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 Risikokonzentrationen nach 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 Abschnitt 4.1 (1) stützen. Roller et al. (2006) 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 Risikoquantifizierung Abweichungen vom Default begründen.

Dieses Vorgehen ermöglicht bei "deutlichem Abweichen vom Durchschnitt" ein Abweichen vom Default. Welches Gewicht der mechanistischen oder kinetischen Erkenntnisse eine geringere Empfindlichkeit des Menschen mit hinreichender Wahrscheinlichkeit vermuten lässt, ist eine Einzelfallabwägung ("expert judgement").

4.2 Vorgehen bei Vorliegen einer tierexperimentellen Inhalationsstudie

(1) Tierexperimentell in einer Inhalationsstudie getestete Substanzen werden dort in der Regel über 6h/Tag exponiert. Unter Berücksichtigung der erhöhten körperlichen Aktivität des Menschen (Annahme Atemvolumen 10 m³ über 8h Arbeitszeit/Tag) ist in der Regel ein Umrechnungsfaktor von Zwei (Ratte → Mensch; Maus → Mensch) zu wählen, um die humanäquivalente Expositionshöhe zu berechnen. Dieser Faktor gilt für systemische Effekte.

Mit dieser Annahme wurde einer Konvention entsprochen, wie sie im entsprechenden REACH-Guidance-Dokument gewählt wurde. Das Vorgehen weicht (Stand: 2012) von der Methodik nach BekGS 901 ab (AGS, 2010).

Für systemische Effekte wird angenommen (REACH-Guidance-Dokument R.8), dass auch das Atemminutenvolumen im Verhältnis zum Körpergewicht mit den Scalingfaktoren zwischen den Spezies übertragen werden kann (Mensch: 0,2 l/kg Körpergewicht x min. in Ruhe; Ratte: Atemminutenvolumen 0,2 l/min, 250 g, folglich: 0,8l/kg x min. Bei Scalingfaktor 4: 0,2l/kg x min: identisch zu Mensch in Ruhe; Maus: Atemminutenvolumen 0,042 l/min, 30 g, folglich: 1,4 l/kg x min. Bei Scalingfaktor 7: 0,2l/kg x min.: identisch zu Mensch in Ruhe).

Differenzierungen nach Wasserlöslichkeit (> 1g/l, gut wasserlösliche Substanzen) erfolgen hierbei nicht (in Abweichung von der älteren Fassung dieses Leitfadens).

Danach entspricht z. B. eine T25 (Ratte) bei 6h Exposition/d von 10 mg/m³ einer hT25 (Mensch, 8h/Tag) von 5 mg/m³. Diese Anpassung erfolgt auch bei anderen Versuchstierspezies.

Das Vorgehen nach Abschnitt 4.2 (1) stellt eine vorläufige Festlegung dar (Stand Oktober, 2013). Ergänzende Überprüfungen wurden veranlasst und können ggfls. nach deren Abschluss zu späterem Zeitpunkt (mit zitierfähiger Begründung) für eine abweichende Extrapolation herangezogen werden.

(2) Der Faktor von Zwei ist auch zu nutzen, um Interspezies-Unterschiede im pulmonalen oder alveolären Atemminutenvolumen bei lokalen Effekten (im oberen oder unteren Respirationstrakt) bei 6h/Tag aus dem Tierexperiment und 8h/Tag beim Menschen mit erhöhter körperlicher Aktivität zu berücksichtigen und wenn keine formale HEC-Berechnung erfolgt. Bei der HEC-Berechnung werden diese Speziesdifferenzen bereits hinreichend berücksichtigt (vgl. Abschnitt 4.3).

Mit dieser Annahme wird eine Konvention aus dem entsprechenden REACH-Guidance-Dokument übernommen. Das Vorgehen weicht (Stand: 2012) von der Methodik nach BekGS 901 ab (AGS, 2010).

