunde, errechnet sich die tolerable TEQ-Konzentration in der Innenraumluft mit 1,5 pg TEQ/kg KG/d/0,3 m³/kg KG/d = 5 pg TEQ/m³. Bei einer geringeren Resorptionsrate oder bei kürzeren Expositionszeiten würde sich die inhalativ aufgenommene TEQ-Aufnahme verringern, und eine höhere TEQ-Konzentration in der Raumluft wäre zulässig. Die Adhoc-Arbeitsgruppe verzichtet auf eine Berücksichtigung einer möglichen geringeren Resorptionsrate oder kürzeren Expositionszeit, um auch mögliche nicht berücksichtigte Belastungen aufzufangen. Eine solche nicht berücksichtigte Belastung können Beiträge zu den TEQ durch Verunreinigungen der technischen PCB-Gemische mit PCDD/PCDF sein, die nach den zu Clophen A 60 vorliegenden Daten in besonders ungünstigen Fällen die Gesamt-PCB-Gehalte in der Innenraumluft um bis zu 30 % erhöhen können; bei Clophen-A-40-Quellen liegt eine mögliche Erhöhung deutlich unter 10% [24, 25].

Teil 2
Verfahren zur Abschätzung der Summe der Toxizitätsäquivalente aus PCB-Belastungen der Innenraumluft

Wegen der dioxinähnlichen Eigenschaften einiger PCB ergibt sich die Frage, ob und unter welchen Bedingungen der für die nichtdioxinähnlichen PCB abgeleitete Richtwert von 3 µg/m3 auch die Einhaltung von TEQ-Vorgaben im Hinblick auf die dioxinähnliche Wirkung der PCB ausreichend gewährleistet. Die Adhoc-Arbeitsgruppe der Innenraumlufthygiene-Kommission des Umweltbundesamtes und der Arbeitsgemeinschaft der

Obersten Landesgesundheitsbehörden stellte Überlegungen dazu an, ob immer die aufwändige Analyse aller einzelnen PCB erforderlich ist oder unter bestimmten Umständen ein einfacheres Verfahren genügt. Dabei zeigten erste Hinweise, dass PCB 118 als Leitkongener verwendet werden kann. Zur Absicherung dieses Befundes wurden 2 Forschungsvorhaben durchgeführt. Vorteilhaft bei der Auswahl von PCB 118 als Leitkongener ist, dass es mit der eingeführten VDI-Standardmethode zur Erfassung der Indikatorkongenere (PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 153, PCB 138 und PCB 18o) [23] mit nur geringfügigem Mehraufwand miterfasst werden kann.

Tabelle 3: Kenngrößen der Ausgleichsgeraden für die Beziehung TEQ-Wert über Gesamt-PCB-Konzentration in Abhängigkeit von der PCB-Quelle

Tabelle 4 Kenngrößen der Ausgleichsgeraden für die Beziehung zwischen TEQ-Wert und PCB-118-Konzentration aus beiden Studien in Abhängigkeit von der PCB-Quelle

Neue Studienergebnisse zum Zusammenhang zwischen PCB-Gesamtkonzentrationen und TEQ-Werten in PCB-belasteten Gebäuden

Folgende Forschungsvorhaben lieferten neue Ergebnisse, die im Abschnitt 3 verwendet werden: die UFOPLAN-Studie des UBA [24] und die BW-Plus-Studie der Materialprüfungsanstalt der Universität Stuttgart in Baden-Württemberg [25]. Die UFOPLAN-Studie wurde mit dem Ziel durchgeführt, eine möglichst große Zahl von verschiedenen Messobjekten mit unterschiedlicher PCB-Belastung auch unter extremen Randbedingungen (Sommer 2003, Innenraumtemperaturen bis 35°C) zu untersuchen (n = 62). Ein Schwerpunkt der BW-Plus-Studie (n=42) lag in der längerfristigen Untersuchung des klimatischen Einflusses auf die PCB-Konzentrationen in einigen belasteten Gebäuden. Für beide Untersuchungen wurden im Rahmen einer externen Qualitätssicherung Vergleichsmessungen durchgeführt, die sehr gut übereinstimmende Ergebnisse zeigten. Die Daten können daher ohne Einschränkung zusammengeführt werden.

