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01.06.2017 | Leitthema | Ausgabe 7/2017 Open Access

Bundesgesundheitsblatt - Gesundheitsforschung - Gesundheitsschutz 7/2017

Persistente organische Kontaminanten in Lebensmitteln

Exposition, Gefährdungspotenzial und gesundheitliche Bewertung

Zeitschrift:
Bundesgesundheitsblatt - Gesundheitsforschung - Gesundheitsschutz > Ausgabe 7/2017
Autoren:
Dr. Ulrike Pabel, Dr. Thorsten Buhrke, PD Dr. Klaus Abraham, Dr. Thilo Nölke, Dr. Matthias Gehling, Prof. Dr. Dr. Alfonso Lampen, Dr. Monika Lahrssen-Wiederholt, Prof. Dr. Reiner Wittkowski
Eine Reihe von organischen Verbindungen zeichnet sich durch eine hohe chemische und thermische Stabilität aus und ist damit biologisch nur schlecht abbaubar. Dies führt zu einer globalen Verteilung dieser Verbindungen in Böden, Gewässern und Luft und letztlich zum Eintrag in die Nahrungskette. Diese sogenannten persistenten organischen Kontaminanten entstehen entweder durch technische und natürliche Verbrennungsprozesse oder sie werden aufgrund ihrer besonderen Materialeigenschaften gezielt zur Anwendung in einer Vielzahl von Produkten hergestellt. Der Beitrag befasst sich mit der gesundheitlichen Bewertung einer Auswahl von 3 Stoffgruppen persistenter organischer Kontaminanten:
  • Per- und Polyfluoralkylsubstanzen (PFAS),
  • polychlorierte Dibenzo- p-dioxine (PCDD), Dibenzofurane (PCDF) und polychlorierte Biphenyle (PCB) sowie
  • polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), für die Lebensmittel einen Hauptpfad der menschlichen Exposition darstellen.
Die Problematik der Emissionen von PCDD/F wurde bereits in den 1970er-Jahren erkannt und durch Regulierungsmaßnahmen soweit eingedämmt, dass in den vergangenen 30 Jahren ein deutlicher Rückgang der Exposition verzeichnet werden konnte. PCDD/F und PCB gehörten zu den ersten 12 organischen Chlorverbindungen, bekannt als „dirty dozen“, die in der Stockholmer Konvention über persistente organische Kontaminanten (POP-Konvention) weltweit geregelt wurden. Die Bedeutung von PFAS, die seit den 1950er-Jahren industriell produziert werden, als globale anthropogene Umweltkontaminanten wurde hingegen erst viel später erkannt. Vor 10 Jahren wurden Regulierungsmaßnahmen eingeleitet, die sich jedoch bislang nur auf wenige Verbindungen dieser Stoffgruppe beziehen.
Die gesundheitliche Bewertung jeder dieser 3 Stoffgruppen bringt die Herausforderung mit sich, dass für Menschen in der Regel eine Exposition gegenüber komplexen und variablen Mischungen mit unterschiedlichen Profilen der vorkommenden Einzelverbindungen einer Stoffgruppe und ihrer jeweiligen Mengenanteile im Gemisch besteht. Bei der Risikobewertung stehen verschiedene toxikologische Endpunkte für die jeweiligen Stoffgruppen im Vordergrund, wobei der Kenntnisstand zu den molekularen Mechanismen der toxischen Wirkungen unterschiedlich hoch ist. Dies bedingt verschiedene Konzepte für die gesundheitliche Bewertung der Exposition gegenüber den Stoffgemischen der organischen Kontaminanten, die im Folgenden skizziert werden.

Per- und Polyfluoralkylsubstanzen

PFAS sind eine Gruppe von Industriechemikalien, die für die Herstellung von Oberflächenbeschichtungen mit wasser-, fett- und schmutzabweisenden Eigenschaften verwendet werden. Sie finden sich in einer Vielzahl von Gebrauchsgegenständen, so z. B. in Beschichtungen von Kochgeschirr und Textilien (Outdoor-Kleidung, Imprägnierungen von Auslegware und Möbelbezügen) und in Produkten der Papierindustrie (Backpapier, Kartons mit Antihaftbeschichtung, Hochglanzpapier). Auch weitere Produkte, wie z. B. Skiwachse, Imprägniersprays und Feuerlöschschäume können PFAS enthalten. Im Großteil dieser Produkte liegen PFAS in Polymeren fest gebunden vor, sodass man zunächst davon ausging, dass für Personen, die nicht berufsbedingt gegenüber PFAS exponiert sind, nur eine marginale Exposition besteht. In den vergangenen Jahrzehnten haben sich PFAS dennoch zu globalen Kontaminanten in Wasser, Böden und Luft entwickelt und sind auch in menschlichen Blutproben nachweisbar [ 1]. Hierfür ist die außerordentliche Stabilität der PFAS verantwortlich, die in der Chemie der starken kovalenten Kohlenstoff-Fluor-Bindung begründet ist und die gleichzeitig für die einzigartigen Materialeigenschaften, die von PFAS vermittelt werden, verantwortlich ist. Für diese Substanzgruppe gibt es daher bezüglich ihrer Persistenz kaum Vergleichbares und selbst ein marginaler Eintrag in die Umwelt führt über einen größeren Zeitraum in Verbindung mit der Mobilität der Stoffe zu ihrer globalen Verbreitung. Verstärkte Aufmerksamkeit schenkt man den Stoffen, seitdem bekannt wurde, dass in bestimmten Regionen, auch in Deutschland, PFAS durch die Ausbringung von Klärschlämmen bzw. Rückständen aus der Papierindustrie in Ackerflächen eingetragen wurden und sich daraufhin erhöhte Gehalte in Umweltmedien, Trinkwasser und Lebensmitteln fanden [ 2].
Die Leitsubstanzen der PFAS sind die C8-Verbindungen Perfluoroktansäure (PFOA) und Perfluoroktansulfonsäure (PFOS); (Abb.  1). Aufgrund ihrer persistenten und reproduktionstoxischen Eigenschaften wurde PFOS im Jahr 2009 in den Annex B der POP-Konvention aufgenommen; seitdem ist die Verwendung von PFOS und ihren Derivaten beschränkt. PFOA sowie die perfluorierten Säuren mit einer Kohlenstoffkettenlänge von C9 bis C14 wurden in die europäische Kandidatenliste der besonders besorgniserregenden Stoffe (SVHC) aufgenommen.
Aufgrund dieser Beschränkungen ist die Industrie gezwungen, für ihre Anwendungen auf alternative Verbindungen auszuweichen. Dies sind u. a. kürzerkettige Homologe, wie z. B. Perfluorhexansäure (PFHxA) oder Perfluorbutansulfonsäure (PFBS) und Derivate wie z. B. GenX oder Adona, bei denen die fluorierte Kohlenstoffkette durch Sauerstoffatome unterbrochen ist (Abb.  1). Letztendlich handelt es sich bei all diesen Substituten aber auch um perfluorierte Verbindungen, die im Vergleich zu PFOA und PFOS aus toxikologischer Sicht zwar weniger bedenklich erscheinen, deren Einsatz aufgrund der vergleichbaren Persistenz in der Umwelt jedoch ebenfalls Grund zur Besorgnis gibt. Die Regulation kurzkettiger PFAS im Rahmen der Europäischen Chemikalienverordnung gestaltet sich u. a. deshalb schwierig, weil die Stoffe zum Teil nicht als solche zur Anwendung in Verbraucherprodukten hergestellt werden und daher nicht registriert werden müssen, sondern entweder im Herstellungsprozess anderer PFAS eine Rolle spielen oder erst durch Biotransformation von sog. Vorläuferstoffen entstehen. Die Gruppe der PFAS umfasst neben Perfluoralkylsäuren (PFAA) mit kürzeren und längeren perfluorierten Kohlenstoffketten auch Fluortelomeralkohole und Polymere [ 3] sowie Vorläuferstoffe wie Fluortelomerphosphatester, -acrylate und -iodide sowie Perfluoralkylsulfonamide, die nach Biotransformation zu PFAA indirekt zur Exposition gegenüber PFAA beitragen können [ 4].

