umwelt-online: Bekanntmachung 910 - Risikowerte und Exposition-Risiko-Beziehungen für Tätigkeiten mit krebserzeugenden Gefahrstoffen (2)
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2 Diskussion des vorherrschenden Wirkprinzips
2.1 Wirkprinzip als Leitgröße zur Risikoquantifizierung
(1) Erkenntnisse zu dem vorherrschenden Wirkprinzip ("mode of action") bzw. den vorherrschenden Wirkprinzipien bei der beobachteten krebserzeugenden Wirkung einer Substanz sind sowohl für die Ermittlung des "point of departure" (Nummer 3) wie für die Durchführung der Extrapolation in den Bereich niedriger Risiken (Nummer 5) hilfreich. Entsprechend sind vor allem zu charakterisieren:
Die Ergebnisse sind in geeigneter Weise zu dokumentieren (Nummer 8).
2.2 Primäre und sekundäre Gentoxizität
(1) Es ist zu prüfen, ob eine unmittelbare Interaktion der Substanz mit dem Erbgut belegt oder aufgrund anderer Informationen anzunehmen ist. Sekundäre Gentoxizität (z.B. über oxidativen Stress, Interferenz mit dem mitotischen Prozess, Inhibition der Topoisomerase, Inhibition der DNA-Reparaturenzyme usw.) ist gegenüber der primären Gentoxizität (direkt, indirekt: DNA-Interaktion, Adduktbildung und Mutationen durch Muttersubstanz bzw. Metaboliten) zu unterscheiden.
(2) Die Qualität und die Absicherung der Einschätzung gentoxischer Eigenschaften ist zu charakterisieren (Differenzierung nach In-vivo-, In-vitro-Befunden, Kompatibilität der vorliegenden Studienergebnisse, Einfluss des Dosisbereichs im vorliegenden Tests, Information über Lücken)
(3) Informationen zur Gentoxizität (Art der Gentoxizität, Qualität und Absicherung der Erkenntnisse) können im Hinblick auf eine Spezifität am Zielorgan, in dem Tumorgenität beobachtet wurde, wesentlich sein. Bei manchen Formen der Gentoxizität (z.B. Aneuploidien) können Mindestschadstoffkonzentrationen angenommen werden, die erforderlich sind, um Krebs zu erzeugen.
Bei der Bewertung von Gentoxizitätstest ist zu bedenken, dass bis zu 80% der Stoffe, die negativ in Kanzerogenitätstests an Nagern sind, in einem oder mehreren In-vitro-Tests positiv sind. Dies betrifft vor allem Chromosomenaberrationstests, Mikrokerntests und den Maus-Lymphom-Test. Hierfür gibt es in Abhängigkeit vom verwendeten Testsystem und von der Substanzklasse zahlreiche Gründe, die die Übertragbarkeit der In-vitro-Ergebnisse auf die In-vivo-Situation nicht gestatten und von denen einige beispielhaft aufgeführt werden:
Weiterhin ist die Übertragbarkeit auf den Menschen eingeschränkt durch Verwendung rattenspezifischer metabolischer Aktivierung, die nicht das Muster fremdstoffmetabolisierender aktivierender Enzyme beim Menschen widerspiegelt (Kirkland et al., 2007a). Andererseits ist es auch möglich, dass die Aktivierung im Organismus nicht in Standard-in-vitro-Tests nachgebildet wird, z.B. bei Aktivierung des Stoffs über Sulfotransferasen und daher falsch-negative Ergebnisse erhalten werden (Kirkland et al., 2007b).
Um zu entscheiden, ob ein kanzerogener Stoff primär gentoxisch wirkt, ist daher die Relevanz der Ergebnisse von In-vitro-Gentoxizitätstests anhand der in den Tests verwendeten Bedingungen (z.B. Vergleich der Dosis-Wirkungs-Beziehungen von Gentoxizität und Zytotoxizität, Hochdosiseffekte) und der Struktur des untersuchten Stoffs zu prüfen. Gegebenenfalls sollten Struktur-Wirkungs-Beziehungen miteinbezogen werden. Bei systemisch wirkenden Kanzerogenen geben im Zweifelsfall die Ergebnisse von validen In-vivo-Tests den Ausschlag. Bei lokal wirkenden Kanzerogenen sind negative In-vivo-Tests nur dann aussagekräftig, wenn gezeigt wird, dass das Zielorgan erreicht wurde.
2.3 Nichtgentoxische Ereignisse
(1) Informationen zu nichtgentoxischen Effekten mit möglicherweise ursächlichem Einfluss auf den Prozess der Kanzerogenese sind zu erfassen und zu beschreiben sowie der ermittelte Dosisbereich mit dem krebsauslösenden Dosierungen zu vergleichen. Zu nennen sind insbesondere Zytotoxizität (z.B. Reizung, Entzündung, Nekrose), induzierte Zellproliferation, toxikokinetische Informationen (z.B. Enzyminduktion, Sättigung bzw. neue Metaboliten spezifisch bei hoher Dosis), rezeptorvermittelte Prozesse, Proteinbindung, direkte hormonelle Wirkung, indirekter Einfluss auf Hormonregelkreise, Organspezifität und Geschlechtsspezifität.
(2) Die Qualität und die Absicherung der Einschätzung nichtgentoxischer Eigenschaften ist zu charakterisieren (Differenzierung nach In-vivo-, In-vitro-Befunden, Kompatibilität der vorliegenden Studienergebnisse, Einfluss des Dosisbereichs im vorliegenden Tests, Information über Lücken)
(3) Informationen zu nichtgentoxischen Ereignissen (Art des Effekts, Qualität und Absicherung der Erkenntnisse) sind insbesondere in Bezug auf die Relevanz im Zielorgan, in dem Tumorgenität beobachtet wurde, zu spezifizieren.
2.4 Bedeutung verschiedener Einflüsse im multifaktoriellen Geschehen
(1) Nach einem "Weight of evidence"-Ansatz sind die Bedeutung der primären und/oder sekundären Gentoxität (siehe Nummer 2.2) und nichtgentoxischer Ereignisse (siehe Nummer 2.3) auf den Prozess der Kanzerogenese abzuschätzen. Der oder die zentralen Einflussfaktoren auf das Krebsgeschehen sind darzustellen und deren vermutete Bedeutung für den Menschen zu begründen.