Während der Laufzeit dieser Studien wurden von der WHO die Toxizitätsäquivalenzfaktoren (TEF) sowohl für die PCDD/F als auch für PCB aktualisiert [26]. Die Ergebnisse der Studien sind noch mit den alten Faktoren [27] berechnet worden, jedoch ist eine Umrechnung mit den neuen Faktoren gut möglich, und dies wird an einem Beispiel durchgeführt (s. Abschnitt Sensitivitätsanalyse), um die Auswirkung der neuen Faktoren auf die Auswertung zu zeigen.

Die Studien belegen eine Korrelation zwischen der Gesamt-PCB-Belastung - ermittelt aus der Summe der 6 Indikatorkongenere (PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 153, PCB 138 und PCB 180) mit 5 multipliziert - und der Summe der Toxizitätsäquivalente der dioxinähnlichen nonortho-PCB (PCB 77, PCB 81, PCB 126 und PCB 169) und monoortho-PCB (PCB 105, PCB 114, PCB 118, PCB 123, PCB 156, PCB 157, PCB 167 und PCB 189) in Abhängigkeit von der PCB-Quelle (Clophen A40-A60, mit steigendem Chlorierungsgrad). Daher ist eine erste Abschätzung des TEQ-Wertes möglich, wenn der Typ der PCB-Quelle und die PCB-Gesamtkonzentration in der Raumluft bekannt sind. In der Abb. 1 ist der Zusammenhang dargestellt. Die dargestellten TEQ-Werte stehen für eher ungünstige Annahmen, da für alle monoortho- und nonortho-PCB-Einzelverbindungen unter der Bestimmungsgrenze ein Wert von 2/3 der Bestimmungsgrenze in die TEQ-Berechnung eingeflossen ist [28]. Wie sich die TEQ-Angaben ändern, wenn Konzentrationen unterhalb der jeweiligen Bestimmungsgrenze nicht mit 2/3, sondern anders einbezogen werden, wird weiter unten (s. a. Abb. 6) eingehender gezeigt.

In der Abb. 1 werden - ebenso wie in den Abb. 2-5 - neben den einzelnen Messpunkten der Datensätze auch die berechneten Ausgleichsgeraden gezeigt. Als Kenngrößen dieser Ausgleichsgeraden, die durch den Nullpunkt gelegt werden, dienen die Geradengleichung y = a x (Steigung a, entspricht einem Rechenfaktor)

Abb. 1 PCB-TEQ-Werte (UFOPLAN-Studie und BW-Plus-Studie) in Abhängigkeit von dem PCB-Quellentyp und der PCB-Gesamtkonzentration in der Innenraumluft und der Regressionskoeffizient R2 (Quadrat des Korrelationskoeffizienten, Maß für den Zusammenhang).

Abb. 2 PCB-TEQ-Werte in Abhängigkeit von PCB-Gesamtkonzentrationen in der Innenraumluft (UFOPLAN-Studie und BW-Plus-Studie), wenn Clophen-A40- oder Clophen-A50-Quellen (PCB-haltige Fugendichtungsmassen) vorliegen

Abb. 3 PCB-TEQ-Werte in Abhängigkeit von PCB-Gesamtkonzentrationen in der Innenraumluft (UFOPLAN-Studie und BW-Plus-Studie), wenn Clophen-A60-Quellen (PCB-haltige Deckenplatten und Farbanstriche) vorliegen

Abb. 4 PCB-TEQ-Werte aus beiden Studien (UFOPLAN-Studie und BW-Plus-Studie) in Abhängigkeit von dem PCB-Quellentyp und von der Konzentration des PCB 118 in der Innenraumluft

Abb. 5 PCB-TEQ-Werte der beider Studien (UFOPLAN-Studie und BW-Plus-Studie, dargestellt werden nur Daten in Ursprungsnähe) in Abhängigkeit von der Konzentration des PCB 118 in der Innenraumluft

