Polycyclische Aromatische

MAK, 45. Lieferung, 2008

Polycyclische Aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH) 1

Polycyclische AromatischeKohlenwasserstoffe (PAH)

MAK-Wert Spitzenbegrenzung

Hautresorption (2007) HSensibilisierende Wirkung Fruchtschdigende Wirkung

Stoff Strukturformel Krebs- Keimzell-erzeugende mutageneWirkung (2007) Wirkung (2007)Kategorie Kategorie

Anthanthren 2 a)

Benzo[a]anthracen 2 3 A

Benzo[b]fluoranthen 2 3 B

Benzo[j]fluoranthen 2 3 B

Benzo[k]fluoranthen 2 3 B

Benzo[b]naphtho- 2 3 B[2,1-d]thiophen


Benzo[a]pyren 2 2

Chrysen 2 a)

Cyclopenta[cd]pyren 2 3 B

Dibenzo[a,h]anthracen 2 3 A

Dibenzo[a,e]pyren 2 3 B

Dibenzo[a,h]pyren 2 3 B

Dibenzo[a,i]pyren 2 3 B

2 Polycyclische Aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH)

Chemische Bezeichnung siehe Tab. 1

CAS-Nr. siehe Tab. 1

Summenformel siehe Tab. 1

Synonyma siehe Tab. 2

Molmasse siehe Tab. 1

Schmelzpunkt siehe Tab. 1

Siedepunkt bei hPa siehe Tab. 1

Dampfdruck bei 20 C siehe Tab. 1

log KOW siehe Tab. 1




Dibenzo[a,l]pyren 2 3 B

Indeno[1,2,3-cd]pyren 2 a)

1-Methylpyren 2 a)

Naphthalin 2 3 B

Phenanthren b) b)

Pyren b) b)

a) keine Einstufung wegen fehlender Daten, b) keine Einstufung aufgrund der vorliegendenDaten

Wesentliche Grundlage dieser Begrndung sind die Monographie zu ausgewhltenpolycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffen des International Programme onChemical Safety (WHO 1998) sowie Auszge aus den Beitrgen zum Forschungsbe-richt Polycyclische Aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH) (DFG 2004) der Ad-hoc-Arbeitsgruppe PAH der Kommission. Die aus WHO (1998) entnommenen Tabellenmit Einzeldaten wurden aus Grnden der bersichtlichkeit in einem Anhang zusam-mengestellt. Die physiko-chemischen Daten der Verbindungen sind in Tabelle 1 aufge-fhrt, die IUPAC-Namen und Synonyma in Tabelle 2.Benz[a]anthracen bezeichnet den mit der IUPAC-Nomenklatur 1979 bereinstimmen-den Namen fr diese Verbindung. In der Verffentlichung der IUPAC-Nomenklatur ausdem Jahr 1993 wird bei der Bezeichnung Benz die Einfgung eines o vor der fol-genden Klammer verfgt, wenn in dieser Klammer ein Vokal steht. In der IUPAC-Nomenklatur aus dem Jahr 1993 wird allerdings auch die Ersetzung des NamensBenz[a]anthracen durch den Namen Tetraphen verfgt (Moss 1998). Dieser Vor-schrift wird in dieser Begrndung nicht gefolgt, da Begrndungen unter den Verbin-dungsnamen verffentlicht werden, die vor allem im arbeitsmedizinischen und toxiko-logischen Bereich bekannt sind. Hiervon kann bei der Bezeichnung Tetraphen frBenzo[a]anthracen nicht ausgegangen werden.In der IUPAC-Nomenklatur aus dem Jahr 1993 wird allerdings das Ersetzen desNamens Benzo[a]pyren durch den Namen Benzo[pqr]tetraphen verfgt. In einerAnmerkung wird mitgeteilt, dass die CAS dem nicht folgt, sondern als Ausnahme wei-terhin als Bezeichnung Benzo[a]pyren verwendet (Moss 1998). Da die Verbindungunter dem Namen Benzo[a]pyren vor allem im arbeitsmedizinischen und toxikologi-schen Bereich bekannt ist, wird in bereinstimmung mit CAS (Chemical AbstractsService) der Vorgabe von IUPAC nicht gefolgt.

1 Allgemeiner Wirkungscharakter

Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH) werden aufgrund ihrer krebser-regenden Wirkung als eine in hohem Mae relevante Schadstoffklasse angesehen(IARC 1973, 1983; WHO 1998). Nach Metabolisierung knnen PAH verschiedenetoxische Wirkungen zeigen. Zur Wirkung einzelner PAH und Metaboliten liegenumfangreiche und ausfhrliche bersichten (WHO 1998) und Untersuchungen (DFG2004) vor. Bei Naphthalin ist auf die Begndung 1995 und den Nachtrag 2001 hinzu-weisen. Die krebserregende Wirkung einzelner PAH ist durch Tierversuche in unter-schiedlichen Expositionsmodellen eindeutig nachgewiesen (IARC 1973; WHO 1998). In zahlreichen tierexperimentellen Studien werden mit PAH genotoxische Wirkungenbeobachtet, die auch in Humanzellen in Kultur und in vivo gefunden werden (WHO1998; Glatt 2005).Fr den Menschen stellen die Inhalation von PAH-belasteter Atemluft und die Auf-nahme von PAH-kontaminierten Nahrungsmitteln die Hauptquellen der PAH-Exposi-tion dar. Extrem hohe lokale Expositionen finden sich an bestimmten Arbeitspltzenwie in Kokereien, in Teerverarbeitungsbetrieben, im Untertagebergbau etc., wo aucheine Belastung durch Hautkontakt eine wesentliche Rolle spielen kann. Die gute Haut-penetration von einzelnen PAH ist beim Menschen und im Tierversuch gezeigt. Es gibtkeinen Grund anzunehmen, dass sich das Penetrationsverhalten der nicht untersuchtenPAH wesentlich davon unterscheidet.




Tab.

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Tab. 2. IUPAC-Bezeichnung und Synonyma der PAH (Quellen: NIST (2007); *: DIMDI DatenbankChemIDplus)

Verbindung IUPAC-Name Synonyma

Anthanthren Dibenzo[def,mno]chrysene Dibenzo[cd,jk]pyren

Benzo[a]anthracen Benzo[a]anthracene 1,2-Benzanthracen1,2-Benzanthren2,3-BenzphenanthrenBenzo[b]phenanthren2,3-BenzophenanthrenTetraphenNaphthanthracen

Benzo[b]fluoranthen Benz[e]acephenanthrylene 3,4-Benz[e]acephenanthrylenBenzo[e]fluoranthen2,3-Benzofluoranthen3,4-Benzofluoranthen

Benzo[j]fluoranthen Benzo[j]fluoranthene 7,8-BenzfluoranthenBenzo[l]fluoranthen10,11-BenzofluoranthenDibenzo[a,jk]fluorenBenzo-12,13-fluoranthen

Benzo[k]fluoranthen Benzo[k]fluoranthene 11,12-Benzofluoranthen8,9-Benzofluoranthen2,3 : 1,8-BinaphthylenDibenzo[b,jk]fluoren

Benzo[b]naphtho- Benzo[b]naphtho- 11-Thiabenzo[a]fluoren[2,1-d]thiophen* [2,1-d]thiophene 1,2-Benzo-9-thiofluoren

Benzo[a]dibenzothiophenNaphtho[1,2-b]thianaphthenNaphtho[1,2-d]benzothiophen9 Thia-1,2-benzofluoren

Benzo[a]pyren Benzo[a]pyrene Benzo[def]chrysen3,4-Benzopyren6,7-Benzopyren1,2-Benzopyren4,5-Benzopyren

Chrysen Chrysene Benzo[a]phenanthren1,2-Benzophenanthren1,2,5,6-Dibenzonaphthalen

Cyclopenta[cd]pyren Cyclopenta[cd]pyrene AcepyrenAcepyrylen

Cyclopentenopyren

Dibenzo[a,h]anthracen Dibenzo[a,h]anthracene 1,2 :5,6-Benz[a]anthracen1,2 :5,6-Benzanthracen1,2,5,6-Dibenzoanthracen

Dibenzo[a,l]pyren Dibenzo[def,p]chrysene 2,3 :4,5-Dibenzopyren3,4 :8,9-Dibenzopyren4,5,6,7-Dibenzopyren1,2 :9,10-Dibenzopyren1,2 :3,4-Dibenzopyren

2 Wirkungsmechanismus

PAH sind relativ reaktionstrge hydrophobe Verbindungen, die im Stoffwechsel vonSugern in hochreaktive (+)-anti, ()-anti, (+)-syn und ()-syn-Dihydrodiolepoxideumgewandelt werden knnen. Diese Diolepoxide reagieren mit Doppelstrang- undEinzelstrang-DNA, vorzugsweise mit der N6-Position des Guanins und der N2-Positi-on des Adenins, wobei fr jedes syn- und anti-Enantiomer jeweils cis- und trans-Addukte gebildet werden (Jerina et al. 1991; Scicchitano 2005). Entsprechend ihrerReaktionsfhigkeit und Struktur knnen aktivierte PAH auch weitere Addukte bilden.Am Beispiel der DNA-Addukte von anti-Dihydrodiolepoxiden wurde nachgewiesen,dass mit der kovalenten Verknpfung bestimmte Konformationsnderungen der DNAverbunden sind. So kann der aromatische Ligand in der kleinen DNA-Furche zu liegenkommen, ohne grere Konformationsnderungen zu induzieren, er kann sich auf eineWeise zwischen Basenpaare schieben (interkalieren), dass die Doppelhelix nur gedehntwird, oder er kann sich zwischen Basenpaare drngen, so dass deren Wasserstoff-brckenbindungen zerbrechen und einzelne DNA-Basen aus der doppelhelikalenStruktur in den Helix-Auenbereich verlagert werden (Geacintov et al. 1997). Es sind zahlreiche PAH auf tumorigene Wirkung untersucht worden. Man hat beob-achtet, dass Verbindungen, die aufgrund eines angulren Benzolrings eine Einbuchtungzeigen, eine Bay-Region, starke Kanzerogene sind, bertroffen allerdings von Ver-bindungen mit einer Fjord-Region. Verstndlicherweise beeinflussen die Struktur-eigentmlichkeiten der PAH sowohl deren metabolische Aktivierung als auch die Ste-reochemie nach DNA-Bindung. Schlssige Struktur-Wirkungsgesetzmigkeiten, aus denen sich die kanzerogene Wir-kungsstrke ableiten liee, gibt es nicht. Die Bindungshufigkeit (Modifikationsdich-te) allein ist fr die tumorigene Wirkung ein nur grober Mastab. Von grerem Ein-



Tab. 2. Fortsetzung

Verbindung IUPAC-Name Synonyma

Dibenzo[a,e]pyren Naphtho[1,2,3,4-def]chrysene 1,2 :4,5-Dibenzopyren

Dibenzo[a,h]pyren Dibenzo[b,def]chrysene 3,4 :8,9-Dibenzpyren

Dibenzo[a,i]pyren Benzo[rst]pentaphene Dibenzo[b,h]pyren3,4 :9,10-Dibenzopyren1,2 :7,8-Dibenzopyren4,5,8,9-Dibenzopyren

Indeno[1,2,3-cd]pyren Indeno[1,2,3-cd]pyrene 1,10-(1,2-Phenylen)pyren1,10-(o-Phenylen)pyreno-Phenylenpyren2,3-(o-Phenylen)pyren2,3-Phenylenpyren

Naphthalin Naphthalene

Phenanthren Phenanthrene Phenanthrin

Pyren Pyrene Benzo[def]phenanthren

*1-Methylpyren 1-Methylpyrene 3-Methylpyren

fluss dagegen ist die Art der DNA-Bindung, denn an ihr entscheidet sich, ob pro-grammierter Zelltod eintritt oder DNA-Reparatur und ob letztere bezogen auf den Zellzyklus gengend rasch abluft, ob bei der DNA-Replikation das DNA-Hin-dernis berwunden werden kann und dies um den Preis welcher Replikationsfehler(Chakravarti et al. 2000; Conney et al. 2001) und anderer mglicher Reaktionen. Einhufiger Befund sind Mutationen in den Onkogenen H-ras, K-ras und p53 (DeMariniet al. 2001; Hecht et al. 1998; Noda et al. 2004; Ross und Nesnow 1999). Die biologi-schen Folgen der zahlreichen DNA-Modifikationsarten sind nur schwer vorauszusehen(Baird et al. 2005). Hinzu kommen Gen-Aktivierungen durch PAH (Ma 2001). Gut untersucht ist dieInduktion Fremdstoff-abbauender Enzyme der Phase I (z. B. Cytochrom P4501A1, 1A2) und der Phase II (z. B. Glutathion-S-Transferase, UDP-Glucuronosyl-Trans-ferase) (Kondraganti et al. 2005), die nicht nur die verstrkte (und aktivierende) Meta-bolisierung der PAH nach sich ziehen, sondern auch den unphysiologischen Abbauendogener Metaboliten katalysieren. berexpression, z. B. des Protoonkogens c-myc(Fields et al. 2004), des Transferrinrezeptor-Gens (Kemp et al. 2006) sowie weitererGene, ist beschrieben worden.