(2) Ergebnis kann auch eine, je nach Tumorlokalisation und/oder Dosisbereich differenzierte, Unterscheidung der anzunehmenden Wirkprinzipien sein. Das Vorliegen mehrerer (möglicher) Wirkprinzipien ist kenntlich zu machen.
(3) Das Vorliegen prämaligner Effekte (wie die Bildung von Foci in der Leber) ist zu prüfen und deren Dosis-Wirkungsbeziehung nach Möglichkeit zu beschreiben.
(4) Hintergrundraten und das Auftreten spontaner Tumoren in der Kontrollgruppe sind bei der Diskussion des Wirkprinzips einzuordnen.
2.5 Zielgerichtete Schlussfolgerung
(1) Die Erfassung des Informationsstands mündet in folgenden Aussagen:
(2) Es ist insbesondere zu beantworten:
Auch bei gentoxischen Ereignissen kann eine Wirkungsschwelle auftreten. Gentoxische Ereignisse sind unter diesem Blickwinkel zu differenzieren (vgl. TGD, Risk Characterisation, Abschnitt 4.14.3.4; Butterworth, 2006).
Auch nicht gentoxische Ereignisse können nicht regelmäßig mit einer Wirkungsschwelle verknüpft werden, z.B. ist bei einigen Rezeptor-vermittelten Prozessen der Ausweis eines Werts für eine solche Wirkungsschwelle nicht immer möglich (vgl. TGD, Risk Characterisation, Abschnitt 4.14.3.3; Butterworth, 2006).
Soweit für die Ermittlung der Bedeutung der verschiedenen Aussagen Angaben zur Expositions-Risiko-Beziehung im experimentellen Bereich erforderlich sind, besteht eine Interdependenz zwischen Aufgaben nach Nummer 3 und Aufgaben nach Nummer 2 dieses Leitfadens (insbesondere 2.4 und 2.5: Expositions-Risiko-Beziehung). Entsprechend können die Positionen dieses Leitfadens nicht in strenger zeitlicher Abfolge bearbeitet werden.
Die angesprochenen Punkte unter 2.5 basieren auf Überlegungen der WHO (IPCS) und sind im Detail in Boobis et al. (2006) erläutert. Beispiele für die Vorgehensweise bei der Diskussion des Wirkprinzips finden sich z.B. in Kirman et al. (2004), Cohen et al. (2003) sowie Preston und Williams (2005). Die grundsätzliche methodische Vorgehensweise, um den "mode of action" zu erfassen, ist in Meek et al. (2003) und Seed et al. (2005) erläutert.
In verschiedenen Veröffentlichungen (z.B. Streffer et al., 2004; Hengstler et al., 2006; Bolt und Huici-Montagud, 2007; Foth et al., 2005) wurden ähnliche Differenzierungen des Wirkprinzips gefordert, wie sie sich in der hier zu Grunde gelegten Vorgehensweise darstellen. Diese münden in einer Differenzierung wie sie auch in Nummer 5.1 dieses Leitfadens vorgenommen wurde.
Neumann (2006a,b,c) begründet die Unmöglichkeit, bei krebserzeugender Wirkung eine eindeutige Schwelle zu finden und schlägt vor, den Begriff gänzlich zu vemeiden. Wegen der nicht vorliegenden besser kommunizierbaren Alternativen wird jedoch im vorliegenden Rahmen mit den oben ausgeführten Einschränkungen im Verständnis der Begriff weitergeführt.
3 Risikoquantifizierung im Bereich beobachteter Krebsinzidenzen
3.1 Auswahl von Tierspezies, Geschlecht und Tumorlokalisation(en)
(1) Liegen Tumordaten zu mehreren der üblicherweise eingesetzten Tierarten vor, so sind diejenigen zu der Tierspezies bevorzugt heranzuziehen, die am empfindlichsten reagiert.
(2) Bei der Auswahl der Tierspezies und der dort beobachteten Tumortypen und -lokalisationen ist jedoch abzuwägen, inwieweit eine quantitative Übertragbarkeit auf den Menschen angenommen werden kann. Eine Übertragbarkeit ist insbesondere dann anzunehmen, wenn die Tumorlokalisation im Speziesvergleich identisch ist und/oder Erkenntnisse zum "mode of action" das Auftreten eines bestimmten Tumortyps (oder einer bestimmten Tumorlokalisation) stützen.
Tierexperimentelle Studien werden vor dem Hintergrund durchgeführt, dass qualitative und quantitative Übertragungen auf dem Menschen (ggf. unter Berücksichtigung von Extrapolations- oder Korrekturfaktoren) prinzipiell möglich sind. Insofern ist grundsätzlich das tierexperimentelle Modell mit der größten Verwandtschaft zum Menschen zu bevorzugen. Im Falle des Nichtwissens darüber, welches Tiermodell im speziellen Fall dem Menschen am nächsten steht, ist ein konservatives Herangehen der geeignete Maßstab. Dieses gilt grundsätzlich, auch wenn im Einzelfall Widersprüche aufgezeigt wurden: Bei 1,3-Butadien scheint der menschliche Metabolismus dem der weniger empfindlichen Ratte ähnlicher zu sein als dem der empfindlicheren Maus. Werden jedoch epidemiologische und tierexperimentelle Risikoquantifizierungen gegenübergestellt, ist bei 1,3-Butadien eine größere Übereinstimmung des Krebsrisikos für Maus und Mensch zu beobachten (Roller et al., 2006). Dieser mögliche Widerspruch im Falle von 1,3-Butadien bedeutet, dass
(3) Eine im Tierexperiment beobachtete Tumorlokalisation, die von den Beobachtungen aus epidemiologischen Studien beim Menschen abweicht, spricht in der Regel nicht gegen deren Humanrelevanz (siehe aber Hinweis unter Nummer 3.1 Abs. 6). Die resultierende Risikoquantifizierung ist jedoch als unsicherer zu betrachten.
(4) Liegen erhöhte Tumorinzidenzen in beiden Geschlechtern vor, so sind in der Regel die Daten zu jenem Geschlecht mit der höheren Tumorrate heranzuziehen. Liegen die Tumorraten in beiden Geschlechtern etwa in gleicher Höhe, so ist zur Erhöhung der statistischen Absicherung eine Addition der Daten zu beiden Geschlechtern zulässig.