Abb. 6 PCB-TEQ-Werte aus einer Studie bei Vorliegen einer Clophen-A40-Quelle in Abhängig keit von der Konzentration des PCB 118 mit unterschiedlicher Einbeziehung von PCB-Werten <BG in die TEQ-Berechnung

Die Werte für die Ausgleichsgeraden der Abb. 1 sind in der Tabelle 3 aufgeführt. Auffallend ist, dass die Ausgleichsgeraden für die A50- und A40-Quellen sehr ähnliche Steigungen aufweisen, die sich aber deutlich von denen der A60-Quellen unterscheiden. Für die Berechnung ist zu beachten, dass die PCB-Werte (x-Achse) in µg/m³ angegeben sind und die TEQ-Werte (y-Achse) in pg/m³.

Die Regressionskoeffizienten in Tabelle 3 zeigen, dass direkt nur eine grobe Abschätzung des TEQ-Wertes aus der Relation mit der Gesamt-PCB-Konzentration möglich ist. Durch Annahmen oder Vorgaben (z.B. welche TEQ-Werte können bei einer bestimmten PCB-Gesamtkonzentration nach Maßgabe der vorhandenen Messungen sicher eingehalten werden?) kann eine genügend große Sicherheitsspanne, die die Streuung der Messwerte berücksichtigt, einbezogen werden, wie in den Abb. 2 und 3 gezeigt wird.

Die Prüfgerade y = 1,67 x (oder y = 5/3 x) in der Abb. 2, die für die Abfrage steht, ob ein TEQ-Prüfwert von 5 pg/m³ bei dem bestehenden Richtwert für Gesamt-PCB von 3 µg/m³ eingehalten wird, verläuft deutlich oberhalb sämtlicher Messwerte aus beiden Studien für Fugendichtungsmassen. Die Steigung der Prüfgeraden ist knapp dreimal so groß wie die Steigung der Ausgleichsgeraden (Tabelle 3), die gestrichelt ebenfalls noch einmal eingezeichnet ist; dies steht für eine entsprechende Sicherheitsspanne.

Bei einer Prüfgeraden y = 6,67 x (oder y = 5/0,75 x) in der Abb. 3, die oberhalb sämtlicher Messwerte aus beiden Studien für Clophen-A60-Quellen verläuft, ist die Steigung der Prüfgeraden 2,4-mal so groß wie die Steigung der gestrichelt eingezeichneten Ausgleichsgeraden (s. Tabelle 3); damit ist eine entsprechende Sicherheitsspanne ebenfalls belegt.

Bei genauer Kenntnis der PCB-Quellen und mit entsprechenden Sicherheitsspannen ist es also möglich, aus der PCB-Gesamtkonzentration abzuschätzen, ob der TEQ-Prüfwert von 5 pg/m³ eingehalten wird.

Folgend wird auf ein alternatives Schätzverfahren, das hinsichtlich der Voraussetzungen weniger eingeschränkt ist, näher eingegangen.

Abschätzung des TEQ-Wertes mithilfe der PCB-118-Konzentration

Anstelle der PCB-Gesamtkonzentration wird bei diesem Verfahren nur PCB 118 als "Leitkongener" zur TEQ-Abschätzung verwendet. PCB 118 weist die durchschnittliche Flüchtigkeit der Verbindungen aus der Gruppe der nonortho- und monoortho-PCB-Kongeneren auf und trägt mit ca. 40 % auch relativ am stärksten zum TEQ-Wert bei [24]. Für PCB 118 ist daher eine ausreichend hohe Korrelation mit dem TEQ-Wert zu erwarten. Darüber hinaus ist PCB 118 wegen seines hohen Anteils am PCB-Gemisch analytisch auch mit der Standardmethode zu erfassen.