Gefährdungspotenzial

PFAS werden gut resorbiert und reichern sich im Blutserum an, wo sie unspezifisch an Serumproteine wie z. B. Serumalbumin binden. Die Ausscheidung erfolgt über die Niere, wobei die Ausscheidung beim Menschen deutlich langsamer erfolgt als bei anderen Spezies (Tab.  1). Die Halbwertzeiten für PFOA und PFOS im Blut liegen beim Menschen im Bereich von 4 bis 6 Jahren. Hinsichtlich der Ausscheidung sind die kürzerkettigen Derivate im Vorteil; so beträgt die Halbwertzeit von z. B. PFHxA oder PFBS beim Menschen etwa einen Monat (Tab.  1).
Tab. 1
Halbwertzeiten a von Per- und Polyfluoralkylsubstanzen in Blut bei verschiedenen Spezies (Ergänzt nach [ 5])
Spezies
Perfluorsulfonsäuren
Perfluorcarbonsäuren
PFBS
PFHxS
PFOS
PFBA
PFHxA
PFHpA
PFOA
PFNA
Ratte
4,0 h
29 d
62–71 d
1,0–1,8 h
0,4–0,6 h
2–4 h
1,4 d
Maus
25–27 d
31–38 d
3 h
~1,2 h
17 d
26–68 d
Affe
3,5 d
87 d
110 d
1,7 d
2,4–19,2 h
30 d
Schwein
43 d
2 a
1,7 a
4,1 d
74 d
236 d
Mensch
28 d
8,5 a
5,4 a
3 d
32,0 d
1,2–1,5 a
2,3–3,8 a
2,5–4,3 a
Literatur
[ 5, 6]
[ 5, 6]
[ 5, 6]
[ 5]
[ 5, 6]
[ 6, 7]
[ 5, 6]
[ 5, 7]
PFBA Perfluorbutansäure, PFBS Perfluorbutansulfonsäure, PFHpA Perfluorheptansäure, PFHxA Perfluorhexansäure, PFHxS Perfluorhexansulfonsäure, PFNA Perfluornonansäure, PFOA Perfluoroktansäure, PFOS Perfluorsulfonsäure
h Stunden (kursiv), d Tage, a Jahre (fett), – keine Daten
aHalbwertzeiten weiblicher Tiere, wenn unterschiedliche Halbwertzeiten für die Geschlechter beschrieben sind
Hinsichtlich ihrer Toxizität sind vor allem PFOA und PFOS gut charakterisiert. Beide Substanzen zeigen eine geringe akute Toxizität, in subchronischen und chronischen Studien wurden jedoch diverse toxische Effekte mit zum Teil steilen Dosis-Wirkungs-Kurven beobachtet. Die wiederholte Gabe von PFOA bzw. PFOS führte im Tierversuch bei verschiedenen Spezies primär zu adversen Effekten in der Leber (hepatozelluläre Hypertrophie, Vakuolisierung) und der Schilddrüse sowie zu Veränderungen bei den Blutlipidspiegeln. In einer 2‑Jahres-Studie führte die wiederholte orale Gabe von PFOS bei Ratten zu einer erhöhten Inzidenz von Adenomen in Leber und Schilddrüse, bei PFOA wurden in einer vergleichbaren Studie vermehrt Adenome in Leber, Pankreas und Hoden festgestellt. Beide Substanzen werden als nicht genotoxische Kanzerogene bewertet. Außerdem zeigen PFOA und PFOS immuntoxische und reproduktionstoxische Effekte im Tierversuch [ 8, 9]. Die wiederholte orale Gabe von PFOS führte bei trächtigen Ratten zu einer stark verminderten Anzahl lebensfähiger Nachkommen sowie zu einer verzögerten Entwicklung der Lebendgeborenen. Im Fall von PFOA wurden vergleichbare entwicklungstoxische Effekte beobachtet. Bei Mäusen war unter PFOA-Behandlung vor allem die ungewöhnliche Resorption sämtlicher Embryonen oder Föten eines Wurfes während der Schwangerschaft („full litter resorptions“) auffällig [ 10]. Auch in epidemiologischen Studien, die zum Teil an sehr großen Kohorten durchgeführt wurden, die über das Trinkwasser gegenüber PFAS exponiert waren, werden Zusammenhänge zwischen der Höhe der Gehalte der Stoffe im menschlichen Körper und der Fertilität, den Geburtsgewichten von Neugeborenen, dem Fettstoffwechsel, den Schilddrüsenhormonen, dem Immunsystem und der hormonellen Entwicklung berichtet [ 8, 11, 12].
Gesundheitsbezogene Leitwerte, beispielsweise für die tolerierbare tägliche Aufnahme (TDI), wurden von internationalen Gremien bisher nur für PFOS und PFOA abgeleitet. Der TDI gibt die tägliche Dosis an, die bei lebenslanger Aufnahme keine gesundheitlichen Wirkungen beim Menschen erwarten lässt. In Abhängigkeit davon, welcher Ansatz zum Umgang mit den toxikokinetischen Speziesunterschieden gewählt wird und ob die toxikologische Bewertung auf Ergebnissen aus Tierversuchen oder auf epidemiologischen Studien basiert, fallen die Resultate der Ableitungen unterschiedlich aus. Die Europäische