Abbildung 1:   Umrechnung von 6h auf 8 Stunden Expositionsdauer und von Atemvolumen bei Ruhe (6,7 m³/ 8h) auf erhöhte Aktivität 10m³/ 8h) nach ECHA, (2012b), figure R 8-2
Das Vorgehen nach Abschnitt 4.2 (2) stellt eine vorläufige Festlegung dar (Stand Oktober, 2013). Ergänzende Überprüfungen wurden veranlasst und können ggfls. nach deren Abschluss zu späterem Zeitpunkt (mit zitierfähiger Begründung) für eine abweichende Extrapolation herangezogen werden.

(3) Im Falle von Speziesunterschieden in der Resorption sind diese bei der Interspeziesextrapolation für die Quantifizierung der Dosis bei systemischen Effekten zu berücksichtigen.

4.3 Interspeziesextrapolation bei lokal wirkenden Partikeln und Aerosolen

(1) Bei Partikeln oder Aerosolen wird die abgeschätzte humanäquivalente Konzentration ("human equivalent concentration", HEC) auf Basis der Daten des Tierexperiments (Rattenexperiment) berechnet. Der Kehrwert des Faktors HEC/CT entspricht dem Interspezies-Extrapolationsfaktor und CT ist die Expositionskonzentration im Tierexperiment, für die eine entsprechende Transformation gewünscht wird. Allgemein wird HEC/CT über die Formel berechnet:

HEC/CT =( AgVT/AgVH) x (ELRH/ELRT) x (NFH/NFT) x (DFT/DFH) (1)

CT Expositionskonzentration; Angabe als Massenkonzentration [mg/m³]
AgV gewichtetes tägliches Atemvolumen
ELR durchschnittliche Eliminationsrate (abhängig von der Clearancerate)
NF Normalisierungsfaktor (Bezugsgewebe)
DF Depositionsfraktion (Prozent/100)
T Tier (Ratte)
H Mensch
Eine ausführliche Beschreibung des HEC-Modells sowie über die Kriterien zur Auswahl der Rahmenbedingungen bei der Verwendung des HEC-Modells und bei der Berechnung der deponierten Dosis mit Hilfe der MPPD-Software sind in dem "Gutachten zur biologischen Plausibilität von HEC und MPPD", Juli 201116 zu finden (FoBiG, 2011).
  • AgVT/AgVH
    Das Verhältnis AgVT/AgVH erhält im Standardfall den Wert von 0,008. Die Berücksichtigung der unterschiedlichen Expositionsdauer/Tag nach Abschnitt 4.2 entfällt, da im Faktor AgVT/AgVH bereits die unterschiedlichen Atemminutenvolumina und die unterschiedlichen Expositionszeiten (8h beim Menschen; 6h bei der Ratte im Standardfall) berücksichtigt sind.
    Für die Berechnung wurde eine Expositionsdauer von 6h/d (Ratte) bzw. 8h/d (Mensch) und ein Atemvolumen von 0,077 m³/d (Ratte) bzw. 10 m³/d (Mensch) zugrunde gelegt. Bei der Ratte wurde der gemittelte Wert über den Faktor 5/7 (Wochenexpositionstage) korrigiert, beim Menschen über den Wert 240/365 d/Jahr (Hartwig, 2012). Es ergeben sich AgVH = 6,57 m³/d und AgVT = 0,055 m³/d. Es folgt AgVT/AgVH = 0,00837 (gerundet auf 0,008). Sofern qualifizierte Daten zu den Ratten im Tierexperiment der Schlüsselstudie vorliegen, können hier die studienspezifischen Angaben eingesetzt werden.
  • NFH/NFT
    Das Verhältnis der Normalisierungsfaktoren wird im Standardfall mit NFH/NFT = 150 festgelegt. Damit erfolgt eine Normalisierung der deponierten Dosis auf die Oberfläche des Respirationstrakts (Alveolar- plus Tracheobronchialbereich), falls nicht im Einzelfall bessere Normalisierungsmaße begründet herangezogen werden können.
    Für die Berechnung wurden für die Lunge der Ratte Oberflächenmaße von 4090 cm² (Alveolarbereich) und 35 cm² (Tracheobronchialbereich) und für die Lunge des Menschen 627000 cm² (Alveolarbereich) bzw. 3200 cm² (Tracheobronchialbereich) herangezogen (Oberdörster, 2010) und der resultierende Wert gerundet. Wegen der ungenauen Zuordnung der Wirkung zu (nur) Alveolarbereich oder (nur) Tracheobronchialbereich erscheint die (quantitativ wenig relevante) Gesamtfläche als ein gutes Maß für die Charakterisierung der Speziesverhältnisse. Dies bedeutet nicht, dass nicht durch andere Kriterien (z. B. regionale Oberflächen von Teilbereichen der Lunge, Makrophagenanzahl, Makrophagenvolumen, oder Lungengewicht) im Einzelfall bessere Normalisierungsmaße dargestellt werden können. Diese führen jedoch meist zu einer Interspeziesdifferenz in ähnlicher Größenordnung. Differenzierungen nach Rattenstämmen sind in der Regel im Rahmen der Gesamtgenauigkeit nicht erforderlich.
  • DFT/DFH