3 Toxikokinetik und Metabolismus

3.1 Aufnahme, Verteilung, Ausscheidung

Die Aufnahme von PAH erfolgt inhalativ, dermal und ber den Gastrointestinaltrakt.Die Verteilung von PAH im Krper nach Applikation ist bei Nagern untersucht wor-den. Die Gehalte, die in den unterschiedlichen Geweben bestimmt wurden, hngenunter anderem von dem jeweiligen PAH ab, der Art der Applikation, dem Vehikel, demZeitpunkt der Bestimmung in dem jeweiligen Gewebe nach der Applikation und derAn- oder Abwesenheit von Induktoren oder Inhibitoren des Kohlenwasserstoff-Meta-bolismus im Organismus. Die Untersuchungen haben gezeigt, dass nach ExpositionPAH in jedem inneren Organ nachweisbar sind, dass fettreiche Gewebe ein Depot dar-stellen knnen, aus denen die PAH wieder freigesetzt werden, und dass der Gastroin-testinaltrakt besonders hohe Gehalte an Kohlenwasserstoffen und Metaboliten enthlt,auch dann wenn ein anderer als der orale Applikationsweg gewhlt worden ist (WHO1998).Tierexperimente haben gezeigt, dass PAH rasch ber Blut und Lymphe vom Ort derApplikation (Gastrointestinaltrakt, Lunge, Haut) in andere Gewebe transportiert wer-den (Mitchell 1982). Dieses lsst sich auch daran erkennen, dass nach Applikation vonPAH auf die Nagetierhaut hohe Konzentrationen an DNA-Addukten in der Lungegefunden werden (Carmichael et al. 1990; Randerath et al. 1988; Schoket et al. 1988).Die Hautresorption von PAH beim Menschen ist gut dokumentiert. In einer Feldstudiewurde auf eine sehr hohe dermale Belastung von Kreosot-exponierten Arbeitern ge-schlossen, da die tgliche Ausscheidung von 1-Hydroxypyren die tgliche inhalativeAufnahme um den Faktor 50 berstieg (Elovaara et al. 1995). Anhand des 1-Hydroxy-pyren wurde bei 12 Kokereiarbeitern nachgewiesen, dass im Durchschnitt 75% derGesamtaufnahme an Pyren ber die Haut erfolgt (Van Rooij et al. 1993 a). Die Haut-kontamination bei Kreosot-exponierten Arbeitern konnte durch Tragen von Schutz-


kleidung um 35% reduziert und die 1-Hydroxypyren-Ausscheidung im Urin als Mader inneren Belastung dadurch um 50% reduziert werden (Van Rooij et al. 1993 b). AnFreiwilligen wurde gezeigt, dass nach epikutaner Applikation einer Kohlenteer-Salbedie 1-Hydroxypyren-Ausscheidung im Urin erhht war. Es wurde abgeschtzt, dassetwa 2 mg Pyren/cm2 systemisch verfgbar war (Van Rooij et al. 1993 c). Die Hufig-keit aromatischer DNA-Addukte war nach Applikation einer Kohlenteer-Salbe anEkzem-Patienten in Monozyten, Lymphozyten und Granulozyten etwa 2- bis 4facherhht, in der Haut 20fach. Die Ausscheidung von 3-Hydroxybenzo[a]pyren im Urinkorrelierte mit der Addukthufigkeit in der Haut (Godschalk et al. 1998). Nach topi-scher Applikation einer 2%igen Lsung von Steinkohlenteer in Petroleum wurdenPhenanthren, Anthracen, Pyren und Fluoranthen im peripheren Blut nachgewiesen(Storer et al. 1984). Freiwillige, die mit Kreosot (100 ml) oder Pyren (500 mg, aufge-tragen in einer Toluol-Lsung) behandelt worden waren, und Psoriasis-Patienten, dieein Steinkohlenteer enthaltendes Shampoo verwendeten, schieden im Urin 1-Hydroxy-pyren als Konjugat aus. In beiden Fllen wurde die maximale Ausscheidung 10 bis 15Stunden nach Behandlung beobachtet (Viau et al. 1995 a).In vitro wurde an Affen-Vollhaut nachgewiesen, dass die Penetration von Acenaphthen,Anthracen, Phenanthren, Fluoranthen, Naphthalin, Pyren und Fluoren aus Schmierlgeringer ist als aus Aceton und knstlichem Schwei. Fr Benzo[a]anthracen,Benzo[b]fluoranthen, Benzo[k]fluoranthen und Benzo[a]pyren konnte nur aus Ace-ton/knstlichem Schwei eine Resorption nachgewiesen werden (Sartorelli et al.1999). In Durchflusszellen mit Humanhaut wurde die Penetration von radioaktiv mar-kiertem Benzo[a]pyren bei bis zu 24-stndiger Exposition nachgewiesen. QuantitativeAngaben zur Hhe des Fluxes knnen der Arbeit nicht entnommen werden. DieBehandlung der Haut mit zwei Hautschutzcremes verringerte die Resorption nicht, eswurden sogar z. T. erhhte Resorptionsraten beobachtet (van der Bijl et al. 2002)Die Ausscheidung von oral oder intraperitoneal applizierten PAH ist bei der Ratte nachetwa 3 Tagen abgeschlossen (Aitio 1974; Grimmer et al. 1988 a, 1991 b; Jacob et al.1989). Die Ausscheidung von 57% der verabreichten Pyrenmenge im Harn und von18% in den Faeces von Ratten wurde innerhalb von 24 Stunden beobachtet (Viau et al.1999), whrend fr diese Spezies Halbwertszeiten von 57 Stunden bestimmt wurden(Bouchard et al. 1998).Die bei der Metabolisierung der PAH gebildeten Phenole und Dihydrodiole werden imHarn in Form der besser wasserlslichen Sulfate und Glucuronide nach einer durchSulfotransferasen katalysierten Konjugation mit Schwefelsure bzw. durch UDP-Glu-curonosyltransferasen katalysierten Konjugation mit Glucuronsure ausgeschieden.Zumindest fr Nagetiere konnte gezeigt werden, dass Arenoxide auch durch katalyti-sche Wirkung der Glutathion-S-Transferase zu Glutathionkonjugaten umgesetzt wer-den, die schlielich nach Abspaltung von zwei Aminosureresten (Glycin, Gluta-minsure) und nachfolgender Acetylierung als Mercaptursuren (MCS) ausgeschiedenwerden. Es ist offen, ob dieser Prozess, der einer der wesentlichen Eliminierungswegebeim Nager ist, fr den Menschen ebenfalls von Bedeutung ist. Grundstzlich kanndieser Ausscheidungsweg nicht ausgeschlossen werden, da wasserlsliche Metabolitenmit einem Molgewicht von

Metaboliten wie Mercaptoessigsure, Mercaptomilchsure und Mercaptobrenztrau-bensure im Harn von Nagetieren beschrieben (Horning et al. 1987). Es ist unklar, obdiese auch beim Menschen gebildet werden.Zigarettenraucher scheiden die inhalierten PAH innerhalb von 24 Stunden aus (Jacob2007 a). Dieses wird auch durch eine Arbeit von Brzeznicki et al. (1997) fr eine PAH-exponierte Versuchsgruppe eines Aluminiumwerkes besttigt (Halbwertszeit 9,8 Stun-den). Bei freiwilligen Probanden wurde nach einer dermalen bzw. nahrungsbedingtenAufnahme von Pyren eine Halbwertszeit von etwa 12 Stunden bestimmt (Viau et al.1995 a), whrend in einer anderen Studie nach Verabreichung von Pyren mit der Nah-rung eine Halbwertszeit von 4,4 Stunden gefunden wurde (Buckley und Lioy 1992).

3.2 Metabolismus

3.2.1 Enzyme und Biotransformationsreaktionen im Metabolismus von PAH

Cytochrome P450 (CYP) arbeiten berwiegend als Monooxygenasen, die eine Ep-oxid-Gruppe (Tabelle 3, A) oder seltener direkt eine phenolische Hydroxyl-Grup-pe in PAH einfhren knnen (Jerina 1983). Viele PAH-Epoxide reagieren spontan mitNukleophilen wie DNA, Wasser oder Glutathion, wobei DNA-Addukte, trans-Dihy-drodiole bzw. Glutathionkonjugate entstehen. Alternativ knnen sie spontan zu Pheno-len oder seltener zu den tautomeren Carbonyl-Verbindungen isomerisieren (Tabel-le 3, B). In Abhngigkeit von der Struktur des Epoxides treten oft nur einige dieserReaktionswege auf, wobei die Verhltnisse in Anwesenheit von Enzymen wie Epoxid-hydrolasen (EH) und Glutathiontransferasen (GST) erheblich verndert werden kn-nen. Aus PAH mit aliphatischen Teilstrukturen oder Thiaarenen bilden CYP oft zudembenzylische Alkohole (Engst et al. 1999) und S-Oxide (Jacob et al. 1991) in betrchtli-chen Mengen. Eine bersicht zur Toxikologie der Thiaarene findet sich bei Jacob(1990). Fr zwei Isomere des Benzo[b]naphthothiophen wurde bei Salmonella typhi-murium eine positive Wirkung beobachtetet (Pool et al. 1989). Dagegen scheint die N-Oxidation bei der Biotransformation von Azaarenen kaum eine Rolle zu spielen(Schneider et al. 1994; Ye et al. 1995). Benzylische Alkohole, S-Oxide (Tabelle 3, C)und N-Oxide (Tabelle 3, D) sind unter physiologischen Bedingungen wenig reaktiv.Benzylische Alkohole knnen sowohl zu reaktiven Metaboliten (Schwefelsureestern)als auch ausscheidungsfhigen Metaboliten (z. B. Carbonsuren und Glucuroniden)weiter verstoffwechselt werden (Glatt et al. 2003; Ma et al. 2002; Watabe et al. 1982).ber die Bedeutung der S- und N-Oxidation fr die weitere Umsetzung von PAH istnur wenig bekannt.Cytochrome katalysieren hufig den ersten Biotransformationsschritt von PAH. Dochist es nicht ungewhnlich, dass weitere Monooxygenase-Reaktionen am gleichenMolekl erfolgen. Toxikologisch bedeutsam ist insbesondere die Bildung von Dihy-drodiol-Epoxiden an terminalen Benzo-Ringen (Jerina 1983; Thakker et al. 1985).Zahlreiche CYP-Formen sind grundstzlich in der Lage, PAH zu metabolisieren (Jacobet al. 1996 a). Doch sind Mitglieder der CYP1-Familie (CYP1B1, CYP1A1 und selte-ner CYP1A2) weitaus aktiver als andere Formen; dies gilt insbesondere fr den erstenBiotransformationsschritt eines PAH. Es ist bemerkenswert, dass die meisten einzelnenCYP-Formen mehrere unterschiedliche Produkte aus einem PAH-Substrat bilden kn-


nen, wobei sich die Produktprofile zwischen verschiedenen CYP-Formen aber starkunterscheiden knnen (Engst et al. 1999; Jacob et al. 1996 a).CYP knnen an PAH nicht nur als Monooxygenase agieren, sondern auch als Ein-Elek-tron-Oxidasen, wobei ein kurzlebiges Radikal-Kation entsteht (Cavalieri und Rogan1995) (Tabelle 3, E). hnliche Reaktionen knnen durch zahlreiche Peroxidasen wieLipoxygenasen (Kulkarni 2002) und Prostaglandin-H-Synthasen (Degen et al. 2002)vermittelt werden. Radikal-Kationen knnen mit der DNA reagieren, wobei die N7-



