Dieselmotoremissionen [MAK Value Documentation in German language, 2008]

Nachtrag 2008
MAK-Wert	-
Spitzenbegrenzung	-
Hautresorption	-
Sensibilisierende Wirkung	-
Krebserzeugende Wirkung (1987)	Kategorie 2
Fruchtschädigende Wirkung	-
Keimzellmutagene Wirkung	-

Seit der letzten Begründung von 1987 sind weitere tierexperimentelle und epidemiologische Studien sowie Daten zum Wirkungsmechanismus veröffentlicht worden. Eine Überprüfung des möglichen Lungenkrebsrisikos für den Menschen ist erforderlich. Hierzu wurden die epidemiologischen Originalstudien und Daten aus Tierversuchen ergänzt und Übersichtsartikel zu dieser Thematik berücksichtigt. Weiterhin wird in diesem Nachtrag die allergene Wirkung von Dieselmotor-Emissionen bewertet. Daten zur Reproduktionstoxizität und Genotoxizität, mit Ausnahme der an menschlichen Lymphozyten, enthält dieser Nachtrag nicht.

Die vorliegende Begründung basiert auf Daten, die noch unter Exposition der alten Dieselmotor-Emissionen erhoben wurden. Aufgrund der neuen Technologie der Dieselmotoren haben sich die Emissionen qualitatv und quantitativ erheblich geändert. Da man davon ausgehen muss, dass erst Ende der 90er Jahre diese neuen Dieselmotoren eingesetzt wurden, beruhen alle vorliegenden epidemiologischen Studien, die 2007 bewertet wurden, auf Expositionen gegen ältere Dieselmotor-Emissionen. Eine Bewertung der neuen Dieselmotor-Emissionen kann erst bei Vorliegen geeigneter Studien erfolgen.

1 Wirkungsmechanismus

Der Wirkungsmechanismus der Toxizität von Dieselmotor-Emissionen ist trotz der Fülle der vorliegenden Daten nicht vollständig geklärt. Zur Erklärung der Entstehung von Lungentumoren bei Tieren nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen wurden zwei Hypothesen herangezogen.

Die eine Hypothese besagt, dass der Wirkungsmechanismus vor allem auf den entzündlich-proliferativen Effekten von Rußkernpartikeln auf die Lungenzellen beruht (Heinrich et al. 1986, 1995). Der Rußkern ist ein schwer löslicher, gering toxischer Partikel. Die für schwer lösliche Partikel charakteristische toxische Wirkung in der Lunge ist durch eine entzündlich-proliferative und nachfolgend fibrotische Wirkung gekennzeichnet. Auslöser dieses Geschehens sind Makrophagen, die nach Aufnahme der Partikel aktiviert werden und vermehrt verschiedene Zytokine und Chemokine absondern. Diese Signalproteine führen zur Einwanderung von Entzündungszellen, die ihrerseits reaktive Sauerstoff- und Stickstoffradikale produzieren. Die Radikale bewirken Schädigung und Proliferation des Lungenepithel- und Lungenparenchymgewebes. Die indirekt mutagenen und proliferativen Stimuli begünstigen die Entstehung von Lungentumoren (Details vgl. Begründung „Granuläre biobeständige Stäube”, in Vorbereitung). Die Bildung reaktiver Sauerstoffspezies wurde in den entzündeten Lungen in verschiedenen Versuchsansätzen nachgewiesen.

Nach Instillation von nicht extrahierten Dieselrußpartikeln konnte eine gute Korrelation zwischen der Bildung von 8-Hydroxydesoxyguanosin und der erhöhten Lungentumorinzidenz nachgewiesen werden.

Die zweite Hypothese besagt, dass hauptsächlich die an den Rußkern angelagerten löslichen anorganischen und organischen Substanzen (Nitro-PAH- und PAH-Addukte) die Entstehung von Lungentumoren bedingen. Der Anteil an PAH macht nur einen kleinen Prozentsatz der Dieselrußmasse aus. Es wird angenommen, dass die Metabolisierung der am Dieselrußkern angelagerten und im Organismus freigesetzten Substanzen zu mutagenen Metaboliten führt. So wurden in mehreren Studien DNA-Addukte in Lungenzellen von Ratten und Affen nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen nachgewiesen.

2 Erfahrungen beim Menschen

2.1 Wiederholte Exposition

2.1.1 Probandenstudien

15 gesunde Nichtraucher wurden eine Stunde lang gegen 300 µg Dieselmotor-Emissionen /m³, aerodynamischer Durchmesser< 10 µm [PM₁₀], exponiert. Sechs Stunden nach Expositionsende wurden den Probanden je drei endobronchiale Mukosa-Biopsien und durch Spülung mit 3x60 ml sterilen Puffers bronchiale Zellen entnommen. Mit dieser Lavageflüssigkeit wurden auch Proteine und biologische Effektoren ausgewaschen. Die Mukosa-Biopsien wurden mit monoklonalen Antikörpern auf Vorhandensein spezifischer Zellmarker geprüft, Marker für neutrophile Leukozyten, Lymphozyten, Mastzellen, Makrophagen und eosinophile Leukozyten. Darüber hinaus erfolgte der Nachweis verschiedener Adhäsionsmoleküle und ihrer Liganden. Weitere Analysen waren: differentielle Zählung der ausgewaschenen Zellen und Identifizierung der Lymphozyten-Subpopulationen. Im Zellüberstand wurden bestimmt: Adhäsionsmoleküle und Interleukin-8, Messung von Lactatdehydrogenase, Albumin und Protein mit konventionellen Methoden. Bei den Probanden trat eine ausgeprägte Entzündung der Lunge auf, die von neutrophilen Leukozyten, Mastzellen und Lymphozyten geprägt und von verstärkter Expression endothelialer Adhäsionsmoleküle sowie deren Liganden begleitet war. Gleichzeitig nahm die Zahl der Neutrophilen und Thrombozyten im peripheren Blut zu. In der Lavage-Flüssigkeit zeigte sich ein signifikanter Anstieg der Zahl der neutrophilen Leukozyten und der B-Lymphozyten. Auch Methylhistamin und Fibronectin waren erhöht. Im peripheren Blut stiegen sowohl die neutrophilen Leukozyten als auch die Thrombozyten signifikant an, dagegen war die Zahl der Lymphozyten reduziert. Grund für diese systemischen Effekte scheint der Übertritt der von interstitiellen Entzündungszellen ausgeschiedenen Zytokine ins Blut zu sein. Die Standard-Parameter der Lungenfunktion blieben bei den Probanden unverändert. Die immunhistochemische Färbung auf Proteine des Bronchialepithels zeigte eine verstärkte Expression von Interleukin-8 um 200 % und des Growth-regulated-oncogeneα-protein (GRO-α) um 230 %. Aus ihren methodisch sehr aufwändigen Arbeiten ziehen die Autoren den Schluss, dass die einstündige Exposition gegen DieselmotorEmissionen in einer Konzentration von 300 µg/m³ bei gesunden Nichtrauchern eine definierte und ausgeprägte entzündliche Reaktion der Lunge hervorruft, die hauptsächlich von dem Chemokin Interleukin-8 und dem Zytokin GRO-α vermittelt werden. Belastungseffekte der Lunge waren mittels Standard-Lungenfunktionstests nicht zu erkennen (Pourazar et al. 2004; Salvi et al. 1999; Salvi et al. 2000).

10 gesunde Nichtraucher wurden zwei Stunden lang gegen 200 µg Dieselmotor-Emissionen /m³, aerodynamischer Durchmesser < 10 µm [PM₁₀], exponiert. Vier und 24 Stunden nach der Exposition wurde eine Spirometrie durchgeführt, der Puls, der Blutdruck, die Kohlenmonoxidkonzentration in der Ausatemluft, die Reaktivität auf Metacholin, das Sputum und das Blut untersucht. Die Lungenfunktion, der Puls, der Blutdruck und die bronchiale Reaktivität auf Metacholin waren unverändert. Die Konzentration an Kohlenmonoxid in der Ausatemluft stieg innerhalb der 24 Stunden an und war in der ersten Stunde mit einem Anstieg um 50% am höchsten. Im Sputum nahm die Zahl der neutrophilen Leukozyten und die Konzentration an Myeloperoxidase zu, gleichzeitig nahmen die Makrophagen ab. Die Autoren schließen aus diesen Ergebnissen einen beginnenden Entzündungsprozess der Atemwege bei einer Konzentration von 200 µg Dieselmotor-Emissionen/m³ (Nightingale et al. 2000).

25 gesunde Nichtraucher und 15 Probanden mit leichtem Asthma (normale Lungenfunktion) wurden zwei Stunden lang gegen Dieselmotor-Emissionen, mit einer Partikelkonzentration von 108 µg/m³, 50% aerodynamischer Durchmesser 10 µm [PM₁₀], exponiert. Sechs Stunden nach der Exposition erfolgten die Biopsieentnahme und die bronchioalveoläre Spülung. FEV₁ und FVC blieben in beiden Gruppen unverändert. Der spezifische Atemwegswiderstand war in beiden Gruppen erhöht, bei den Gesunden signifikant. Der Anteil der neutrophilen Leukozyten und der Lymphozyten – auch deren absoluter Anteil -, stiegen nach Exposition signifikant an. Die Ansammlung von neutrophilen Leukozyten und Lymphozyten in den Atemwegen war von einer signifikanten Zunahme der entzündungsfördernden Zytokine Interleukin-6 und Interleukin-8 begleitet. Entsprechend waren auch Interleukin-8-mRNA-Transkripte im Bronchialgewebe erhöht. Einen signifikanten Anstieg der Expression zeigten auch die Proteine P-Selectin (endotheliales Adhäsionsmolekül der Leukozyten) und ein weiteres Adhäsionsmolekül VCAM-1 (Vascular Cell Adhesion Molecule) in der Bronchialmukosa. Bereits bei Inhalation reiner Luft unterschieden sich die von Asthmatikern gewonnenen Lavage-Proben hinsichtlich mehrerer Parameter. Erhöht waren von vornherein: Eosinophile Leukozyten, Mastzellen, Methylhistamin und das „Eosinophil-Cationic-Protein”. Vermindert waren: Lymphozyten und eosinophile Leukozyten in geringem Maß. Die Biopsien zeigten vermehrt eosinophile Leukozyten, eine geringere Zahl von CD³⁺-Lymphozyten, verstärkte Expression von TNF-α, dagegen verminderte Expression von Interleukin-10. Nach Exposition stieg Interleukin-10 in den Biopsien der Asthmatiker signifikant an, während es in denen der gesunden Probanden abfiel. Andere Parameter änderten sich bei den Asthmatikern nicht. In dieser Studie wurde gezeigt, dass es bereits nach zwei-stündiger Exposition gegen 100 µg Dieselmotor-Emissionen /m³ zu ersten Entzündungsreaktionen im Atemtrakt kommt (Stenfors et al. 2004).

2.1.2 Epidemiologische Studien

2.1.2.1 Nicht neoplastische Erkrankungen

Bei 38 Männern, die in der Türkei als Kassierer der Autobahngebühr tätig waren, wurden im Vergleich zu einer Kontrollgruppe aus der gleichen Firma keine Veränderungen bezüglich der Vitamin E-Konzentration im Serum und der Lungenfunktionsparameter FVC, FEV₁ und MEF_25–75 festgestellt. Der Spitzenfluss war im Vergleich zur Kontrollgruppe im Durchschnitt signifikant um 15% niedriger. Die Serumkonzentrationen von Malondialdehyd, Nitrit und Nitrat waren signifikant höher als in der Kontrollgruppe, hierbei wurde der Raucherstatus berücksichtigt. Die beobachteten klinischen Befunde, wie Husten, Auswurf, Atemnot, pfeifende Geräusche, Engegefühl in der Brust, korrelierten nicht mit den erhöhten Serumkonzentrationen von Malondialdehyd und von Nitrit und Nitrat. Die Studie wurde von September bis Dezember 2002 durchgeführt. Es werden keine Angaben zur Expositionshöhe oder Expositionsdauer gemacht (Arbak et al. 2004).

In einer Fall-Kontrollstudie ergab sich bei Eisenbahnmitarbeitern (Ingenieur, Zugführer) nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen ein erhöhtes Risiko an einer chronisch obstruktiven Lungenerkrankung zu versterben. Das relative Risiko nahm mit der Dauer der Exposition zu und war bei den am längsten Exponierten statistisch signifikant erhöht (0–10 Jahre, 48 Fälle: RR 0,75 KI: 0,51–1,1; 11–15 Jahre, 59 Fälle: 1,33 KI: 0,93–1,91; > 16 Jahre, 75 Fälle: 1,61 KI: 1,12–2,3). Adjustiert wurde nach Alter, Rasse, „Healthy Worker Effect” und Raucherstatus (Hart et al. 2006).

2.1.2.2 Lungenkrebs

In Tabelle 1 und 2 sind die Ergebnisse bewertungsrelevanter Kohorten- und Fall-Kontrollstudien zum Zusammenhang zwischen dem Auftreten von Lungenkrebs und Dieselmotor-Emissionen dargestellt. Die Tabellen beruhen im Wesentlichen auf einer Zusammenstellung der Daten des WHO-Berichts 1996 und aus der Metaanalyse von Bhatia et al. 1998, neuere Studien wurden ergänzt.