    Das Verhältnis der Depositionsfraktionen (DFT/ DFH) sollte jeweils mittels einer Modellierung mit dem "Multiple-Path Particle Dosimetry Model" (MPPD-Modell, hier: Stand: 2011, Version 2.11) berechnet werden. Die Ergebnisse werden wesentlich von der Partikelgrößenverteilung bestimmt.
    Für die Wahl der Einstellungen im Programm des MPPD-Modells 2.11 ist im Anhang 10.3 eine erläuternde Tabelle beigefügt. Es sollten die dort empfohlenen Standardeinstellungen zur Ratte und beim Menschen übernommen werden. Beim Menschen werden für Expositionsbedingungen Daten empfohlen, die der Charakterisierung "leichte Aktivität" sowie gemischte Mund- und Nasenatmung entsprechen.
    Hintergrundinformationen für die gewählte Vorgehensweise findet sich auch in der Hilfefunktion der frei verfügbaren Modellierungssoftware (MPPD, 2011).
    In der Regel sollte nicht von den in der Tabelle empfohlenen Standardeinstellungen abgewichen werden, da
    • die Modellvalidierung bei einigen Änderungen nicht abgesichert ist,
    • für die ERB-Berechnungen nur eine grobe Orientierung an der Vielzahl differenzierter Übertragungsmöglichkeiten gerechtfertigt ist,
    • z. B. andere Dosismaße bei mehreren parallel wirkenden Mechanismen nicht eindeutig allein eine verbesserte Berechnung der Depositionsfraktion ergeben und
    • andere Dosismaße (z. B. Partikelanzahl) nicht notwendigerweise zu anderen und besser abgesicherten Interspeziesextrapolationen führen.
    Die deponierten Fraktionen im gesamten Tracheobronchial- und Alveolar-Bereich können aus dem Protokoll der Berechnung (MPPD) abgelesen und ins Verhältnis gesetzt werden (DFT/DFH).
  • Dabei wird als Dosismaß die Partikelmasse unter Berücksichtigung der Stoffdichte aus dem Tierexperiment eingesetzt. Partikelgrößenverteilung und Dosismaß werden für den Menschen übernommen.
    Eine Auswahl verschiedener Partikelgrößenverteilungen bei Tier und Mensch ist im Rahmen einer ERB-Ableitung nicht vorgesehen. Auch wenn andere Situationen an verschiedenen Arbeitsplätzen möglich erscheinen, sind die besten verfügbaren Informationen zu Effekten in Bezug auf definierte Partikelgrößenverteilungen aus dem Tierexperiment heranzuziehen.

    Sofern Agglomerate vorliegen, wird teilweise vorgeschlagen, abweichend die "Agglomeratdichte" statt der Stoffdichte zu berücksichtigen: Da die Agglomeratdichte in nur wenigen Fällen bekannt ist, sollte im Allgemeinen - um die Vergleichbarkeit der Ergebnisse der einzelnen Betrachtungen zu gewährleisten -, die Stoffdichte verwendet werden.