Mithilfe der Konzentration dieses Leitkongeners PCB 118 für die dioxinähnlichen PCB wird die TEQ-Konzentration ermittelt. In der Abb. 4 wird die Beziehung zwischen TEQ-Wert und PCB-118-Konzentration bei verschiedenen Typen von PCB-Quellen dargestellt. Die generellen messstrategischen Vorbehalte, die für die Abschätzung der PCB-Belastung aus einer eingeschränkten Probenzahl gelten, treffen auch für die Nutzung eines PCB-118-Wertes zu (z.B. Untersuchungszeitraum, Probenahmebedingungen). So kann auch eine Aussage zu dem zu erwartenden Jahresmittelwert nur mit einer sinnvoll angewandten Messstrategie nach VDI 4300-2 [29] getroffen werden.

Auffällig ist, dass die Ausgleichsgeraden für die Untersuchungen für verschiedene PCB-Quellen nun enger beieinander liegen und in der Regel höhere Regressionskoeffizienten aufweisen, wie in der Tabelle 4 dargestellt. Hier ist zu beachten, dass PCB 118 in ng/m³ und die TEQ-Werte in µ g/m³ angegeben werden.

Eine Zusammenfassung nicht nur der Ergebnisse aus beiden Studien, sondern auch der Werte der verschiedenen PCBQuellen bietet sich danach an. Sie wird in der Abb. 5 dargestellt.

Für alle PCB-Quellen kann aus der PCB-118-Konzentration, wie schon in den Abb. 2 und 3 für Gesamt-PCB im Ansatz vorgestellt, eine Abschätzung der maximal zu erwartenden TEQ-Werte erfolgen, wobei auch Sicherheitsspannen einbezogen sind. In der Abb. 5 ist für diese Berechnung die linke Prüfgerade mit der Geradengleichung y = 0,5 x dargestellt (oder y = 5/10 x: Gerade mit etwa doppelter Steigung im Vergleich zur gestrichelt dargestellten Ausgleichsgerade, s. a. auch Tabelle 2, letzte Zeile). Einem Vorschlag von Heinzow [30] dem Prinzip nach folgend, wird weiterhin der Bereich aller Messwerte durch eine zusätzliche Prüfgerade (gepunktet) mit der Geradengleichung y = 0,167 x (oder y = 5/30 x) eingeschlossen.

Abbildung 5 zeigt auch, wie weiter oben schon angesprochen, dass die ermittelte Regressionsgerade kein exaktes Abbild der Beziehung liefert. Es handelt sich nach der Punkteverteilung eher um eine in Ursprungsnähe steilere, aber im weiteren Verlauf abflachende Kurve, die mit einer Funktion höherer Ordnung besser beschrieben werden könnte. Bei eingehender Betrachtung der Daten kann aber festgestellt werden, dass in der Nähe des Ursprungs - mit den dort extrem niedrigen Konzentrationen der dioxinähnlichen PCB - der mit den Äquivalenzfaktoren errechnete TEQ-Wert eher eine Überschätzung darstellt. Am Beispiel der in Abb. 5 im Oval eingeschlossenen Werte eines Datenunterkollektivs (Daten einer Studie von nur einem PCB-Quellentyp) wird dies in der folgenden Abb. 6 eingehender dargestellt. Wenn die Konzentration dioxinähnlicher PCB unter der Bestimmungsgrenze (BG) liegt und 2/3 der BG in die Berechnung des TEQ-Wertes eingehen, wie für die Werte der Abb. 1 bis 5 geschehen, wird der TEQ-Wert sehr wahrscheinlich überschätzt, und zwar umso mehr, je höher die BG ist, die vom beteiligten Messinstitut als Verfahrenskenngröße bestimmt und eingesetzt wird.