(5) Liegen Tumore in mehreren Organen vor, so sind die Daten zu allen den Organen heranzuziehen, bei denen eine statistisch und/oder biologisch erhöhte Tumorenzahl in einer Dosierung beobachtet wird, und/ oder eine statistisch signifikante Dosis-Wirkungsbeziehung (ggf. auch nur als Trend) erkennbar ist.
Es gibt eine Reihe typischer Tumorformen, die in bestimmten Nagerstämmen mit hoher, teilweise auch stark variabler Spontaninzidenz auftreten und deren Relevanz für den Menschen nicht feststeht (siehe Nummer 3.1 Abs. 6). Wenn deren Häufigkeit dosisabhängig gegenüber der aktuellen und der mittleren historischen Kontrolle erhöht ist, wird man in der Regel von einem expositionsbedingten Effekt sprechen.
Zunächst ist zu prüfen, ob nicht auch andere Tumorformen aufgetreten sind, die keinesfalls der Spontanpathologie zugeordnet werden können und ob diese nicht bei noch niedrigerer Dosis und/oder in größerer Häufigkeit aufgetreten sind und allein schon aus diesem Grunde als Berechnungsgrundlage vorgezogen werden sollten.
(6) Die Berücksichtigung oder Nichtberücksichtigung bestimmter Tumorlokalisationen (ggf. mit Einschränkung auf bestimmte Tierspezies oder -stämme) stellt eine Einzelfallabwägung dar. Als Hinweise für die Frage der (qualitativen und/oder quantitativen) Übertragbarkeit auf den Menschen gelten:
Eine ausführlichere Diskussion zum Hintergrund dieser Differenzierung befindet sich in Anhang 10.3 dieses Leitfadens (mit Literaturhinweisen).
(7) Die Tumorinzidenzen in den verschiedenen Organen, die unter Abs. 5 und Abs. 6 ausgewählt wurden, sind in der Regel getrennt zu quantifizieren und vergleichend gegenüberzustellen. Die Risikoquantifizierung erfolgt im Standardfall mit derjenigen Tumorlokalisation mit der niedrigsten T25, d. h. eine Dosis oder Konzentration, bei der bei 25 Prozent der Tiere Krebs auftritt. Dabei wird die unterschiedliche Hintergrundrate bei der T25-Berechnung berücksichtigt. In Einzelfällen ist es jedoch geboten, auch verschiedene Tumorlokalisationen zusammenzufassen (Beispiel: Asbest - Mesotheliome, Lungentumoren). Im Falle, dass eine solche Zusammenfassung vorgenommen wird, ist die Maßgeblichkeit der Gesamtinzidenz für die Risikoquantifizierung zu begründen.
Bei T25-Verfahren wird ausgehend von einer Konzentration mit signifikant erhöhter Tumorinzidenz durch lineare Interpolation
Mit der Berechnung von T25 oder BMD für mehrere Tumorlokalisationen, Geschlechter sowie mit und ohne gutartige Tumoren soll ermöglicht werden, in späteren Schritten parallel von mehreren "points of departure" (siehe Nummer 3.2) aus und verknüpft mit einer differenzierten mechanistischen Diskussion in den Niedrigrisikobereich zu extrapolieren. Aggregationen (Zusammenfassungen von Befunden) sind insbesondere dann sinnvoll, wenn die Frage der Differenzierung verschiedener Dosis-Wirkungsbeziehungen (z.B. wegen der Homogenität der beobachteten Reaktionen) nicht im Vordergrund steht. So kann es sinnvoll sein, die Befunde bei einer einheitlichen Wirkungsweise eines Kanzerogens in verschiedenen Organen auch über verschiedene Tumorlokalisationen zu aggregieren. Im TGD der EU wird ausgeführt: "For a substance inducing more than one type of tumours, the determination of a dose-descriptor value is from each relevant tumour type rather than from the number of tumour bearing animals. If several relevant data sets on tumour-incidences are available, dose descriptors values should be derived for all these." (EC 2006, Abschnitt 4.14.2.3). Verschiedene Hintergrundraten von Tumoren in verschiedenen Organen sprechen gegen eine Aggregation mehrerer Tumorlokalisationen.
Für eine differenziertere Betrachtung der Möglichkeiten zur Zusammenordnung von Tumoren für die Krebsrisikoberechnung argumentieren McConnell et al. (1986). EPA interpretiert diese Auswertung: "The incidence of benign and malignant lesions of the same cell type, usually within a single tissue or organ, are considered separately and are combined when scientifically defensible" (Eine konkrete Auflistung, wann Zusammenordnungen vorgenommen werden können, wird in McConnell et al. gegeben).
Es wird also nicht das Prinzip vertreten, die Gesamtzahl der tumortragenden Tiere, gleich welcher Tumorlokalisation, aufzuaddieren.
Manche ältere Studien waren auch so angelegt, dass nur verdächtige Zielorgane ausgewertet wurden. Entsprechend selektive Studien können dennoch für die Risikoquantifizierung herangezogen werden, wenn sie kanzerogene Wirkungen erkennen lassen. Mehrfach-Tumoren (Multiplizität) werden üblicherweise zusätzlich berichtet, wenn sie beobachtet werden.
(8) Liegen in einem Organ/Gewebe mehrere Tumortypen vor, so ist in der Regel eine gemeinsame Betrachtung zu wählen. In begründeten Einzelfällen (z.B. Humanrelevanz nur eines Tumortyps) ist jedoch eine getrennte Betrachtung angezeigt.
(9) Liegen in einem Organ gutartige und bösartige Tumoren vor, so wird deren Inzidenz in der Regel addiert. Eine Addition verschiedener Tumortypen in einem Tier erfolgt jedoch nicht, da sonst eine Überschreitung der Gesamtinzidenz (bezogen auf das Organ > 100 Prozent) eintreten kann. Liegen Hinweise darauf vor, dass z.B. eine Malignisierung eines gutartigen Tumors beim Menschen unwahrscheinlich ist, kann begründet auf eine entsprechende Addition verzichtet werden.