Tab. 3. Oxidativer Metabolismus von Aromaten

Substrat Enzym Produkt

A Cytochrom P450

B spontan

C Cytochrom P450

D Cytochrom P450

E Cytochrom P450

Cytochrom P450,

F Myeloperoxidase,Lipooxigenase,Prostaglandin-H-Synthase

Position als Reaktionszentrum stark bevorzugt wird. Die resultierenden Addukte sindinstabil und hinterlassen nach Zerfall apurinische Stellen in der DNA. Alternativ kn-nen ber Radikal-Kationen stabile Metaboliten, wie Phenole und Chinone, gebildetwerden. Zudem scheint es, dass Dihydrodiole nicht nur ber Monooxygenase-Reak-tionen, sondern auch peroxidativ zu Dihydrodiol-Epoxiden umgewandelt werden kn-nen (wie aus den resultierenden DNA-Addukten und den Tetraolen als Folgemetaboli-ten abgeleitet werden kann), etwa durch Prostaglandin-H-Synthasen (Marnett et al.1979), Lipoxygenasen (Hughes et al. 1989), Myeloperoxidase (Trush et al. 1991) undeine Peroxidase aus der Plazenta (Madhavan und Naidu 2000) (Tabelle 3, F).Epoxide knnen durch Epoxidhydrolasen zu trans-Dihydrodiolen hydrolysiert wer-den (Abbildung 1, A) (Arand und Oesch 2002; Glatt et al. 1982; Jerina 1983). FrPAH-Epoxide scheint nur eine Form von Bedeutung zu sein, nmlich die Membran-gebundene Form mEH (mikrosomale Epoxidhydrolase). Die Hydrolyse von Epoxidenist primr als eine Detoxifizierung zu verstehen, da Dihydrodiole viel weniger reaktivsind als Epoxide. Allerdings knnen in Folgereaktionen aus Dihydrodiolen hochpro-blematische Produkte, wie Dihydrodiol-Epoxide (Abbildung 1, B) und ortho-Chinone(Abbildung 1, C) gebildet werden. So fhrte eine Elimination der Ephx1-Gensequenz(Knockout) dazu, dass die kanzerogene Wirkung des 7,12-Dimethylbenzo[a]anthra-cen bei systemischer Applikation vollstndig und im Initiations-Promotions-Test aufder Haut nahezu vollstndig aufgehoben wurde (Miyata et al. 1999).Nach Einfhrung Sauerstoff-haltiger funktioneller Gruppen knnen verschiedeneOxido-Reduktasen in die Biotransformation von PAH eingreifen. Zu erwhnen sindinsbesondere die Dihydrodiol-Dehydrogenasen (die zur Superfamilie der Aldo-Keto-reduktasen gehren) (Glatt et al. 1979, 1982; Jez und Penning 2001; Oppermann undMaser 2000; Penning 2004), die Carbonylreduktase (und andere Mitglieder der kurz-kettigen Dehydrogenasen/Reduktasen, SHR) (Wermuth et al. 1986), die Chinonre-


Abb. 1. Bildung von Dihydrodiolen aus PAH via CYP-Oxidation zu Arenoxiden und nachfolgendeHydrolyse durch mikrosomale Epoxidhydrolase, EPHX1 (A). Bildung von Chinonen (C)aus Dihydrodiolen durch AKR (Aldo-Ketoreduktasen) sowie weitere CYP-Oxidation zuDihydrodiolepoxiden (B).

duktase (DT-Diaphorase, NQO1) (Chesis et al. 1984; Lind et al. 1982), die CYP-Reduktase (Chesis et al. 1984; Hermersdrfer et al. 1997), und bei PAH mit Seiten-ketten Alkoholdehydrogenasen (ADH) und Aldehyddehydrogenasen (ALDH)(Ma et al. 2002). Dihydrodiol-Dehydrogenasen knnen trans-Dihydrodiole in Cate-chole umsetzen, die leicht zu ortho-Chinonen autoxidieren (Penning 2004) (Abbildung1, C). Die Chinonreduktase reduziert ortho-, para- und mehrkernige Chinone durchZwei-Elektronen-Transfer zu den entsprechenden Hydrochinonen (Abbildung 2), die


Abb. 2. Zwei-Elektronen-Reduktion von Chinonen zu Hydrochinonen durch NQO1 (Chinonreduk-tase; DT-Diaphorase)

Abb. 3. Alkohol-Aldehyd-Gleichgewicht zwischen benzylischem Alkohol und Arylaldehyd sowiedessen Weiteroxidation zur Arylcarbonsure durch ALDH (ADH=Alkoholdehydrogenase;ALDH=Aldehyddehydrogenase).

Drei Klassen von konjugierenden Enzymen nehmen eine prominente Stellung bei derBiotransformation von PAH ein, die Glutathiontransferasen (GST), UDP-Glucuro-nosyl-transferasen (UGT) und Sulfotransferasen (SULT). GST setzen elektrophileSubstrate um, UGT und SULT greifen dagegen an nukleophilen Strukturen an (meis-tens an Hydroxyl-Gruppen).

in der Regel gute Substrate fr Sulfotransferasen (Abbildung 6) und UDP-Glucurono-syltransferasen (Abbildung 5) sind. Die regulre Funktion der CYP-Reduktase bestehtin der Aufnahme von zwei Elektronen aus NADPH und deren Weitergabe als einzelneElektronen auf CYP. Als Elektronenakzeptor knnen allerdings auch niedermolekula-re Substanzen wie Chinone fungieren, die dann in Semichinone umgewandelt werden.Diese knnen leicht mit Luft-Sauerstoff unter Bildung von Superoxid-Anionen wiederzum Chinon autoxidieren. Alkoholdehydrogenasen knnen die Bioaktivierung vonbenzylischen Alkoholen zu reaktiven Schwefelsure-Estern verhindern, indem sie dieAlkohole zu Aldehyden umwandeln (Ma et al. 2002). Allerdings ist das Alkohol-Alde-hyd-Gleichgewicht in der Regel auf der Seite des Alkohols. Deswegen funktioniertdiese Inaktivierung nur, wenn der Aldehyd schnell weiter metabolisiert wird, wozuAldehyddehydrogenasen gut geeignet sind (Abbildung 3).


PAH-Epoxide knnen von zahlreichen GST-Formen umgesetzt werden (Dostal et al.1988; Glatt et al. 1983; Seidel et al. 1998 b; Sundberg et al. 1997, 1998 a, b) (Abbil-dung 4, A). Fr einige Dihydrodiol-Epoxide scheint die GST P1 besonders gnstigekinetische Eigenschaften aufzuweisen (Seidel et al. 1998 b; Sundberg et al. 1998 a)(Abbildung 4, B). berdies knnen GST auch Chinone umsetzen, wobei als Michael-Additionsprodukte Hydrochinone mit ein oder mehreren C-stndigen Glutathionyl-Resten entstehen (Monks und Lau 1998) (Abbildung 4, C). Einige dieser substituiertenHydrochinone sind Oxidations-empfindlicher als die entsprechenden unsubstituiertenHydrochinone (Monks und Lau 1998). Es sind keine Daten darber bekannt, welchehumanen GST-Formen PAH-Chinone besonders gut umsetzen. Als Substrate fr GSTknnen nicht nur elektrophile Phase-I-Metaboliten, sondern auch elektrophile Phase-II-Metaboliten fungieren. So wurden einige polycyklische benzylische Schwefelsure-


Abb. 4. Konjugation elektrophiler Metaboliten wie Arenoxide (4A), Dihydrodiolepoxide (4B), Chi-none (4C), und benzylischer Sulfatester (4D) mit Glutathion (GSH), katalysiert durchGlutathion-S-transferasen (GST).

ester in der Ratte besonders gut durch die GST T2 inaktiviert (Hessel 2006; Hiratsukaet al. 1994) (Abbildung 4, D); entsprechende Daten fr humane GST fehlen. Vor derAusscheidung werden Glutathionkonjugate in der Regel weiter prozessiert, besondershufig zu Mercaptursuren. Das Auftreten von Mercaptursuren in Harn oder Faecesist ein Biomarker fr die Bildung eines elektrophilen Metaboliten und dessen Detoxi-



Abb. 5. Konjugation nukleophiler PAH-Phenole (5A), Hydrochinone (5B), Dihydrodiole (5C), ben-zylischer Alkohole (5D) und Arylcarbonsuren (5D) mit Glucuronsure, katalysiert durchUDP-Glucuronosyl-transferasen (UGT)

fizierung. Unter dem Einsatz aufwendiger Analytik konnten Mercaptursuren, die ausDihydrodiol-Epoxiden, K-Region-Epoxiden und benzylischen Sulfaten gebildet wur-den, im Harn von Menschen und Versuchstieren nachgewiesen werden (Boyland undSims 1962 a; Ma 2002; Upadhyaya et al. 2006; Yang et al. 1999).Zu den PAH-Metaboliten, die glucuronidiert werden knnen, gehren Phenole, Hydro-chinone, Dihydrodiole, benzylische Alkohole und Carbonsuren (Lind 1985; Ma et al.2002; Nemoto und Gelboin 1976) (Abbildung 5 AE). Darunter befinden sich zwarkeine reaktiven Metaboliten, aber deren Vorstufen, die damit durch UGT sequestriertwerden knnen. Die resultierenden Glucuronide sind, soweit untersucht, wenig reaktivund gut ausscheidungsfhig. Damit stellt die Glucuronidierung im PAH-Metabolismusdurchgehend eine Inaktivierung dar, wenn man von der Mglichkeit einer Spaltung derKonjugate durch bakterielle b-Glucuronidasen im Darmtrakt absieht; in diesem Falleknnten Glucuronide als Transportformen von proximalen Kanzerogenen/Mutagenenfungieren.Differenzierter ist die Sulfat-Konjugation zu bewerten. Eine Sulfatierung von phenoli-schen Hydroxyl-Gruppen (auch in Hydrochinonen) fhrt zur Bildung stabiler, aus-scheidungsfhiger Sulfate (Nemoto et al. 1978) (Abbildung 6, AC). Dagegen stelltSulfat in einer benzylischen Position auf Grund der Resonanz-Stabilisierung des resul-tierenden Kations eine gute Abgangsgruppe dar (Abbildung 6, D). In der Tat sind Sulfoxymethyl-Metaboliten ultimale Mutagene/Kanzerogene einiger methylierterPAH, wie etwa des 1-Methylpyren (Glatt 2000; Rogan et al. 1986; Surh et al. 1990 a;


Abb. 6. Sulfatkonjugation von Phenolen (6A), Hydrochinonen (6B), Dihydrodiolen (6C) und ben-zylischen Alkoholen (6D) katalysiert durch Sulfotransferasen (SULT).

Watabe et al. 1982). Auch Dihydrodiole und Tetrole enthalten benzylische (und even-tuell) allylische Hydroxyl-Gruppen. Durch Sulfokonjugation kann eine Abgangsgrup-pe hnlich dem Oxiran-Sauerstoff generiert werden, so dass potenziell das gleicheKation, wie es aus den entsprechenden Epoxiden entsteht (Abbildung 6), auf Akzep-tormolekle bertragen werden kann. Dass diese Reaktivierung tatschlich stattfindet,wurde in vitro fr einige Dihydrodiole (Surh et al. 1993) und Tetrole (Glatt et al. 1998)nachgewiesen, ihre praktische Relevanz in vivo ist aber unbekannt.

3.2.2 Reaktive PAH-Metaboliten und ihre Rolle bei der Kanzerogenese

PAH-Epoxide sind wichtige Intermediate bei der Biotransformation von PAH, knnenjedoch untereinander stark in ihren chemischen und biochemischen Eigenschaften dif-ferieren. Arenoxide an zentralen aromatischen Positionen (z. B. Benzo[a]pyren-1,2-und -2,3-oxid) isomerisieren unmittelbar nach ihrer Bildung zu Phenolen (Yang et al.1977). Damit ist das transiente Auftreten des Epoxides im Vergleich zu einer direktenHydroxylierung zwar fr den Mechanismus der Enzymreaktion von Interesse, abernicht fr die Toxikologie. Eine Epoxidierung an terminalen Benzoringen, etwa an den7,8- oder 9,10-Positionen von Benzo[a]pyren, wirkt sich weniger drastisch auf das aro-matische System aus, so dass die entsprechenden Arenoxide lngere Halbwertszeitenaufweisen. Sie knnen mit DNA reagieren und zeigen in der Regel eine nachweisbare,allerdings geringe mutagene Aktivitt. Ihre spontane Hydrolyse ist gegenber der Iso-merisierung vernachlssigbar. In Gegenwart von mikrosomaler Epoxidhydrolase kannjedoch die Hydrolyse zu Dihydrodiolen zum dominanten Weg werden (Shou et al.1994). Bei einer dritten Gruppe findet die Epoxidierung an einer isolierten Doppelbin-dung statt, die zwar mit dem aromatischen System konjugiert ist, aber schon weitge-hend olefinischen Charakter hat. Beispiele sind Epoxide an Ethylen-berbrckungen(z.B. Cyclopenta[cd]pyren-3,4-oxid) (Gold und Eisenstadt 1980; Wood et al. 1980)und an terminalen Benzo-Ringen nach Sttigung der vicinalen Doppelbindung (z.B.anti-Benzo[a]pyren-7,8-dihydrodiol-9,10-oxid) (Sims et al. 1974). Auch die Bildungvon Epoxiden an K-Regionen von PAH (z. B. Benzo[a]pyren-4,5-oxid) ist ein Beispielfr die Epoxidierung an elektronenreichen Positionen mit partiellem Doppelbindungs-charakter (Oesch und Glatt 1976). Bei diesen Epoxiden dominiert die Reaktivittgegenber Nukleophilen; Isomerisierungsreaktionen treten nicht oder nur in geringemUmfang auf. Diese Epoxide sind in der Regel starke Mutagene, sofern sie nicht meta-bolisch inaktiviert werden. Bezglich metabolischer Inaktivierung knnen sie sichallerdings stark voneinander unterscheiden. So ist Benzo[a]pyren-4,5-oxid in Salmo-nella in Abwesenheit von Sugerenzymen ein potentes Mutagen, doch kann es durchmikrosomale Epoxidhydrolase und viele verschiedene GST-Formen uerst effektivdetoxifiziert werden. hnliches gilt fr das Benzo[a]anthracen-5,6-oxid (Glatt et al.1982, 1983). Seine direkte Applikation an Nagetiere kann zwar zu einer Tumorbildungfhren, aber nur bei lokaler Gabe einer relativ hohen Dosis, bei der die Detoxifizie-rungssysteme berlastet werden (Flesher et al. 1976). Immerhin ist Benzo[a]pyren-4,5-oxid hauptverantwortlich fr die DNA-Addukt-Bildung in Benzo[a]pyren-belastetenMuscheln; diesen fehlen vermutlich effiziente Detoxifizierungssysteme. Anti-Benzo[a]pyren-7,8-dihydrodiol-9,10-oxid und Cyclopenta[cd]pyren-3,4-oxid geltenals wichtige ultimale Kanzerogene der betreffenden PAH. Mit diesen Epoxiden lassensich in Versuchstieren Tumoren viel leichter induzieren als mit Benzo[a]pyren-4,5-