    Unabhängig hiervon sei darauf hingewiesen, dass die Agglomeratdichte im Vergleich zur Stoffdichte max. bis zu 25 % geringer sein kann. Der Einfluss dieses Unterschiedes auf die Ergebnisse der Berechnung der deponierten Dosis mit Hilfe der MPPD-Software ist sehr klein.
  • ELRH/ELRT

    Das Verhältnis der Eliminationsraten ELRH/ELRT für schwer lösliche Stäube wird mit dem Faktor 0,15 erfasst. Bei Partikeln mit mittlerer Löslichkeit verdoppelt sich dieser Faktor auf 0,3, bei noch höherer Löslichkeit wird das Verhältnis der Eliminationsraten nicht berücksichtigt (ELRH/ELRT = 1).
    Der Faktor für schwer lösliche Substanzen ergibt sich aus der Eliminationshalbwertszeit für granuläre biobeständige Stäube (GBS) im Alveolarbereich von 60 d (Ratte) und 400 d (Mensch). Es lässt sich eine Eliminationsrate (= ln2/Eliminationshalbwertszeit) von 0,0116/d für die Ratte und 0,00173/d für den Menschen errechnen (Hartwig, 2012). Diese Berechnungsmethode enthält Ungenauigkeiten, insbesondere bei Stoffen, die nicht den GBS zuzuordnen sind, kann jedoch als konservativer orientierender Maßstab herangezogen werden und scheint besser geeignet zu sein als eine abweichende Berechnung über MPPD.

    Bei besser löslichen Stäuben ist neben der mechanischen Ausscheidung mit einer "Clearance" über Löslichkeit (z. B. auch im sauren Milieu der Lysosomen nach Endozytose) zu berücksichtigen. Allerdings gibt es auch Anhaltspunkte für eine längere Retention von löslichen (Metall-)Partikeln im Alveolarbereich (z. B. bei Proteinbindung). Sofern eine entsprechende Makrophagenclearance erfolgt, kann dies teilweise zu Speziesdifferenzen führen. Aus diesem Grunde wird der Einfluss der unterschiedlichen Eliminationsraten bei höherer Löslichkeit mit geringerem Gewicht (0,3 statt 0,15) berücksichtigt. Bei sehr starker Löslichkeit wird im Standardfall kein Unterschied der Eliminationsraten angenommen.

    Eine Angabe, was unter guter oder mittlerer Löslichkeit im Zielgewebe zu verstehen ist, ist derzeit jedoch nicht (etwa anhand von Wasserlöslichkeitsdefinitionen nach ECHA-Guidance) generalisierbar. Zur Festlegung ist die Informationsbasis im Einzelfall einzubeziehen und die Entscheidung ist zu erläutern. So wird zum Beispiel Zinkoxid (relativ niedrige Wasserlöslichkeit von 1,6 mg/l) sehr schnell aus der Lunge eliminiert (Pauluhn et al., 2003), so dass Speziesunterschiede in der Clearance vernachlässigbar werden. Die Halbwertszeiten von Natriumpertechnetat (gut wasserlöslich) und Tetraphenylarsoniumpertechnetat (mittlere Wasserlöslichkeit) in der Lunge von Freiwilligen unterscheiden sich nicht (Kopunec et al., 1996; Walker et al., 2001).
    Aus den oben genannten Faktoren wird ein Faktor HEC/CT berechnet:
    HEC/CT = (AgVT/AgVH) x (NFH/NFT) x (ELRH/ELRT) x (DFT/DFH).
     
    (1)
    Daraus folgt für schwer lösliche Stäube:
    HEC/CT = 0,008 x 150 x 0,15 x (DFT/DFH) = 0,18 x (DFT/ DFH),
     
    (2)
    für mittellösliche Stäube:
    HEC/CT = 0,008 x 150 x 0,3 x (DFT/DFH) = 0,36 x (DFT/DFH),
     
    (3)
    für sehr gut lösliche Stäube:
    HEC/CT = 0,008 x 150 x (DFT/DFH) = 1,2 x (DFT/DFH).
     
    (4)

(2) Die Anwendung des Interspezies-Extrapolationsfaktors HEC/CT hat keine Auswirkungen auf die Höhe des Variabilitätsfaktors (Intraspezies- und Interspeziesvariabilität), der (nur) bei nichtkanzerogenen Effekten berücksichtigt wird (siehe auch Abschnitt 6.2).