Lebensmittelsicherheitsbehörde (EFSA) publizierte im Jahr 2008 TDI-Werte von 0,15 µg/kg Körpergewicht (KG) pro Tag für PFOS und 1,5 µg/kg KG pro Tag für PFOA basierend auf Ergebnissen aus Tierversuchen [ 13]. Andere Gremien leiteten später unter Verwendung anderer toxikokinetischer Modelle [ 8, 12, 14, 15] deutlich niedrigere gesundheitsbezogene Leitwerte für PFOS (z. B. 0,03 µg/kg KG pro Tag; [ 8]) und PFOA (z. B. 0,02 µg/kg KG pro Tag; [ 8]) ab. Basierend auf epidemiologischen Studien abgeleitete Beurteilungswerte für PFOS und PFOA im Blutplasma liegen bei 2 µg PFOA/l und 5 µg PFOS/l [ 12]. Auch die gesundheitliche Bewertung durch die EFSA aus dem Jahr 2008 [ 13] befindet sich derzeit in Überarbeitung, die voraussichtlich im Jahr 2017 abgeschlossen wird.
Verbraucher sind in der Regel einer Exposition gegenüber verschiedenen PFAS ausgesetzt, die zum Teil ähnliche Wirkungen bzw. Wirkmechanismen besitzen. Eine gesundheitliche Bewertung der Mischexposition wäre daher wünschenswert, wurde aber aufgrund der Vielfalt der infrage kommenden Verbindungen, toxikologischen Endpunkte und der Wirkmechanismen bisher in keinem Bewertungsansatz realisiert.
Auf molekularer Ebene werden die lebertoxischen Effekte von PFOA und PFOS in erster Linie mit einer Aktivierung des Peroxisom-Proliferator-aktivierten Rezeptors alpha (PPARα) erklärt. PPARα ist ein Transkriptionsfaktor, der in der Leber vor allem an der Regulation des Fettsäuremetabolismus beteiligt ist. Es ist bekannt, dass PPARα-Agonisten in Nagern zu den oben genannten lebertoxischen Effekten führen, wohingegen die menschliche Leber weitaus weniger empfindlich gegenüber PPARα-Agonisten reagiert, sodass die PFOA-/PFOS-vermittelte PPARα-Aktivierung nicht als humanrelevant angesehen wird. Verschiedene Studien belegen jedoch, dass diese Substanzen nicht nur PPARα sondern auch weitere wichtige Transkriptionsfaktoren stimulieren, so z. B. PPARγ, der analog zu PPARα den Fettsäuremetabolismus in Fettgewebe reguliert, oder die beiden Transkriptionsfaktoren Pregnan-X-Rezeptor (PXR) und konstitutiver Androstan-Rezeptor (CAR), die am Fremdstoffmetabolismus beteiligt sind [ 16]. Jüngere Studien zeigen, dass PFOA und PFOS die Aktivität des Hepatozyten-nukleären Faktors 4 alpha (HNF4α) inhibieren [ 17]. HNF4α ist ein wichtiger Transkriptionsfaktor, der an der Regulation von etwa 40 % aller Gene in der Leber beteiligt ist. Für PFOA und PFOS werden darüber hinaus auch endokrine Effekte diskutiert, die für die beobachtete Reproduktions- und Entwicklungstoxizität der Substanzen ursächlich sein könnten. Verschiedene Studien belegen eine Interaktion von PFOA und PFOS mit den Steroidhormonrezeptoren Estrogenrezeptor alpha (ERα), Estrogenrezeptor beta (ERβ) und Androgenrezeptor (AR) sowie Auswirkungen auf die Steroidbiosynthese und damit auf die Östrogen- und Testosteronblutspiegel [ 18].
Im Vergleich zu PFOA und PFOS sind deren kürzerkettige Derivate weniger gut charakterisiert. In subchronischen und chronischen Tierstudien zeigten z. B. PFHxA oder PFBS vergleichbare adverse Effekte – in Bezug auf die Hepatotoxizität und die Reproduktionstoxizität – wie PFOA und PFOS, jedoch waren hierfür deutlich höhere Dosen erforderlich [ 11]. Der No-observed-adverse-effect-Level (NOAEL) für die Lebereffekte in der Ratte beträgt für PFOS 0,15 mg/kg KG pro Tag und für PFOA 0,06 mg/kg KG pro Tag [ 8, 13], für PFHxA 10 mg/kg KG pro Tag [ 19], für PFBA 6 mg/kg KG pro Tag [ 11] und für PFBS 100 mg/kg KG pro Tag [ 11]. Die entsprechenden NOAEL der Substitute der zweiten Generation (GenX, Adona) sind ebenfalls höher als der Wert von PFOA [ 11, 20]. Molekulare Untersuchungen belegen, dass die kürzerkettigen PFAS die gleichen Wirkmechanismen aufweisen wie PFOA und PFOS, so z. B. hinsichtlich der Aktivierung von PPARα, jedoch sind auch hier deutlich höhere Konzentrationen erforderlich, um vergleichbare Effekte zu erzielen [ 21, 22].