oxid, was zu einem erheblichen Teil auf ihrer geringeren Detoxifizierung beruht. Vici-nale Dihydrodiol-Epoxide sind je nach ihrer Stereochemie schlechte oder gar keineSubstrate fr mikrosomale Epoxidhydrolase, wobei offensichtlich die hydrophilenHydroxyl-Gruppen in der Nhe des Oxiran-Rings die Interaktion mit dem Enzymbeeintrchtigen (Glatt et al. 1982). Die Umsetzung von Dihydrodiol-Epoxiden durchGST ist um mehrere Grenordnungen langsamer als jene von einfachen Arenoxiden(Glatt et al. 1983).Benzylische Sulfate treten als reaktive Intermediate insbesondere bei der Biotransfor-mation von alkylierten PAH auf. Wie Epoxide lassen sie sich auch chemisch darstellenund direkt auf toxikologische Wirkungen untersuchen. Benzylische Sulfate erwiesensich im Tierversuch als kanzerogen (Cavalieri et al. 1978; Flesher et al. 1998 a, b; Hornet al. 1996; Surh et al. 1990 a). Mit der DNA reagieren sie in hnlicher Weise wie Epoxide. Fr beide Substanzklassen sind die exozyklischen Amino-Gruppen der Pu-rinbasen die bevorzugten Zielstrukturen, wobei stabile Addukte entstehen. Nach Gabevon alkylierten Pyrenen, die im Tierversuch Tumoren induziert hatten (Rice et al.1987), lieen sich in Geweben die gleichen DNA-Addukte, die auch durch die ent-sprechenden Alkylsulfate gebildet werden, nachweisen (Glatt 2007 b). VergleichbareDaten liegen allerdings nur fr wenige alkylierte PAH vor. Beim 7,12-Dimethylben-zo[a]anthracen scheinen Dihydrodiol-Epoxide und nicht Sulfatester die Kanzeroge-nitt zu bestimmen (Surh et al. 1991).Im Gegensatz zu Epoxiden liegen Sulfate unter physiologischen Bedingungen alsAnionen vor, was ihre Verteilung im Organismus einschrnkt. Sulfoxymethylpyrenewerden aktiv durch die organischen Anionentransporter OAT1 und OAT3 in Zellenaufgenommen (Bakhiya et al. 2006). Diese Transporter werden vor allem in Nierentu-buluszellen exprimiert, was vermutlich der Grund fr die besonders starke renaleDNA-Addukt-Bildung durch 1-Sulfooxymethylpyren sein drfte (Glatt et al. 2003).Erwhnenswert ist zudem, dass normalerweise nur ein geringer Teil des 1-Hydroxy-methylpyrens in der Ratte in vivo zum entsprechenden Schwefelsure-Ester aktiviertwird. Die Hauptmenge wird durch Alkoholdehydrogenasen und Aldehyddehydroge-nasen zur Carbonsure oxidiert. Wird dieser Weg jedoch blockiert, etwa durch dieGabe von Ethanol, einem konkurrierenden Substrat der Alkoholdehydrogenasen undAldehyddehydrogenasen, schnellt die Addukt-Bildung dramatisch in die Hhe (zumTeil ber 100-fach) (Ma et al. 2002). PAH-Radikal-Kationen knnen in einer Ein-Elektron-Oxidation direkt aus den Koh-lenwasserstoffen gebildet werden (Cavalieri und Rogan 1995). Sowohl in vitro als auchin vivo kann dies zur Bildung von instabilen N7-PAH-Purin-Addukten fhren. Ver-schiedene Reaktionsanstze in zellfreien Systemen waren so angelegt, dass dieAdduktbildung in der DNA erfolgt sein musste (da keine nennenswerten anderenPurin-Ressourcen vorhanden waren). Durch die Bindung an der N7-Position wird dieglykosidische Bindung labil, was zur Freisetzung der modifizierten Base und der Ent-stehung einer apurinischen Stelle in der DNA fhrt. Auch in Zellkultur und in vivo wer-den diese Basen-Addukte gebildet, doch bleibt unklar, in welchem Ausmae sie anDNA, RNA oder freien Nukleotiden entstehen. Es ist zu erwarten, dass die Radikalevor allem im Zytoplasma und in der ueren Kernmembran entstehen und mit dennchstliegenden Zielstrukturen reagieren. Zu bedenken ist ferner, dass apurinischeStellen in der DNA in groer Zahl auch ohne Fremdstoffeinwirkungen entstehen, etwadurch spontane Desaminierung von Cytosin-Resten zu Uracil-Resten (ca. 200 pro Tag


und Zelle) oder Fehlinkorporation von Desoxyuridin und nachfolgende Basen-Exzisi-onsreparatur durch die Uracil-Glykosidase (Atamna et al. 2000) oder durch spontaneDepurinierung (ca. 9000 AP-Stellen, die pro Tag und Zelle infolge spontaner Desami-nierung von Thymidin-Resten in der DNA gebildet werden) mit nachfolgender Repa-ratur durch AP-Endonuklease 1 (Ape1) (Nakamura und Swenberg 1999). Unter diesenUmstnden bleibt eine mgliche Rolle von PAH-Radikal-Kationen bei der PAH-Kan-zerogenese unklar. 7,12-Dimethylbenzo[a]anthracen gehrt zu den PAH, die besondersviele N7-Basen-Addukte bilden (Devanesan et al. 1993). Ein Knockout der Ephx1 soll-te diese Radikalbildung nicht beeintrchtigen, hebt aber die kanzerogene Wirkung von7,12-Dimethylbenzo[a]anthracen in der Maus auf (Miyata et al. 1999). Daraus kanngeschlossen werden, dass PAH-Radikal-Kationen allein nicht ausreichen, um Tumorenzu induzieren.Die biologische Aktivitt von PAH-Chinonen hngt stark vom verwendeten Modellab. In Bakterien zeigen sie keine oder nur eine geringe mutagene oder zytotoxischeAktivitt (Chesis et al. 1984; Flowers-Geary et al. 1996; Wislocki et al. 1976; Woodet al. 1977 b). Vermutlich beruht dies auf dem stark reduktiven Milieu in Bakterien-zellen. Dagegen sind etliche PAH-Chinone in Sugerzellen in Kultur stark toxisch und teilweise auch genotoxisch wobei je nach Substanz berwiegend chromosomaleSchden oder auch Genmutationen induziert werden (Flowers-Geary et al. 1996; Ludewig et al. 1991). Die beteiligten Mechanismen sind heterogen. Einige Chinonereagieren als Michael-Akzeptoren mit Nukleophilen. In anderen Fllen erfolgt die Bin-dung an Makromolekle nach einer Ein-Elektron-Reduktion zum Semichinon. Hufigbeteiligt ist auch ein Redox-Zyklus mit Bildung von reaktivem Sauerstoff. DieseBefunde sttzen sich fast ausschlielich auf Zellkultur-Modelle. Dagegen liegen nurwenige Untersuchungen mit PAH-Chinonen in Versuchstieren vor; diese beschrnkensich im Wesentlichen auf Benzo[a]pyren-Chinone (Joseph et al. 2000; Slaga et al. 1978b). Dabei zeigte sich eine marginale Initiation von Papillomen in der Maushaut nachlokaler Verabreichung. Vermutlich werden diese Chinone in vivo schnell und berwie-gend zu Hydrochinonen reduziert und knnen als solche leicht konjugiert (Lilienblumet al. 1985) und dann ausgeschieden werden (Ruzgyte et al. 2005). Postuliert wird ins-besondere eine Rolle von ortho-Chinonen bei der PAH-Kanzerogenese (Palackal et al.2002; Penning et al. 1999); allerdings fehlen hierzu sttzende In-vivo-Befunde. EinenSonderfall stellt das Naphthalin dar, das in Kanzerogenitts-Kategorie 2 eingestuft ist(Nachtrag Naphthalin 2001). Zwar ist der Mechanismus seiner Kanzerogenitt nichtgeklrt, doch lassen sich in Versuchstieren in vivo Protein-Addukte des 1,2- und 1,4-Naphthochinons (neben Addukten des Naphthalin-1,2-oxids) nachweisen (Troesteret al. 2002; Waidyanatha et al. 2002). Im Vergleich zu anderen PAH wird Naphthalinrelativ schnell metabolisiert.PAH knnen berdies photoaktiviert werden. Unter anderem wurden als mutagenePhotoaktivierungsprodukte Epidioxide isoliert (Tu et al. 1979). Bei der humanenExposition gegen PAH drfte diesem Mechanismus keine wesentliche Bedeutung zu-kommen.Zusammenfassend ergibt sich, dass aus PAH zahlreiche verschiedene reaktive Produk-te gebildet werden knnen. Ihre tatschliche Rolle bei kanzerogenen und anderenadversen Effekten von PAH ist unterschiedlich gut belegt. berzeugend ist die Daten-lage fr Epoxide. Bei rein aromatischen PAH mit Bay- oder Fjord-Region (z. B.Benzo[a]pyren) und einzelnen methylierten Kongeneren (z. B. 7,12-Dimethyl-



benzo[a]anthracen) stellen insbesondere Dihydrodiol-Epoxide entscheidende ultimaleKanzerogene dar. Vereinzelt drften auch einfache Epoxide, wie das Cyclopenta[cd]-pyren-3,4-oxid, als ultimale Kanzerogene in Betracht kommen auch wenn nicht ganzausgeschlossen werden kann, dass eine weitere Aktivierung durch mikrosomale Epoxidhydrolase und SULT erfolgt; zumindest ist eine derartige Reaktivierung in vitrogut belegt (Glatt et al. 1994 b; Hsu et al. 1999; Surh et al. 1993). Bei einigen kanzero-genen Alkylpyrenen kann eine SULT-abhngige Aktivierung als gesichert gelten; dieDNA-Addukte werden durch reaktive Sulfate gebildet, und die Sulfate erwiesen sichals kanzerogen. Es ist zu erwarten, dass dieser Weg bei weiteren alkylierten PAH wich-tig ist, doch fehlen Daten (zum Vorkommen von alkylierten PAH (siehe Abschnitt 6.2). Es ist mglich, dass weitere reaktive Metaboliten, wie freie Radikale, Chinone undPhotoaktivierungsprodukte, an der Kanzerogenitt von PAH beteiligt sind; allerdingsberuht diese Vermutung ausschlielich auf In-vitro-Befunden oder wenig schlssigenEndpunkten (N7-PAH-Purin-Addukte ungeklrter Herkunft). Belastbare In-vivo-Befunde fehlen, abgesehen von Protein-Chinon-Addukten beim Naphthalin, das inKanzerogenitts-Kategorie 2 eingestuft ist (Nachtrag Naphthalin 2001). Andere In-vivo-Befunde (Verlust der 7,12-Dimethylbenzo[a]anthracen-Kanzerogenitt beiEphx1-Knockout; Kanzerogenittsuntersuchungen mit mehrkernigen PAH-Chinonen)sprechen eher gegen eine Rolle dieser Aktivierungswege in den verwendeten Model-len; fr eine abschlieende Beurteilung ist die Datenlage aber noch unzureichend.