3.2 Auswahl eines "point of departure"
(1) Der "point of departure" (POD; ein Ausgangspunkt für weitere Schritte der Risikoabschätzung) ist eine definierte Expositionshöhe mit Risikozuordnung auf der Konzentrations-Risiko-Funktion für eine Substanz. Der POD liegt auf oder nahe bei der Expositionshöhe (Konzentrationsbereich), zu der aus epidemiologischen oder aus tierexperimentellen Beobachtungen Daten über das Auftreten von Krebshäufigkeiten vorliegen. Für den POD wird das Risiko als Krebsinzidenz in Prozent der zugehörigen Konzentration (mg/m3) gegenübergestellt. Der POD ist ein normalisierter Wert. Unter "Normalisierung" ist die Umrechnung auf Lebens(arbeits-)zeitexposition (siehe Nummer 4.3), die Pfad-zu-Pfad-Extrapolation auf den Inhalationspfad (siehe Nummer 4.2) und die Berücksichtigung der Hintergrundinzidenz (siehe Nummer 3.4) in der vorgegebenen Weise zu verstehen. Der POD dient als Startpunkt für eine Extrapolation oder zu Vergleichszwecken; somit ist der T25 je nach Vergleichsebene bereits als Humanäquivalent anzugeben (hT25) oder auf der Ebene des Tierexperiments zu nutzen. Die Randbedingungen der Anwendung eines T25 sind jeweils präzise auszuweisen.
(2) Bei hinreichender Qualität der Beobachtungsdaten ist der POD als "Benchmark-Konzentration" bzw. Benchmark-Dosis auszuweisen. Dabei ist der zentrale Schätzwert (BMD) und nicht der 95-Prozent-Vertrauensbereich (BMDL) 3 heranzuziehen. 4 Der POD dient als Startpunkt für eine Extrapolation oder zu Vergleichszwecken; somit ist die Benchmark-Dosis je nach Vergleichsebene bereits als Humanäquivalent anzugeben (HBMD, HBMDL) 5 oder auf der Ebene des Tierexperiments zu nutzen. Die Randbedingungen der Anwendung einer Benchmark-Dosis sind jeweils präzise auszuweisen.
Die Kriterien für eine ausreichende Qualität der Daten zur Modellierung nach dem Benchmark-Verfahren sind gesondert festzulegen (siehe Nummer 3.3). Der Faktor zwischen BMD und BMDL gibt auch eine Aussage zur Qualität der vorgenommenen Modellierung (Anpassungsgüte der Modellfunktion an die vorliegenden experimentellen Daten). Insofern kann bei Berechnung der BMDL dieser Faktor auch (neben anderen Kriterien) für die Beurteilung der Frage herangezogen werden, ob das Benchmark-Verfahren im konkreten Fall überhaupt zur Anwendung kommen sollte.
Die Auswahl des BMD statt des BMDL beinhaltet möglicherweise einen gewissen Fehler (da nicht ausgeschlossen werden kann, dass die Expositions-Risiko-Beziehung durch den BMDL korrekter beschrieben wird). Die Wahl des BMD erscheint jedoch begründet
Zur Umrechnung einer Benchmark-Dosis auf eine äquivalente Humanexposition siehe Nummer 4
(3) Die "benchmark response" beim POD ist aus Gründen der Vergleichbarkeit auf 10 Prozent zu setzen.
In vielen Fällen gibt es keine starken Abweichungen im angenommenen Risiko, wenn der T25 mit der BMD10 unter Korrektur (lineare Umrechnung) des Risikoniveaus verglichen wird (vgl. Anhang zu EC, Technical Guidance Document, 2006). Je nach Verlauf der Konzentrations-Risiko-Beziehung sind jedoch Abweichungen möglich. Deshalb und wegen der kompletteren Beschreibung des abgeleiteten Verlaufs der Konzentrations-Risiko-Beziehung im experimentellen Bereich wird der Anwendung des Benchmark-Verfahrens der Vorzug gegeben. Zu Beispielen siehe Nummer 5.2.
Eine Fortführung der Modellierung zwischen BMD10 und BMD0,1 wird im vorliegenden Leitfaden für den Fall einer mechanistisch begründeten Nichtlinearität bei guter Datenlage eingesetzt (siehe Nummer 5.2). Liegen keine hinreichenden Gründe für Nichtlinearität vor, so wird die Modellierung mit Benchmark-Methode nur für den experimentellen Bereich bis zu einer BMD10 als POD vorgenommen. In der früheren Vorgehensweise der U.S. EPA wurde das linearisierte Multistage-(LMS-)Modell herangezogen. Dieses Verfahren ist praktisch identisch mit einer Modellierung mit dem Multistage-Modell im experimentellen Bereich und der Fortführung der modelierten Funktion in den Niedrigrisikobereich (z.B. bei "benchmark response" 1 : 1000). Dabei wird jedoch der 95-Prozent Vertrauensbereich einbezogen.
(4) Ist die Ausweisung einer hinreichend qualifizierten Benchmark-Konzentration nicht möglich, ist die T25 in der Berechnung nach dem Verfahren von Sanner et al. (2001) / Dybing et al. (1997) als POD heranzuziehen.
Der T25 wird gegenüber ähnlichen anderen Werten als POD der Vorzug gegeben, wenn das Benchmark-Verfahren nicht eingesetzt werden kann, weil
Das ED10-Verfahren der U.S. EPA basiert ebenfalls auf der Benchmark-Modellierung (ohne Berücksichtigung des Vertrauensbereichs) und ist methodisch identisch zur Ableitung der BMD10. Für die Berechnung eines Referenz-MoE (siehe Glossar "margin of exposure") nach EU/TGD wird in der Regel der Unterschied zwischen T25 und ED10 linear berücksichtigt, so dass in dem EU-MoE-Ansatz auch die ED10 als POD herangezogen werden kann.
(5) Für Extrapolationen in den Bereich unterhalb der beobachteten Inzidenzen, bei denen die Fortsetzung der Konzentrations-Wirkungs-Beziehung angenommen wird, wie diese im Beobachtungsbereich bereits vorliegt (stetige Funktion; siehe Nummer 5.2), ist die Angabe eines POD formal nicht erforderlich. Dieser sollte aber dennoch zu Vergleichszwecken ausgewiesen werden.