Exposition

Der Mensch nimmt PFAS in erster Linie über Trinkwasser, Lebensmittel und in geringerem Ausmaß auch über Hausstaub auf. PFAS sind sowohl in pflanzlichen als auch in tierischen Lebensmitteln nachweisbar. Im größten Teil der Proben der meisten Lebensmittelgruppen liegen die Gehalte an PFAS jedoch unterhalb der analytischen Nachweisgrenzen [ 23].
Schätzungen der Aufnahmemengen an PFAS über Lebensmittel beruhten zunächst auf Gehaltsmessungen in einer relativ schmalen Auswahl an Lebensmitteln, nämlich in erster Linie Trinkwasser und Fisch. Mittlerweile werden Daten zu Gehalten an PFAS in Lebensmitteln in Deutschland im Rahmen des Lebensmittelmonitorings der Bundesländer erhoben. Die Schätzung der täglichen Gesamtexposition beläuft sich laut EFSA (2012) auf maximal 5,2–10,0 ng PFOS und 4,3–7,7 ng PFOA pro kg KG [ 23]. Die Exposition gegenüber weiteren PFAS liegt nach dieser Expositionsschätzung im Bereich weniger ng/kg KG.
Ergebnisse des von der EU geförderten Forschungsprojekts Perfluorierte organische Verbindungen in unserer Ernährung (PERFOOD) zeigen, dass unterschiedliche Lebensmittelgruppen zur Exposition gegenüber verschiedenen PFAS beitragen [ 24]. Als relevant sind nach wie vor Trinkwasser, Fisch und Meeresfrüchte anzusehen. Auch weitere tierische Produkte, insbesondere Innereien, und pflanzliche Lebensmittel können messbare Gehalte an PFAS aufweisen. Die Gesamtexposition in 4 europäischen Regionen durch PFAS wurde in dem Projekt auf unter 1–4 ng/kg KG pro Tag geschätzt [ 24].
Fütterungsstudien zum Übergang von PFAS aus dem Futtermittel in die vom Tier gewonnenen Lebensmittel zeigen große Unterschiede in den Gehalten an PFAS in den untersuchten Lebensmitteln tierischen Ursprungs in Abhängigkeit von der Tierspezies, der Art des Lebensmittels (Kuhmilch, Hühnerei und Schweinefleisch) und der chemischen Struktur der im Futter enthaltenen PFAA. Bei Rindern geht beispielsweise nur ein geringer Anteil der aufgenommenen PFAA in die Milch über, während Hühner mit dem Ei einen deutlich größeren Anteil der aufgenommenen PFAA ausscheiden. Bei Schweinen ist die Verweildauer der PFAA im Körper im Vergleich zu anderen Tierspezies deutlich länger und liegt in einer ähnlichen Größenordnung wie beim Menschen (Tab.  1; [ 6, 8, 25]).

Risikocharakterisierung und Fazit

Die Aufnahmemengen an PFOS und PFOA über Lebensmittel, die die aktuellen Expositionsschätzungen für Verbraucher in Europa bzw. Deutschland ergeben [ 23, 24, 26], überschreiten die bisherigen gesundheitlichen Leitwerte der EFSA nicht [ 13]. Kürzlich abgeleitete Beurteilungswerte für PFOS und PFOA im Blutplasma können hingegen in der Allgemeinbevölkerung überschritten werden [ 12, 20, 27]. Aus toxikologischer Sicht sind kurzkettige PFAA weniger bedenklich als PFOA und PFOS, da sie zum einen deutlich schneller ausgeschieden werden und zum anderen für die bisher betrachteten toxikologischen Endpunkte bei Nagern ein geringeres toxikologisches Potenzial aufweisen. Da sie jedoch ebenso wie die langkettigen PFAA persistent in der Umwelt sind und zudem besser wasserlöslich und somit mobiler sind, kann eine erhöhte Verbraucherexposition aufgrund von Umwelteinträgen durch Produktion und Endlagerung resultieren, wenn diese Verbindungen in Zukunft verstärkt als Alternativstoffe in der Produktherstellung eingesetzt werden. Die Persistenz der gesamten Stoffgruppe ist darüber hinaus ein Hauptargument, Einträge von PFAS in die Umwelt soweit es geht zu vermeiden. Das Ziel sollte es sein, fluorfreie und damit echte Alternativen zu PFAS zu entwickeln, damit in Zukunft auf die Produktion von PFAS und die Nutzung von PFAS-haltigen Produkten nach Möglichkeit weltweit verzichtet werden kann.

Polychlorierte Dibenzo-p-dioxine, Dibenzofurane und Biphenyle

PCDD und PCDF werden auch unter dem Begriff Dioxine zusammengefasst. Dies umfasst 210 verschiedene Einzelsubstanzen, sog. Kongenere, die sich in Anzahl und Stellung der gebundenen Chloratome unterscheiden (Abb.  2). Die Gruppe der PCDD umfasst 75, die der PCDF 135 Kongenere. PCDD/F sind ubiquitär in der Umwelt vorhanden und in pflanzlichen sowie tierischen Lebensmitteln nachweisbar [ 28]. Sie sind lipophil und reichern sich entlang der Nahrungskette und letztendlich insbesondere im Fett des menschlichen Organismus an. Die biologischen Halbwertzeiten können hier mehrere Jahre betragen [ 29].
PCDD/F entstehen hauptsächlich als Nebenprodukte bei verschiedenen industriellen Prozessen wie z. B. der Müllverbrennung, der Herstellung bestimmter Pestizide oder beim Bleichen von Papier. Natürlicherweise können PCDD/F bei Waldbränden oder durch vulkanische Aktivität entstehen [ 29]. Prozesse und Emissionen, durch die PCDD/F entstehen und in die Umwelt gelangen, sind seit den 1970er-Jahren schrittweise reglementiert und reduziert worden, sodass die Gehalte von PCDD/F in der Umwelt und der Nahrungskette seit den 1980er-Jahren deutlich abnehmen [ 30, 31]. Die Gehalte in Humanmilch sind ein guter Biomarker für die Exposition der Bevölkerung gegenüber PCDD/F und anderen persistenten organischen Kontaminanten. Die durchschnittlichen PCDD/F-Gehalte in Humanmilch in Deutschland aus den Jahren 1986–2009 zeigen einen deutlichen Rückgang der Gehalte etwa um den Faktor 6 (Abb.  3; [ 32]). Dieser Trend lässt sich weltweit auch in vielen anderen Ländern beobachten, mit Reduktionsraten von bis zu 5 % pro Jahr [ 31].
Zu den PCB gehören 209 verschiedene Kongenere (Abb.  2); 12 PCB-Kongenere, 4 Non-ortho- und 8 Mono-ortho-PCB werden aufgrund ihrer chemischen und biologischen Eigenschaften zu den dioxinähnlichen PCB gezählt (dl-PCB); die übrigen Kongenere bezeichnet man auch als „non-dioxin-like“ PCB (ndl-PCB). PCB sind ebenfalls ubiquitär in der Umwelt vorhanden und weisen in ihrem Umweltverhalten große Ähnlichkeiten zu PCDD/F auf. PCB sind in der Vergangenheit zweckbestimmt hergestellt worden, sie wurden vor allem als Kondensatoren- oder Hydraulikflüssigkeiten eingesetzt sowie in Farben und Dichtungsmassen [ 33, 34].