4 Erfahrungen beim Menschen

4.1 Einmalige Exposition

Hinweise auf eine perkutane Resorption von PAH beim Menschen liegen vor. Nachtopischer Applikation einer 2%igen Lsung von Steinkohlenteer in Petroleum wurdenPhenanthren, Anthracen, Pyren und Fluoranthen im peripheren Blut nachgewiesen(Storer et al. 1984). Freiwillige, die mit Kreosot (100 ml) oder Pyren (500 mg, aufge-tragen in einer Toluol-Lsung) behandelt worden waren, und Psoriasis-Patienten, dieein Steinkohlenteer enthaltendes Shampoo verwendeten, schieden im Urin 1-Hydroxy-pyren als Konjugate aus. In beiden Fllen wurde die maximale Ausscheidung 10 bis 15Stunden nach der Behandlung beobachtet (Viau et al. 1995 a). Naphthalin, das in Kan-zerogenitts-Kategorie 2 eingestuft ist (Nachtrag Naphthalin 2001), wird in Woh-nungen oft als Mittel gegen Insekten verwendet. Nach oraler, dermaler oder inhalativerExposition stellt die akute hmolytische Anmie einen typischen systemischen Effektbeim Menschen dar. Die lethalen oralen Dosen bei Vergiftungsfllen mit Naphthalinwerden mit 515 g fr Erwachsene und mit 2 g fr ein 6jhriges Kind angegeben(Begrndung Naphthalin 1995). Zwischen 1949 und 1959 wurden in den USA zehnVergiftungsflle mit Naphthalin bei Kindern durch Mottenkugeln (Nuckeln oder Ver-schlucken) beschrieben. Bei einigen der Kinder zeigte sich eine hmolytische Anmie(Anziulewicz et al. 1959; Mackell et al. 1951; Zuelzer und Apt 1949).Die Symptome, die nach Einnahme von Naphthalin auftraten, zeigten sich nach ein bismehreren Tagen in Form von belkeit, Erbrechen und Krmpfen. Oft folgte eine Diar-rhoe. Andere Symptome waren Bewutseinsstrungen, Lethargie, Koordinations-strungen, Koma und halbseitige Lhmung. Der gleichzeitig auftretenden hmolyti-


schen Anmie mit Hmoglobingehalten von bis zu 40% folgte hufig eine Hmoglo-binurie. Mehr oder weniger stark ausgeprgte Gelbsucht konnte ebenfalls beobachtetwerden, in einem lethalen Fall auch Lebernekrose (Konar et al. 1939).

4.2 Wiederholte Exposition

Hmolytische Anmie nach Inhalation von Naphthalin wurde bei Neugeborenenbeobachtet, die in vorher mit Mottenkugeln behandelte Decken eingewickelt warenund das sich verflchtigende Naphthalin inhalierten (Valaes et al. 1963). Bei fnf vonneun Arbeitern unter 40 Jahren, die ber fnf Jahre hohen Naphthalinkonzentrationenin der Atemluft (k. w. A.) ausgesetzt waren, wurden Linsentrbungen beobachtet. Wei-tere Berichte ber Cornea-Ulzerationen und Katarakte nach Exposition am Arbeits-platz gegenber Naphthalin als Dampf oder Staub liegen von verschiedenen Autorenvor. Um 1900 wurde Naphthalin bei Darmerkrankungen in Dosen von 3 bis 5 g proTag verabreicht. Nach mehrtgiger Anwendung wurden Harnzwang mit heftigemBrennen der Harnrhre sowie bei einigen Patienten eine Schwellung und Rtung derueren Harnrhrenmndung beobachtet. Darber hinaus sind auch zwei Flle trans-plazentarer Naphthalinvergiftung beschrieben. Diffuse Linsenverschattungen nachdermaler Aufnahme von Naphthalin wurden bei acht von zwanzig Arbeitern, die einFarbstoffzwischenprodukt herstellten, festgestellt. Bei zwei Arbeitern, die direktenUmgang mit Naphthalin bzw. Naphthalinpuder (k. w. A.) hatten, wurde ber eineKataraktbildung an beiden Augen bzw. eine einseitige Chorioretinitis berichtet. Eineinhalative Exposition konnte nicht ausgeschlossen werden (Begrndung Naphthalin1995). Naphthalin wurde 2001 in Kanzerogenitts-Kategorie 2 eingestuft (NachtragNaphthalin 2001).Aus der groen Anzahl von Studien zur Belastung von Arbeitspltzen durch PAH wur-den einige in Tabelle 4 zusammengestellt, die lediglich Benzo[a]pyren bercksichti-gen. Aus der Tabelle wird ersichtlich, dass die Konzentrationen fr vergleichbare undsogar fr identische Arbeitspltze sehr variabel sind; sie zeigt aber auch, dass durchModernisierungen von Industrieanlagen groe Fortschritte zur Verbesserung derArbeitsplatzsituation bezglich der PAH-Emission erzielt wurden. Dieses gilt insbe-sondere fr Kokereibetriebe, fr die Maximalbelastungen von 5 mg Benzo[a]pyren/m3

fr die Ofendecke bzw. 2 mg Benzo[a]pyren/m3 fr andere Arbeitspltze in Deutsch-land (BMA 1989) bzw. 0,15 mg Benzo[a]pyren/m3 fr Betriebe zur Herstellung vonKohleelektroden in Frankreich gesetzlich vorgeschrieben sind (Lafontaine et al. 1990). Im Hinblick auf das Human-Biomonitoring muss allerdings betont werden, dass diePAH-Profile nicht nur von einem Emittenten zum anderen, sondern auch zeitabhngigfr bestimmte Arbeitspltze schwanken, so dass eine Extrapolation der Konzentratio-nen fr Phenanthren und Pyren auf Basis der gemessenen Benzo[a]pyren-Konzentra-tion nicht generell mglich ist. Die an verschiedenen Arbeitspltzen gemessenen PAH-Profile (Herstellung von Graphitelektroden, Herstellung und Verarbeitung von Feuer-festmaterial) weisen erheblich unterschiedliche relative Benzo[a]pyren-Gehalte mitSchwankungen um den Faktor 5 auf (Preuss et al. 2006). Anhand des 1-Hydroxypyrenswurde bei 12 Kokereiarbeitern nachgewiesen, dass im Durchschnitt 75% der Gesamt-aufnahme an Pyren ber die Haut erfolgt (Van Rooij et al. 1993 a).




Tab. 4. Benzo[a]pyren-Konzentrationen an verschiedenen Arbeitspltzen

Arbeitsplatz Land Jahr Benzo[a]pyren Literatur[mg/m3]

Kokerei

Ofendecke Polen 1978 20383 Braszczynska et al. 1978

modernisiert 06,8 Braszczynska et al. 1978

Ofendecke Schweden 1982 9,413,5 Lindstedt und Sollenberg 1982

Fllwagenfahrer 4,717 Lindstedt und Sollenberg 1982

Deckenmann Deutschland 1981 22,333,0 Blome 1981Ofendecke Deutschland 2002 7,44 (Mittelwert) Strunk et al. 2002Top side; MaschinistBatterieseite Deutschland 2002 1,26 (Mittelwert) Strunk et al. 2002Bench side; MaschinistOfenbereich Deutschland 2002 0,94 (Mittelwert) Strunk et al. 2002Fllwagenfahrer 4,5 Blome 1981Rampenarbeiter 1,33 Blome 1981Fahrer 0,160,93 Blome 1981Ofenplattform Deutschland 1992 10,615,8 Grimmer et al. 1993 bBattery TopsideFllwagenfahrer 5,810,1 Grimmer et al. 1993 bMaschinist 0,94,9 Grimmer et al. 1993 bEmployee farther from the centre of emissionBatterieseite, Ofendecke, Deutschland Zeitraum 0,62 (Median) Preuss et al. 2003 cReparaturarbeiten an der drei Jahre 5,05 Brennkammerwand (90. Perzentil)

Verschiedene Arbeitspltze

Aluminiumwerke Norwegen 1978 11,3854 Bjrseth et al.(Soederberg-Technik) 1978 a, bKupfer-, Messing- Deutschland 1983

4.2.1 Humanbiomonitoring von PAH-Metaboliten

Es hat sich in der arbeitsmedizinischen Praxis gezeigt, dass fr Personen innerhalbeines einzigen Gewerkes und zustzlich nahezu identischer uerer Exposition (PAHin der Luft) dennoch erhebliche interindividuelle Unterschiede in der inneren PAH-Exposition vorliegen knnen (Grimmer et al. 1997; Seidel et al. 2002). Neben dergeringen Mglichkeit einer oralen Exposition (Hand-Mund-Kontakt) sowie mglicherpharmakokinetischer Faktoren ist als Hauptursache fr diese interindividuellen Unter-schiede jedoch in erster Linie die dermale Resorption von PAH anzusehen, die insge-samt einen erheblichen und nicht zu vernachlssigenden Anteil an der Gesamtexposi-tion gegenber PAH ausmacht (Gndel et al. 2000; McClean et al. 2004; Vanaanenet al. 2005; Van Rooij et al. 1992, 1994). Zugleich ergeben sich aussagekrftige Asso-ziationen mit moderaten Korrelationskoeffizienten zwischen gemessenen PAH-Kon-zentrationen in der Luft und gemessenen Metabolitenkonzentrationen im Urin nur,wenn Personen mit dermaler Belastung aus der statistischen Analyse ausgeschlossenwerden (Unwin et al. 2006). Aufgrund der bekannten Eigenschaft von PAH, auch berdie Haut aufgenommen zu werden, werden Pyrolyseprodukte sowie andere Stoffgemi-sche, die PAH enthalten, dementsprechend wie Stoffe gehandhabt, die mit einer H-Markierung versehen sind (DFG 2007). Insgesamt ist damit aufgrund der dermalen



Tab. 4. Fortsetzung

Arbeitsplatz Land Jahr Benzo[a]pyren Literatur[mg/m3]

Dachdeckereibetriebe Deutschland 1983 14,0 (Maximalwert) Blome 1983USA 1982 0,411,0 Malaiyandi et al. 1982

Optische Industrie Deutschland 1983

Resorption von PAH ein Humanbiomonitoring mittels der Bestimmung von PAH-spe-zifischen Metaboliten im Urin als wesentlich geeigneter fr eine Abschtzung derExposition am Arbeitplatz anzusehen als PAH-Messungen in der Atemluft am Arbeits-platz.Neben der guten dermalen Resorption von PAH ist auch deren systemisch-toxischeWirkung als relevant fr eine krebserzeugende Gefhrdung des Menschen anzusehen.Von entscheidender Bedeutung ist dabei die systemisch, d.h. sowohl inhalativ, dermalals auch oral aufgenommene Gesamtmenge an PAH am Arbeitsplatz oder aus derUmwelt. Diese kann wiederum optimal durch ein Humanbiomonitoring erfasst werden.Da die Ausscheidung von PAH-spezifischen Metaboliten in der Allgemeinbevlkerungvor allem durch die Rauch- und Ernhrungsgewohnheiten sowie durch die Umweltex-position der untersuchten Personen beeinflusst wird, hat sich das Humanbiomonitoringgegenber PAH-spezifischen Metaboliten neben der Arbeitsmedizin auch in derumweltmedizinischen Praxis bewhrt und ist auch hier aufgrund der Hauptaufnahme-pfade und der systemisch-toxischen Wirkungsweise von PAH dem Luftmonitoringoder der Expositionserfassung durch Fragebgen als berlegen anzusehen (Gunieret al. 2006; Hu et al. 2006).Als Messparameter fr die innere PAH-Belastung wird in der Mehrzahl aller Studiendie Bestimmung von 1-Hydroxypyren eingesetzt (Levin 1995 b). 1-Hydroxypyrenreprsentiert dabei den Hauptmetaboliten von Pyren in Sugern (Boyland und Sims1964; Grimmer et al. 1994; Harper 1958; Harper und Legator 1987; Jacob et al. 1982;Keimig et al. 1983) und hat sich als sensitiver und spezifischer Parameter einer PAH-Exposition durchgesetzt; eine bersicht wird in Jongeneelen (1997) dargestellt. Neben1-Hydroxypyren konnten auch weitere Metaboliten des Pyrens, z. B. trans-4,5-Dihy-droxy-4,5-dihydropyren, 1,6- und 1,8-Dihydroxypyren, 1,6- und 1,8-Pyrenchinonsowie Dihydrodiolphenole im Urin nachgewiesen werden (Boyland und Sims 1964;Harper 1957, 1958; Harper und Legator 1987; Jacob et al. 1982; Keimig et al. 1983).Eine Auswahl von Daten zur Ausscheidung von 1-Hydroxypyren im Harn von nichtexponierten Personen und PAH-exponierten Beschftigten an unterschiedlichenArbeitspltzen ist in den Tabellen 5 a und 5 b dargestellt. Alle Angaben sind in mg/gKreatinin bzw. mg/l Urin aufgefhrt, wobei in einzelnen Studien lediglich Angabenin mg/24 Stunden Harn vorlagen. Diese Daten wurden unter der Annahme einer tgli-chen Ausscheidung von 1,2 g Kreatinin fr Frauen und 1,8 g fr Mnner der besserenVergleichbarkeit wegen auf mg/g Kreatinin umgerechnet. Angaben in Konzentrationenvon mmol/mol Kreatinin wurden umgerechnet in mg/g Kreatinin.Die interindividuellen Unterschiede, die bezglich der Ausscheidung von 1-Hydroxy-pyren beobachtet werden, liegen zunchst an den unterschiedlich hohen Expositionenin verschiedenen Gewerken und unterschiedlichen Arbeitsbereichen innerhalb einesGewerkes. So liegen bei der Messung von 1-Hydroxypyren u.a. hhere Expositionenbei der Herstellung von Feuerfestmaterialien und der Herstellung von Graphitelektro-den und Kohlenstoffspezialprodukten vor, als z. B. in Kokereien oder der Weiterverar-beitung von Feuerfestmaterialien (BGFA 2005; Rossbach und Angerer 2002). DieseErgebnisse konnten durch die Messung von mehrfach-hydroxylierten PAH-Metaboli-ten besttigt werden (Jacob und Seidel 2002). Auch die interindividuellen Unterschiede in der Ausscheidung von 1-Hydroxypyreninnerhalb eines Gewerkes knnen noch groen Schwankungen unterliegen (Faktorenzwischen 10 und 100; Petry et al. 1996), die mit der teilweise betrchtlichen dermalen