(6) BMD10 bzw. T25 sind für alle humanrelevanten Tumorlokalisationen zu errechnen (zur Auswahl der Tumorlokalisationen und Spezies siehe Nummer 3.1)
(7) Bei Benchmark-Modellierungen mit schlechterer Datenqualität (siehe Nummer 3.3) ist es sinnvoll, sowohl die Berechnung des T25 wie der BMD10 vorzunehmen, um die Auswirkungen der Unsicherheit der jeweiligen Entscheidung zu erkennen: ggf. liegen die nach den jeweiligen Verfahren ermittelten POD nahe beieinander oder zeigen deutliche Diskrepanzen. Die entsprechende Information ist zu dokumentieren.
Beispiele: siehe Nummer 5.2 (Fall B)
3.3 Mindestkriterien an Datenqualität für Anwendung des Benchmark-Verfahrens
(1) Zur Wahl des Benchmark-Verfahrens sollten in der Regel mindestens die Daten zur Kontrollgruppe und drei Dosisgruppen vorliegen.
In Annex XI zum TGD der EU wird anhand einiger Beispiele eine Abwägung zwischen T25 und BMD05 vorgenommen. Dabei wurde das genannte Kriterium hervorgehoben.
(2) Unterscheidet sich die Tumorhäufigkeit in allen Dosisgruppen nicht oder nur unwesentlich (Plateaueffekt), ist die Anwendung des Benchmark-Verfahrens nicht sinnvoll.
(3) Gibt es nur eine Dosisgruppe außer der Kontrolle, bei der die Effektstärke deutlich über der BMR 6 liegt, ist das Benchmark-Verfahren nicht sinnvoll anwendbar.
(4) Liegt die Tumorhäufigkeit in nur einer Dosisgruppe unter 100 Prozent Inzidenz (außer bei der Kontrolle), ist das Benchmark-Verfahren nicht sinnvoll anwendbar.
(5) Das Benchmark-Verfahren ist nicht anwendbar, wenn die Modellierung mit den vorliegenden Daten eine zu schlechte Anpassung erlaubt (Modellfit: p<0,1, Chi-Quadrat außerhalb -2 bis +2). Ferner ist die Unsicherheit der Abschätzung zu groß, wenn beim betrachteten BMR das Verhältnis BMD/BMDL >10 ist.
Im Abschlussbericht des Projekts FKZ 201 65 201/01 ("Vergleich der Verfahren zur Ableitung gesundheitsbezogener Wirkungsschwellen" Benchmark - NOAEL, Umweltbundesamt 2003) werden die weiteren Kriterien gemäß Absatz 2-5 diskutiert und begründet.
(6) Für Zweifelsfälle mit begrenzter Datenqualität ist das Vorgehen nach Nummer 3.2 Abs. 7 zu wählen, nämlich zwischen T25 und dem Benchmark-Verfahren abzuwägen. Die Begründung für die Verfahrensweise ist zu dokumentieren.
Beispiel: siehe Nummer 5.2 (Fall B)
3.4 Anwendung des Benchmark-Verfahrens
(1) Die für die Kurvenanpassung auszuwählenden Modelle sollten den mechanistischen Vorstellungen zur Kanzerogenese nicht widersprechen. Deshalb wird oft das Multistage-Modell herangezogen, das dem Mehrstufenmodell der Krebsentstehung entspricht. Die Gamma-Funktion entspricht jedoch ebenfalls dem mechanistischen Verständnis eines "Multi-Hit"-Modells zur chemischen Kanzerogenese. Multistage- oder Gamma-Funktion sind demnach die bevorzugten Modelle zur Modellierung mit dem Benchmark-Verfahren im experimentellen Bereich. Andere Modelle sollten jedoch nicht ausgeschlossen werden, wenn sie eine deutlich bessere Datenanpassung ermöglichen. Modelle mit einer ähnlichen Anpassungsgüte, die jedoch weniger Parameter für die Modellierung benötigen, sind zu bevorzugen (erkennbar am AIC-Wert in der Ergebnisdarstellung der entsprechenden Software der U.S. EPA). Die Qualität der Datenpassung ist wichtiger im Bereich niedriger experimenteller Konzentrationen als im Bereich hoher Konzentrationen.
Im Abschlussbericht des Projekts FKZ 201 65 201/01 ("Vergleich der Verfahren zur Ableitung gesundheitsbezogener Wirkungsschwellen" Benchmark - NOAEL, Umweltbundesamt 2003) werden die genannten Kriterien diskutiert und begründet.).
3.5 Umgang mit Hintergrundinzidenz
(1) Entsprechend dem Standardvorgehen beim T25-Ansatz und beim Benchmark-Verfahren (nach Software der U.S. EPA) ist in der Regel der "Extra risk"-Ansatz heranzuziehen.
Die Konvention, das "extra risk" zu wählen, ist aus toxikologischer Sicht nicht gut begründet, wird jedoch als Standardvorgehen akzeptiert, da
(2) Bei sehr hohen Inzidenzen in der Kontrollgruppe oder beim Vergleich mit Humandaten ist das "additional risk" heranzuziehen und dieses Vorgehen zu begründen.
3.6 Risikoquantifizierung durch Ausweisung des T25
(1) Die Festlegung eines POD durch die Ausweisung des T25-Wertes nach dem Verfahren von Sanner et al. (2001) und Dybing et al. (1997) erfordert keine Modellierung der Dosis-Wirkungsbeziehung im experimentellen Bereich. T25 wird durch lineare Interpolation bestimmt. Dieses Verfahren ist regelmäßig heranzuziehen, wenn eine qualifizierte Benchmark-Berechnung nicht möglich ist.
Zur näheren Definition des T25 vgl. Glossar
(2) Wenn ausschließlich der Inhalationspfad relevant ist (für Arbeitsplatzgrenzwerte der Fall), wird der T25-Wert als Luftkonzentration (mg/m bzw. ppm) ausgedrückt.
Zur weiteren Normierung des T25 auf das Expositionsmuster am Arbeitsplatz siehe Nummer 4.2
(3) Details zur Vorgehensweise bei diesem T25-Verfahren sind der zitierten Literatur (z.B. EC, 1999, oder auch REACH RIP 3.2-1B preliminary Technical Guidance Document) zu entnehmen. Die wichtigsten Punkte sind:
(4) Der T25 wird mit den Faktoren, wie in Nummer 4 spezifiziert, in ein Human-äquivalent umgerechnet (hT25).