Gefährdungspotenzial

PCDD/F zeigen tierexperimentell adverse Effekte auf das Nerven‑, Immun‑, Hormon- und Reproduktionssystem und sind kanzerogen [ 28]. Störungen in der Entwicklung dieser Organsysteme wurden in verschiedenen Versuchstierspezies als sensibelste Endpunkte identifiziert [ 35]. Zwischen verschiedenen Spezies wurden jedoch große qualitative und quantitative Unterschiede bei den Effekten beobachtet. So ist das Meerschweinchen in Bezug auf die Letaldosis mehr als 1000-fach empfindlicher als der Hamster. Dies ist im Wesentlichen auf die unterschiedliche, genetisch vorgegebene Empfindlichkeit und jeweilige biologische Bedeutung des Transkriptionsfaktors Aryl-Hydrocarbon-Rezeptor (AhR) zurückzuführen, dessen Aktivierung die toxischen Wirkungen von PCDD/F vermittelt. Die Bindung eines PCDD/F-Moleküls an den AhR löst eine Kaskade von Reaktionen aus, die letztlich zur Aktivierung bestimmter, bei verschiedenen Spezies teils unterschiedlicher Genabschnitte führt [ 29].
Toxische Wirkungen von PCDD/F beim Menschen wurden in der Vergangenheit bei Industriearbeitern, nach Unfällen in der chemischen Industrie und bei vorsätzlichen Vergiftungen beobachtet. Klinisch stehen dabei schwerwiegende entzündlich-proliferative Hautveränderungen im Vordergrund, die einer herkömmlichen Akne ähnlich sehen und historisch als Chlor-Akne bezeichnet wurden. Die Bilder der Menschen, insbesondere Kinder, die 1976 nach dem Unfall im norditalienischen Seveso mit Freisetzung von 2,3,7,8-Tetrachlordibenzodioxin (TCDD) um die Welt gingen, haben Dioxine im kollektiven Gedächtnis zum ultimativen Umweltgift werden lassen. Umfangreiche Nachuntersuchungen der betroffenen Bevölkerung über die letzten 40 Jahre haben erfreulicherweise keine oder meist nur grenzwertig signifikante Langzeiteffekte inklusive Krebsentstehung gezeigt. Der bemerkenswerteste Effekt war dabei eine Verschiebung des Geschlechterverhältnisses (mehr Mädchen als Jungen) bei Nachkommen von höher TCDD-exponierten Vätern [ 36]. Weltweit ist kein Fall einer Dioxinexposition bekannt, die akut zum Tod eines Menschen geführt hat [ 37].
Dl-PCB weisen in tierexperimentellen Studien ein mit den PCDD/F vergleichbares toxikologisches Profil auf. Dies ist dadurch bedingt, dass die Wirkung aufgrund ihrer planaren Raumstruktur ebenfalls durch Bindung an den AhR vermittelt wird [ 33]. Studien mit definierten ndl-PCB-Einzelkongeneren im Tiermodell zeigen, dass Leber und Schilddrüse sensible Zielorgane sind. Die Toxizität wird hauptsächlich auf die Induktion von Enzymen der Phasen I und II der Biotransformation sowie auf die Entstehung reaktiver Metabolite zurückgeführt und soll vorwiegend über die Bindung der ndl-PCB an die Kernrezeptoren konstitutiver Androstanrezeptor (CAR) und Pregnan-X-Rezeptor (PXR) vermittelt werden [ 33].
Die IARC klassifiziert einzelne PCDD/F- und PCB-Kongenere als krebserregend für den Menschen (Gruppe 1). Hierzu zählen TCDD, 2,3,4,7,8-Pentachlorodibenzofuran und 3,3′,4,4′,5-Pentachlorobiphenyl [ 38]. Die übrigen PCDD/F-Kongenere werden der Gruppe 3 („not classifiable as to its carcinogenicity to humans“) zugeordnet, die übrigen PCB-Kongenere der Gruppe 2A („probably carcinogenic to humans“).
Die Weltgesundheitsorganisation (WHO) hat verschiedenen PCDD/F- und dl-PCB-Kongeneren entsprechend ihrer Toxizität Toxizitätsäquivalenzfaktoren (TEF) in Relation zum TCDD zugeordnet, dem toxischsten der verschiedenen Kongenere (TEF = 1; Tab.  2; [ 39]). Derzeit sind TEF für 17 PCDD/F-Kongenere, die mindestens an den Positionen 2,3,7 und 8 chloriert sind, sowie für 12 dl-PCB festgelegt. Anhand der TEF lassen sich aus den Gehalten der verschiedenen Einzelkongenere der z. B. in Lebensmitteln enthaltenen PCDD/F und dl-PCB sog. Toxizitätsäquivalente (TEQ) bestimmen, die bei der Risikobewertung sowie der Festlegung von Höchstgehalten in Lebensmitteln zugrunde gelegt werden. Zur Berechnung der TEQ werden die Konzentrationen der einzelnen Kongenere mit dem jeweiligen TEF multipliziert und diese Werte addiert. So lässt sich für die PCDD/F-Gehalte von Lebensmitteln das WHO-PCDD/F-TEQ ermitteln und für dl-PCB das WHO-PCB-TEQ. Die Gehalte von PCDD/F und dl-PCB fasst man als WHO-PCDD/F-PCB-TEQ zusammen.
Tab. 2
Toxizitätsäquivalenzfaktoren ( TEF) der Weltgesundheitsorganisation ( WHO) für die Risikobewertung von polychlorierten Dibenzo- p-dioxinen ( PCDD), Dibenzofuranen ( PCDF) und dioxinähnlichen polychlorierten Biphenylen (dl-PCB); nach [ 39]
Kongener
TEF
Kongener
TEF
1998
2005
1998
2005
PCDD
Non-ortho-PCB
2,3,7,8-TCDD
1
1
PCB 77
0,0001
0,0001
1,2,3,7,8-PnCDD
1
1
PCB 81
0,0001
0,0003
1,2,3,4,7,8-HxCDD
0,1
0,1
PCB 126
0,1
0,1
1,2,3,6,7,8-HxCDD
0,1
0,1
PCB 169
0,01
0,03
1,2,3,7,8,9-HxCDD
0,1
0,1
 