(3) Das Dosimetriemodell MPPD 2.11 und die Berechnung HEC/CT ist in folgenden Fällen im Standard nicht anwendbar:

  • Bei Partikelgrößen > 3 µm sind die Ungenauigkeiten der Modellierung nach praktischen Erfahrungen zu groß, so dass die vorliegende Version des MPPD (2.11) für sie nicht herangezogen werden sollte.
    Es liegen Erfahrungswerte für Partikelgrößen > 3 µm vor, die sich besser mit früheren MPPD-Versionen (insbesondere MPPD 2.01) decken.
  • Wenn tierexperimentelle Daten nicht auf Rattenstudien basieren (sondern z. B. auf Mäuse- oder Hundestudien).
    In diesem Fall kann für die Maus das RDDR-Modell der U.S.EPA (1994) herangezogen werden, das (weniger abgesicherte) Depositionen berechnet. Humandaten können weiterhin mit der MPPD-Software berechnet werden.

    Für andere Spezies liegen keine geeigneten Dosimetriemodelle vor, die im Standardfalle angewendet werden könnten.
  • Wenn deutliche "Overload"-Phänomene für die beobachteten Effekte maßgeblich sind.
    In diesem Fall kann zwar der Interspeziesfaktor wie ohne "Overload" verwendet werden, wenn die Effekte zumindest teilweise auf die spezifische Toxizität der Substanz zurückgeführt werden. Der resultierende Wert enthält jedoch zusätzliche Unsicherheiten. Bei reinen Partikeleffekten (vgl. GBS, granuläre biobeständige Stäube ohne bekannte stoffspezifische Toxizität) sollte keine ERB-Modellierung mit dem MPPD-Modell im "Overload"-Bereich herangezogen werden.
  • Wenn beobachtete Effekte eindeutig nicht mit der deponierten oder retinierten Dosis korrelieren.
    Treten zum Beispiel Effekte durch Partikel eindeutig nur im tracheobronchialen Bereich der Versuchstiere auf und nicht im Alveolarbereich, obwohl relevante oder gar hohe Deposition auch im Alveolarbereich stattfindet, dann ist die hier gewählte Standardnormalisierung und die gewählte Depositionsfraktion im gesamten unteren Respirationstrakt unangemessen. Für diesen Fall kann in diesem Leitfaden kein Standardverfahren angegeben werden (Vorgehensweise ist im Einzelfall zu begründen).
  • Wenn die formale Berechnung mit dem Modell zu einem Gesamtfaktor HEC/CT von unter 0,05 (Interspezies-Extrapolationsfaktor > 20) führt.
    Das hier vorgesehene Abbruchkriterium ist nicht gut durch Daten gestützt. Es konnte jedoch gezeigt werden, dass die einzelnen Annahmen im dosimetrischen Modell, insbesondere in der Normalisierung und im Dosismaß mit erheblichen Unsicherheiten verknüpft sind. Vor diesem Hintergrund wurde eine vorsichtige Herangehensweise gewählt, die sich deutlich anlehnt an

    a) bestehende Extrapolationspraxis bei schwer löslichen Partikeln, und
    b) an der übergreifenden Erkenntnis, dass Tier und Mensch auch bei krebserzeugender Wirkung auch unter Berücksichtigung toxikokinetischer Differenzen vermutlich etwa gleich empfindlich sind.

    Für diesen Fall kann in diesem Leitfaden kein Standardverfahren angegeben werden (Vorgehensweise ist im Einzelfall zu begründen).

4.4 Vorgehen bei Vorliegen einer tierexperimentellen Studie mit oraler Applikation

(1) Wenn keine studienspezifischen Informationen zu einer relevanten körpergewichtsbezogenen Dosis vorliegen, sondern nur Konzentrationen im Futter oder Wasser berichtet sind, können folgende Standardwerte zur Umrechnung verwendet werden (ECHA, 2012b).

Tabelle 1:  Standardwerte für Nahrungsmittel-, Trinkwasserverbrauch und Körpergewicht verschiedener Versuchstierspezies nach EFSA (2010)

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 daya (g) Water consumption per daya (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 pro kg Körpergewicht und Tag; mg/kg x d) 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

  • Hund, Affe 2
  • Ratte 4
  • Maus 7
Die Berücksichtigung eines Scalingfaktors bei zugrunde 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, (2005a); Kalberlah und Schneider (1998).