Table 1. Kohortenstudien zum relativen Risiko an Lungenkrebs zu erkranken

Studie	Fälle	Exposition/Beruf	Relatives Risiko (95 %-KI)
1 Expositionsintensität von 1–6 multipliziert mit den Expositionsjahren 2 Kontrolle 3 90%-Konfidenzintervall 4 adjustiert nach Rauchern 5 adjustiert nach Asbest Exposition 6 signifikant p<0,01 ^g RR: relatives Risiko ^h SMR: Standardmortalitätsrate
Ahlberg et al. 1981	161	LKW-Fahrer	1,3 (1,1–1,6)
Schweden
Balarajan und McDowall 1988	280	LKW-Fahrer	1,59 (1,00–2,53)
England
Bender et al. 1989 USA	54	Straßenbauarbeiter	0,69 (0,52–0,9)
Boffetta et al. 1988 4		(1982–1988)
USA	18	LKW-Fahrer	1,22 (0,77–1,95)
	5	Baumaschinenfahrer	2,60 (1,12–6,06)
	14	Eisenbahnarbeiter	1,59 (0,94–2,69)
Boffetta et al. 2001	Männer	verschiedene Berufe
Schweden	3705	niedrig	0,95 (0,9–1,0)
	1181	mittel	1,1 (1,1–1,2)
	1058	hoch	1,3 (1,3–1,4)
	Frauen
	38	niedrig	0,8 (0,58–1,1)
	13	mittel-hoch	1,1 (0,62–1,84)
Garshick et al. 1988	1694	(1959–1980)
USA		Zugpersonal/Beschäftigte in der
		Eisenbahnreparatur
		1–330 µg/m^3
		40–44 Jahre alt in 1959	1,45 (1,11–1,89)
		60–64 Jahre alt in 1959	0,99 (0,74–1,33)
		(nicht DME-exponiert)
		1–4 Jahre exponiert	1,20 (1,01–1,44)
		5–9 Jahre exponiert	1,24 (1,06–1,44)
		10–14 Jahre exponiert	1,32 (1,13–1,56)
		≥ 15 Jahre exponiert	1,72 (1,27–2,33)
Garshick et al. 2004		(1959–1996)
USA		Zugführer und Ingenieure
	884	40–44 Jahre alt in 1959	1,49 (1,3–1,7)
	732	45–49 Jahre alt in 1959	1,37 (1,18–1,58)
	456	50–54 Jahre alt in 1959	1,39 (1,18–1,64)
	286	55–59 Jahre alt in 1959	1,34 (1,09–1,64)
	121	60–64 Jahre alt in 1959	0,99 (0,75–1,3)
Gustafsson et al. 1986		(1961–1980)
Schweden		Hafenarbeiter
	86	Neuerkrankungen	1,68 (1,36–2,07)
	70	Verstorbene an Lungenkrebs	SMR:
			1,32 (1,05–1,66)
Emmelin et al. 1993	50	Hafenarbeiter
Schweden		Exposition:
(eingebettete Fall-		niedrig	1,0
Kontrollstudie)		mittel	2,7 (0,6–11,3)
		hoch	6,8 (1,3–4,9)
		Raucher:
		niedrig (10 Fälle)	3,7 (0,9–14,6)
		mittel (17 Fälle)	10,7 (1,5–78,4)
		hoch (17 Fälle)	28,9 (3,5–240)
		Nichtraucher:
		niedrig	1,0
		mittel (2 Fälle)	1,6 (0,2–12,5)
		hoch (2 Fälle)	2,9 (0,2–39)
Guberan et al. 1992	77	Berufskraftfahrer	1,5 (1,23–1,81)
Schweiz		(Diesel-Exposition unklar)
Gustavsson et al. 1990 5	17	(1958–1970)	SMR (gesamt)
Schweden		Busfahrer/Beschäftigte in	1,22 (0,71–1,96)
		Buswerkstätten
		0,3–1,4 mg/m^3 (Gesamtstaub)
		0–101	1,02
		10–20	1,27 (0,21–7,72)
		20–30	1,56 (0,34–7,16)
		> 30	2,63 (0,74–9,42)
Hansen 1993	76	LKW-Fahrer	1,6 (1,26–2,0)
Dänemark
Howe et al. 1983		Eisenbahner
Kanada	933 297	gesamt wahrscheinlich exponiert	1,06 (0,99–1,13) 1,35
Jakobsson et al. 1997 4	144	LKW-Fahrer im Nahbereich	1,2 (1,0–1,4)
Schweden	304	LKW-Fahrer im Fernbereich	1,1 (0,9–1,2)
Magnani et al. 1988	379	Job-Exposure-Matrix	0,97 (0,94–0,99)
England
Menck und Henderson	109	LKW-Fahrer	1,65 (1,35–1,99)
1976
USA
Nokso-Koivisto und		Eisenbahnarbeiter
Pukkala 1994	6	0–14 Jahre exponiert	1,02 (0,37–2,22)
Finnland	43	15–29 Jahre exponiert	0,73 (0,53–0,97)
	187	> 30 Jahre exponiert	0,89 (0,77–1,02)
Raffle 1957	30	Busfahrer	1,4 (0,94–2,02)
England
Rafnsson und	24	(1951–1988)
Gunnarsdottir 1991		LKW-Fahrer	SMR:
Island		< 2 Jahre exponiert	2,7 (0,74–6,92)
		2–10 Jahre exponiert	2,46 (0,99–5,08)
		11–30 Jahre exponiert	0,68 (0,01–3,76)
		> 30 Jahre exponiert	2,32 (0,85–5,04)
Rushton et al. 1983	102	(1967–1975)
England		Busmechaniker (gesamt)	1,01 (0,82–1,22)
		Hilfarbeiter	1,33 (0,98–1,76)
Säverin et al. 1999 4	38	(1970–1994)
Deutschland		Bergleute aus dem Kalibergbau	2,2 (0,8–6,0)3
		Konzentration des Gesamtkohlen-
		stoffs im Feinstaub 1992
		0,12 mg/m^3 (Werkstatt)
		0,23 mg/m^3 (Wartung),
		0,39 mg/m^3 (Gewinnung)
		Bereich: 0,038–1,28 mg/m^3
Wong et al. 1985	309	(1967–1978)
USA		Baumaschinenfahrer	SMR:
		gesamt	0,99 (0,88–1,1)
		< 5 Jahre exponiert	0,456(k.A.)
		5–9 Jahre exponiert	0,74 (k.A.)
		10–14 Jahre exponiert	1,08 (k.A.)
		15–19 Jahre exponiert	1,02 (k.A.)
		> 20 Jahre exponiert	1,07 (0,92–1,25)

Table 2. Fall-Kontrollstudien zum relativen Risiko an Lungenkrebs zu erkranken

Studie	Fälle/ Kontrollen	Exposition/Beruf Expositionszeitraum	relatives Risiko (95%-KI)
1 90% Konfidenzintervall 2 adjustiert nach Rauchen ^c ^3) adjustiert nach Asbestexposition ^d ^4) adjustiert nach Alkoholkonsum ^e ^5) adjustiert nach Sozialstatus 6 p<0,05, zweiseitiger Test
Benhamou et al.	128/167	Berufskraftfahrer	1,42 (1,07–1,89)
1988^2),4)	157/224	Baumaschinenführer	1,35 (1,05–1,75)
Frankreich 1976–1980	65/96	Mechaniker	1,06 (0,73–1,54)
Boffetta et al. 1990^2), 3)	210/324	wahrscheinliche Exposition im Beruf	0,95 (0,78–1,16)
USA 1977–1987	240/473	mögliche Exposition im Beruf	0,92 (0,76–1,1)
	114/176	LKW-Fahrer	0,88 (0,67–1,15)
Brüske-Hohlfeld et al.	534/337	Berufskraftfahrer	1,25 (1,05–1,47)
1999^2),3)	99/60	andere Verkehrsberufe	1,53 (1,04–2,24)
Deutschland	81/32 52/36	Maschinisten	2,31 (1,44–3,7)
		Traktoristen	1,29 (0,78–2,14)
Brüske-Hohlfeld et al.		Berufskraftfahrer und Maschinisten
2000^2), 3)		nach geschätzter kumulativer
Deutschland		Belastungshöhe:
	2816/3123	nicht exponiert	1
	208/158	1. Terzil	1,29 (1,01–1,65)
	229/138	2. Terzil	1,32 (1,03–1,70)
	245/122	3. Terzil	1,71 (1,33–2,22)
Coggon et al. 1984	172/281	Totenscheinauswertung	gesamt:
England	32/57	Exposition nicht genauer definiert	1,3 (1,0–1,6)
			hohe Exposition
			1,1 (0,7–1,8)
Damber und Larsson		Berufskraftfahrer	nicht adjustiert
1985	63/95	1–10 Jahre	1,36 (0,97–1,91)
Schweden	43/60	10–20 Jahre	1,47 (0,97–2,2)
	33/42	> 20 Jahre	1,61 (1,01–2,57)
		LKW-Fahrer
	35/57	1–10 Jahre	1,26 (0,81–1,95)
	26/32	10–20 Jahre	0,98 (0,98–2,81)
	20/24	> 20 Jahre	0,94 (0,94–3,1)
Damber und Larsson		Berufskraftfahrer
19872	64/44	> 1 Jahr	1,0 (0,7–1,6)
Schweden	33/20	> 20 Jahre	1,1 (0,6–2,2)
Garshick et al. 1987^2),3)	1256/	Eisenbahnarbeiter
USA 1959–1982	2385	(87–322 µg/m^3)
		Arbeiter <65 Jahre alt:
		0–4 Jahre	1,0
		5–19 Jahre	1,02 (0,72–1,45)
		> 20 Jahre	1,41 (1,06–1,88)
		Arbeiter > 65 Jahre alt:
		5–19 Jahre	0,95 (0,79–1,13)
		> 20 Jahre	0,94 (0,56–1,59)
Gustavsson et al. 2000 2	180–200/842	Busfahrer, LKW-Fahrer, Mechaniker,
Schweden		Baumaschinenarbeiter, Gabelstapler
		0–9 Jahre	0,76 (0,51–1,13)
		10–29 Jahre	1,21 (0,88–1,65)
		> 30 Jahre	1,38 (0,97–1,97)
Hall und Wynder	45/24	Busfahrer, LKW-Fahrer,	1,4 (0,8–2,4)
1984^2),5)		Eisenbahnarbeiter, Mechaniker
USA		schwerer Maschinen
Hayes et al. 1989 2	1444/1893	LKW-Fahrer	1,5 (1,1–2,0)
USA		(Exposition unklar)
		Mechaniker	2,1 (0,9–5,2)
Jöckel et al. 1998^2),3)	72/44	Mechaniker	1,27 (0,82–1,96)
Deutschland	18/16	< 3 Jahre	0,94 (0,44–2,05)
	21/14	3–10 Jahre	0,83 (0,39–1,73)
	33/14	> 10 Jahre	2,326(1,12–4,8)
	396/292	LKW-Fahrer	1,486(1,18–1,86)
	94/87	< 3 Jahre	1,23 (0,86–1,76)
	99/78	3–10 Jahre	1,37 (0,94–2,01)
	203/127	> 10 Jahre	1,726(1,29–2,31)
Parent et al. 2006	74/25	> 5 Jahre	1,6 (0,9–2,8)^2),3),5)
Kanada
Richiardi et al.	159/196		0,95 (0,72–1,26)
2006^2),5)	47/67	< 6,5 Jahre	0,83 (0,53–1,29)
Italien	59/66 53/63	6,5–19 Jahre > 20 Jahre	1,02 (0,67–1,54) 1,01 (0,65–1,57)
Siemiatycki et al.	81/k.A.	Expositionsdauer und -höhe unklar	1,2 (0,9–1,6)1
1988^2),5)	(Plattenepithel
Kanada	karzinome)
Steenland et al.	996/1085	LKW-Fahrer:
1990^2),3)		Langstreckentransport	1,27 (0,83–1,93)
USA		Kurzstreckentransport	1,31 (0,81–2,11)
		1–24 Jahre	1,27 (0,72–2,27)
		25–34 Jahre	1,26 (0,74–2,16)
		> 35 Jahre	1,89 (1,04–3,42)
		Mechaniker (gesamt)	1,69 (0,92–3,09)
		1–24 Jahre	1,69 (0,61–4,67
		25–34 Jahre	1,39 (0,63–3,07)
		> 35 Jahre	1,09 (0,44–2,66)
Steenland et al. 1998	Siehe	Beschäftigte im LKW-Transport
	Steenland et al. 1990	Kumulative Exposition [µg/m^3 pro Jahr elementarer Kohlenstoff]
		0–174	1,2 (0,79–1,81)
		174–268	1,16 (0,77–1,75)
		268–360	1,39 (0,91–2,11)
		> 360	1,72 (1,11–2,64)
Swanson et al. 1993 2	121/31	LKW-Fahrer	2,5 (1,1–4,4)
Burns und Swanson 1991	40/15	Eisenbahnarbeiter	2,4 (1,1–5,1)
USA

Bei der Durchsicht der einzelnen Studien wurden folgende Studien für nicht bewertungsrelevant erachtet: Edling et al. 1987 (zu kleine Fallzahl < 10), Lerchen et al. 1987 (zu kleine Fallzahl < 10), Howe et al. 1983 (Mischexposition mit Kohlengrubenstaub, nicht adjustiert nach Rauchen, Expositionsdauer unklar), Gustafsson et al. 1986 (unklar, ob Exposition bei Hafenarbeitern vorlag), Kaplan 1959 und Milne et al. 1983

(Expositionszeit zu kurz), Buiatti et al. 1985 (Expositionsangabe zu ungenau), Leupker und Smith 1978 und Waller 1981 (Untersuchung basiert jeweils nur auf aktiven Arbeitern, „Selection Bias”). Studien aus dem Bergbau wurden aufgrund von Mischexpositionen gegen Grubenstaub und Quarz nicht zur Bewertung herangezogen. Ausreichende Angaben zur Expositionsermittlung liegen, wenn überhaupt, nur bezüglich der Expositionsdauer, nicht bezüglich der Expositionshöhe vor. Deshalb wird in den folgenden Ausführungen auf den Begriff der Dosis-Wirkungsbeziehung verzichtet und stattdessen von Expositions-Wirkungsbeziehung gesprochen.

2.1.2.3 Kohortenstudien

Die bewertungsrelevanten Kohortenstudien sind in Tabelle 1 dargestellt.

In den Studien von Boffetta et al. 1988 und Rushton et al. 1983 wurde kein signifikant erhöhtes Lungenkrebsrisiko für die untersuchten Berufsgruppen Lkw-Fahrer, Baumaschinenfahrer, Straßenarbeiter und Busmechaniker beobachtet. Die Fallzahl bei Boffetta et al. 1988 ist klein (Aussagekraft eingeschränkt), jedoch wurde nach Rauchen adjustiert. Bei Boffetta et al. 1988 wird angegeben, dass ein Verdacht auf Assoziation zwischen Lungenkrebs und der Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen aufgrund des erhöhten relativen Risikos nicht ausgeschlossen werden kann.

In der Studie von Jakobsson et al. 1997 wurde für Lkw-Fahrer im Nah- und Fernbereich ein geringfügig erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko angegeben, das für Lkw-Fahrer im Nahbereich statistisch signifikant war.

Auch die eingebettete Fall-Kontrollstudie von Emmelin et al. 1993 ist trotz einer Expositionsabschätzung zur Bewertung ungeeignet, da die Fallzahlen in den unterschiedlichen Expositionsgruppen zu klein sind.

In anderen Studien wurde ein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko für Hafenarbeiter und LKW-Fahrer beobachtet (Ahlberg et al. 1981; Hansen 1993; Menck und Henderson 1976). In allen drei Studien wurde nicht nach Rauchen adjustiert, und eine Expositions-Wirkungsbeziehung wurde nicht untersucht.