3.7 Vorgehen im Falle vorliegender Humandaten
Die Einordnung der Rolle epidemiologischer Beobachtungsstudien im Vergleich zum Tierexperiment bei der Quantifizierung von Krebsrisiken am Arbeitsplatz erfolgte bereits in Nummer 1.1 und bei der Erläuterung der zu Grunde zu legenden Datenbasis (Nummer 1.5 Abs. 1). Zum hier verwendeten Risikobegriff wird auf Nummer 1.4 verwiesen (Risikozahl).
Die folgenden Hinweise zum Vorgehen setzen eine adäquate epidemiologische Datenlage voraus (für Mindestkriterien siehe Nummer 7.6 dieses Leitfadens).
(1) Bei der Auswahl epidemiologischer Studien ist wie folgt vorzugehen:
Quantitative Expositionsdaten stehen häufiger in Kohortenstudien zur Verfügung, während Fall-Kontroll-Studien in der Regel eine bessere Berücksichtigung von Störeinflüssen (Confounding) gewährleisten (weitere Details zu den besonderen Stärken und Schwächen der Studiendesigns siehe Ahrens et al., 2008). In begründeten Ausnahmefällen, z.B. im Falle einer in eine Kohorte eingebetteten Fall-Kontroll-Studie mit spezifischeren oder genaueren Informationen zu Exposition und/oder Endpunkt, kann eine FKS besser für eine Abschätzung von Arbeitsplatzgrenzwerten geeignet sein, als die zu Grunde liegende Kohortenstudie.
(2) Bei der Berücksichtigung von Zielparametern ist wie folgt vorzugehen:
(3) Für die Berechnung der Risikozahl kann folgendermaßen vorgegangen werden:
(4) Abweichungen vom Default sind in folgenden Fällen möglich:
(5) Für die Extrapolation in den Niedrigrisikobereich wird auf das Vorgehen bei tierexperimentell-toxikologischen Daten verwiesen (siehe Nr. 5). Humandaten sollten nach Möglichkeit zur Überprüfung der Plausibilität der Extrapolationsfaktoren bei der Übertragung von Tierexperimenten auf den Menschen herangezogen werden.
4 Übertragung tierexperimenteller Daten auf den Menschen
4.1 Berücksichtigung von Speziesdifferenzen
(1) Für das Auftreten kanzerogener Wirkung wird bei der Ableitung von Risikozahlen in diesem Leitfaden in der Regel von gleicher Empfindlichkeit des Versuchstiers mit dem Menschen bei inhalativer Exposition ausgegangen. Diese Annahme ist nicht gut abgesichert; sie hat demnach bei nur beschränkter wissenschaftlicher Validierung Konventionscharakter.
ROLLER et al. (2006) zeigten für eine Reihe von Kanzerogenen bei Inhalationsstudien eine eher höhere Empfindlichkeit des Menschen im Vergleich zum Versuchstier. Die Autoren kamen damit zur Schlussfolgerung: "Die Ergebnisse deuten darauf hin, dass eine Speziesextrapolation anhand der äquivalenten Exposition ohne besondere Berücksichtigung toxikokinetischer und toxikodynamischer Speziesunterschiede in der Regel nicht zu einer Überschätzung des Risikos des Menschen führt." Mit diesem Befund lässt sich die Aussage in Nummer 4.1 Abs. 1 stützen. Roller et al. gehen jedoch weiter und schlagen auf Basis ihrer Befunde vor, auch dann gleiche Empfindlichkeit anzunehmen "wenn sich - zum Beispiel aufgrund mechanistischer Daten - eine geringere Empfindlichkeit des Menschen vermuten lässt."
(2) Stoffspezifische Angaben, die ein deutliches Abweichen vom Durchschnitt zeigen (z.B. aus pharmakokinetischen Modellen) können für die Begründung einer vom Default abweichenden Risikoquantifizierung herangezogen werden.
Dieses Vorgehen ermöglicht bei "deutlichem Abweichen vom Durchschnitt" ein Abweichen vom Default. Welches Gewicht an mechanistischen oder kinetischen Erkenntnissen eine geringere Empfindlichkeit des Menschen mit hinreichender Wahrscheinlichkeit vermuten lässt, ist eine Abwägung bzw. Einzelfallentscheidung ("expert judgement").
4.2 Vorgehen bei Vorliegen einer tierexperimentellen Inhalationsstudie
(1) Bei Substanzen mit einem Blut-Luft-Verteilungskoeffizienten > 10 und systemisch auftretenden Tumoren ist die im Tierexperiment eingesetzte Raumluftkonzentration (6h Exposition/Tag; Ruhebedingung) über einen Korrekturfaktor von 2 auf das Arbeitsplatzszenario (8h Exposition/Tag; leichte Aktivität) als humanäquivalente Expositionshöhe anzupassen.
Im Entwurf zum REACH-Implementation Projekt (REACH RIP 3.2-1B preliminary Technical Guidance Document) werden die Hintergrunddaten für diese Umrechnung erläutert:
| Ratte | Mensch | |
| Körpergewicht | 250 g | 70 kg |
| Atemvolumen (Standard; sRV) | 0.2 l/min/Ratte => allometrisches Scaling * | |
| 0.8 l/min/kg Körpergew.(KG) → | 0.2 l/min/kg KG | |
| ↓
Für verschiedene Expositionsdauer | ↓ | ↓ |
| 6 h Exposition | 0.29 m3/kg KG | 5 m3/Person |
| 8 h Exposition | 0.38 m3/kg bKG | 6.7 m3/Person |
| 24 h Exposition | 1.15 m3/kg KG | 20 m3/Person |
| Atemvolumen bei leichter beruflicher Aktivität (wRV) | ||
| 8 h Exposition | 10 m3/Person | |
| * Scalingfaktor 4 bei Ratte - Mensch | ||
Danach entspricht bei systemischen Effekten z.B. ein T25 (Ratte) bei 6h Exposition/d von 10 mg/m3 einer hT25 (Mensch, 8h/Tag) von 5 mg/m3.
Da nicht für alle Stoffe der Blut-Luft-Verteilungskoeffizient bekannt ist, kann näherungsweise die Wasserlöslichkeit (> 1 g/l, gut wasserlösliche Substanzen) herangezogen werden.