Resorption von PAH an einzelnen Arbeitspltzen oder unterschiedlicher Hygienema-nahmen der Beschftigten innerhalb des untersuchten Gewerkes erklrt werden knnen(McClean et al. 2004). Interindividuelle Unterschiede in der Ausscheidung von 1-Hydroxypyren knnen dagegen nur in sehr geringem Umfang mit genetischen Poly-morphismen in PAH-metabolisierenden Genen erklrt werden. Die Analyse von 11Polymorphismen in insgesamt acht am Fremdstoffwechsel von PAH beteiligten Enzy-men (CYP1A1, CYP1A2, CYP1B1, CYP3A4, mikrosomale Epoxidhydrolase,GSTM1, GSTT1, GSTP) in einem Kollektiv von 170 gegen PAH exponierten Arbei-tern ergab dabei lediglich bei drei Polymorphismen einen Einfluss auf die Ausschei-dung von 1-Hydroxypyren im Urin, der darber hinaus mit Faktoren zwischen 1,4 und1,6 vernachlssigbar klein war (Rihs et al. 2005).1-Hydroxypyren ist nicht das Endprodukt eines Stoffwechselweges des Pyrens, son-dern wird enzymatisch zu 1,6- und 1,8-Dihydroxypyren weiteroxydiert. Diese Dihy-droxypyrene stehen endogen im Redox-Gleichgewicht mit den Pyrenchinonen undwurden erst jngst im Humanharn nachgewiesen und bestimmt (Ruzgyte et al. 2005;Seidel et al. 2005). In dem Verfahren von Ruzgyte et al. (2005) wurde eine Hoch-druckflssigkeitschromatograhie mit Fluoreszenzdetektion zur Bestimmung der 1,8-Dihydroxypyrene nach deren Umwandlung in Diacetylderivate eingesetzt. Demge-genber wurde von Seidel et al. (2005) die fr Phenole bekannte Bestimmung mittelsGC/MS nach Derivatisierung zu Methylethern eingesetzt. In Studien mit insgesamtmehr als 300 Probanden (Nichtraucher) aus Deutschland und drei weiteren europi-schen Lndern wurde in der Allgemeinbevlkerung eine Ausscheidung dieser 1,8-Dihydroxypyrene in gleichen oder sogar hheren Konzentrationen als bei 1-Hydroxy-pyren nachgewiesen (Verhltnis 1-Hydroxypyren/1,8-Dihydroxypyren 1,0 bis 0,5; Seidel und Jacob 2005; Seidel et al. 2005). Diese Verhltnisse der Ausscheidung von 1-Hydroxypyren zu 1,8-Dihydroxypyren verndern sich drastisch bei Beschftigtenmit einer Arbeitsplatzexposition. So wurde bei Arbeitern der Graphitelektrodenherstel-lung 1-Hydroxypyren/1,8-Dihydroxypyren-Verhltnisse von etwa 19 :1, bei Kokerei-arbeitern etwa 10 :1, bei Konverterzustellern etwa 4 :1 und bei Arbeitern der Feuer-festmaterialherstellung von etwa 3 :1 gemessen (Seidel und Jacob 2005). Die Ergeb-nisse weisen darauf hin, dass bei hheren PAH-Belastungen eine Verschiebung imPyrenmetabolismus zu Gunsten einer Ausscheidung von 1-Hydroxypyren stattfindet.Bei Niedrigbelastung hingegen macht das 1-Hydroxypyren nur etwa 50% der im Urinbestimmten phenolischen Pyrenmetaboliten aus. Eine bersicht zeigen die Tabellen 5a und 5 b.Neben der Bestimmung von 1-Hydroxypyren im Urin wird in neueren Studien auch dieAusscheidung weiterer PAH-Metaboliten vor allem der Phenanthrenphenole (1-, 2-,3-, 4- und 9-Hydroxy-Phenanthren) untersucht. Diese werden bei der Auswertung derDaten zumeist als Summenparameter aller fnf Isomeren (SHydroxy-Phenanthrene)angegeben und besitzen den Vorteil, dass die SHydroxy-Phenanthrene im Vergleichzum 1-Hydroxypyren im Harn durch individuelle Rauch- oder Ernhrungsgewohnhei-ten der untersuchten Beschftigten wesentlich geringer beeinflusst werden. Insgesamtist mit der Bestimmung der SHydroxy-Phenanthrene eine beruflich bedingte PAH-Exposition sensitiver und spezifischer zu erfassen als mittels der Bestimmung von 1-Hydroxypyren im Urin. Der im Vergleich zu 1-Hydroxypyren geringere Einfluss desRauchens auf die Ausscheidung von SHydroxy-Phenanthrenen im Harn zeigte sichdabei bereits in frheren Studien. So konnte lediglich ein geringer Anstieg an SHy-




Tab. 5 a. Ausscheidung von 1-Hydroxypyren (Median bzw. Bereich) im Urin bei Kontrollproban-den

Exponierte Personen Anzahl Land 1-Hydroxypyren Literatur

[mg/g [mg/l Urin]Kreatinin]

Allgemeinbevlkerung 2747 USA 0,044 0,047 CDC 2005Frauen 1399 0,042 0,043 Zeitraum 2001

2002Mnner 1348 0,046 0,055 Zeitraum 2001

2002


2000Mnner 1106 0,070 0,085 Zeitraum 1999

2000

AllgemeinbevlkerungNichtraucher 389 Deutschland 0,08 0,10 UBA 1998

Westdeutschland 182 0,09 Ostdeutschland 45 0,11

Raucher 184 0,19 0,25

Allgemeinbevlkerung 140 Kanada 0,17 Viau et al. 1995 bNichtraucher 95 0,14Raucher 45 0,23

Allgemeinbevlkerung UBA 1990Nichtraucher

Westdeutschland 75 Deutschland 0,12 Ostdeutschland 75 0,30

Allgemeinbevlkerung 139 Deutschland



Tab. 5 a. Fortsetzung



Allgemeinbevlkerung Italien Granella und Nichtraucher 19 0,04 Clonfero 1993Raucher 20 0,08

Mit Teersalbe 8 Deutschland 0,945,81 Angerer et al. behandelte Patienten 1992

25 Italien 7,60 Clonfero et al. 1989

a) Mittelwert

Tab. 5 b. Ausscheidung von 1-Hydroxypyren im Urin (Median bzw. Bereich) bei beruflich expo-nierten Personen



unterschiedliche 237 Deutschland 5,38 BGFAIndustrien (Gesamt) (0,12279,63) Jacob und Seidel

2002; Rossbach und Angerer 2002

Herstellung von 71 8,65 Graphitelektroden und (0,3690,84)Kohlenstoffspezial-produkten

Herstellung von 68 11,27 Feuerfestmaterialien (0,31279,63)

Kokerei 47 4,30 (0,5134,82)

Verarbeitung von 24 4,98 Feuerfestmaterialien (0,2827,14)

Teerdestillation 18 1,51 (0,315,08)

Brandschadensanierung 5 0,46 (0,132,09)

Wasserbau und 4 1,98 Korrosionsschutz (0,837,88)


Tab. 5 b. Fortsetzung



Herstellung von 34 Norwegen 19,7 Bentsen-Farmen Graphitelektroden et al. 1999

67 Deutschland 8,7 Angerer et al. 1997 b

67 Deutschland 0,2326 Mannschreck et al. 1996

23 Deutschland 7,1125,0 Gen et al. 1995

6 Deutschland 7,182,0 9,773,5 Angerer et al. 4 18,1129,6 20,150,4 1992

14 2,2125,0 3,2160,813 0,5816,8

Teertrnkanlagen 3 Niederlande 1,338,5 Jongeneelen 19921 80,91583 8,2134,96 4,8146,59 1,255.9

3 7,141,2 12,777,1 Angerer et al. 1992

3 1,09,1 Jongeneelen et al. 1986

Kreosot-Arbeiter Kanada 3,14 Viau et al. 1995 b(0,3520,19)

Teerdestillation 4 Niederlande 2,325,1 Jongeneelen et al. 1986

Kokerei 15 Volksrepublik 36,3 Zhao et al. 1990China

31 Schweden 15,9 Levin et al. 1995 a;Sikstrm und

10 1,934,7 Levin 1989

Ofendecke 24 Deutschland 3,379,4 Strunk et al. 20028 Deutschland 14,1118,5 Grimmer et al.

1993 b

Fllwagenfahrer 4 Deutschland 8,221,0 Grimmer et al. 1993 b

Maschinist 4 2,06,9



Tab. 5 b. Fortsetzung



Aluminiumschmelze 5 Niederlande 2,317 Vu-Duc und Lafontaine 1996

25 Deutschland 0,1126,2 Gen et al. 1995

37 Deutschland 0,7126,2 0,299,2 Angerer et al. 1992

Stahlwerke 12 Volksrepublik 3,5 Zhao et al. 1990China

Graphitlbehandlung 10 Deutschland 0,85

droxy-Phenanthrenen bei Rauchern im Vergleich zu Nichtrauchern beobachtet werden,whrend fr Passivraucher im Vergleich zu Nichtrauchern berhaupt keine Unter-schiede nachweisbar waren (Hoepfner et al. 1987; Martin et al. 1989). Auch unter-schiedliche Ernhrungsgewohnheiten besitzen einen geringeren Einfluss auf die Aus-scheidung von SHydroxy-Phenanthrenen im Urin. Eine Erhhung der Konzentrationan Phenanthren in der Nahrung ca. um Faktor 10 (von 0,5 mg/kg auf 4,4 mg/kg) fhrtelediglich zu einem leichten Anstieg der Ausscheidung an SHydroxy-Phenanthrenen,nmlich um den Faktor 2 (Martin et al. 1989). Dies besttigten auch die Befunde einerweiteren Studie, die lediglich einen Anstieg um den Faktor 412 an 1-Hydroxypyrenim Harn fr Personen fanden, die auf Holzkohle gegrilltes Fleisch mit einer ca. 250fachhheren Benzo[a]pyren-Konzentration als die entsprechenden Kontrollpersonen kon-sumiert hatten (Buckley und Lioy 1992). Hierbei ist jedoch unklar, inwiefern diePyrenkonzentration des Grillguts im gleichen Umfang wie Benzo[a]pyren erhht war.Eine Auswahl von Daten zur Ausscheidung von SHydroxy-Phenanthrenen im Harnvon nicht exponierten Personen und PAH-exponierten Beschftigten an unterschiedli-chen Arbeitspltzen ist jeweils in den Tabellen 6 a und 6 b dargestellt. Alle Angabensind in mg/g Kreatinin bzw. mg/l Urin aufgefhrt. Aufgrund des unterschiedlichen PAH-Profils in den verschiedenen Gewerken unddamit der unterschiedlichen Ergebnisse bei der Ausscheidung von 1-Hydroxypyren


Tab. 6 a. Ausscheidung von 1-, 2-, 3-, 4- und 9-Hydroxyphenanthren (SHydroxyphenanthrene)(Median bzw. Bereich) im Urin bei Kontrollprobanden

Exponierte Personen Anzahl Land SHydroxyphenanthrene Literatur



2002Mnner 1344 0,35 0,45


2000Mnner 1048 0,33 0,41 (1-, 2- und 3-

Hydroxyphen-anthren)

Allgemeinbevlkerung UBA 1998Nichtraucher 389 Deutschland 0,67 0,84Raucher 184 1,00 1,38

Allgemeinbevlkerung8 Deutschland 3,5 Grimmer et al.