2.1.2.3.1 Expositions-Wirkungsbeziehung

Die Studie von Garshick et al. 1988 ist aufgrund ihrer Kohortengröße und Expositionsdauer für die Bewertung von Dieselmotor-Emissionen relevant und wird deshalb im Folgenden ausführlich beschrieben. Untersucht wurde das relative Lungenkrebsrisiko in einer Kohorte von 55407 weißen, männlichen, gegen Dieselmotor-Emissionen exponierten Eisenbahnarbeitern, die 1959 40–64 Jahre alt waren und ihre Arbeit 10- 20 Jahre vorher aufgenommen hatten. Die Kohorte wurde bis Ende 1980 begleitet und Todesursachenbescheinigungen konnten für 88% der 19396 Todesfälle erhoben werden: Todesursache war für 1694 Personen Lungenkrebs. Durch die Altersversorgung der Eisenbahner (U. S. Railroad Retirement Board) standen Jobbezeichnungen auf Jahresbasis von 1959 bis zur Berentung oder zum Tod zur Verfügung. Diese Angaben wurden als Index für die Dieselmotor-Emissionen-Exposition genutzt. Direkt standardisierte Raten und das „Proportional Hazards Model” wurden eingesetzt, um das relative Risiko für Lungenkrebs im Zusammenhang mit einer Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen am Arbeitsplatz beginnend im Jahr 1959 zu berechnen. Ein relatives Risiko für Lungenkrebs von 1,45 (95% KI: 1,11–1,89) bestand für Arbeiter, die 1959 40–44 Jahre alt waren und damit zur Gruppe mit der längstmöglichen Dauer für eine Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen gehörten. Detaillierte Angaben zum Rauchverhalten lagen nicht vor. Das untersuchte Rauchverhalten in den Jahren 1981/82 wurde für den gesamten Zeitraum der Studie angenommen. Bei der Zusammenstellung der Kohorte wurde auf eine möglichst niedrige Asbestexposition geachtet. Wurden Arbeiter mit möglicher Asbestexposition aus der Analyse ausgeschlossen, zeigte sich ein ähnlich erhöhtes Risiko. Das höchste relative Risiko hatten diejenigen Arbeiter der Kohorte, die 20 Jahre und mehr gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert waren. Innerhalb des Studienzeitraums wurden aber keine quantitativen Daten zur Exposition erhoben. Die individuelle Exposition vor 1959 ist nur durch spärliche qualitative Daten belegt, und es gibt keine Aussage zur Variation der Exposition nach Ort und Jahreszeit sowie über den gesamten zeitlichen Rahmen. Die Bedeutung gleichzeitiger Exposition (z. B. gegen Schmierstoffe, Staub, andere Dämpfe, Asbest und Zigarettenrauch) wurde nicht tiefergehend analysiert. Die Expositionsdaten zu Dieselmotor-Emissionen sind nur für eine grobe kategorielle Einteilung nach Berufsbezeichnung geeignet. Andere Maßzahlen wie Dauer der Beschäftigung mit einer bestimmten Berufsbezeichnung, Intensität der Exposition [µg/m³] und Lebenszeitexposition ([µg//m³]*Jahre) sind nicht ausreichend für eine quantitative Expositions-Wirkungs-Analyse. Die Evidenz für einen positiven Zusammenhang zwischen Lungenkrebs und kumulativer DieselmotorEmissionen-Exposition beruht ausschließlich auf den unterschiedlichen relativen Risiken für verschiedene Berufskategorien. Zugpersonal (mit höherer Exposition) hat ein erhöhtes relatives Risiko im Vergleich zu Büroangestellten (mit niedriger oder fehlender Exposition). Innerhalb einer Berufsbezeichnung ist der Zusammenhang zwischen dem relativen Lungenkrebsrisiko und der Dauer der Beschäftigung jedoch negativ. Auch wenn die geschätzten Expositionshöhen nicht korrekt sind, würde man für die exponierte Gruppe einen positiven Trend in Abhängigkeit von der Beschäftigungsdauer erwarten. Dies ist als ein starker Hinweis auf einen systematischen Fehler zu werten.

Folgende Faktoren können diesen negativen Zusammenhang zwischen der Dauer der Beschäftigung und der Lungenkrebsinzidenz möglicherweise erklären: ein Bias, der durch differentielle Fehlklassifikation der Exposition innerhalb und zwischen den Berufsbezeichnungen eingeführt wurde, unvollständige Sicherung der Todesursache Lungenkrebs, Informationsmangel bezüglich anderer beruflicher Expositionen und Luftverschmutzung, ein „Healthy Worker Survivor Effect”, Confounding durch Rauchen, die Analyse des relativen statt des absoluten Risikos (HEI 1999).

In den Studien von Crump et al. 1991 und 1999 wurde eine Reanalyse der Daten von Garshick et al. 1988 durchgeführt. Dieser Reanalyse lagen Expositionsdaten der „Industrial Hygiene Studies” (Hammond et al. 1988; Woskie et al. 1988a, 1988b) zugrunde. Unterschiedliche Analysen wurden aufgrund der Informationen zur Partikelkonzentration, unter Berücksichtigung der klimatischen Bedingungen, des Alters, des Kalenderjahres und der Berufskategorien bezüglich einer Expositions-Wirkungsbeziehung vorgenommen. Die Mehrzahl der Modelle ergab eine inverse Beziehung zwischen der Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen und dem relativen Risiko, an Lungenkrebs zu versterben. Weiterhin wurde darauf hingewiesen, dass die Nachbeobachtung in den Jahren von 1976 bis 1980 unvollständig sei, was von Garshick auch bestätigt wurde. In einer neuen Analyse wird von Garshick der Schluss gezogen, dass in allen vier Expositionsgruppen das relative Risiko erhöht war, jedoch eine Expositions-Wirkungsbeziehung nicht zu erkennen ist (HEI 1999).

In einer weiteren Reanalyse der Studie von Garshick et al. 1988 wurde indirekt retrospektiv nach Rauchen adjustiert. Hierzu wurden Exponierte und deren Angehörige befragt und berufsspezifische Informationen zum Zigarettenkonsum verwendet. Man ging davon aus, dass sich das Rauchverhalten in den einzelnen Berufsgruppen über die Jahre nicht geändert hat. Unter Berücksichtigung der Adjustierung nach Rauchen sank in jeder Berufsgruppe der am längsten Exponierten das relative Lungenkrebsrisiko um 4–12%. Eine Expositions-Wirkungsbeziehung ließ sich nach der Adjustierung nach Rauchen nicht mehr ableiten (Larkin et al. 2000).

Eine weitere Reanalyse der Studie von Garshick et al. 1988 verwendete eine verbesserte statistische Auswertung und ein 7-Stufenmodell zur besseren Expositionsabschätzung. Die Autoren kamen zu dem Ergebnis, dass sich eine positive Expositions-Wirkungsbeziehung aus den Daten der Studie von Garshick et al. 1988 ableiten lässt (Dawson und Alexeeff 2001). Dieses Ergebnis wurde von Crump 2001 in Frage gestellt, da ihm die Annahmen für dieses Modell so nicht pausibel erschienen. In einer weiteren Follow-up-Studie der Garshick-Studie bis 1996 von Garshick (2004) selbst wird festgestellt, dass zwar die am längsten exponierte Gruppe der Zugführer und Ingenieure ein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko hatten, eine Expositions-Wirkungsbeziehung sich jedoch nicht nachweisen ließ. Als Hauptgründe gibt der Autor dafür den „Healthy Worker Effect”, die fehlende Information bezüglich veränderter Expositionssituationen und bezüglich des Beitrags der Belastung aus der Kohleverbrennug, bevor Diesel als Kraftstoff eingesetzt wurde, an (Garshick et al. 2004). Auch eine weitere Reanalyse mit verbesserter Expositionsabschätzung und unter Berücksichtigung des Einstellungsjahres, vor oder nach 1945 (Umstellung von Dampf- auf Diesellokomotiven in den USA) bestätigte, dass sich keine Expositions-Wirkungsbeziehung nachweisen lässt (Laden et al. 2006). In einer weiteren Publikation wurde der Einfluss des Rauchverhaltens berücksichtigt (Garshick et al. 2006). Hierzu wurden aus einer unabhängigen Fall-Kontrollstudie, in der die Rauchgewohnheiten vorlagen, die Daten nach Alter und Geburt auf die Kohorte der Eisenbahnarbeiter übertragen. Es lagen Daten zum Rauchverhalten von 2470 Männern, und zwar ausschliesslich von Verstorbenen, vor. Daher wurden aus der Kohortenstudie mit ca. 55000 Beschäftigten lediglich die ca. 40000 Verstorbenen berücksichtigt. Das relative Lungenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen von 1,33 ohne Berücksichtigung des Rauchverhaltens verringerte sich auf einen Wert von 1,2 (95% KI: 1,11–1,3) bei zusätzlicher Verwendung der Angaben zum Rauchverhalten.

Die relativen Risiken konnten durch die Berücksichtigung des Rauchverhaltens reduziert werden. Sie sind aber weiterhin erhöht. Problematisch ist der fehlende Nachweis einer Dosis-Wirkungsbeziehung. Diese Analysen sind aufgrund fehlender Expositionsangaben der Lokomotivführer nicht möglich.

Die folgenden Studien wurden bei der Bewertung berücksichtigt, spielen jedoch aufgrund der wesentlich geringeren Fallzahlen nur eine untergeordnete Rolle.

In der Studie von Rafnsson und Gunnarsdottir 1991 wurden bei LKW-Fahrern deutlich erhöhte standardisierte Mortalitätsratios beobachtet, diese waren aber nicht signifikant. Keine Zunahme der standardisierten Mortalitätsratios wurde mit der Expositionsdauer beobachtet, deshalb wurde von den Autoren diese Studie als negativ bewertet. Die Studie von Wong et al. 1985 stützt dieses Ergebnis, es wurde ebenfalls keine signifikante Erhöhung der standardisierten Mortalitätsratio mit der Expositionsdauer beobachtet.

Dagegen wird in der Studie von Gustavsson et al. 1990 eine Zunahme der relativen Lungenkrebsrisiken bei Busfahrern und Beschäftigten in Buswerkstätten mit Zunahme der Exposition (Expositionsindex: angenommene Expositionshöhe multipliziert mit der Expositionsdauer) gegen Dieselmotor-Emissionen beobachtet, die aber nicht signifikant war. Die Autoren geben jedoch an, dass die erhöhten relativen Risiken von 1,56 (mittlere Expositionsgruppe) und 2,63 (höchste Expositionsgruppe) nicht durch das Rauchen allein erklärbar sind. Aufgrund der niedrigen Fallzahlen in den einzelnen Expositionsgruppen mit zwei, drei und zehn Fällen ist ein signifikantes Ergebnis nicht zu erwarten, und es kann aus dieser Studie keine eindeutige Aussage zum relativen Lungenkrebsrisiko getroffen werden.

Eine in Deutschland durchgeführte Kohortenstudie umfasste 5536 Bergleute aus dem Kalibergbau, die ab 1970 unter Tage gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert waren. Die Daten der Kohorte stützten sich auf Akten der routinemäßig durchgeführten Vorsorgeuntersuchungen und auf Interviews. Zur Bewertung der Exposition wurden Messungen der Konzentration des Gesamtkohlenstoffs im Feinstaub der Atemluft genutzt, die nachträglich an Arbeitsplätzen mit vergleichbaren Expositionsbedingungen durchgeführt wurden. Insgesamt starben 424 Personen, davon 38 an Lungenkrebs. Aus der Berechnung der standardisierten Mortalitätsverhältnisse ergab sich, dass die Mortalität in der gesamten Kohorte nur etwa halb so groß war wie in der männlichen Bevölkerung. Das galt nicht nur für alle Todesursachen zusammen, sondern in eingeschränktem Maße auch für Krebs- und speziell für Lungenkrebserkrankungen. Um diesen ausgeprägten „Healthy Worker Effect” zu begrenzen, wurde innerhalb der Kohorte ein Vergleich zwischen hoch-exponierten Gewinnungsarbeitern mit gering exponierten Wartungsarbeitern vorgenommen. Das relative Lungenkrebsrisiko betrug 2,2 (95% KI: 0,8–6,0) für die hoch-exponierten. Für eine 20-jährige Tätigkeit in der höchsten Expositionskategorie ergab die Cox-Regression ein relatives Risiko von 1,2 (95% KI: 0,4–3,5). Wie die breiten Konfidenzintervalle zeigen, ist die Schätzung des Risikos aufgrund der geringen Zahl von 38 Lungenkrebsfällen mit recht großer Unsicherheit behaftet. Die Erfassung der Todesfälle soll daher fortgesetzt werden (Säverin et al. 1999).

2.1.2.4 Fall-Kontrollstudien

In Tabelle 2 sind alle bewertungsrelevanten Fall-Kontrollstudien dargestellt.

Die Studie von Coggon et al. 1984 ist nur eingeschränkt zur Bewertung heranzuziehen, da nur Exponierte herangezogen wurden, die im Alter von unter 40 Jahren verstorben waren. Folglich kann die Exposition höchstens 20 Jahre betragen haben. Eine Adjustierung nach dem Rauchverhalten erfolgte nicht. Insgesamt ergab sich ein gering signifikant erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko von 1,3, jedoch nahm in der am längsten exponierten Gruppe das relative Risiko ab und war auch nicht mehr signifikant.

Die Studien von Benhamou et al. 1988 und Siemiatycki et al. 1988 belegen zwar einen signifikanten Anstieg des relativen Lungenkrebskrisikos, jedoch wurden in beiden Studien keine genauen Angaben über die Frage der Expositionsdauer und ob eine Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen überhaupt vorlag gemacht.

Kein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko wurde für Berufsgruppen wie LKW- und Berufskraftfahrer nach Adjustierung für Rauchen (Damber und Larsson 1985) und für Bus- oder Baumaschinenfahrer nach Adjustierung für Rauchen, Asbestexposition und schulische Ausbildung gefunden (Boffetta et al. 1990). Mit zunehmender Expositionsdauer wurde das relative Risiko sogar geringer (Damber und Larsson 1985).

Ebenso konnte in einer populationsbezogenen Studie von Richiardi et al. 2006 kein eindeutiger Zusammenhang zwischen Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen und einem erhöhten relativen Lungenkrebsrisiko sowie eine Expositions-Wirkungsbeziehung nachgewiesen werden. Auch nach Unterteilung in 9 verschiedene Berufsgruppen mit unterschiedlicher Expositionshöhe wurde kein signifikant erhöhtes Lungenkrebsrisiko festgestellt. Es wurde in der Studie nach Alter, Zigarettenkonsum und Bildungsstand adjustiert (Richiardi et al. 2006).

Ein nicht signifikant erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko von 1,4 für Busfahrer, LKW-Fahrer, Eisenbahnarbeiter und Mechaniker an schweren Maschinen wurde von Hall und Wynder 1984 beobachtet. Die Autoren bewerten jedoch die Studie als nicht ausreichend, um ein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen nachzuweisen, da die Angaben zur Expositionsdauer und zur Expositionshöhe unzureichend sind.

Bei LKW-Fahrern, die mehr als 10 Jahre exponiert waren, war das relative Lungenkrebsrisiko signifikant erhöht. Nach Rauchen wurde adjustiert, und die Autoren erläutern, dass das erhöhte Risiko sich nicht auf das Rauchen zurückführen lässt (Hayes et al. 1989).

Swanson et al. 1993 fanden für die Berufsgruppen LKW-Fahrer und Eisenbahnarbeiter ein signifikant erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko. Die Studie ist in ihrer Aussagekraft limitiert, da keine Angaben zur Exposition vorliegen.