In der Abb. 6 ist die gleiche Anordnung wie in Abb. 5 gewählt worden, jedoch nur mit einem Datenunterkollektiv (Werte aus einer Studie von einem PCB-Quellentyp, Fugenmaterial mit Clophen A40), wobei die im Oval eingeschlossenen, schwarz gekennzeichneten Werte die gleichen Werte sind, die auch in der Abb. 5 gekennzeichnet sind. Miteiner unterschiedlichen Einbeziehung der Bestimmungsgrenze, die hier speziell für PCB 126 und PCB 169 bei 0,01 ng/m³ liegt, wird die Berechnung der TEQ-Werte in der Nähe des Ursprungs (sehr niedrige PCB-Werte) wesentlich beeinflusst. Die grauen Rauten, die für die Einbeziehung der vollen BG bei Werten unter der BG in die TEQ-Berechnungen (< BG = BG) stehen, zeigen geringfügig höhere TEQWerte. Wesentlich niedrigere TEQ-Werte werden aber für die TEQ-Werte errechnet, wenn alle Werte unter der BG gleich null gesetzt werden (< BG = 0) (offene Rauten). Diese liegen aber praktisch auf der gestrichelt gezeichneten Ausgleichsgeraden, die im Wesentlichen durch hohe PCB-118-Werte (bis über 100 ng/m³) bestimmt wird, einen Bereich, in dem die hier dargestellten Einflüsse der (Werte unter der) BG nachrangig sind. Umgekehrt ist eine geringfügige Überschreitung der Prüfgeraden bei sehr geringen PCB-Werten (PCB 118 < 5 ng/m³) für die grundsätzliche Bewertung einer PCB-TEQ-Belastung nicht entscheidend, besonders dann, wenn Werte < BG mit einem merklichen Betrag in die TEQ-Berechnung eingehen.

Abschließend kann aus der Abb. 5 gefolgert werden, dass ein TEQ-Prüfwert von 5 pg/m³ in Räumen eingehalten wird, wenn der PCB-118-Wert unter 10 ng/m³ liegt. Bei einem PCB-118-Wert über 30 ng/ m³ liegen alle TEQ-Werte über 5 pg/m³. Liegt der PCB-118-Wert zwischen 10 und 30 ng/m³, kann durch eine genaue Bestimmung sämtlicher monoortho- und nonortho-PCB der tatsächliche TEQ-Wert genauer ermittelt werden als über die PCB-118-Abschätzung und damit gegebenenfalls eine Unterschreitung des TEQ-Prüfwertes gezeigt werden. Wie die ähnlichen Ausgleichsgeraden für alle untersuchten PCB-Quellen belegen (Abb. 4 und Tabelle 4), kann die TEQ-Abschätzung gemäß D Abb. 5 auch ohne nähere Kenntnis der PCB-Quellen erfolgen.

Sensitivitätsanalyse - Prüfung mit den TEF der WHO (2006)

Wie bereits oben erwähnt, hat die WHO 2005 den Kenntnisstand zu TEF von PCDD, PCDF und PCB überprüft und aktualisierte TEF veröffentlicht ([26]. Im Rahmen einer Sensitivitätsanalyse wird geprüft, wie stark die abgeleiteten Relationen und die Sicherheitsspannen zur Abschätzung der PCB-TEQ-Werte beeinflusst werden, wenn statt der bisherigen TEF die aktualisierten TEF [26] eingesetzt werden. Die TEF für einige PCB, die wesentlich zur Gesamtbelastung beitragen, sind deutlich reduziert worden, sodass entsprechend verringerte TEQ-Werte errechnet werden. Die resultierenden Ausgleichsgeraden verlaufen deshalb flacher, so z.B. auch für Clophen-A40- und A50-Quellen in der Abb. 7 mit der Geradengleichung y = 0,273 x statt y = 0,581 x für alte TEF wie in Abb. 2; die neue Gerade ist hier in Abb. 7 schwarz dargestellt. Bei gleicher Prüfgerade y = 1,667 (oder y = 5/3 x, aus Abb. 2) beträgt deshalb die Sicherheitsspanne 6; sie wird mit den neuen TEF also um etwa den Faktor 2 größer.