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD
0,01
0,01
OCDD
0,0001
0,0003
PCDF
Mono-ortho PCB
2,3,7,8-TCDF
0,1
0,1
PCB 105
0,0001
0,00003
1,2,3,7,8-PnCDF
0,05
0,03
PCB 114
0,0005
0,00003
2,3,4,7,8-PnCDF
0,5
0,3
PCB 118
0,0001
0,00003
1,2,3,4,7,8-HxCDF
0,1
0,1
PCB 123
0,0001
0,00003
1,2,3,6,7,8-HxCDF
0,1
0,1
PCB 156
0,0005
0,00003
1,2,3,7,8,9-HxCDF
0,1
0,1
PCB 157
0,0005
0,00003
2,3,4,6,7,8-HxCDF
0,1
0,1
PCB 167
0,00001
0,00003
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF
0,01
0,01
PCB 189
0,0001
0,00003
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF
0,01
0,01
 
OCDF
0,0001
0,0003
HpCDD Heptachlordibenzodioxin; HpCDF Heptachlordibenzofuran; HxCDD Hexachlordibenzodioxin; HxCDF Hexachlordibenzofuran; OCDD Octachlordibenzodioxin; OCDF Octachlordibenzofuran; PeCDD Pentachlordibenzodioxin; PeCDF Pentachlordibenzofuran; TCDD Tetrachlordibenzodioxin; TCDF Tetrachlordibenzofuran
Von der WHO wurde als TDI ein Bereich von 1 bis 4 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ pro kg KG aus Toxizitätsstudien abgeleitet [ 40]. Dabei ist die obere Grenze von 4 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ pro kg KG als provisorische Basis der maximal tolerierbaren Aufnahme zu verstehen. Der untere Wert dokumentiert das Ziel der WHO, die Aufnahme von WHO-PCDD/F-PCB-TEQ beim Menschen auf unter 1 pg/kg KG pro Tag zu reduzieren. Vom Scientific Committee on Food (SCF) in der EU wurde 2001 eine tolerierbare wöchentliche Aufnahme (TWI) von 14 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ pro kg KG abgeleitet.

Expositionsschätzung und Regulation

Der Mensch nimmt 90–98 % der Gesamtexposition gegenüber PCDD/F und PCB über die Nahrung auf [ 41], vorwiegend über Lebensmittel tierischen Ursprungs wie Milch, Fleisch und Fisch [ 28]. Daher sind in der EU-Höchstgehalte für PCDD/F und PCB nach VO (EG) Nr. 1881/2006 und VO (EG) Nr. 277/2012 insbesondere für verschiedene Lebens- und Futtermittel festgelegt, bei deren Überschreitung die Produkte nicht verkehrsfähig sind. Die Höchstgehalte orientieren sich an dem, was aufgrund der Hintergrundbelastung durch PCDD/F oder PCB in der Umwelt unvermeidbar ist. Außerdem sind sog. Auslösewerte oder Aktionsgrenzwerte festgelegt, die unterhalb der Höchstgehalte liegen. Bei deren Überschreitung werden Untersuchungen zur Ermittlung der Kontaminationsquelle eingeleitet und Maßnahmen zur Beschränkung oder Beseitigung der Kontaminationsquelle getroffen. Für Lebensmittel sind jeweils Höchstgehalte für WHO-PCDD/F-TEQ und WHO-PCDD/F-PCB-TEQ festgelegt sowie für die Summe aus 6 ndl-PCB, die als sog. Indikator-PCB zusammen etwa 50 % des Gehalts der 197 ndl-PCB-Kongenere in der Nahrung ausmachen [ 28].
Die mittlere tägliche Aufnahme von PCDD/F und dl-PCB über Lebensmittel liegt nach Schätzungen der EFSA in der EU zwischen 0,57 und 2,54 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ pro kg KG [ 28]. Das Bundesinstitut für Risikobewertung (BfR) geht von einer durchschnittlichen täglichen Aufnahme von 1–2 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ pro kg KG über die Nahrung für die Bevölkerung in Deutschland aus [ 42].
Die mittlere tägliche Aufnahme der 6 Indikator-PCB innerhalb der EU wird von der EFSA auf 4,3–5,7 ng pro kg KG geschätzt, für Vielverzehrer liegt die geschätzte Aufnahme bei 7,8–53,7 ng pro kg KG [ 28]. Der gemeinsame Sachverständigenausschuss für Lebensmittelzusatzstoffe (JECFA) der WHO/Ernährungs- und Landwirtschaftsorganisation der Vereinten Nationen (FAO) schätzt die mittlere Exposition der deutschen Bevölkerung gegenüber Indikator-PCB in seinem Bewertungsbericht 2016 auf 9,3–10,8 ng/kg KG pro Tag für Kleinkinder und 5,9–6,2 ng/kg KG pro Tag für Kinder sowie 3,4–3,6 ng/kg KG pro Tag für Erwachsene [ 33].
Neben der täglichen Aufnahme von PCDD/F und PCB über die Nahrung ist auch die Körperlast des Menschen ein wichtiger Parameter für die Exposition. Unter Körperlast oder „body burden“ versteht man die Menge an PCDD/F und PCB, die ein Mensch bei der täglichen Aufnahme bis zu einem bestimmten Zeitpunkt seines Lebens in seinem Körper angereichert hat. Diese unterscheidet sich individuell abhängig von Alter, Verzehrgewohnheiten, Beruf und Lebensraum einer Person und kann – da sich die Verbindungen gleichmäßig im Körperfett verteilen – durch eine Analyse von Blutfett, Körperfett oder Humanmilch (Abb.  3) bestimmt werden.