1991 aNichtraucher 10 Deutschland 1,3 Jacob et al. 1999 aRaucher 6 2,4Raucher mit Lungenkrebs 10 1,6



Tab. 6 b. Ausscheidung von 1-, 2-, 3-, 4- und 9-Hydroxyphenanthren (SHydroxyphenanthrene)(Median bzw. Bereich) im Urin bei beruflich exponierten Personen in Deutschland

Exponierte Personen Anzahl SHydroxyphenanthrene Literatur

[mg/g Kreatinin] [mg/l Urin]

unterschiedliche 237 8,48 BGFAIndustrien (Gesamt) (0,19122,18) und Seidel 2002;

Rossbach und Angerer 2002

Herstellung von 71 6,87 Graphitelektroden und (0,54122,18)Kohlenstoffspezialprodukten

Herstellung von 68 9,81 Feuerfestmaterialien (0,67116,84)

Kokerei 47 10,29 (3,3079,36)

Verarbeitung von 24 13,96 Feuerfestmaterialien (0,1984,22)

Teerdestillation 18 7,05 (2,1129,53)

Brandschadensanierung 5 2,17 (0,856,53)

Wasserbau und 4 5,61 Korrosionsschutz (3,1817,07)

Kokerei 8 12,0 Strunk et al. 2002

Ofendecke 24 70,0 Grimmer et al. 1991 a4 103686a) Grimmer et al. 1993 b

Fllwagenfahrer 4 45,088,0a)

Maschinist 4 7,022,0a)

StraenbauStraenbau (allg.) 49 1,15 0,95 Marczynski et al.

20064 35,0 Grimmer et al. 1991 a

6 1,50 Martin et al. 1989

Heibitumenverarbeitung 66 2,37 1,56 Marczynski et al. 2006

Bitumenverarbeitung 7 4,9 bis 322b) Martin et al. 1989

Behandlung mit Kreosot 1 542b) Martin et al. 1989(Holzimprgnierung)

a) 24-Stunden-Urin; b) aus Abbildung entnommen

und SHydroxyphenanthrenen im Harn zwischen den Gewerken, ergibt sich fr SHy-droxyphenanthrene im Vergleich zu 1-Hydroxypyren eine vernderte Hierarchie hin-sichtlich der Hhe der Exposition innerhalb der einzelnen Gewerke. Die hchsten Kon-zentrationen an SHydroxyphenanthrenen ergaben sich analog 1-Hydroxypyren sowohl bei der Herstellung von Feuerfestmaterialien sowie der Herstellung von Gra-phitelektroden und Kohlenstoffspezialprodukten. Jedoch wurden auch im Gegensatzzu den Ergebnissen fr 1-Hydroxypyren hohe Expositionen in Form von SHydroxy-phenanthrenen sowohl in Kokereien als auch bei der Weiterverarbeitung von Feuer-festmaterialien und der Teerdestillation ermittelt (BGFA 2005; Jacob und Seidel 2002;Rossbach und Angerer 2002).Zusammenfassend kann damit gesagt werden, dass die Ergebnisse der Messungen von1-Hydroxypyren und SHydroxyphenanthrenen im Urin bei PAH-exponierten Beschf-tigten vor allem bei der Herstellung und Weiterverarbeitung von Feuerfestmaterialienund Graphitelektroden wie auch Kokereien und der Teerdestillation hhere Expositio-nen gegenber PAH anzeigen, whrend die Brandschadensanierung sowie der Wasser-bau und Korrosionsschutz eher von untergeordneter Bedeutung fr eine Expositiongegenber PAH sind. Sowohl mittels Messungen von 1-Hydroxypyren als auch SHy-droxyphenanthrenen konnten in den letzteren Industriezweigen lediglich geringeExpositionen nachgewiesen werden.Analog zu 1-Hydroxypyren sind die interindividuellen Unterschiede, die bezglich derAusscheidung von SHydroxyphenanthrenen beobachtet werden, mit den unterschied-lich hohen Expositionen in den verschiedenen Gewerken erklrbar. Auch innerhalbeines Gewerkes unterliegt die Ausscheidung von SHydroxyphenanthrenen interindivi-duellen Schwankungen. Diese knnen wie bei 1-Hydroxypyren aufgrund der hohenFaktoren zwischen 10 und 100 nur mit der teilweise betrchtlichen dermalen Resorptionvon PAH erklrt werden. Interindividuelle Unterschiede aufgrund genetischer Polymor-phismen in PAH-metabolisierenden Genen sind dagegen wie bei 1-Hydroxypyren auchim Falle von SHydroxyphenanthrenen nur von untergeordneter Bedeutung (Rihs et al.2005). Fr SHydroxyphenanthrene zeigte die Analyse von 11 Polymorphismen in ins-gesamt acht am Fremdstoffwechsel von PAH beteiligten Enzymen (CYP1A1, CYP1A2,CYP1B1, CYP3A4, mikrosomale Epoxidhydrolase (EPHX1), GSTM1, GSTT1,GSTP), dass lediglich vier Polymorphismen einen potentiellen Einfluss auf die Aus-scheidung von SHydroxyphenanthrenen im Urin hatten. Die entsprechenden Faktorensind jedoch mit Werten zwischen 1,5 und 2,0 vernachlssigbar klein im Vergleich zu denhohen Schwankungsbreiten mit Faktoren von 10100, die allein aufgrund unterschied-licher dermaler Resorption an ansonsten identischen Arbeitspltzen vorliegen knnen.Die meisten kanzerogenen PAH, wie auch das am besten untersuchte Benzo[a]pyren,weisen als Strukturparameter eine fr die biologische Wirkung kritische Bay-Regionauf. Als ultimal biologisch wirksamer Hauptmetabolit des Benzo[a]pyrens wird dasBay-Region anti-Benzo[a]pyren-7,8-dihydrodiol-9,10-oxid gebildet, welches durchweitere enzymatische Oxidation des intermediren Benzo[a]pyren-trans-7,8-dihydro-diols entsteht. In Strukturanalogie zum Benzo[a]pyren wird das Phenanthren als ein-fachster Vertreter der PAH mit einer Bay-Region via Phenanthren-trans-1,2-dihydro-diol zum Bay-Region anti-Phenanthren-1,2-dihydrodiol-3,4-oxid verstoffwechselt(Jacob et al. 1996 b; Nordqvist et al. 1981). Im Humanurin kann sowohl das interme-dire Phenanthren-1,2-dihydrodiol (Grimmer et al. 1993 a, b; Hecht 2002; Jacob et al.1999 b) als auch das als Endprodukt dieses Stoffwechselweges ausgeschiedene Phen-


anthrentetrol (Hecht et al. 2003), welches durch Hydrolyse des Bay-Region anti-Phen-anthren-1,2-dihydrodiol-3,4-oxids entsteht, bestimmt werden. Whrend die Ausschei-dung der monohydroxylierten Metaboliten (Phenole) des nicht-kanzerogenen Phenan-threns einem Entgiftungsweg entspricht, wird vorgeschlagen, das Phenanthrentetrol alsqualitativen Surrogatmarker fr die metabolische Aktivierung von PAH zu bestimmen(Hecht et al. 2003), da die entsprechenden enzymatischen Schritte analog zu denen ankanzerogenen PAH wie Benzo[a]pyren ablaufen. Die Bestimmung des Phenanthren-1,2-dihydrodiols wurde mittels einer GC/MS-Methodik nach Derivatisierung zu Methylethern (Jacob et al. 1999 a) bei Beschftig-ten mit einer Arbeitsplatzexposition untersucht (Seidel und Jacob 2005). So wurde beiArbeitern der Graphitelektrodenherstellung ein Median von 0,7 mg/g Kreatinin, beiKokereiarbeitern von 3,6 mg/g Kreatinin, bei Konverterzustellern 51,7 mg/g Kreatinin,und bei Arbeitern der Feuerfestmaterialherstellung 21,2 bzw. 127,7 mg/g Kreatinin jenach verwendetem Material gefunden. Diese zunehmenden Werte lassen sich ebensowie die der SHydroxyphenanthrene (BGFA 2005) durch eine zunehmende Expositiongegenber Phenanthren an den Arbeitspltzen erklren. Auffllig ist jedoch, dass beizunehmender Expositionshhe das Verhltnis des ausgeschiedenen Phenanthren-1,2-dihydrodiols zur SHydroxyphenanthrene stark ansteigt, was auf eine Induktion diesesStoffwechselweges bei den Exponierten hinweist.Die Ausscheidung von Phenanthrentetrol wurde in den USA bei Nichtrauchern, Rau-chern, Kokereiarbeitern und bei Psoriasispatienten mit einer Teersalbenbehandlunguntersucht, wobei eine GC/NICI-MS-Methodik nach Derivatisierung zu Silyletherneingesetzt wurde (Hecht et al. 2003). Hierbei zeigte es sich, dass das Phenanthrentetroleinen sensitiven Biomarker fr eine PAH-Exposition darstellt, der nderungen in derExpositionshhe gut widerspiegelt. So wurden in den vier genannten Expositionsgrup-pen mit aufsteigender Belastung jeweils signifikante Unterschiede in der Ausscheidungdes Phenanthrentetrols festgestellt (Nichtraucher, n=30, Mittelwert=1,51 pmol/mgKreatinin; Raucher, n=31, Mittelwert=4,58 pmol/mg Kreatinin; Kokereiarbeiter,n = 32, Mittelwert = 25,7 pmol/mg Kreatinin; Psoriasispatienten, n = 20, Mittel-wert=791 pmol/mg Kreatinin). Auch bei 300 Probanden der europischen Allgemein-bevlkerung (Nichtraucher) aus Italien, Polen und Serbien wurden sowohl die SHy-droxyphenanthrene als auch die Phenanthrentetrol-Ausscheidung gemessen (Seidelet al. 2005). Phenanthrentetrol wurde in diesen niedrig belasteten Kohorten im Ver-gleich zu SHydroxyphenanthrene in etwa gleichen oder sogar hheren Mengen ausge-schieden (Italien, Mediane, SHydroxyphenanthrene 0,37 mg/g Kreatinin, Phenanthren-tetrol 0,53 mg/g Kreatinin; Polen, Mediane, SHydroxyphenanthrene 2,01 mg/g Kreati-nin, Phenanthrentetrol 1,77 mg/g Kreatinin; Serbien, Mediane, SHydroxyphenanthrene1,05 mg/g Kreatinin, Phenanthrentetrol 1,10 mg/g Kreatinin). Eine 6-wchige Longitu-dinalstudie an Rauchern und Nichtrauchern zeigte, dass die ausgeschiedenen Konzen-trationen an SHydroxyphenanthrenen, Phenanthrentetrol und das Verhltnis SHy-droxyphenanthrene/Phenanthrentetrol innerhalb der einzelnen Probanden schwanken(Variationskoeffizient fr die Mittelwerte lag im Bereich 2946%). Das hhere Ver-hltnis Phenanthrentetrol/SHydroxyphenanthrene bei Rauchern versus Nichtrauchern(1,39 versus 0,78) wurde als Induktion des metabolischen Aktivierungsweges bei denRauchern interpretiert (Hecht et al. 2005). Die vorliegenden Untersuchungen belegen,dass das Phenanthrentetrol als ein guter Biomarker fr eine innere PAH-Belastung ver-wendet werden kann.