(3) Die humanäquivalente Dosis ist im Folgeschritt in eine Luftkonzentration umzurechnen. Differierende pfad-spezifische Resorptionsquoten sind bei einer Pfad-zu-Pfad-Extrapolation zu korrigieren. Allerdings können bestimmte Gründe gegen eine "Pfad-zu-Pfad-Extrapolation" sprechen, insbesondere:

  • ausgeprägter First-Pass-Effekt,
  • es sind bei inhalativer Exposition lokale Tumoren im Respirationstrakt zu erwarten (besonders bei lokal wirksamen aber auch persistenten Stoffen sowie Metallverbindungen relevant),
  • lokale Tumoren nach oraler Applikation spielen eine bewertungsrelevante Rolle (z. B. Vormagentumoren im Nager),
  • es sind deutlich abweichende Organkonzentrationen im kritischen Zielorgan bei Inhalation zu erwarten und bewertungsrelevant (z. B. bei Studien mit Schlundsondenapplikation oft maßgeblich).
Die Grenzen der Pfad-zu-Pfad-Extrapolation wurden z. B. bei der Erarbeitung des ARW-Konzepts im Ausschuss für Gefahrstoffe ausgewiesen (AGS, 2006; 2010).

(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 (vgl. Abschnitt 8).

4.5 Vorgehen bei Studien mit verkürzter Expositions- und/oder Beobachtungsdauer

(1) Wurde die Exposition vor Experimentende gestoppt (längere Beobachtungszeit nach der Expositionszeit), 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 zugrunde gelegt.

Quelle: (Gold et al., 2005)

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: zwei Jahre, Hund: elf Jahre, Affe (Macaca): 20 Jahre.

Auch Dybing et al. (1997) wählen bei ihrem T25-Konzept einen entsprechenden Ansatz (siehe auch Abschnitt 0 (3)):

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 Ratten mit Lungentumoren 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 1 bis 2 % stammesabhängig etwas höher oder noch niedriger. Die Beobachtungszeit sollte für die quantitative Risikoabschätzung dort unbedingt mehr als zwei Jahre betragen. So heißt es 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 % Überlebensquote) zur Definition der "Lebenszeit" (länger 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 bedenken17 : "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 (Chen et al., 1988; Crump und Howe, 1984; Yamasaki, 1988). Diese erscheinen aber zu komplex für die routinemäßige Anwendung.

Nach der Druckrey’schen Regel ist die Tumorgenität das Ergebnis einer 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 erhöhen, gentoxische Läsionen fixiert und Einwanderung von Stammzellen in Zielgewebe begünstigt werden. Die Druckrey’sche Regel ist jedoch die 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 zwei 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.

4.6 Normierung der täglichen Expositionsdauer

(1) Für die Exposition am Arbeitsplatz gelten folgende Standardannahmen: Expositionsdauer während des Arbeitslebens: 40 Jahre, Dauer des Arbeitstags: acht Stunden, Wochenarbeitszeit: 5 d, Jahresarbeitszeit: 48 Wochen; Körpergewicht: 70 kg, Atemvolumen: 10 m³/Arbeitstag (8 h). Eine Umrechnung vorliegender abweichender Expositionsmuster auf diese Standardannahmen erfolgt in der Regel linear. Liegen Erkenntnisse aus der Allgemeinbevölkerung vor, so werden bei dieser, wenn im Einzelnen nicht anders angegeben, folgende Expositionsparameter unterstellt: Expositionsdauer: 75 Jahre, Körpergewicht: 70 kg, Nahrungsaufnahme/Tag: 1,4 kg, Wasseraufnahme/Tag: zwei Liter, Atemvolumen: 20 m³/Tag (24 h).

Zur Umrechnung auf Basis des Tierexperiments ist darauf zu achten, dass keine Doppelberechnung erfolgt: Nach Abschnitt 4.2 (1) erfolgt bereits eine Umrechnung von 6h/d (Ruhebedingungen, Tierexperiment) auf 8h/d (leichte Aktivität; Arbeitsplatz) über einen Faktor Zwei.

(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).