Risikocharakterisierung und Fazit

Die geschätzte mittlere Aufnahme der Bevölkerung von 1–2 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ pro kg KG pro Tag über die Nahrung liegt im Bereich gesundheitsbezogener Leitwerte wie des TDI von 1–4 pg der WHO oder des TWI des SCF von 14 pg WHO-PCDD/F-PCB-TEQ pro kg KG. Aufgrund der sehr langen Halbwertzeiten von PCDD/F und dl-PCB sind diese täglichen Aufnahmedosen klein gegenüber der im Lauf des Lebens akkumulierten Körperlast, die letztlich für eine mögliche gesundheitliche Wirkung verantwortlich ist. Deshalb sind bei kurz- bis mittelfristigen leichten Überschreitungen der gesundheitsbezogenen Leitwerte durch die Aufnahme von WHO-PCDD/F-PCB-TEQ über die Nahrung keine negativen Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit zu erwarten.
Für ndl-PCB sind bisher keine gesundheitsbezogenen Leitwerte abgeleitet worden. In einem aktuellen Bewertungsbericht kommt das JECFA unter Anwendung des Margin-of-Exposure-Konzepts [ 43] und Berücksichtigung der Körperlast zu der Einschätzung, dass die Exposition gegenüber ndl-PCB über die Nahrung für Erwachsene und Kinder wahrscheinlich nicht bedenklich ist. Gestillte Säuglinge, als besonders exponierte Bevölkerungsgruppe, schließt diese Einschätzung nicht mit ein, die Vorteile des Stillens überwiegen jedoch mögliche Risiken durch ndl-PCB in Humanmilch [ 33]. Diese Einschätzung teilen die WHO sowie die am BfR angesiedelte Nationale Stillkommission auch hinsichtlich der Exposition von Säuglingen gegenüber PCDD/F und dl-PCB über die Humanmilch [ 32, 44].

Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe

PAK, Verbindungen mit 2–7 kondensierten aromatischen Kohlenwasserstoffringen, entstehen vorrangig bei der unvollständigen Verbrennung von organischem Material in der Industrie, in privaten Haushalten, im Straßenverkehr sowie bei natürlichen Prozessen [ 45]. Sie werden kaum gezielt industriell synthetisiert. PAK mit weniger als 4 Kohlenwasserstoffringen im Ringsystem können in der Umwelt teilweise abgebaut werden, größere Strukturen sind jedoch persistent.

Gefährdungspotenzial, Exposition und Regulation

Die Exposition der Bevölkerung gegenüber PAK erfolgt hauptsächlich über die Atemluft inklusive Tabakrauch und über Lebensmittel. An Partikel gebunden werden PAK über die Luft weite Strecken transportiert und gelangen so, z. B. durch Adhäsion an pflanzlichen Lebensmitteln, auch in die Nahrungskette. Außerdem entstehen PAK im Lebensmittel während thermischer Zubereitungsprozesse wie dem Grillen, Rösten und Räuchern. Sie sind daher in verschiedenen Lebensmittelgruppen wie Gemüse, Obst, pflanzlichen Fetten, Fisch und Meeresfrüchten, geräucherten und gegrillten Speisen, Kakao und Schokolade nachweisbar [ 45].
PAK sind fettlöslich und verteilen sich nach inhalativer, dermaler und oraler Aufnahme insbesondere in fettreichen Gewebeanteilen. Einige Verbindungen können von verschiedenen Enzymsystemen zu hochreaktiven, genotoxischen Verbindungen, z. B. Dihydrodiolepoxiden, metabolisiert werden und induzieren die Expression der Enzyme, die zu ihrer Bioaktivierung beitragen, zum Teil selbst. Ihr genotoxisches kanzerogenes Potenzial steht bei der gesundheitlichen Bewertung von PAK im Vordergrund. Ein gesundheitlicher Leitwert im Sinn einer tolerierbaren täglichen Aufnahmemenge kann für PAK daher nicht abgeleitet werden. Das kanzerogene Wirkpotenzial der Einzelverbindungen ist unterschiedlich hoch und korreliert mit dem Vorhandensein bestimmter Strukturmerkmale, lässt sich allerdings nicht allein daraus ableiten [ 46, 47]. Aus vergleichenden Untersuchungen zum kanzerogenen Potenzial von Benzo[ a]pyren (BaP) zu anderen PAK-Einzelsubstanzen oder Gemischen in verschiedenen Testmodellen wurden Wirkungsäquivalenzfaktoren abgeleitet (Tab.  3; [ 46]). Im Unterschied zu den PCDD/F und dl-PCB konnte sich dieses System bisher nicht für die gesundheitliche Bewertung von PAK in Lebensmitteln durch die EFSA durchsetzen.
Tab. 3
Wirkungsäquivalente für 16 Priority-PAK [ 45, 46]
Priority-PAK
Wirkungsäquivalente
Indikator-PAK
PAK4 a
PAK8 b
Benzo[a]pyren
1
X
X
Benzo[a]anthracen
0,1
X
X
Benzo[b]fluoranthen
0,1
X
X
Chrysen
0,01
X
X
Benzo[ ghi]perylen
 