Das bisher dargestellte Humanbiomonitoring auf Basis der Ausscheidung von Phenan-thren- und Pyrenmetaboliten im Urin spiegelt nicht die innere Belastung durch krebser-regende PAH in Pyrolyseprodukten oder anderen PAH-haltigen Gemischen wider.Dementsprechend gibt es Bestrebungen, Metaboliten kanzerogener PAH wie Naphtha-lin, Chrysen und Benzo[a]pyren analytisch zu erfassen.Seit der Neubewertung von Naphthalin (Nachtrag Naphthalin 2001) als krebserre-genden Gefahrstoff, aufgrund einer NTP-Studie (NTP 2000), stellt sich auch die Fragenach einem Humanbiomonitoring fr diese Substanz. Die Aufnahme des niedrig sie-denden Naphthalins erfolgt zu einem betrchtlichen Anteil ber die Lunge. Die Aus-scheidung seiner Metaboliten, u.a. 1- und 2-Naphthol, verluft ber den Urin. Damitsind diese beiden Metaboliten leicht fr ein Humanbiomonitoring im Urin zugnglich.1- und 2-Naphthol wurden in der Zwischenzeit in einer Reihe von Studien gemessen,wobei die Ergebnisse sowohl getrennt als auch als Summe (SNaphthole) angegebenwurden. Die wohl umfangreichsten Untersuchungen in der Allgemeinbevlkerung lie-gen wie fr alle anderen PAH-Metaboliten auch seitens des Centers for DiseaseControl & Prevention in den USA vor, welches in jeweils zweijhrigem Turnus dieinterne Belastung der amerikanischen Allgemeinbevlkerung hinsichtlich verschiede-ner Umweltkontaminanten (inkl. PAH) in Tausenden von Urinproben testet. Dabeiwurde im Third National Report on Human Exposure to Environmental Chemicalsdes National Health and Nutrition Examination Survey (CDC 2005) eine Ausschei-dung an SNaphthole von 4,0 mg/l bzw. 3,5 mg/g Kreatinin (Median) bei 2748 Personengemessen. Bei Mnnern (n=1349) wurde der Wert mit 4,5 mg/l bzw. 3,8 mg/g Kreati-nin bestimmt, whrend der entsprechende Wert bei Frauen bei 3,6 mg/l bzw. 4,0 mg/gKreatinin lag. Raucher hatten dabei hhere Werte an SNaphthole (Nan et al. 2001; Ser-dar et al. 2003 a). hnliche Werte wurden auch im Urin von Vorschulkindern (Wilsonet al. 2003), Schlern (Kang et al. 2002) und Erwachsenen gefunden (Kim et al. 2003; Kuusimaki et al. 2004; Serdar et al. 2003 a). Die Daten des CDC 2005 (von Proben diezwischen 2001 und 2002 gesammelt wurden) lagen dabei jedoch lediglich bei 50% der-jenigen Messwerte, die von anderen Autoren in 983 Personen (Raucher und Nichtrau-cher) in den USA ermittelt wurden (Hill et al. 1995). Dabei betrugen die Medianwertefr die 1- bzw. 2-Naphtholausscheidung im Urin 4,4 bzw. 3,4 mg/l. Die entsprechenden95. Perzentile betrugen 43 bzw. 30 mg/l. Auch in Deutschland wurden bei 72 Erwach-senen und 35 Kindern 1- und 2-Naphthol im Urin zur Abschtzung der internen Expo-sition gegenber Naphthalin bestimmt. Bei Rauchern wurden dabei vierfach hhereGehalte an SNaphthole (bezogen auf Kreatinin) gefunden als bei Nichtrauchern(Preuss et al. 2004 b). Als vorlufige Referenzwerte (95. Perzentilwerte) werden inDeutschland fr SNaphthole im Urin fr erwachsene Nichtraucher 41,2 mg/g Kreatininund fr Kinder 23,5 mg/g Kreatinin vorgeschlagen.Auch in Studien zur beruflichen Belastung konnte gezeigt werden, dass sich 1- und 2-Naphthol als spezifische und sensitive Parameter einer Exposition gegen Naphthalinerwiesen (Nan et al. 2001; Preuss und Angerer 2004 a; Preuss et al. 2003 a, 2004 b,2005; Rappaport et al. 2004; Serdar et al. 2003 a, b). Hhere innere Naphthalinbelastungen bis zu ca. 1300 mg/l werden im Vergleich zurAllgemeinbevlkerung bei beruflich Exponierten gefunden. Bei Kokereiarbeiternlagen die Konzentrationen an 1-und 2-Naphthol im Urin zwischen 5,3 und 386,4 mg/lbzw. 4,8 und 174,3 mg/g Kreatinin. Die entsprechenden Konzentrationen bei Beschf-tigten zur Herstellung feuerfester Materialien lagen im Bereich von 1,5 bis 205,8 mg/l


(1,5 bis 109,5 mg/g Kreatinin), whrend sie bei Beschftigten der Kohleelektrodenher-stellung zwischen

den daher zunchst andere empfindlichere Methoden etabliert, wie HPLC mit Laser-induzierter Fluoreszenz-Detektion (LIF) unter Verwendung einer verbesserten Proben-anreicherung oder g-Cyclodextrin-modifizierte mizellare elektrokinetische Chromato-graphie mit LIF, die es ermglichte, niedrigere Konzentrationen im Bereich von 0,58 ng/l zu bestimmen (Ariese et al. 1994; Smith et al. 1998). Im Harn von Kokereiar-beitern konnten zwar im Vergleich zu nicht exponierten Probanden signifikant erhhte1-Hydroxypyren-Konzentrationen, in den meisten Proben dagegen keine entsprechenderhhten 3-Hydroxybenzo[a]pyren-Konzentrationen beobachtet werden (Ariese et al.1994).In der Zwischenzeit wurden drei sensitive und spezifische Methoden zum Nachweisfr 3-Hydroxybenzo[a]pyren entwickelt, die routinemssig in Studien eingesetzt wer-den knnen. Eine Methodik wurde auf Basis der Kapillargaschromatographie mithochauflsender Massenspektrometrie (GC-HRMS) entwickelt (Romanoff et al.2006). Nach enzymatischer Hydrolyse, Aufreinigung mittels Festphasenextraktion undSilylierung der hydroxylierten PAH-Metaboliten gelingt es mit der Methode, 3-Hydroxybenzo[a]pyren bis in den unteren ng/l-Bereich nachzuweisen. Das mit dieserMethode im Rahmen des amerikanischen Umweltsurveys ermittelte 95. Perzentil an 3-Hydroxybenzo[a]pyren im Urin von 2152 Personen der Allgemeinbevlkerung wurdedabei mit 0,18 mg/l bestimmt. Der Median lag unterhalb der Nachweisgrenze. Eine zweite Methode basiert auf einer Hochdruckflssigkeitschromatographie miteinem APCI-Tandem-Massenspektrometer als Detektionssystem (Fan et al. 2006). ImMultiple Reaction Monitoring Mode (MRM) stellt die Tandem-Massenspektrometrieeine weitere hervorragende Technik zur quantitativen Bestimmung von PAH-Metabo-liten im Urin dar, wobei aufgrund der hohen Selektivitt nach der enzymatischen Spal-tung der Konjugate nur eine einfache Festphasenextraktion als Probenvorbereitungerforderlich ist. Die Methode weist fr 3-Hydroxybenzo[a]pyren eine Bestimmungs-grenze von 1,03 mg/l auf. Neben dem 3-Hydroxybenzo[a]pyren wurde mit diesem Ver-fahren auch 1-Hydroxypyren im Urin erfasst. Bei einer studentischen Kohorte vonRauchern und Passivrauchern in China wurden fr die Ausscheidung von 3-Hydroxy-benzo[a]pyren und 1-Hydroxypyren Mittelwerte von 0,007 0,011 bzw. 0,253 0,138 mmol/mol Kreatinin gefunden. Demgegenber lagen die Mittelwerte von 3-Hydroxybenzo[a]pyren und 1-Hydroxypyren fr die Nichtraucher bei 0,0060,012bzw. 0,192 0,129 mmol/mol Kreatinin (entsprechend 0,011 0,023 bzw. 0,37 0,249 mg/g Kreatinin) (Fan et al. 2006).Eine dritte Methode basiert auf der Hochdruckflssigkeitschromatographie mit vierfa-cher Sulenschaltung zur On-line-Aufreinigung der Urinproben mit dem abschlieen-den Nachweis von 3-Hydroxybenzo[a]pyren mittels Fluoreszenzdetektion (4D-HPLC-FLD) (Lafontaine et al. 2006; Simon et al. 2000). Die mit dieser Methode ermitteltenKonzentrationen bei 27 Rauchern wurden im Median 0,055 ng/g Kreatinin (

taine et al. (2006). Lediglich 1% der analysierten Proben ergaben Werte unterhalb derNachweisgrenze. Die 3-Hydroxybenzo[a]pyren-Werte waren dabei stark positiv mitden entsprechenden Werten an 1-Hydroxypyren und SHydroxyphenanthrenen im Urinassoziiert, sowohl aufgrund dermaler Resorption als auch aufgrund mangelhafterNachweisgrenzen von Benzo[a]pyren in der Luft konnten keine Assoziationen zwi-schen den Benzo[a]pyren-Werten in der Luft und 3-Hydroxybenzo[a]pyren im Uringefunden werden.Die Methoden von Romanoff et al. (2006) und Lafontaine et al. (2006) sind vollstn-dig automatisiert und erfordern lediglich geringe manuelle Probenvorbereitung. In denStudien des amerikanischen Umweltsurveys wie auch in der Studie von Lafontaineet al. (2006) und Frster et al. (2007) stellten beide Methoden ihre Fhigkeit zum Rou-tinebetrieb unter Beweis, wobei die 4D-HPLC-FLD-Methodik von Lafontaine et al. frden Nachweis von 3-Hydroxybenzo[a]pyren im Urin sensitiver ist. Die gemessenenWerte an 3-Hydroxybenzo[a]pyren in der nichtexponierten amerikanischen Allge-meinbevlkerung liegen dabei um den Faktor 510 hher als diejenigen Konzentra-tionen der beruflich nicht exponierten Allgemeinbevlkerung in Deutschland. Inwie-fern diese Unterschiede methodisch bedingt sind oder auf Unterschiede in den PAH-Expositionen ber die Umwelt zwischen beiden Lndern zurckzufhren sind, ist der-zeit nicht geklrt. Mit der Methodik von Romanoff et al. (2006) sind neben der Bestim-mung von 3-Hydroxybenzo[a]pyren innerhalb eines analytischen Laufes auch noch dieroutinemssigen Bestimmungen weiterer PAH-Metaboliten mit Nachweisgrenzen imunteren ng/l-Bereich mglich, u.a. von 1-, 3- und 9-Benzo[a]anthracen (SHydroxy-benzo[a]anthracene), 1-, 2-, und 3- Hydroxybenzo[c]phenanthren (SHydroxybenzo[c]-phenanthrene), 1-, 2-, 3-, 4- und 6-Hydroxychrysen (SHydroxychrysene), 3-Hydroxy-fluoranthen sowie 2-, 3- und 9-Hydroxyfluoren (SHydroxyfluorene). In Proben von2152 Personen der amerikanischen Allgemeinbevlkerung (CDC 2005) wurde dabeider Median fr 3-Hydroxyfluoranthen zu 17,5 mg/l Urin bzw. 14,7 mg/g Kreatininbestimmt, whrend die Medianwerte fr SHydroxyfluorene bei 0,67 mg/l Urin bzw.0,54 mg/g Kreatinin lagen. Fr alle anderen Metaboliten lagen die Medianwerte unter-halb der Nachweisgrenze. Die 95. Perzentile wurden fr SHydroxybenzo[a]anthrace-ne mit 0,04 mg/l Urin, fr SHydroxybenzo[c]phenanthrene mit 0,06 mg/l Urin, frSHydroxychrysene mit 0,26 mg/l Urin, fr 3-Hydroxyfluoranthen mit 0,1 mg/l Urin undfr SHydroxyfluorene mit 0,55 mg/l Urin bestimmt. Die Methode wurde neuerdingsam CDC auch auf die Erfassung des 7-Hydroxybenzo[a]pyrens ausgeweitet (Li et al.2006).Als Biomarker reprsentieren die ausgeschiedenen monohydroxylierten PAH (Phe-nole) aufgrund ihres nukleophilen Charakters detoxifizierte Metaboliten. Ein wn-schenswerter Biomarker wre daher idealerweise ein Metabolit von einem kanzeroge-nen PAH wie dem Benzo[a]pyren, der eine Bioaktivierung, z. B. zu den elektrophil-reaktiven Dihydrodiolepoxiden reprsentiert. Ein solcher Biomarker wre das Benzo-[a]pyrentetrol, welches durch Hydrolyse des anti-Benzo[a]pyren-7,8-dihydrodiol-9,10-oxids (s. Kap. 3.2.2) gebildet wird. Die Bestimmung des Benzo[a]pyrentetrols imUrin (Bentsen-Farmen et al. 1999; Bowman et al. 1997; Simpson et al. 2000; Wu et al.2002) konnte jedoch aufgrund der sehr geringen ausgeschiedenen Mengen und dernicht ausreichenden Nachweisgrenzen in der arbeits- und umweltmedizinischen Praxisbisher nicht etabliert werden.



Eine humane PAH-Exposition an unterschiedlichen Arbeitspltzen in verschiedenenGewerken ist immer durch erhebliche Unterschiede in den PAH-Zusammensetzungengekennzeichnet, wobei das Spektrum von niedermolekularen Vertretern, wie dem nochflchtigen Naphthalin, bis zu hhermolekularen Vertretern, wie dem Benzo[a]pyrenund den Dibenzopyrenen, reicht. Letztere sind fast vollstndig an Partikel gebunden.Als Biomarker sind daher insbesondere Metaboliten geeignet, die ein breites Spektrumder Exposition abdecken, wobei generell die ausgeschiedenen Mengen im Urin mitzunehmendem Molekulargewicht abnehmen. Unter Bercksichtigung der Urinaus-scheidung und der gut etablierten Bestimmungsmethoden stellen die Phenole einebedeutende Klasse von Metaboliten fr die Bestimmung einer PAH-Belastung dar. Ins-besondere sind die Phenole des Naphthalins, des Pyrens und des Phenanthrens gutetablierte und mit verschiedenen Methoden routinemig zu bestimmende Biomarkerim Urin. Neuere analytische Entwicklungen erlauben auch die spezifische und sensiti-ve Bestimmung des im Urin in relativ geringen Mengen vorkommenden 3-Hydroxy-benzo[a]pyrens als Belastungsmarker fr das kanzerogene Benzo[a]pyren. Da Phenolegrundstzlich eine Detoxifizierung von PAH reprsentieren, kommt der Bestimmungweiterer Metabolitenklassen, die insbesondere eine Bewertung des Gefhrdungspoten-tials von PAH erlauben, besondere Bedeutung zu. Aktuelle analytische Entwicklungenkonzentrieren sich hier auf die Bestimmung von Tetrolen, die als Hydrolyseprodukteaus den fr die biologische Wirkung

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Polycyclische Aromatische