BG BAU Berufsgenossenschaft der Bauwirtschaft

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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 syste-misch auftretenden Tumoren ist die im Tierexperiment eingesetzte Raumluftkonzent-ration (6h Exposition/ Tag; Ruhebedingung) über einen Korrekturfaktor von 2 auf das Arbeitsplatzszenario (8h Exposition/Tag; leichte Aktivität) als humanäquivalente Ex-positionshöhe 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
8 h Exposition
24 h Exposition
   ↓

0.29 m3/kg KG
0.38 m3/kg bKG
1.15 m3/kg KG
   ↓

5 m3/Person
6.7 m3/Person
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 Expositi-on/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 nähe-rungsweise die Wasserlöslichkeit (> 1g/l, gut wasserlösliche Substanzen) herange-zogen werden.

(2) Im Falle von Speziesunterschieden in der Resorption sind diese bei der Inter-speziesextrapolation 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** (g)
Water consumption
per day**(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)

** 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 ((Körpergewicht-Mensch/KörpergewichtTier)0.25). Es ergeben sich gerundet Faktoren von

  • Hund, Affe: 2
  • Ratte: 4
  • Maus: 7

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:

  • ausgeprägter First Pass- Effekt,
  • lokale Tumoren im Respirationstrakt zu erwarten (besonders bei lokal wirksamen aber auch persistenten Stoffen sowie Metallverbindungen relevant),
  • lokale Tumoren bei oraler Applikation spielen eine bewertungsrelevante Rolle (z. B. Vormagentumoren im Nager),
  • deutlich abweichende Organkonzentration im kritischen Zielorgan sind bei Inhalation zu erwarten und bewertungsrelevant (z. B. bei Studien mit Schlundsondenapplikation oft maßgeblich).

    Differierende Pfadspezifische Resorptionsquoten sind bei einer Pfad-zu-Pfad-Extrapolation zu korrigieren.

    Die Grenzen der Pfad-zu-Pfad-Extrapolation wurden z. B. bei der Erarbeitung des ARW-Konzepts im Ausschuss für Gefahrstoffe ausgewiesen. Vgl. ARW-Konzept (o.V., 1998)

(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 2 Jahren auf. Die Spontanrate für Lungentumoren ist bei Ratten niedrig, nach 2,5 Jahren um 1 bis 2 Prozent, beim einen Stamm etwas höher, beim anderen Stamm sogar noch niedriger. Die Beobachtungszeit sollte für die quantitative Risikoabschätzung dort unbedingt mehr als 2 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://cfpub.epa.gov/ncea/cfm/recordisplay.cfm?deid=116283 ): "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‘schen 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‘schen 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 1 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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