(2) Im Falle von Speziesunterschieden in der Resorption sind diese bei der Interspeziesextrapolation zu berücksichtigen
4.3 Vorgehen bei Vorliegen einer tierexperimentellen Studie mit oraler Applikation
(1) Wenn keine studienspezifischen Informationen zur körpergewichtsbezogenen Dosis vorliegen, sondern nur Konzentrationen im Futter oder Wasser berichtet sind, können folgende Standardwerte zur Umrechnung verwendet werden (nach REACH RIP 3.2-1B preliminary Technical Guidance Document).
| Default values for body weights, food and water intake for the calculation of doses in lifetime studies | ||||||
| Experimental animal | Sex | Body weight (kg) | Food consumption per day a (g) | Water consumption per day a (ml) | ||
| Mouse | Male | 0.03 | 3.6 | (120) | 5 | (167) |
| Female | 0.025 | 3.25 | (130) | 5 | (200) | |
| Rat | Male | 0.5 | 20 | (40) | 25 | (50) |
| Female | 0.35 | 17.5 | (50) | 20 | (57) | |
| Hamster | Male | 0.125 | 11.5 | (92) | 15 | (120) |
| Female | 0.110 | 11.5 | (105) | 15 | (136) | |
| a) In brackets the daily food or water consumption is given in g or ml per kg body weight per day, as appropriate. | ||||||
(2) Eine im Tierexperiment applizierte Dosis (Einheit: mg/kg Körpergewicht x Tag) wird in eine humanäquivalente Dosis durch Berücksichtigung eines allometrischen Scalingfaktors transformiert. Im Default wird hierzu die Umrechnung über das allometrische Scaling nach Grundumsatz vorgenommen ((KörpergewichtMensch/KörpergewichtTier)0.25). Es ergeben sich gerundet Faktoren von
Die Berücksichtigung eines Scalingfaktors bei zu Grunde liegender Oralstudie ist kein konservativer Extrapolationsschritt, sondern stellt im Standardfall eine biologisch begründete Datenanpassung dar (vgl. TGD, Abschnitt 4.14.2.4, auch Tabelle 11 (Scalingfaktoren bei Standardgewichten); EPA, 2005; Kalberlah und Schneider, 1998).
(3) Die humanäquivalente Dosis ist im Folgeschritt in eine Luftkonzentration umzuwandeln, sofern nicht bestimmte Gründe gegen eine "Pfad-zu-Pfad-Extrapolation" sprechen: Gegen eine solche Umwandlung sprechen insbesondere:
(4) Ist bei einer Studie mit oraler Applikation keine Pfad-zu-Pfad-Extrapolation möglich und liegen keine Inhalationsstudien oder Erkenntnisse mit inhalativer Aufnahme des Kanzerogens beim Menschen vor, ist in der Regel keine Risikoquantifizierung möglich (siehe Nummer 7).
4.4 Vorgehen bei Studien mit verkürzter Expositions- und/oder Beobachtungsdauer
(1) Wurde die Exposition vor Ende des Experiments gestoppt (längere Nachbeobachtungszeit), so ist eine Korrekturrechnung vorzunehmen. Bei einer angenommenen experimentellen Spanne von 100 Wochen bedeutet das zum Beispiel:
tatsächliche Exposition: 70 Wochen lang 50 ppm im Futter, 30 Wochen Nachbeobachtung:kalkulierte Exposition: 50 ppm x 70 / (30 + 70) = 35 ppm für die gesamte experimentelle Spanne.
Wenn alle Tiere einer Dosisgruppe vorzeitig sterben, wird die Expositions- und Lebenszeit des langlebigsten Tiers für die Umrechnung zu Grunde gelegt.
(Quelle: Swirsky Gold et al., http://potency.berkeley.edu/).
Wenn eine Expositionsdauer von ca. 100 Wochen im Tierversuch in ein Humanäquivalent umgerechnet wird, übersteigt dieses Äquivalent die anteilige Lebensarbeitszeit von ca. 40 Jahren. Auch wenn in weiteren Schritten von Lebenszeitexposition auf Exposition über Lebensarbeitsdauer rückgerechnet wird, stellt es also einen konservativen Ansatz dar, die Beobachtungen nach dieser längeren Expositionsspanne für die Quantifizierungen zu Grunde zu legen.
(2) Ist die Experimentspanne kleiner als die Lebensspanne, erfolgt in der Regel eine weitere Korrektur von Experimentalspanne auf Lebensspanne mit Korrekturfaktor f2, mit f = Experimentalspanne/Standard-Lebensspanne (Bsp. Experiment nach 100 w beendet, Standard-Lebensspanne 104 w: Korrekturfaktor = (100/104)2 = 0,92). Als Standard-Lebensspannen werden angenommen: Maus, Ratte, Hamster: 2 Jahre, Hund: 11 Jahre, Affe (Macaca): 20 Jahre
Auch Dybing et al. (1997) wählen bei ihrem T25-Konzept einen entsprechenden Ansatz (siehe auch Nummer 3.6 Abs. 3 dieses Leitfadens):
Verkürzte Exposition (w1) gegenüber der Gesamtversuchsdauer (w2 Wochen): Korrekturfaktor f = w1/w2
Verkürztes Experiment (w1) gegenüber Gesamtlebensspanne (w2 Wochen): Korrekturfaktor f = (w1/w2)2
Bei dieser "Standard-Lebensspanne" handelt es sich um eine wenig konservative Konvention. Abweichend von diesem Standard kann es insbesondere bei Lungentumoren (Ratten) erforderlich sein, eine verlängerte Lebensdauer anzunehmen. Bei der Ratte treten expositionsbedingte Lungentumoren vor allem im Alter von mehr als zwei Jahren auf. Die Spontanrate für Lungentumoren ist bei Ratten niedrig, nach 2,5 Jahren um ein bis zwei %, beim einen Stamm etwas höher, beim anderen Stamm sogar noch niedriger. Die Beobachtungszeit sollte für die quantitative Risikoabschätzung dort unbedingt mehr als zwei Jahre betragen. Es heißt z.B. bei McConnell und Swenberg (1994): "Following the 24-mo exposure period, the animals were held for lifetime observation (until ~20% survived)". Dies impliziert, dass 24 Monate keine Lebenszeit-Beobachtung sind, dass aber aus pragmatischen Gründen ein bestimmtes Kriterium (hier 20 Prozent Überlebensquote) zur Definition der "Lebenszeit" (größer als 24 Monate) verwendet werden kann.