Abb. 7 PCB-TEQ-Werte in Abhängigkeit von PCB-Gesamtkonzentrationen in der Innenraumluft (UFOPLAN-Studie und BW-Plus-Studie mit TEF der WHO, von 1998 grau, und von 2005), wenn Clophen-A40- oder Clophen-A50-Quellen (PCB-haltige Fugendichtungsmassen) vorliegen

Abb.8 PCB-TEQ-Werte der beiden Studien (UFOPLAN-Studie und BW-Plus-Studie mit TEF der WHO von 1998, grau, und 2005, schwarz) in Abhängigkeit von der Konzentration des PCB 118

Alternativ kann natürlich auch die Prüfgerade der Berechnung mit neuen TEF angepasst werden. In Abb. 8 ist die entsprechende Relation der TEQ-Werte zu den PCB-n8-Konzentrationen von allen PCB-Quellen dargestellt.

Aus einer vorgegebenen PCB-118-Konzentration lässt sich auch mit der Prüfgeraden y = 0,333 x (oder y = 5/15 x) leicht erkennen, ob ein TEQ-Prüfwert von 5 pg/m³ sicher eingehalten wird. Mit den neuen WHO-TEF [26] steigt die Sicherheitsspanne auf 4,3 und wird damit fast doppelt so groß wie bei der Prüfung mit den alten

TEF (s. Abb. 5, in der Abb. 8 grau dargestellt). Der gesamte Prüfbereich, der zwischen den beiden Prüfgeraden liegt (zwischen durchgezogener und gepunkteter Linie), vergrößert sich ebenfalls von 20 (30-10 ng/m³ PCB 118, alte TEF, grau dargestellt) auf 75 (90-15 ng/m³ PCB 118, neue TEF, schwarz dargestellt). Dieser Prüfbereich für eine sinnvolle und genauere Erfassung der konkreten TEQ-Werte aller dioxinähnlichen PCB ist größer, weil die Streuung der Messdaten um die Ausgleichsgerade ebenfalls größer geworden ist, was sich auch in der Verringerung des Regressionskoeffizienten von 0,934 (alte TEF) auf 0,692 (neue TEF) ausdrückt.

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass mit dem Einsatz der alten TEF und der sich darauf stützenden Prüfwerte/Prüfgeraden ein konservativer Ansatz vorliegt, der erhebliche Sicherheitsspannen aufweist.

Teil 3
Empfehlung zum praktischen Vorgehen

Die Adhoc-Arbeitsgruppe der Innenraumlufthygiene-Kommission des Umweltbundesamtes und der Obersten Landesgesundheitsbehörden empfiehlt, bei zukünftigen PCB-Routineuntersuchungen zusätzlich zu den bisher üblichen PCB-Kongeneren PCB 28, 52, 101, 138, 153 und 180 mit der Standardmethode auch PCB 118 in der Raumluft zu messen. In Abhängigkeit vom Messergebnis und dem damit identifizierten Quellentyp erfolgt die gesundheitliche Bewertung der gefundenen PCB-Gehalte in der Raumluft. Mit dieser Vorgehensweise kann in vielen Fällen auf die aufwendige Bestimmung der dioxinähnlichen PCB verzichtet werden.

Für einzelne nonortho- und monoortho-PCB-Kongenere waren erstmals 1997 Toxizitätsäquivalenzfaktoren (TEF) aufgestellt worden [27]. Da die festgelegten TEF insbesondere für die monoorthosubstituierten PCB erhebliche Unsicherheiten aufwiesen, war vereinbart worden, die TEF regelmäßig zu überprüfen. Die WHO hat auf einem Expertentreffen im Juni 2005 den aktuellen Kenntnisstand evaluiert und modifizierte TEF vorgeschlagen [26]. Diese aktualisierten TEF

sind bisher noch nicht in den relevanten regulatorischen Bereichen (wie z.B. dem Lebensmittelrecht) eingeführt worden, sodass noch keine umfangreichen Erfahrungen zu den neuen TEF vorliegen. Im Teil 2 dieser Mitteilung wurde in einer Sensitivitätsanalyse dargestellt, dass die Verwendung der neuen TEF zu deutlich niedrigeren PCB-TEQ-Raumluftkonzentrationen führt und der Einsatz der alten TEF damit erhebliche Sicherheitsspannen aufweist. Im Rahmen dieser Auswertung hält die Adhoc-Arbeitsgruppe aus den genannten Gründen an der Verwendung der alten TEF fest, weist aber darauf hin, dass diese nicht mehr dem aktuellen wissenschaftlichen Stand entsprechen.