In der gepoolten Analyse zweier Fall-Kontrollstudien zum Lungenkrebsrisiko in Westund Ostdeutschland wurden 3498 männliche Patienten mit Lungenkrebs und 3541 männliche Populationskontrollen aufgenommen. Für die Gesamtgruppe der Berufe mit Dieselmotor-Emissionen-Exposition zeigte sich ein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko mit einem hohen Odds Ratio von 1,91, welches nach Adjustierung für Rauchen und Asbestexposition auf 1,43 (95%-KI: 1,23–1,67) zurückging. Die größte Einzelgruppe stellten die Berufskraftfahrer (u. a. LKW-Fahrer, Busfahrer, Taxifahrer) dar mit einem OR von 1,25 (95%-KI 1,05–1,47). Exponierte gegen Dieselmotor-Emissionen in anderen Verkehrsberufen (u. a. Diesellokführer, Rangierer, Gabelstaplerfahrer) wiesen ein erhöhtes OR von 1,53 (95%-KI: 1,04–2,24) auf. Die am deutlichsten ausgeprägten relativen Risiken wurden für Maschinisten (u.a. Fahrer von Planierraupen, Baggern, Walzen und anderen Erdbewegungsmaschinen, Baumaschinenführer, Maschinenwärter) beobachtet (OR: 2,31; 95%-KI: 1,44–3,70). Bei Traktorfahrern war mit zunehmender Dauer der Tätigkeit ein Anstieg des relativen Risikos zu verzeichnen, das bei einer Exposition von länger als 30 Jahren bei einem OR von 6,81 lag (95%-CI: 1,17–39,51). Alle angegeben relativen Risiken waren für Rauchen und Asbest adjustiert (Brüske-Hohlfeld et al. 1999).

2.1.2.4.1 Expositions-Wirkungsbeziehung

Für Eisenbahnarbeiter, die unter 65 Jahre alt und über 20 Jahre exponiert waren, wurde ein signifikant erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko gefunden, für die Expositionsdauer von 5–19 Jahren oder für Arbeiter über 65 Jahre in beiden Expositionskategorien dagegen nicht (Garshick et al. 1987). Die Autoren weisen darauf hin, dass nur 3% der über 65 Jahre alten Arbeiter 20 Jahre oder länger gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert waren, bedingt dadurch, dass Dieselloks in Amerika erst Ende der 50er Jahre flächendeckend eingeführt wurden.

Hinweise auf eine Expositions-Wirkungsbeziehung gibt auch die Studie von Gustavsson et al. 2000. Nach Auswertung der Ergebnisse nach Dauer der Exposition nahm das relative Risiko, an Lungenkrebs zu erkranken, zu, allerdings statistisch nicht signifikant. Erfolgte eine Auswertung nach µg Stickstoffdioxid/m³ oder mg-Jahre/m³ (kumulative Exposition: Produkt aus der Intensität, der Wahrscheinlichkeit und der Dauer der Exposition) waren die relativen Risiken nicht erhöht.

Aufbauend auf den Daten der oben zitierten Studie (Brüske-Hohlfeld et al. 1999) war das Ziel einer weiteren Untersuchung (Brüske-Hohlfeld et al. 2000) die retrospektive quantitative Abschätzung der Expositionshöhe gegen Dieselmotor-Emissionen für verschiedene Berufsgruppen mit Hilfe einer berufsübergreifenden Job-Exposure-Matrix (JEM) und eine erneute Risikoberechnung unter Verwendung der JEM. Bezogen auf die kumulative Exposition stieg das relative Risiko einer Lungenkrebserkrankung pro geschätztem Dieselrußjahr um 13% (95% KI: 4%-23%) für alle Dieselmotor-Emissionen-exponierten Berufe zusammengefasst, bzw. um 53% (95% KI: 13%-106%) für Berufskraftfahrer und 11% (95% KI: 1%-21%) für andere Dieselmotor-Emissionenexponierte Berufe. Ein Dieselrußjahr entspricht dabei der Exposition gegen eine geschätzte Gesamtkohlenstoffkonzentration von 1 mg/m³ · Jahr. Diese Risikokoeffizienten sollten mit aller Vorsicht interpretiert werden. Da Messwerte von Gesamtkohlenstoff und elementarem Kohlenstoff für die meisten Arbeitsbereiche fehlen, beruhen die zugrundeliegenden Annahmen der Job-Exposure-Matrix auf Abschätzungen und konnten nicht anhand spezifischer Arbeitsplatzmessungen validiert werden (Brüske-Hohlfeld et al. 2000).

Die Fall-Kontrollstudie von Jöckel et al. 1998 enthält zusätzliche Informationen zur Möglichkeit der Stundenermittlung bei beruflicher Kraftfahrzeugbenutzung und Angaben zur Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen in Lagerhallen. Für LKW-Fahrer insgesamt war das relative Lungenkrebsrisiko statistisch signifikant erhöht, für Mechaniker zwar erhöht, aber nicht statistisch signifikant. Erfolgte die Auswertung nach Expositionstunden, so war das Lungenkrebsrisiko für LKW-Fahrer, die < 10 000 Stunden exponiert waren, nicht signifikant mit 1,31 und für > 10 000 Stunden signifikant mit 1,88 (1,27–2,8) erhöht. Bei LKW-Fahrern ergab sich eine Zunahme des relativen Lungenkrebsrisikos mit der Dauer der Exposition in Jahren (siehe Tabelle 2). In der am längsten exponierten Gruppe war es statistisch signifikant, was auf eine Expositions-Wirkungsbeziehung hinweist. Die Autoren geben an, dass auch nach Adjustierung für Rauchen und Asbestexposition ein signifikant erhöhtes Lungenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen vorlag, das nicht durch andere Störgrößen erklärt werden kann (Jöckel et al. 1998).

Von besonderem Gewicht ist die Fall-Kontroll-Studie von Steenland et al. 1990. Fälle und Kontrollen wurden aus den 10 699 Männern gewählt, die, nachdem sie einen Rentenantrag bei der Teamsters Union gestellt hatten, zwischen 1982 und 1983 verstorben waren. Für 98% der Personen konnte eine Todesbescheinigung eingeholt werden. Insgesamt wurden 1288 Lungenkarzinomfälle identifiziert. Als Kontrolle wurde jeder 6. Todesfall genommen, mit Ausnahme der Diagnosen: Lungenkarzinom, Blasenkarzinom und Verkehrsunfall. Der nächste Verwandte des Falles bzw. der Kontrollperson erhielt einen detaillierten Fragebogen zur Berufsanamnese, Asbestexposition, Rauchen und Ernährung. Die Antwortrate betrug 81%. Fehlende Antworten waren im Wesentlichen darauf zurückzuführen, dass der nächste Verwandte nicht ausfindig gemacht werden konnte. Für die Analyse verblieben 994 Lungenkarzinomfälle und 1085 Kontrollen. Eine statistisch signifikante Risikoerhöhung ergab sich für Langzeitfahrer von Diesel-LKW (OR: 1,89; 95%KI: 1,04–3,42), die länger als 35 Jahre exponiert waren. Für die anderen Berufskategorien war das Risiko, an Lungenkrebs zu erkranken, erhöht, aber nicht statistisch signifikant. Auffällig ist, dass für Mechaniker, die länger als 35 Jahre exponiert waren, das relative Risiko deutlich geringer war, als für Mechaniker die weniger als 35 Jahre in diesem Beruf beschäftigt waren, obwohl man davon ausgeht, dass Mechaniker höheren Konzentrationen an Dieselmotor-Emissionen ausgesetzt sind als LKW-Fahrer. Eine eindeutige Expositions-Wirkungsbeziehung lässt sich aus dieser Studie für keine Jobkategorie ableiten.

Aufbauend auf dieser Fall-Kontroll-Studie wurde von Steenland et al. 1998 eine Analyse zur Expositions-Wirkungsbeziehung vorgenommen. Als Marker für die Dieselmotor-Emissionen-Exposition wurde elementarer Kohlenstoff mit einem aerodynamischen Durchmesser <1µm [EC₁] ausgewählt. Dieser Marker ist sensitiver und spezifischer als „Respirable-Sized-Particles (RSP)”. Trotzdem sind einige Beschränkungen zu berücksichtigen, zum Beispiel, dass der Beitrag von Dieselmotor-Emissionen zum EC₁ über die Zeit nicht konstant war.

Die Industrial-Hygiene-Studie (Zaebst et al. 1991), die auf der Fall-Kontrollstudie von Steenland et al. 1990 basiert, konnte einen Expositionsbereich für verschiedene Berufsbezeichnungen definieren, aber einige Faktoren wurden nicht berücksichtigt: Variationen von Ort zu Ort, jahreszeitliche Schwankungen, gleichzeitige Exposition gegen andere Stoffe, historische Partikelkonzentrationen in der Umgebungsluft, intraund interindividuelle Unterschiede. Die Abschätzung der historischen Exposition muss die Messwerte von Dieselfahrzeugen, die gegenwärtig im Gebrauch sind, berücksichtigen und den Zeitpunkt der Umstellung auf Dieselfahrzeuge erfassen. Alternativen zu den gefahrenen Meilen pro Fahrzeug und regionale historische Messwerte zur Umweltverschmutzung werden benötigt. Unter Berücksichtigung der Exposition in der Vergangenheit wurde bei allen Analysen ein signifikant positiver Trend zwischen dem relativen Lungenkrebsrisiko und der kumulativen Exposition festgestellt (Steenland et al. 1998).

In einer schwedischen Registerstudie wurde der Zusammenhang zwischen beruflicher Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen und der Krebsinzidenz verschiedener Organe untersucht. 1960 und 1970 wurden Informationen über den Beschäftigungsstatus der Bevölkerung Schwedens erhoben. Die Beobachtung bezüglich Mortalität erfolgte von 1971–1989. Für die im Jahr 1960 gegen Dieselmotor-Emissionen exponierten Männer ergab sich ein statistisch signifikant erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko von 1,1 (1,08–1,21) in der mittleren und von 1,3 (1,26–1,42) in der hohen Expositionsgruppe. Bei den exponierten Frauen wurde kein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko beobachtet. Das Hauptproblem dieser Studie liegt in der Expositionserfassung, die auf eigenen Aussagen der Beschäftigten in den Jahren 1960 und 1970 beruht. Angaben zur Expositionsdauer, zu Rauchgewohnheiten und zur Ernährung fehlen. Deshalb ist die Studie für die Bewertung des Lungenkrebsrisikos nach Exposition gegen DieselmotorEmissionen ungeeignet (Boffetta et al. 2001).

Es liegt eine weitere Fall-Kontroll-Studie aus Kanada vor (Parent et al. 2006). Es wurden 857 männliche Patienten mit Lungenkrebs mit 533 Kontrollen aus der Bevölkerung und 1349 Patienten mit anderen Tumorlokalisationen verglichen. Alle Personen wurden nach ihrer Arbeitsanamnese und den möglichen Störgrößen befragt. In Ergänzung zu bereits vorliegenden Daten aus ähnlichen Untersuchungen dieser Arbeitsgruppe wurde zum einen die Arbeitsanamnese detaillierter erfasst und zum anderen die Rauchgewohnheiten mit mehreren Faktoren beschrieben. In den Patienten mit anderen Tumorlokalisationen zeigte sich kein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko (OR: 1,0). Im Vergleich zu den Populationskontrollen wurde für die Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen insgesamt ein OR von 1,2 (95% KI: 0,8–1,8) beobachtet. Bei Begrenzung auf alle Fälle und Kontrollen mit einer „substantiellen” Exposition erhöhte sich das OR auf 1,6 (95% KI: 0,9–2,8). Bei einer Unterteilung der Exposition nach Häufigkeit, Konzentration und Dauer ergaben sich keine Hinweise auf eine Expositions-Wirkungsbeziehung. Nach Meinung der Autoren unterstützen die Ergebnisse in begrenzter Weise die Hypothese eines Zusammenhangs zwischen Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen und Lungenkrebs.

2.1.2.4.2 Metaanalysen

In einer Metaanalyse wurden 30 Studien zum relativen Lungenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen bewertet. Studien aus dem Bergbau wurden aufgrund von möglichen Störgrößen wie Radon, Arsen und Quarz nicht in die Metaanalyse mit einbezogen. Die Studien mussten folgende Kriterein erfüllen: 1. Aus den vorliegenden Informationen musste ein relatives Risiko mit Standardabweichung vorliegen oder ableitbar sein; 2. Die Latenzzeit musste wenigstens 10 Jahre betragen; 3. Es sollte kein systematischer Fehler bei der Erhebung der Fälle vorliegen; 4. Die Studien sollten unabhängig von einander sein. Aus den Studien wurden jeweils die relativen Risiken der höchsten Expositionsgruppe und der am längsten Exponierten verwendet. Wichtige Aspekte bezüglich der Heterogenität der Studien wurden in bestimmten Analyse -Methoden („Subset Analysis”) und linearer Metaregression berücksichtigt. Indikator-Variablen wurden zur Charakterisierung der Studien, für berufliche Kategorien, Referenzpopulation, Latenzzeit (10 Jahre oder nicht definiert), Expositionsdauer, Methode zur Fallerkennung, Jahr der Publikation, Ort und „Healthy Worker Effect” aufgestellt. Die Metaanalyse der Kohortenstudien ergab ein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko von 1,29 (95%-KI: 1,14–1,47), die der Fall-Kontrollstudien von 1,44 (1,33–1,56). Es ergab sich nach Berücksichtigung aller Studien ein nach dem Rauchen adjustiertes relatives Lungenkrebsrisiko von 1,47 (95%-KI: 1,29–1,67) (Lipsett und Campleman 1999).

In der Metaanalyse von Bhatia et al. 1998 wurden 29 Studien zum relativen Lungenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen bewertet. Nach Auswertung der jeweils höchsten Expositionsgruppe in den jeweiligen Studien ergab sich ein signifikant erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko von 1,33 (1,27–1,4). Auch für 16 Studien, in denen nach Rauchen adjustiert wurde, ergab sich ein statistisch signifikant erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko von 1,35 (1,22–1,49). Es konnte kein wesentlicher Unterschied zum relativen Lungenkrebsrisiko (1,33 KI: 1,25–1,41) in 13 Studien festgestellt werden, die nicht nach Rauchen adjustiert wurden. Bei der Bewertung dieser Metaanalyse ist jedoch zu beachten, dass die reevaluierten Daten der Studie von Garshick (2004, 2006) noch nicht berücksichtigt sind.

Weiterhin wurde bei der Analyse von 15 Kohortenstudien festgestellt, dass die Verwendung von einer internen im Vergleich zu einer externen Kontrollgruppe keinen Einfluss auf das erhöhte relative Lungenkrebsrisiko hatte. Die Autoren schließen aus dem Ergebnis der Metaanalyse, dass ein eindeutiger Zusammenhang zwischen dem erhöhten relativen Lungenkrebsrisiko und der Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen besteht.