X
Benzo[ k]fluoranthen
0,1
 
X
Dibenzo[ a, h]anthracen
1
 
X
Indeno[1,2,3- cd]pyren
0,1
 
X
Benzo[ j]fluoranthen
0,1
   
Cyclopenta[ cd]pyren
0,1
   
Dibenzo[ a, e]pyren
1
   
Dibenzo[ a, h]pyren
10
   
Dibenzo[ a, i]pyren
10
   
Dibenzo[ a, l]pyren
10
   
5-Methylchrysen
   
Benzo[ c]fluoren
   
– keine Wirkungsäuquivalente abgeleitet [ 46]; X PAK gehört zur Gruppe der Indikator-PAK PAK4 bzw. PAK8 [ 45]
aGruppe von 4 Indikator-PAK für Lebensmittel inklusive BaP [ 45]
bGruppe von 8 Indikator-PAK für Lebensmittel, für die Daten zur Kanzerogenität nach oraler Aufnahme vorliegen [ 48]
Stattdessen wurde für die PAK ein sog. Stellvertretersystem zur Bewertung der Mischungsexposition in Lebensmitteln etabliert, bei dem zunächst BaP als Leitsubstanz stellvertretend für die gesamte Gruppe im Sinn eines Markers für das Vorkommen und die Toxizität von PAK-Gemischen betrachtet wurde.
Inzwischen wurde das Spektrum der Stellvertretersubstanzen um 3 Stoffe erweitert (PAK4), die wie BaP zu einer Gruppe von 16 potenziell genotoxischen und kanzerogenen sog. Priority-PAK gehören [ 45, 49], von denen für 8 PAK Daten zur Kanzerogenität nach oraler Aufnahme vorliegen (PAK8; Tab.  3; [ 48]). In einer groß angelegten Auswertung von Analysen in Lebensmitteln zeigten sich diese 4 PAK als geeignete Indikatoren für das Vorkommen von PAK in Lebensmitteln, da mit ihnen 94 % der Proben als PAK-haltig detektiert wurden, in denen Stoffe der 16 Priority-PAK enthalten waren [ 45]. Die unterschiedlichen toxischen Potenziale der individuellen PAK bleiben dabei allerdings unberücksichtigt. Eine Weiterentwicklung eines Bewertungssystems, das auf Wirkungsäquivalenzfaktoren beruht, wäre hierfür erforderlich, insbesondere weil auch Priority-PAK mit ausgesprochen hohen Faktoren, wie bestimmte Dibenzopyrene, nicht in der Gruppe der 4 Indikator-PAK enthalten sind (Tab.  3). Die Expositionsschätzung der EFSA (2008) ergab für die europäische Bevölkerung im Median eine Aufnahme von 19,5 ng PAK4/kg KG pro Tag bei mittleren Verzehrmengen und 34,5 ng PAK4/kg KG pro Tag bei hohen Verzehrmengen (95. Perzentil; [ 45]). Den größten Anteil an der PAK-Exposition über Lebensmittel haben Getreide und Getreideprodukte sowie Meeresfrüchte.
Da es sich bei PAK um genotoxische Kanzerogene handelt, gilt das Minimierungsgebot; Höchstgehalte für diese Stoffgruppe sind so niedrig wie nach aktuellem Stand der Technik erreichbar festzulegen. Die Auswahl an Indikatorverbindungen sollte kontinuierlich an Erkenntnisse zum kanzerogenen Potenzial der Einzelverbindungen und ihr Vorkommen in Lebensmitteln angepasst werden [ 50].

Fazit

Die Persistenz der diskutierten Stoffgruppen in der Umwelt führt dazu, dass eine Exposition der Bevölkerung über lange Zeiträume bestehen bleibt, auch wenn Einträge in die Umwelt minimiert werden. Bei Verbindungen mit langen Halbwertzeiten kommt hinzu, dass auch bei geringen Gehalten in Lebensmitteln eine zunehmende Körperlast resultieren kann, wenn die Lebensmittel regelmäßig über einen längeren Zeitraum verzehrt werden.
Das Beispiel der PCDD/F zeigt eindrücklich, dass eine effektive Regulation zu einer langfristigen Abnahme der Gehalte in der Umwelt und somit auch im menschlichen Organismus führen kann. Auch wenn sich die Exposition über Lebensmittel dadurch maßgeblich vermindert hat, liegt sie gegenwärtig dennoch im Bereich gesundheitlicher Leitwerte und eine Weiterführung der Minimierungsmaßnahmen ist weiterhin erforderlich. Eine ähnliche Entwicklung lässt sich auch für die Stoffgruppe der PCB beobachten. Zur Erfassung der Höhe des toxischen Potenzials einer Mischexposition ist für PCDD/F und dl-PCB ein TEF-System etabliert. Für andere Stoffgruppen wie PAK und PFAS wird ein solches System bislang weder bei der gesundheitlichen Bewertung noch bei der Regulation verwendet. Das für die gesundheitliche Bewertung von PAK etablierte Stellvertretersystem berücksichtigt keine Informationen zur Höhe des kanzerogenen Potenzials der Einzelverbindungen. Für die große Gruppe der PFAS können weitere Untersuchungen zu den molekularen Mechanismen der toxischen Wirkungen die Datenbasis zur relativen Höhe des toxischen Potenzials von Einzelverbindungen verbreitern. Gesundheitliche Beurteilungswerte für PFAS liegen bislang nur für 2 Verbindungen der Stoffgruppe, PFOS und PFOA, vor. Aktuell wird für PFAS die Reevaluierung der bisher zur Bewertung herangezogenen TDI-Werte diskutiert, da mittlerweile eine breite Datenbasis aus epidemiologischen Studien vorhanden ist und neue Erkenntnisse zu mehreren toxikologischen Endpunkten, insbesondere zur Immuntoxizität, vorliegen. Eine besondere Herausforderung für die gesundheitliche Bewertung von PFAS in Lebensmitteln besteht darin, die Bedeutung anderer PFAS-Verbindungen inklusive sog. Vorläuferstoffe sowohl bezüglich der Exposition als auch der Toxizität zu klären und weitere Beurteilungswerte abzuleiten.

Einhaltung ethischer Richtlinien

Interessenkonflikt

U. Pabel, T. Buhrke, K. Abraham, T. Nölke, M. Gehling, A. Lampen, M. Lahrssen-Wiederholt und R. Wittkowski geben an, dass kein Interessenkonflikt besteht.
Dieser Beitrag beinhaltet keine von den Autoren durchgeführten Studien an Menschen oder Tieren.
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