(3) Im Falle einer Absenkung der Expositionskonzentration während des Versuchs wird in der Regel das zeitgewichtete Mittel für die Expositionshöhe herangezogen.
Der einfache Ansatz eines kumulativen Dosismaßes über die gesamte Lebenszeitspanne (nach Druckrey, siehe unten) berücksichtigt nicht, dass ein krebserzeugender Stoff spezifisch eine oder mehrere Stufen der Kanzerogenese auszulösen vermag. Wenn ein frühes Stadium der Kanzerogenese betroffen ist, sind Expositionen am Anfang des Lebens besonders kritisch. Persistierende Substanzen können auch nach einem frühen Abbruch der Behandlung eine anhaltende innere Belastung aufrechterhalten.
Die Guidelines for Carcinogen Risk Assessment (2005) der U.S. EPA geben zu bedenken (http://www.epa.gov/IRIS/cancer032505.pdf): "For chronic exposure studies, the cumulative exposure or dose administered often is expressed as an average over the duration of the study, as one consistent dose metric. This approach implies that a higher dose administered over a short duration is equivalent to a commensurately lower dose administered over a longer duration. Uncertainty usually increases as the duration becomes shorter relative to the averaging duration or the intermittent doses become more intense than the averaged dose. Moreover, doses during any specific susceptible or refractory period would not be equivalent to doses at other times. For these reasons, cumulative exposure or potential dose may be replaced by more appropriate dose metric when indicated by the data."
Zum Multistage- und Moolgavkar-Modell gibt es beispielsweise mathematische Anpassungsvorschläge für intermittierende und Kurzzeit-Expositionen in beliebigen Lebensabschnitten (Crump und Howe, 1984; Chen et al., 1988; Yamasaki, 1988). Diese erscheinen aber zu komplex für die routinemäßige Anwendung.
Nach der Druckrey'schen Regel ist die Tumorgenität einer der im Laufe des Lebens einwirkenden Gesamtdosis (d x t = const.). Diese Beschreibung hat für viele gentoxische Stoffe Gültigkeit. Sie berücksichtigt allerdings keine Depoteffekte, d.h. konstante Einwirkungen schwerlöslicher oder anderweitig biopersistenter Stoffe nach Inhalation oder Injektion (wie z.B. Metallverbindungen, Asbest, Holzstaub). Die Druckrey'sche Regel kann auch die Spätfolgen kurzfristig einwirkender hoher, gewebsschädigender Dosen unterschätzen, etwa weil gesteigerte Zellproliferationsraten die Empfindlichkeit der Zielgewebe steigern, gentoxische Läsionen fixieren und Einwanderung von Stammzellen in Zielgewebe begünstigen. Die Druckrey'sche Regel ist jedoch die primäre Grundlage der linearen Dosisextrapolation und auch der üblichen Zeitextrapolation.
Literatur: Chen et al. (1988); Yamasaki (1988); Crump und Howe (1984); Dybing et al. (1997)
(4) Experimente, bei denen die Expositionszeit weniger als die Hälfte der Standard-Lebensspanne dauern, sind für eine Risikoquantifizierung nicht geeignet. Die Beobachtungsdauer in einem Versuch mit Mäusen sollte in der Regel nicht unter 18 Monaten liegen, in einem Versuch mit Ratten nicht unter 2 Jahren.
In grober Annäherung entspricht die Hälfte der Standard-Lebensspanne etwa dem Verhältnis zwischen Lebensdauer und Lebensarbeitszeit beim Menschen. Damit ist z.B. eine Expositionsdauer von einem Jahr (Ratte) in der Regel ausreichend, um die entsprechenden Tumorbefunde quantitativ verwerten zu können. Ist jedoch die Nachbeobachtungszeit kurz, sind relevante Risikounterschätzungen zu befürchten.
4.5 Normierung der täglichen Expositionsdauer
(1) Für die Exposition am Arbeitsplatz gelten folgende Standardannahmen: Expositionsdauer während des Arbeitslebens 40 Jahre, Dauer des Arbeitstags: 8 Stunden, Wochenarbeitszeit: 5d/Woche, Arbeitswochen/Jahr: 48 Wochen; Körpergewicht: 70 kg, Atemvolumen: 10 m3/Arbeitstag (8 h). Eine Umrechnung vorliegender abweichender Expositionsmuster auf die hier referierten Standardannahmen erfolgt in der Regel linear. Liegen Erkenntnisse aus der Allgemeinbevölkerung vor, so werden bei dieser (wenn nicht anders angegeben) folgende Expositionsparameter unterstellt: Expositionsdauer 75 Jahre, Körpergewicht: 70 kg, Nahrungsaufnahme/Tag 1,4 kg, Wasseraufnahme: 2 Liter/Tag, Atemvolumen: 20 m3/Tag (24 h).
Zur Umrechnung auf Basis des Tierexperiments ist darauf zu achten, dass keine Doppelberechnung erfolgt: Nach Nummer 4.2 Abs. 1 erfolgt bei wasserlöslichen Substanzen bereits eine Umrechnung von 6h/d (Ruhebedingungen, Tierexperiment) auf 8h/d (leichte Aktivität; Arbeitsplatz) über einen Faktor 2.
(2) Bei Extrapolation vom Tierexperiment auf den Menschen ist in der Regel die experimentelle Expositionsdauer (pro Tag / pro Woche) angegeben und wird linear auf die oben genannte Zeitdauer (berufliche Exposition) umgerechnet.
Dieser Ansatz geht von der biologischen Modellannahme aus, dass die kumulative Dosis (c x t) einer Einwirkung das Risiko bestimmende Dosismaß darstellt. Dieses Vorgehen wird (für den Standardfall) gewählt, obwohl bekannt ist, dass es sich hier meist um einen konservativen Vereinfachungsschritt handelt. Die Parameter wurden in ihrer Höhe vom Technical Guidance Document der EU übernommen (vgl. dort Abschnitt 4.14.2.5 und Tabelle 12).
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