Die Erfahrung zeigt, dass das Rauchverhalten bei nicht, schwach oder stark exponierten Arbeitern sehr ähnlich ist, das heißt, dass das Rauchen und die Höhe der beruflichen Exposition weitgehend voneinander unabhängig sind. Relative Risiken im Bereich von 1,5 oder 2 lassen sich nicht alleine durch Rauchen erklären. Dieses Ergebnis ergibt sich daraus, dass das Rauchverhalten nicht sehr stark innerhalb von Geschlechts-, Alters- und Zeitkategorien schwankt (Hertz-Picciotto 1995). In der Publikation von Bathia et al. 1998 werden drei Gründe angeführt, weshalb das erhöhte relative Risiko nicht durch das Rauchen bedingt ist: 1. Die gepoolten relativen Risiken für Studien, die für das Rauchen adjustiert sind, sind dieselben wie für Studien, die nicht für das Rauchen adjustiert sind. 2. In den Studien mit Informationen zum Rauchen verändert sich das relative Risiko nur wenig, wenn man die Auswertung ohne Berücksichtigung des Rauchens durchführt. 3. In Studien mit internen Vergleichspopulationen (wie bei den Kohortenstudien) ist Confounding durch Rauchen unwahrscheinlich (Tabelle 3) (Bhatia et al. 1998).

Table 3. Zusammenfassende Darstellung zum relativen Lungenkrebsrisiko (Bhatia et al. 1998)

	Anzahl der Studien	RR1	95% KI2	Hetero- genität	adjustiertes RR
1 relatives Risiko 2 Konfidenzintervall
alle Studien	29	1,33	1,27–1,40	58,0	1,24–1,44
Fall-Kontroll-Studien	14	1,33	1,21–1,47	20,5	1,18–1,51
Kohortenstudien	15	1,33	1,26–1,42	37,5	1,21–1,47
interne Vergleichsgruppe	8	1,43	1,32–1,55	11,0	1,29–1,58
externe Vergleichsgruppe	7	1,22	1,12–1,34	20,0	1,04–1,44
adjustiert nach Rauchen	16	1,35	1,22–1,49	23,4	1,20–1,52
nicht adjustiert nach Rauchen	13	1,33	1,25–1,41	34,5	1,20–1,47
Analyse nach Berufsgruppen	24	1,37	1,30–1,46	48,4	1,27–1,49
Eisenbahnarbeiter	6	1,44	1,30–1,59	5,6	1,30–1,60
Maschinenarbeiter	3	1,11	0,95–1,29	4,3	0,89–1,38
LKW-Fahrer	10	1,49	1,36–1,64	9,8	1,36–1,65
Busfahrer	5	1,24	1,07–1,43	14,8	0,93–1,64

Die in Tabelle 1 und 2 angegebenen Studien wurden auch von Cohen und Higgins 1995 bewertet. Für die Autoren ergibt sich aus der Bewertung der Studien bis 1995 eine Zunahme des relativen Lungenkrebsrisikos um 20% bis 40%, das sich nicht auf die Störgröße Rauchen oder irgendeinen anderen systematischen Fehler zurückführen lässt. Die Berechnung einer Metaanalyse erfolgte nicht.

Verschiedene internationale Organisationen bewerteten das Lungenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen. Ältere Bewertungen kamen zu dem Ergebnis, dass die epidemiologischen Studien auf ein kanzerogenes Risiko hinweisen, die Evidenz aber begrenzt ist („human evidence limited”) (IARC 1989; NIOSH 1988). Neuere Bewertungen gaben der Epidemiologie ein deutlich stärkeres Gewicht und halten die kanzerogene Wirkung von Dieselmotor-Emissionen beim Menschen für sehr wahrscheinlich, die vorliegenden Studien eignen sich aber nicht für eine quantitative Risikoabschätzung (HEI 1999; WHO 1996). Die USEPA kam ebenfalls zu dem Ergebnis, dass sich keine Expositions-Wirkungsbeziehung zwischen der Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen und Lungenkrebs ableiten lässt (USEPA 1999).

2.1.2.5 Blasenkrebs

In Tabelle 4 und 5 sind die Ergebnisse von Kohorten- und Fall-Kontrollstudien zum Zusammenhang zwischen dem Auftreten von Blasenkrebs und Dieselmotor-Emissionen dargestellt.

Table 4. Kohortenstudien zum relativen Risiko an Blasenkrebs zu erkranken oder zu versterben (Bofetta und Silverman 2001)1

Studie	Fälle	Exposition/Beruf	RR (95%-KI)
1 Alle aufgeführten Kohortenstudien sind in der Metaanalyse von Boffetta und Silverman 2001 berücksichtigt 2 JEM: Job-Exposure-Matrix: Berufe mit Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen 3 adjustiert nach Rauchern 4 Studie wird aufgrund von Mischexposition gegen Kohlengrubenstaub nicht zur Bewertung herangezogen
Boffetta et a. 2001	Männer
	2453	niedrig	0,91 (0,87–0,95)
	725	mittel	1,0 (0,95–1,11)
	491	hoch	0,91 (0,83–1,00)
	Frauen
	27	niedrig	0,82 (0,56–1,2)
	6	mittel-hoch	0,84 (0,38–1,87)
Boffetta et al. 1988	13	JEM2> 16 Jahre	1,04 (0,55–1,78)30,94 (0,32–2,51)
Gustavsson et al. 1990	4	Mechaniker in Busreparaturwerkstätten	0,66 (0,18–1,68)
Howe et al. 1983	175	Eisenbahnarbeiter	1,03 (0,88–1,2)4
Rushton et al. 1983	12	Mechaniker in Busreparaturwerkstätten	1,39 (0,72–2,43)
Schenker et al. 1984	30	Eisenbahnarbeiter	0,76 (0,15–2,21)
Soll-Johanning et al. 1998		Bus-Fahrer
	177	Männer	1,4 (1,2–1,6)
	2	Frauen	1,3 (0,2–4,7)
Wong et al. 1985	27	Mechaniker an schweren Maschinen	1,18 (0,78–1,72)
		> 20 Jahre	1,15 (0,63–1,92)

Table 5. Fall-Kontroll-Studien zum relativen Risiko an Blasenkrebs zu erkranken

Studie	Fälle	Exposition/Beruf	RR (95%-KI)
1 in der Metaanalyse von Boffetta und Silverman 2001 2 adjustiert nach Rauchern 3 JEM: Job-Exposure-Matrix: Berufe mit Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen 4 berechnet nach Boffetta und Silverman 2001
Bonassi et al. 1989 1	3	LKW-Fahrer	1,88 (0,44–8,00)
Cordier et al. 1993^1), 2)	33	Eisenbahnarbeiter	0,8 (0,49–1,3)
NIOSH 1977 1	keine genaue	LKW-Fahrer	1,67 (0,94–2,98)
	Angabe möglich	Bus-Fahrer	2,89 (0,86–9,73)
		Eisenbahnarbeiter	1,63 (0,66–4,04)
Hoar und Hoover	32	LKW-Fahrer
1985^1), 2)	9	1–4 Jahre	1,4 (0,6–3,3)
	12	5–9 Jahre	2,9 (1,2–6,7)
	11	> 10 Jahre	1,8 (0,8–4,1)
	23	JEM3	1,5 (0,9–2,6)
	5	1–19 Jahre	0,9 (0,3–2,8)
	5	20–29 Jahre	2,1 (0,5–8,6)
	6 7	30–39 Jahre > 40 Jahre	3,2 (0,8–13,7) 1,7 (0,5–5,0)
Howe et al. 1980 1	9	Eisenbahnarbeiter	9,0 (1,2–395)
	11	JEM3	2,8 (0,8–11,8)
Iscovich et al. 1987^1), 2)	20	Eisenbahnarbeiter, Fahrer	4,16 (1,82–9,53)4
Iyer et al. 1990 2	41	unterschiedliche Berufe, die gegen Dieselmotoremissionen exponiert waren	1,24 (0,77–2,0)
Jensen et al. 1987^1), 2)		LKW-/Bus-/Taxi-Fahrer	1,29 (1,05–1,59)
	11	1–9 Jahre	0,7 (0,4–1,5)
	13	10–19 Jahre	1,6 (0,8–3,4)
	9	20–29 Jahre	3,5 (1,1–11,6)
	9	> 30 Jahre	2,4 (0,9–6,6)
Kunze et al. 1992^1), 2)	51	LKW-Fahrer	1,8 (1,1–2,8)
	14	1–9 Jahre	2,1 (k.A.)
	14	10–19 Jahre	1,5 (k.A.)
	10	20–29 Jahre	1,7 (k.A.)
	13	> 30 Jahre	3,0 (k.A.)
	12	Lok-Führer	3,0 (1,0–8,8)
Porru et al. 1996 1		LKW-Fahrer, Van-Fahrer
	7	kurze Distanzen	0,5 (0,2–1,6)
	23	lange Distanzen	1,1 (0,5–2,2)
Risch et al. 1988 1	113	Eisenbahnarbeiter	1,07 (0,71–1,61)
	309	Männer (beruflich exponiert)	1,53 (1,17–2,00)
	19	Frauen (beruflich exponiert)	0,62 (0,23–1,57)
Schoenberg et al. 1984 1	70	LKW-Fahrer	1,06 (0,76–1,48)
	20	Bus-Fahrer	1,17 (0,63–2,17)
Siemiatycki et al. 1994 1		LKW-Fahrer
	22	1–10 Jahre	1,2 (0,7–1,9)
	56	> 11 Jahre	1,3 (0,8–1,5)
Silverman et al. 1983^1),2)	42	LKW-Fahrer	2,1 (1,4–4,4)
	23	< 10 Jahre	1,4 (k.A.)
	16	> 10 Jahre	5,5 (k.A.)
	6	Bus-Fahrer	1,5 (0,4–5,3)
Silverman et al. 1986^1),2)	488	LKW-Fahrer (jemals exponiert;	1,3 (1,1–1,4)
	74	k. w. A.) <5 Jahre	1,2 (k. A.)
	32	5–9 Jahre	1,4 (k. A.)
	33	10–24 Jahre	2,1 (k. A.)
	22	> 25 Jahre	2,2 (1,1–4,2)
	49	Bus-Fahrer	1,3 (0,9–1,9)
Steenland et al. 1987	6	LKW-Fahrer
		> 20 Jahre	12 (2,3–62,9)
	22	Eisenbahnarbeiter
		> 20 Jahre	2,2 (1,2–4,0)
Steineck et al. 1990 2	25	niedrige Exposition	1,3 (0,6–3,1)
		mittlere Exposition	2,2 (0,7–6,6)
		hohe Exposition	2,9 (0,3–30)
Vineis und Magnani	16	LKW-Fahrer	1,2 (0,6–2,5)
1985^1), 2)	7	Eisenbahnarbeiter	0,5 (0,2–1,4)
Wynder et al. 1985 1		beruflich exponiert	0,87 (0,47–1,58)
	10	LKW-/Bus-Fahrer	0,9 (0,4–1,9)
	2	Eisenbahnarbeiter	2,0 (0,3–11,6)
	2	Mechaniker an schweren	0,7 (0,2–3,5)
		Maschinen

Die Kohortenstudien geben insgesamt keinen Hinweis auf ein signifikant erhöhtes Blasenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen. Ein nicht statistisch signifiant erhöhtes Blasenkrebsrisiko wurde in drei Studien festgestellt, wobei bei der einen Studie die Fallzahl sehr gering war (Rushton et al. 1983) und bei der Studie von Wong et al. 1985 die Exposition sehr unklar ist. Bei der Studie von Soll-Johanning et al. 2001 bemerkten die Autoren, dass das erhöhte relative Risiko auch durch andere Faktoren bedingt sein kann, z.B. Rauchen.

In einigen Fall-Kontroll-Studien zeigte sich für die Berufsgruppe der LKW-Fahrer ein nicht statistisch signifikant erhöhtes Blasenkrebsrisiko. In Abhängigkeit von der Expositionsdauer ließ sich aus einigen Studien ein Trend für die Zunahme des relativen Bla- senkrebsrisikos feststellen (Hoar und Hoover 1985; Jensen et al. 1987; Kunze et al. 1992; Silverman et al. 1986; Steineck et al. 1990), wobei nicht immer in der Gruppe der am längsten Exponierten das höchste relative Risiko beobachtet wurde. Aufgrund der niedrigen Fallzahlen ist eine Bewertung der Ergebnisse schwierig. In den meisten Studien fehlen notwendige Informationen über Dauer und Höhe der Exposition und mögliche Störgrößen, wie Rauchen und Exposition gegen aromatische Amine, die bekanntermaßen ein Risiko für die Entstehung von Blasenkrebs darstellen. Die Zuordnung zu den einzelnen Berufsgruppen und zu der damit verbundenen Höhe der Exposition ist in den meisten Studien unklar. Aufgrund der Ergebnisse haben LKW-Fahrer offenbar ein erhöhtes Blasenkrebsrisiko, ob sich dies aber auf die Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen zurückführen lässt, ist bisher nicht nachzuweisen (WHO 1996; USEPA 1999).

Es wurden Metaanalysen zum erhöhten Blasenkrebsrisiko nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen bei verschiedenen Berufsgruppen durchgeführt (Boffetta und Silverman 2001). 35 relevante Studien wurden für diese Metaanalysen insgesamt iden- tifiziert. Es wurden dabei nur Studien berücksichtigt, bei denen zwischen der ersten Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen und dem Auftreten von Blasenkrebs fünf Jahre lagen. Die genannten Studien (Andersen et al. 1999; Claude et al. 1988; Malker et al. 1987; Schuhmacher et al. 1989; Silverman et al. 1989; Steenland et al. 1987) wurden aus folgenden Gründen nicht zur Bewertung herangezogen: Die Ergebnisse wurden bereits in größeren Studien erwähnt, und es erfolgte keine Spezifizierung einer bestimmten Berufsgruppe. Für LKW-Fahrer wurde ein statistisch signifikant erhöhtes relatives Blasenkrebsrisiko von 1,17 (KI: 1,06–1,29) und für Bus-Fahrer von 1,33 (1,22–1,45) angegeben. Weiterhin wurde eine Metaanalyse der Ergebnisse für die jeweils am längsten exponierten Berufsgruppen durchgeführt. Für diese ergab sich ein statistisch signifikant erhöhtes relatives Blasenkrebsrisiko von 1,44 (1,18–1,76). Die Studien, auf der die Metaanalysen beruhen, sind in Tabelle 4 und 5 dargestellt.