In Abhängigkeit vom PCB-Quellentyp empfiehlt die Adhoc-Arbeitsgruppe folgendes Vorgehen:

1. Ausschließlich Fugenmassen als PCB-Quelle
   Wenn eindeutig Fugenmassen mit PCB vorliegen, deren Chlorierungsgrad geringer ist als bei Clophen A60, dienen die Gesamt-PCB, basierend auf 6 Indikator-PCB ohne PCB n8, als Beurteilungsmaßstab. Unter der Voraussetzung belastbarer Messergebnisse sind bei Raumluftkonzentrationen oberhalb von 3 µ g Gesamt-PCB pro Kubikmeter umgehend expositionsmindernde Maßnahmen zu prüfen, da eine Gesundheitsgefahr nicht ausgeschlossen werden kann. Bei Raumluftkonzentrationen unterhalb von 3 µg Gesamt-PCB pro Kubikmeter ist das Lüftungsverhalten zu überprüfen und gegebenenfalls zu verbessern. Als Grundlage für die Veranlassung weiterer Maßnahmen hat eine Kontrollmessung unter definierten Lüftungsbedingungen zu erfolgen [31]: In Räumen mit Lüftungsvorgaben, wie z.B. Schulen, sollen übliche Langzeitmessungen auf PCB während mehrerer Nutzungszyklen unter Einhaltung der vorgeschriebenen Lüftung bei üblicher Nutzung der Räume durchgeführt werden, die Pausenlüftungen erfolgen wie vorgeschrieben. Die Messung beginnt nach dem ersten Schließen der Fenster und endet vor dem letzten Öffnen der Fenster (mehrere Nutzungszyklen eingeschlossen). Vorzugsweise sind die Messungen bei gleichzeitiger Raumnutzung durchzuführen. Die Messdauer sollte nach Möglichkeit mindestens einen vollen Schultag umfassen, um soden Temperatureinfluss im Tagesgang zu erfassen.
2. Clophen-A-50- oder -A-60-haltige Deckenplatten und Anstriche sowie nicht sicher einzuordnende PCB-Quellen
   Wenn sichergestellt ist, dass hauptsächlich hochchlorierte Clophene als PCB-Quellen auftreten, kann ebenfalls ein PCB-Gesamtwert zur Beurteilung herangezogen werden. Bei einer Konzentration unter i µg Gesamt-PCB/m³ wird ein TEQWert von 5 µ g/m³ mit hoher Wahrscheinlichkeit unterschritten. Bei höheren PCBGesamtkonzentrationen sollte die PCB-118-Konzentration herangezogen werden. Unter der Voraussetzung belastbarer Messergebnisse sind bei Raumluftkonzentrationen oberhalb von 0,01 µ g PCB 118 pro Kubikmeter umgehend expositionsmindernde Maßnahmen zu prüfen, da eine Gesundheitsgefahr durch dioxinähnliche PCB nicht ausgeschlossen werden kann. Bei Raumluftkonzentrationen unterhalb von 0,01 µ g PCB 118 pro Kubikmeter ist das Lüftungsverhalten zu überprüfen und gegebenenfalls zu verbessern. Als Grundlage für die Veranlassung weiterer Maßnahmen hat eine Kontrollmessung unter definierten Lüftungsbedingungen zu erfolgen (s. oben).

Anmerkungen

Dieser Text wurde federführend von Drs. M. Csicsaky, H. Sagunski, D. Ullrich, W. Heger, N. Englert, J. Witten, B. Link und M. Kraft bearbeitet. Die Literaturrecherche wurde Ende 2005 abgeschlossen.

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1) Die Anwendung der aktualisierten TEF [WHO 2006] im Lebensmittelbereich würde dazu führen, dass die Analysenergebnisse um etwa 10-20% niedriger ausfallen [WHO 2006].

ENDE