2.1.2.6 Biomonitoring

Bei zehn Arbeitern (Nichtraucher), die als Mechaniker in Reparaturwerkstätten für Busse arbeiteten, wurden in Lymphozyten DNA-Addukte, Hämoglobin-Addukte (Hydroxyethylvalin) und im Urin 1-Hydroxypyren-Ausscheidung gemessen. Personen der Kontrollgruppe waren in der Administration beschäftigt, die fünf bis zehn Kilome- ter von den Reparaturwerkstätten entfernt lag. Die Beschäftigungsdauer für beide Gruppen betrug 9–31 Jahre. Die Werkhallen waren gut belüftet. Angaben zur Exposition liegen nicht vor. Berücksichtigt wurde Alter, Passivrauchen, Wohnbereich, Verwendung von Medikamenten, Teersalbe, Ernährung und frühere Beschäftigungen. Für alle drei Endpunkte waren die Ergebnisse bei den exponierten Beschäftigten signifikant höher als bei den Kontrollpersonen (Tabelle 6). Die Ergebnisse der DNA-Addukt-Bildung korrelierten nicht mit den Ergebnissen der Hämoglobin-Addukt-Bildung. Die Autoren schliessen aus den Ergebnissen, dass eine erhöhte Exposition gegen genotoxische Verbindungen vorlag, die Herkunft dieser ist jedoch unklar. Als hauptverantwortlich für die Erhöhung der Addukte sehen sie PAH aus Dieselmotor-Emissionen und aus Schmierölen an (Nielsen und Autrup 1994; Nielsen et al. 1996).

Table 6. DNA-Addukte, Hämoglobin-Addukte in Lymphozyten und 1-Hydroxypyren-Ausscheidung im Urin (Medianwerte, Bereich) (Nielsen und Autrup 1994; Nielsen et al. 1996)

	DNA-Addukte (Butanol) [fmol/µg DNA]	DNA-Addukte (Pl-Nuclease) [fmol/µg DNA]	Hämoglobin- Addukte [pmol/g Hämoglobin]	1-Hydroxypyren im Urin [µmol/mol Kreatinin]
Exponierte	0,84 (0,3–1,88)	0,65 (0,15–3,33)	33,3 (25,4–58,8)	0,11 (0,05–0,16)
Kontrollgruppe	0,26 (0,13–1,4)	0,08 (0,03–0,29)	22,1 (8,0–37,0)	0,05 (0–0,11)

Bei 29 Mechanikern (Nichtraucher), die in Bus-Reparaturwerkstätten arbeiteten, wurde das Blut auf Hämoglobin-Addukte von Nitro-PAH untersucht. Als Kontrollgruppen dienten 20 Beschäftigte in städtischen Krankenhäusern und 14 Landarbeiter. In der Hämoglobin-Addukt-Konzentration war kein Unterschied zwischen den Mechanikern, die als hoch exponiert gegen Dieselmotor-Emissionen eingruppiert wurden, und den Beschäftigten in der Stadt (mittel exponiert) zu beobachten. Signifikant erhöht war jedoch die Hämoglobin-Addukt-Konzentration bei den Beschäftigten in der Stadt im Vergleich zu den Beschäftigten auf dem Land (niedrig exponiert) (Zwirner-Baier und Neumann 1999).

Bei drei Mechanikern (Nichtraucher), die Lokomotivenmotoren reparierten, war die Ausscheidung von 1-Aminopyren, einem Metaboliten von 1-Nitropyren und Marker für Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen, im 24-Stunden-Urin signifikant im Vergleich zu zwei Kontrollpersonen erhöht. Die Messwerte wurden mittels eines ELISA-Tests erhoben. Die Gesamtpartikelkonzentration betrug 0,18–1,01 mg/m³, die Konzentration von 1-Nitropyren wird mit 3,6–15,0 µg/g Staub bzw. 0,5–5,6 ng/m³ angegeben (Scheepers et al. 1994).

Bei insgesamt 48 Mechanikern in drei Reparaturwerkstätten für Busse und Vans wurden DNA-Addukte in Lymphozyten (³²P-Postlabelling) bzw. 1-Hydroxypyren im Urin im Vergleich zu zwei Kontrollgruppen gemessen und Mikronukleustests durchgeführt. Es wurden PAH-Profile in den drei Garagen und an zwei verschiedenen Standorten mit viel und wenig Verkehr in Budapest gemessen. Die Konzentrationen von Pyren betrugen 250–2600 ng/m³, von Benzo[a]pyren 51–184 ng/m³ in den Reparaturwerkstätten und 0,3–1,1 ng/m³ und 0,62–0,85 ng/m³ an den o.g. Standorten. Daraus ergibt sich für die Mechaniker eine deutlich höhere Exposition gegen diese beiden PAH als für die Kontrollgruppe. Es wurde kein statistisch signifikanter Unterschied bezüglich der DNA-Addukt-Bildung und der Mikronukleusbildung nach Adjustierung nach Rauchen zwischen den Mechanikern und der Kontrollgruppe, sowie zwischen den Mechanikern der drei verschiedenen Reparaturwerkstätten beobachtet. Im Gegensatz dazu war die 1-Hydroxypyren-Ausscheidung bei den Mechanikern statistisch signifikant gegenüber der Kontrollgruppe auch nach Adjustierung nach Rauchen erhöht (Schoket et al. 1999). Bei 15 Mechanikern wurden zusätzlich noch die B[a]P-7,8-diol-9,10-epoxid-Globulinund -Albumin-Addukte gemessen. Die Globulin-Addukt-Rate war bei den Mechanikern um das 2,4-fache gegenüber der Kontrollgruppe erhöht. Angaben zur Adjustierung nach Rauchen wurden nicht gemacht (Melikian et al. 1999). 45 Mechaniker in Busreparaturwerkstätten, die mehr als fünf Jahre dort arbeiteten und alle Nichtraucher waren, waren gegen Partikelkonzentrationen von 0,22–0,91 mg/m³ exponiert. Die Konzentration von Benzol in der Partikelfraktion betrug 0,11–0,27 mg/g. Die 5-Aminolävulinsäure-Syntase-Aktivität und -Konzentration nahm in den Lymphozyten der Mechaniker im Vergleich zur Kontrollgruppe zu, die Hämoglobinbildung und die Ferrochelatase-Aktivität nahm ab. Es wurde kein signifikanter Unterschied im Protoporphyrin-Gehalt zwischen Exponierten und Nicht-Exponierten gefunden. Eine signifikante Zunahme wurde an Porphyrin-DNA-Addukten gefunden. Die Autoren geben an, dass diese Ergebnisse ein Hinweis darauf sind, dass die Mechaniker ein höheres relatives Krebsrisiko haben (Muzyka et al. 1998).

Bei 26 Busfahrern (Stadtzentrum), 23 Busfahrern (Umgebung), 19 Taxifahrern und 22 Kontrollpersonen wurden DNA-Addukte, 1-Hydroxypyren-Ausscheidung im Urin, PAH-Plasma-Proteinaddukte und Hämoglobinaddukte gemessen. Bezüglich der 1-Hydroxypyren-Ausscheidung und der Hämoglobinaddukte konnten keine Unterschiede zwischen den Gruppen gemessen werden. Der DNA-Addukt-Level war in den Gruppen der Taxi-Fahrer und der Busfahrer (Umgebung) statistisch signifikant erhöht gegenüber den Kontrollpersonen. Der Anstieg an PAH-Plasma-Proteinaddukten war bei den Taxifahrern im Vergleich zur Kontrollgruppe statistisch signifikant erhöht (Hemminki et al. 1994a).

Es wurden von Mechanikern in Bus- und LKW-Reparatur-Werkstätten die DNA-Addukt-Level (³²P-Postlabelling) gemessen. Angaben zur Expositionshöhe lagen nicht vor. 1981 wurden Benzo[a]pyren-Konzentrationen von 30–40 ng/m³ gemessen, die im Jahr 1989 auf 15 ng/m³ abnahmen. Die höchste Zahl an DNA-Addukten (3,73 Addukte /10⁸ Nucleotide), auch signifikant erhöht gegenüber der Kontrollgruppe, hatten diejenigen Angestellten, die die Busse wuschen und warteten (Hemminki et al. 1994b). Von 18 Salzbergwerkarbeitern, die unter Tage gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert waren, wurde während und nach einer Schicht die Menge an 1-Hydroxypyren, hydroxylierten Metaboliten von Phenanthren, aromatischen Aminen wie 1-Nitropyren und 3-Nitrobenzanthron im Urin untersucht. Die Hälfte der Arbeiter war Raucher. Die Nichtraucher schieden Phenanthren-Metaboliten im Bereich von 4 (µg/1, die Raucher um den Faktor drei mehr mit dem Urin aus. Zusammenfassend läßt sich feststellen, dass es bei den Arbeitern zu einer Steigerung des PAH-Metabolismus, wahrscheinlich aufgrund einer Induktion von Cytochrom-P450, kam. Die Raucher ließen sich auch dadurch identifizieren, dass sie größere Mengen an Phenanthren-Metaboliten und 1-Naphthylamin ausschieden. Die Menge an ausgeschiedenen aromatischen Aminen war 5–10-fach höher als erwartet (Seidel et al. 2002).

Von 40 Untertagearbeitern im Alter von 23–54 Jahren, die zwei Jahre und mehr in einem Abbaubetrieb für Ölschiefer gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert waren, wurde über eine Arbeitswoche der Urin untersucht. Adjustiert wurde nach Rauchern, Essgewohnheiten, Exposition gegen Schmieröl und Verwendung von offenen Öfen. Die Kontrollgruppe bestand aus 38 Übertagearbeitern. Die Konzentration an 1-Nitropyren in der Luft war untertage um das achtfache höher als übertage; gemessen wurde personenbezogen. Die Ausscheidung von S-Phenyl-mercaptursäure und trans, trans-Muconsäure stieg während derArbeitswoche bei den Untertagearbeitern signifikant an. Ebenso wurde eine höhere O⁶-Alkylguanin-DNA-Adduktrate in den Leukozyten der Untertagearbeiter im Vergleich zu denen der Übertagearbeiter gemessen. Bei der Messung anderer DNA-Addukte wurden keine Unterschiede festgestellt (Scheepers et al. 2002). Weiterhin wurde eine Akkumulation von 5-Aminolävulinsäure, ein signifikant erhöhter Anstieg der 5-Aminolävulinsäure-Aktivität und eine signifikante Zunahme von Protoporphyrin in den Lymphozyten der Untertagearbeiter beobachtet. Die Ferrochelatase-Aktivität in den Lymphozyten war bei den Untertagearbeitern signifikant verringert. Ein Vergleich zwischen Rauchern und Nichtrauchern beider Gruppen (Übertagearbeiter und Untertagearbeiter) zeigte für alle gemessenen Parameter einen signifikanten Unterschied. Bezüglich der gemessenen Parameter innerhalb der Gruppe der Untertagearbeiter bzw. der Übertagearbeiter war kein Unterschied in Abhängigkeit von der Expositionsdauer (mehr als 10 Jahre oder weniger) zu beobachten, jedoch lag zwischen den Gruppen ein signifikanter Unterschied vor (Muzyka et al. 2004).

Die Daten zum Biomonitoring sind nur sehr eingeschränkt bewertbar, da der Anstieg der DNA-Addukt-Rate aufgrund von PAH-Exposition bei Berücksichtigung der unterschiedlichen Confounder erst bei viel höheren Konzentrationen signifikant ist.

2.2 Genotoxizität

Bei insgesamt 87 Bahnarbeitern und Beschäftigten bei der Bahn, die nach ihrem Arbeitsplatz kategorisiert wurden, wurde der Urin auf Mutagenität untersucht. Als Nachweismethode wurde ein modifizierter Salmonella-Mutagenitätstest verwendet. Am Tag der Probennahme wurden die Anzahl der gerauchten Zigaretten und die Ernährung berücksichtigt. Befragt wurden die Arbeiter nach Medikamentengebrauch, Expositionen außerhalb des Arbeitspatzes, Ernährung, Zigarettenkonsum und Lebensweise. Die Mutagenität des Urins war bei den Exponierten gegenüber den Nicht-Exponierten nicht erhöht (Schenker et al. 1992).

Bei insgesamt 89 Arbeitern in Busreparaturwerkstätten, auf Autofähren und Fährschiffen wurde keine signifikante Erhöhung der Thioether-Konzentration im Urin oder der Mutagenität des Urins gemessen. Bei sechs Arbeitern, die gegen Dieselmotor-Emissionen drei Stunden und 40 Minuten exponiert waren, wurde direkt, vier und acht Stunden und am nächsten Morgen nach der Exposition keine Erhöhung der Thioether-Konzentration im Urin oder der Mutagenität des Urins festgestellt (Ulfvarson et al. 1987). Von acht Automechanikern, die während ihrer Arbeit gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert waren, wurden der 24-Stunden-Urin und die Feces auf Mutagenität untersucht. Im Vergleich zu einer Kontrollgruppe von Büroangestellten wurde keine erhöhte Mutagenität beobachtet, die Mutagenität der Feces war im Gegenteil bei den Büroangestellten höher. Die Autoren erklären dies mit der unterschiedlichen Ernährung (Willems et al. 1989).

Bei insgesamt 57 Busfahrern (alle Nichtraucher; 43 Männer/14 Frauen; 30 im Stadtzentrum /27 in der Umgebung) wurden die Ausscheidung von 8-Oxo-2-desoxyguanosin im Urin untersucht und ein UDS-Test in Lymphozyten durchgeführt. Es wurde eine signifikant erhöhte Ausscheidung von 8-Oxo-2-desoxyguanosin bei den Busfahrern im Stadtzentrum im Vergleich zu den Busfahrern in der Umgebung festgestellt. Der UDS-Test war negativ (Loft et al. 1999).

2.3 Allergene Wirkung

Epidemiologische Studien zu Asthma und Dieselmotor-Emissionen zeigen, dass insbesondere Kinder, die an vielbefahrenen Straßen wohnen, ein erhöhtes Risiko für Asthma und Asthma-ähnliche Symptome haben (Brunekreef et al. 1997; Ciccone et al. 1998; Duhme et al. 1996). Hierbei ist zu berücksichtigen, dass Dieselmotor-Emissionen ein komplexes Gemisch von Substanzen darstellen, wovon einige dieser Einzelsubstanzen bekannte Irritanzien sind (z. B. SO₂, NO₂, PM₁₀)- Die Frage, ob die Zunahme von allergischen Krankheiten in Industrienationen, insbesondere Asthma, durch Dieselmotor-Emissionen verursacht wird, ist bislang unklar (Parnia und Frew 2001). In drei Kasuistiken wurde die Einwirkung von beruflicher Dieselmotor-Emissionen-Exposition mit Asthma assoziiert (Wade und Newman 1993). Im Kurzzeithumanversuch zeigten Asthmatiker nach Inhalation von Dieselmotor-Emissionen eine vermehrte bronchiale Hyperreaktivität und einen Anstieg von IL-6 im Sputum (Nordenhäll et al. 2001), ein allergischer Mechanismus wird hierbei nicht angenommen. Es existiert eine Fülle von Studien zu den Wirkungsmechanismen von Dieselmotor-Emissionen auf das respiratorische Immunsystem. Dieselmotor-Emissionen können die Bildung von TH2-Lymphozyten (IL-4, IL-5, IL-6, IL-10) und die IgE-Produktion stimulieren, besitzen eine Eosinophile-stimulierende Wirkung, und es wird die Expression von Chemokinen und die Bildung von Oxidantien durch Dieselmotor-Emissionen gesteigert. Weiterhin ist ein adjuvanter Effekt von Dieselmotor-Emissionen bei Sensibilisierungsversuchen in verschiedenen Tiermodellen und beim Menschen belegt (Übersicht bei Pandya et al. 2002).

Trotz dieser Assoziationen von Dieselmotor-Emissionen und Asthma wird von einer Markierung mit „Sa” abgesehen, da Dieselmotor-Emissionen selbst kein Allergen darstellen.

3 Tierexperimentelle Befunde und In-vitro-Untersuchungen

3.1 Subakute, subchronische und chronische Toxizität

3.1.1 Inhalative Aufnahme

Im Folgenden werden nur Studien mit mehreren Konzentrationen beschrieben. Studien mit nur einer Konzentration sind in Tabelle 7 dargestellt.

Table 7. Wirkung von Dieselmotoremissionen nach wiederholter inhalativer Exposition

Spezies, Stamm, Anzahl pro Gruppe	Exposition	Befunde	Literatur
Ratte, F344, k. A. zur Tierzahl ♂	24 Mo, 2 mg Ruß/m^3, 7 h/d, 5 d/w	geringe Auswirkungen auf Lebensfähigkeit, mittlere Zellzahl, Sauerstoffverbrauch, Membranintegrität, lysosomale Enzymaktivität und Proteingehalt von Makrophagen, dosisabhängige Abnahme der Phagozytoseaktivität der Alveolarmakrophagen	Castranova et al. 1985
Ratte, F344, je 24 ♀	24 Mo, Gesamtabgas: 4,9 mg Ruß/m^3, Gasphase 8 h/d, 7 d/w 6 Mo nachbeobachtet	Gesamtabgas 6 Mo: Körpergewichtsentwicklung , Typ-II-Zell-Proliferation mit adenomatöser Metaplasie 12 Mo: rel. Lungengewicht verdoppelt, vermehrte Foci-Bildung, deponierte Partikelmasse , degenerative Alveolarmakrophagen	Iwai et al. 1986
		24 Mo: rel. Lungengewicht verdreifacht, fibröse Verdickung der Alveolarwände, Infiltration von Mastzellen, epitheliale Hyperplasie
		Gasphase 24 Mo: rel. Lungengewicht , keine histologischen Effekte
Ratte, Wistar, je 92–96 ♀	lebenslang, 4,2 mg Gesamtabgas/m^3, Gasphase 19 h/d, 5 d/w	Gesamtabgas: Körpergewichtsentwicklung , Mortalität nicht beeinflusst, 94/95 bronchiolo-alveoläre Hyperplasien, 62/95 Metaplasie des bronchio-alveolären Epithels	Heinrich et al. 1986
		3 Mo: Lungenclearance bereits signifikant 12 Mo: rel. Lungengewicht , entzündliche, hyper- und metaplastische Veränderungen, Septenverdickung, Atemwegswiderstand , dynamische Lungencompliance
		21 Mo: Lungenspülflüssigkeit (Lavage): LDH , alkalische Phosphatase , saure Phosphatase , G6P-DH , Gesamtprotein , Protease pH 5,1 Collagen , Leukozyten , Granulozyten , Anzahl der Makrophagen ,
		Gasphase: keine Effekte
Ratte, F344, 221–230 ♂, ♀ (k. A. wieviel ♂, ♀ pro Gruppe)	30 Mo, 0,35; 3,5; 7,1 mg Ruß/m^3, 7 h/d, 5 d/w	keine Effekte auf Körpergewicht und Lebenszeit	Mauderly et al. 1987
		ab 0,35 mg/m^3 konzentrationsabhängig: Akkumulation von Ruß in der Lunge, chronische Entzündung, epitheliale Hyperplasie, Plattenepithelmetaplasie angrenzend an fibrotische Areale, fokal fibrotische und proliferative Veränderungen der Lunge, überwiegender Teil des Lungenparenchyms normal
Ratte, F344, 144 ♂ + ♀	24 Mo, 2 mg/m^3, 7 h/d, 5 d/w	Alveoläre Typ-II-Zell-Hyperplasie, Hemmung der Langzeitclearance, zeitabhängige Zunahme von Ansammlungen schwarzer Makrophagen in den Alveolargängen, pulmonäre Lipidose, Anstieg gebänderter Zellen, keine Effekte auf Körpergewicht und Mortalität immunologische Parameter: Aggregationen partikelbeladener Makrophagen vor allem in Alveoli, wenig in Interstitium, Entzündungsreaktion, septale Fibrose (vergl. Affe, s.u.)	Lewis et al. 1986, 1989
			Nikula et al. 1997 (Bewertung des Materials der Studie Lewis et al.)
Ratte, F344, 34–80 ♂	24 Mo, 3,5 mg/m^3, 7 h/d, 5 d/w	Vergleich normaler und emphysematöser Ratten: emphysematöse Tiere reagierten nicht empfindlicher, da weniger Ruß akkumulierte	Mauderly et al. 1990
Ratte, F344, je 48–168 ♀	6, 12 Mo, 9,4 mg Ruß/m^3, 9,4 mg/m^3 gefiltertes Abgas, 8 h/d, 7 d/w, 3–6 Mo nachbeobachtet	Ruß: 6 Mo: Hyperplasie der terminalen bronchialen Epithelien, mit Ausweitung in die Alveolargänge, verbunden mit Bronchiolisierung; kuboidale Hyperplasien mit Partikel akkumulationen im alveolären Bereich, Fibrose der Alveolarwände mit Mastzell-Infiltration	Iwai et al. 1997
		12 Mo: in den Alveolarwänden proliferative Areale, wahrscheinlich frühe Stadien neoplastischer Veränderungen, erste neoplastische Veränderungen (Adenom) nach 15 Monaten
		gefiltertes Abgas: keine Effekte
Ratte, F344, je 48–50 ♀	1-12 Mo, 3,5 mg Ruß/m^3, 17 h/d, 3 d/w, 18 Mo nachbeobachtet	1 Mo: wenige partikelbeladene Makrophagen, maximale DNA-Adduktbildung, danach	Iwai et al. 2000
		abfallend 3 Mo: viele partikelbeladene Makrophagen, Hypertrophie des alveolären Epithels
		6 Mo: weiterer Anstieg der Partikelretention, Bronchiolisierung der Alveolargänge, Hyperplasie des kuboidalen alveolären Epithels, leichte fibrotische Verdickung der Alveolarwände, präneoplastische Veränderungen 12 Mo: Makrophagen hochgradig partikelbeladen, hyperplastische, leicht atypische alveoläre Epithelien, z. T. adenomatös, verbunden mit interstitieller Fibrose, noch ca. 60% der DNA-Addukte ein Monat nach Exposition, nach 30 Mo Beobachtung Fibrose der Aleolarwände, neoplastische Veränderungen
		30 Mo: Partikelbelastung 58–78% der jeweiligen Werte zu Expositionsende
Maus, NMRI, 96 ♀	lebenslang, Gesamtabgas: 4,2 mg Ruß/m^3, Gasphase 19 h/d, 5 d/w	Gesamtabgas: Körpergewichtsentwicklung , Mortalität nicht beeinflusst, rel. Lungengewicht , 64% bronchiolo-alveoläre Hyperplasien, 71 % multifokale alveoläre Lipoproteinose, 43% multifokale interstitielle Fibrose	Heinrich et al. 1986
		Gasphase: keine Effekte
Maus, k. w. A.	34 w, 0,3; 1,0; 3,0 mg/m^3, 12 h/d, 7 d/w	dosisabhängiger Anstieg der Zellproliferation nicht-zilientragender Zellen und Hyperthrophie epithelialer Zellen in den Atemwegen, in BALF: Gesamtzellzahl , Makrophagen , Neutrophilen	Ichinose et al. 1998
Syrischer Goldhamster, 48 ♀	lebenslang, Gesamtabgas: 3,9 mg Ruß/m^3, Gasphase 7 h/d, 5 d/w	Gesamtabgas: proliferative Veränderungen in der Lunge, 60% adenomatös	Heinrich et al. 1982
		Gasphase: keine Effekte
Syrischer Goldhamster, 96 ♀	lebenslang, Gesamtabgas: 4,2 mg Ruß/m^3, Gasphase 19 h/d, 5 d/w	Gesamtabgas: Mortalität nicht beeinflusst; rel. Lungengewichtszunahme, 24 Mo: Lungenspülflüssigkeit (Lavage): LDH , alkalische Phosphatase , saure Phosphatase , G6P-DH , Gesamtprotein , Protease pH 5,1 ; Collagen , Leukozyten , Granulozyten , Lymphozyten , bronchioalveoläre Hyperplasie, emphysematöse Läsionen, Alveolarseptenverdickung; Anstieg des Atemwegswiderstandes, leichte Reduktion der Lungencompliance	Heinrich et al. 1986
		Gasphase: keine Effekte
Affe, Cynomolgus, 15 ♂	24 Mo, 2,0 mg/m^3, 7 h/d, 5 d/w	perivaskuläre, peribronchiale und alveoläre Partikelakkumulation, leichte Atemwegsobstruktion	Lewis et al. 1989
		multifokale Partikelverteilung, mehr im Interstitium als in Alveoli, keine hyperplastischen, entzündlichen oder fibrotischen Reaktionen	Nikula et al. 1997 (Bewertung des Materials der Studie Lewis et al.)
Katze, k. A. 25 ♂	24 Mo, 6,0–12 mg/m^3, 8 h/d, 7 d/w	nach 123 Wochen Anzeichen restriktiver Lungenveränderungen: Inspirationskapazität , Vitalkapazität , gesamte Lungenkapazität , Diffusionskapazität , Atemmechanik unbeeinflusst, reversible bronchioläre epitheliale Metaplasie, Fibrose	Moormann et al. 1985

Je 62 männliche und weibliche F344-Ratten wurden gegen Dieselmotor-Emissionen eines 1,8-Liter-Light-Duty (LD)-Motors mit Partikelkonzentrationen von 0,1; 0,4; 1,1 oder 2,3 mg Ruß/m³ oder gegen Dieselmotor-Emissionen eines 11-Liter-Heavy-Duty (HD)-Motors mit 0,5; 1,0; 1,8 oder 3,7 mg Ruß/m³ exponiert. Die Motoren wurden zur Abgaserzeugung mit konstanten Drehzahl- und Lastwerten betrieben. Weiterhin wurden jeweils 64 männliche Ratten gegen 0,4 oder 4 mg Ruß/m³ bzw. gegen 0,4 oder 4 mg/m³ partikelfreie Dieselmotor-Emissionen des HD-Motors exponiert. Die Expositionsdauer betrug einheitlich 16 Stunden/Tag, 6 Tage/Woche, 6 bis 30 Monate lang. Die Inhalation der HD-Dieselmotor-Emissionen führte bei beiden Geschlechtern zu konzentrationsabhängig verminderter Körpergewichtsentwicklung, bei den hohen Konzentrationsgruppen lag das Körpergewicht 10% bis 20% unter dem der Kontrollen. Auch der Futter- und Wasserverbrauch war geringer. Die Mortalität war in allen Gruppen nicht beeinflusst.

Folgende Effekte wurden dosisabhängig ab 0,4 mg/m³-LD-Motor und 0,5 mg/m³-HD-Motor beobachtet: Unter den zahlreichen gemessenen hämatologischen und klinischchemischen Parametern fielen nur eine Aktivitätsabnahme der Cholinesterase sowie, im Serum, die Absenkung des freien Cholesterins und des Phospholipids auf. Anthrakose trat zunächst nach 6 Monaten als schwarzes Pigment in den Alveolarräumen, mit der Zeit, als schwarze Verfärbung der Lungenoberfläche auf. Diesel-Partikel waren im interstitiellen Gewebe deponiert, durchdrangen die Alveolarwände und lagerten sich in regionalen und mediastinalen Lymphknoten ab. Die stärkste Verfärbung wurde bei den Tieren der 1,8-mg/m³-HD-Gruppe beobachtet. Partikel-beladene Makrophagen bedeckten proliferierende Typ-II-Epithelzellen der Alveolenwände; letztere entwickelten sich zu „glandulären” metaplastischen Herden. Die Alveolarwände waren von infiltrierenden Makrophagen, Plasmazellen sowie von lokal vermehrten Kollagenfasern verdickt. Wo sich keine Alveolarmakrophagen angesammelt hatten, waren die genannten Veränderungen nur in geringem Maß ausgebildet. Hier indes phagozytierten Typ-I-Epithelzellen die Partikel und nahmen sie ins Zytoplasma auf. Typ-II-Epithelzellen zeigten auch Hypertrophie mit vermehrten Mikrovilli und aufgetriebenen lamellenartigen Einschlusskörpern. Gelegentlich lagen Kohlenstoff-beladene Makrophagen im Interstitium der Alveolarwände vor, begleitet von ödematöser Schwellung und leichter Zunahme von Kollagenfasern. Hyperplasie der Typ-II-Epithelzellen und des Bronchialepithels trat in den ersten 12 Monaten, zusammen mit Anthrakose, fokal auf, hatte sich jedoch nach 18 Monaten auf die Alveolarräume ausgedehnt und war mit anderen fokalen Bezirken zu einem diffusen Muster zusammengeflossen. In Bereichen der diffusen Hyperplasie kam es zu teils papillären, teils flächigen epithelialen Proliferationen, die von Adenomen schwer abzugrenzen waren. In hyperplastischen Bereichen der subpleuralen Zone kam es zu epithelialer Metaplasie mit fokaler interstitieller Fibrose. In der Trachea und den Hauptbronchien zeigten die normalerweise mit Zilien versehenen Epithelzellen Verkürzung und Verlust ihrer Zilien. Clara-Zellen der distalen Bereiche der Atemwege wiesen unregelmäßige Vorwölbungen oder hypertrophische Herde inmitten von Arealen Zilien-freier Epithelien auf. Diese Schädigungen der Atemwegsepithelien traten sowohl in den Tiergruppen auf, die gegen Gesamt-Dieselmotor-Emissionen exponiert waren, als auch in den Gruppen, die nur gegen die gasförmigen Komponenten der Dieselmotor-Emissionen exponiert waren. Daraus schließen die Autoren, dass die beschriebenen pathologischen Veränderungen hauptsächlich durch die Gaskomponenten hervorgerufen wurden.

Wichtig für die Festlegung eines NOAEL ist die im Diskussionsteil der Publikation gegebene Erläuterung, dass in den LD-Gruppen die epitheliale Grad-II-Hyperplasie nach 30-monatiger Inhalation bei 70% der Tiere der 2,3-mg/m³-Gruppe, bei 9,8% der 1,1-mg/m³-Gruppe und bei weniger als 5% der Tiere der 0,4-mg/m³-Gruppe und der 0,1-mg/m³-Gruppe sowie der Kontrollgruppe gesehen wurde. Die entsprechenden Werte für die HD-Gruppen lauten: 20,2% in der 3,7-mg/m³-Gruppe, 11,4% in der 1,8-mg/m³-Gruppe und weniger als 6% in den 1,0-mg/m³- und 0,5-mg/m³-Gruppen sowie der Kontrollgruppe.

Die nach 30 Monaten beobachteten Häufigkeiten der epithelialen Grad-II-Hyperplasie lagen weitaus höher als die entsprechenden Werte, die nach 24 Monaten gemessen wurden, was die Bedeutung dieser Hyperplasie unterstreicht. Die Autoren machen keine Angaben, wie sich die – wahrscheinlich bei geringerer Expositionskonzentration einsetzende – Grad-I-Hyperplasie, die ja ebenfalls als adverser Effekt anzusehen ist, auf die einzelnen Gruppen verteilte. Insbesondere bleibt offen, ob die 0,1-mg/m³-Gruppe auch von der Grad-I-Hyperplasie frei geblieben war (Ishinishi et al. 1986, 1988). Je 60 männliche Wistar-Ratten wurden an 16 Stunden/Tag, 6 Tage/Woche, 24 Monate lang gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 0,2; 1,2 oder 3,0 mg/m³ bzw. gegen die Gasphase der Dieselmotor-Emissionen mit 1,1 ml NO₂/m³ exponiert. Ab 0,2 mg/m³ traten histologisch nach 12, 18 und 24 Monaten in den Bronchiolen Anthrakose, mit dem Ausprägungsgrad „slight” auf. Die Anthrakose wurde durch Infiltrationen einer großen Anzahl von Makrophagen gebildet, die Diesel-Partikel phagozytiert hatten. Goblet-Zellen mit vermehrter Mukusbildung wurden, allerdings waren es nur wenige Zellen dieser Art, nach 12 und 18 Monaten beobachtet. Im Alveolarbereich nahmen die Typ-II-Epithelzellen sowie die Typ-II-Zell-Hyperplasie mit dem Ausprägungsgrad „slight ” nach 6, 12 und 18 Monaten zu; mit dem nächst-höheren Ausprägungsgrad „mild” nach 24 Monaten. Die Hyperplasie bedeckte die Wände der Alveolen in den Bezirken, wo sich Alveolarmakrophagen angesammelt hatten. Anthrakose mit dem Grad „slight” wurde nach 6, 12 und 18 Monaten, mit dem nächst-stärkeren Grad „mild” nach 24 Monaten beobachtet. Nach 24 Monaten trat konzentrationsund zeitabhängig mit dem Grad „slight” Bronchiolisierung auf. Die Veränderung war nicht bei den Kontrolltieren und auch nicht bei den Tieren, die nur gegen die Gasphase exponiert waren, zu beobachten. Nach 18 Monaten infiltrierten Entzündungszellen, z. B. Partikel-beladene Alveolarmakrophagen, Mastzellen und Lymphozyten, in das Interstitium der Alveolarwände. Die genannten Zellen bildeten Kontakte zueinander aus, was die Autoren als ungewöhnlich werteten. Weiterhin zeigten sich „Löcher” in den Alveolenwänden, Zeichen von Lungendestruktion.

Bei den Ratten, die nur gegen die Gasphase exponiert waren, traten keine Veränderungen in den Alveolen auf. In der Trachea, den Bronchiolen sowie den terminalen Bronchiolen waren Verkürzung der Zilien (mit dem 6. Monat beginnend), Hyperplasie der Clara-Zellen (nach 18 und 24 Monaten) und Abflachung der Epithelien (nach 18 und 24 Monaten) zu beobachten. Weiterhin zeigten die Ratten dieser Gruppe auch keinerlei Effekte im Bronchus-assozüerten lymphoiden Gewebe, ein Hinweis, dass es entweder die Partikel selbst oder Partikel-beladene Makrophagen waren, welche die Infiltration von Entzündungszellen induzierten (Kato et al. 2000). Auch aus dieser Studie lässt sich kein NOAEL ableiten.

Gruppen von je 24–30 männlichen Wistar-Ratten wurden 16 Stunden/Tag, 6 Tage pro Woche, bis zu 24 Monate lang gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 0,2; 1,1 oder 2,8 mg/m³ exponiert. Die Dieselmotor-Emissionen wurde mittels zweier Motoren produziert, die unter Standardbedingungen liefen. Eine Verdünnung der Emissionen war erforderlich. Der massenmediane Durchmesser für 50% der Partikel lag zwischen 0,3 und 0,5 µm. Eine weitere Tiergruppe wurde der partikelfreien Gasphase ausgesetzt, die der mittleren Partikelkonzentration von 1,1 mg/m³ entsprach. In der 2,8-mg/m³-Gruppe lagen die Konzentrationen dieser Gase doppelt bis dreimal höher. Dennoch erreichten sie nicht die Konzentrationsbereiche, die Reizwirkungen verursachten, ausgenommen NO₂ (3,2 ml/m³). Nach 6, 12, 18 und 24 Monaten wurden jeweils einige Tiere getötet und die broncheoalveoläre Flüssigkeit der Lunge sowie das Blut auf verschiedene Biomarker für Entzündung untersucht. Tiere der 0,2-mg/m³-Gruppe zeigten zu keinem Beobachtungszeitpunkt hinsichtlich folgender Parameter eine Abweichung im Vergleich zu den Kontrolltieren: Gesamtzellzahl, Zahl der Makrophagen, Leukozyten, Lymphozyten, Gesamtprotein, Prostaglandin E₂, Fucose, Sialinsäure und Phospholipid.

In der 1,1-mg/m³-Gruppe stieg die Gesamtzellzahl ab dem 12. Monat an, die Zahl der Makrophagen und Leukozyten bereits ab dem 6. Monat; Lymphozyten waren im 6., 12. und 24. Monat, nicht aber im 18. Monat erhöht. Ein Anstieg von Fucose wurde ab dem 12. Monat registriert; der Anstieg nahm jedoch mit der Beobachtungszeit nicht weiter zu. Phospholipid war im 12. und 18. Monat erhöht, im 6. und 24. jedoch nicht. Die 2,8-mg/m³-Gruppe zeigte zu allen Beobachtungszeitpunkten Anstiege der Gesamtzellzahl sowie der Zahl der Makrophagen und Leukozyten, wobei die Intensität der Steigerung mit der Zeit zunahm. Die Zahl der Lymphozyten war einzig nach 12 Monaten leicht erhöht; Gesamtprotein zeigte ab dem 12. Monat einen Anstieg, Fucose dagegen nahm ab dem 6. Monat zeitabhängig zu. Phospholipid und Sialinsäure stiegen ab dem 12. Monat an.

In der Tiergruppe, die partikelfreie Dieselmotor-Emissionen einatmete, wurde nach 24 Monaten nur eine geringe Erhöhung der Zahl der Leukozyten beobachtet. Dieser Befund macht nach Ansicht der Autoren deutlich, dass es im Wesentlichen die Partikel und nicht die Begleitgase sind, die den Entzündungsprozess auslösen. Entscheidend ist die Wechselwirkung der Partikel mit den Alveolen, wie überhaupt die toxischen Effekte im Alveolarbereich früher auftreten als im Tracheobronchialbaum. Ausdruck dieser Wechselwirkung ist auch die Zunahme von Phospholipiden in der Lavage-Flüssigkeit. Phospholipide werden von Alveolarepithelzellen abgesondert. Bezeichnenderweise führte die Exposition gegen den Gasanteil der Dieselmotor-Emissionen nicht zur Erhöhung von Phospholipiden. Weder für die Marker Histamin noch für Arachidonsäure waren in irgendeiner der exponierten Tiergruppen oder zu irgendeinem Beobachtungszeitpunkt Abweichungen von den Kontrollwerten festzustellen. Die Autoren sehen den NOAEL in der Rattenlunge zwischen 0,2 mg/m³ und 1,0 mg/m³ Partikelkonzentration an Dieselmotor-Emissionen (Ishihara und Kagawa 2003).

F344-Ratten und CD-1-Mäuse beiderlei Geschlechts wurden an 7 Stunden/Tag, 5 Tagen/Woche, 24 Monate lang gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 0; 0,35; 3,5 oder 7,0 mg/m³ exponiert. Es wurde leider keine Kontrollgruppe mitgeführt, die die Wirkung der partikelfreien Gasphase der Dieselmotor-Emissionen hätte anzeigen können. In Abständen von sechs Monaten wurden Lavage-Parameter geprüft sowie die Lunge histologisch untersucht. Bei der niedrigen Rußkonzentration konnten nach Meinung der Autoren bei beiden Spezies keinerlei signifikante biochemische oder zytoplasmatische Veränderungen festgestellt werden. Die beiden höheren Expositionskonzentrationen, 3,5 mg/m³ und 7,0 mg/m³, bewirkten eine chronische Entzündung der Lunge bei Ratten und Mäusen. Zeichen dieser Entzündung in der Lavage-Flüssigkeit waren: Zunahme von Entzündungszellen, wobei die Zahl der neutrophilen Leukozyten weitaus stärker anstieg als die der Makrophagen; Zunahme des Gesamtproteins; Aktivitätsanstieg zytoplasmatischer Enzyme, wie Lactatdehydrogenase und Glutathionreduktase; Aktivitätsanstieg lysosomaler Enzyme, wie β-Glucuronidase. Eine Zunahme des Hydroxyprolins wurde bei Mäusen der 3,5-mg/m³- und 7,0-mg/m³-Gruppe zu allen Untersuchungszeitpunkten beobachtet; eine Zunahme wurde auch bei Ratten der 7,0-mg/m³-Gruppe nach 12, 18 und 24 Monaten gemessen, und in der 3,5-mg/m³-Gruppe nach 16 und 24 Monaten. Die Zunahme von Hydroxyprolin in der Lavage-Flüssigkeit ist Ausdruck des Abbaus und Umbaus der extrazellulären Kollagenmatrix der Lunge. Die niedrige Expositionskonzentration rief Abweichungen nur einzelner Parameter der Lavage-Flüssigkeit von den Normwerten hervor. Diese Parameter gelten als empfindliche Marker.

Bei Mäusen traten ab der niedrigsten Expositionskonzentration von 0,35 mg/m³ dosisabhänigig größere Mengen von Dieselruß in den Lungen, erhöhte Werte der β-Glucuronidase, allerdings nur nach 12 Monaten, und ein signifikanter Anstieg des Glutathion-Gehalts auf. Bei 0,35 mg/m³ trat bei den Ratten und Mäusen eine gelegentliche Anhäufung großer Ruß-beladener Makrophagen auf, die die Alveolen z. T. ausfüllten. Bei der nächst-höheren Konzentration, 3,5 mg/m³, trat dieser Effekt häufiger auf. Bei Ratten waren erhöhte Werte der β-Glucuronidase und der sauren Phosphatase zu beobachten, allerdings nur nach 18 Monaten. Unter den untersuchten Lavage-Parametern zeigte β-Glucuronidase auch bei Ratten die stärksten Veränderungen und korrelierte mit dem Grad der Lungenfibrose. Die Autoren ordnen die beobachteten Veränderungen in eine zeitliche Reihenfolge und geben folgende mechanistische Erklärung für ihr Auftreten: In dem Maße, wie sich Ruß in der Lunge ansammelt, werden Makrophagen aktiviert. Diese setzen chemotaktische Faktoren frei, die neutrophile Leukozyten anlocken. Sodann produzieren Leukozyten wie auch Makrophagen Mediatoren der Entzündung sowie Sauerstoffradikale. Bei Exposition gegen 0,35 mg/m³ waren noch grenzwertige Anzeichen der Entzündung nachweisbar. Die Autoren leiten aus der Studie für die Ratte und für die Maus ein NOAEL von 0,35 mg/m³ ab (Henderson et al. 1988).

In einer weiteren Inhalationsstudie wurden weibliche Wistar-Ratten (24–200 pro Gruppe), NMRI- und C57BL-Mäuse (40–120 pro Gruppe) gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert. Die Ratten inhalierten Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 0,8; 2,5 oder 7,0 mg/m³ an 18 Stunden/Tag, 5 Tagen/Woche, 24 Monate lang und wurden für weitere maximal 6 Monate in Reinluft nachbeobachtet. NMRI- und C57BL-Mäuse inhalierten Dieselmotor-Emissionen mit 4,5; 7,0 mg Ruß/m³ oder der Gasphase in entsprechender Verdünnung; gleich große Kontrollgruppen wurden in Reinluft gehalten. Die NMRI-Mäuse der hohen Konzentrationsgruppe wurden über 13,5 Monate exponiert und für weitere 9,5 Monate in Reinluft gehalten; die NMRI-Mäuse der niedrigen Konzentrationsgruppe wurden über 23 Monate exponiert. Die C57B1-Mäuse wurden 24 Monate exponiert und noch für weitere 6 Monate in Reinluft nachbeobachtet.

Bei den Ratten war die Körpergewichtsentwicklung der mittleren und der hohen Konzentrationsgruppe ab dem 440. bzw. 200. Tag vermindert. Die Lungengewichte der hohen Konzentrationsgruppe waren ab dem 3. Versuchsmonat erhöht, bei der mittleren Konzentration nur nach 22 bis 24 Monaten Exposition. Nach 24 Monaten war die Partikelbeladung der Lungen der drei Expositionsgruppen 6,3; 23,7 bzw. 63,9 mg/Lunge. Die Halbwertszeit der Lungen-Clearance war bei allen drei Gruppen ab dem 3. Expositionsmonat zeit- und konzentrationsabhängig verlängert, bei der hohen Konzentrationsgruppe nach 18 Monaten um den Faktor sieben gegenüber den Kontrollen; 3 Monate Recovery brachten keinen Erholungseffekt. Untersuchungen der Lungenspülflüssigkeit nach 24 Monaten Exposition zeigten bei der mittleren und der hohen Konzentrationsgruppe deutliche expositionsbedingte Effekte auf die Parameter Differential-Zellzahl, Lactatdehydrogenase, Glucuronidase, Hydroxyprolin und Gesamtprotein. Genauere Daten wurden nicht mitgeteilt. Histologisch wurden als nicht neoplastische Veränderungen konzentrationsabhängige Inzidenzen bronchiolo-alveolärer Hyperplasien und interstitieller Fibrose beobachtet, bei der hohen Konzentration bereits ab dem 6. Expositionsmonat.

Bei den NMRI-Mäusen, die für 13,5 Monate Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 7,0 mg/m³ inhaliert hatten, ergab sich eine verminderte Körpergewichtentwicklung im Zeitraum vom 6. bis zum 17. Monat, danach war kein signifikanter Unterschied zu den Kontrollen mehr erkennbar. 50% der Mäuse, die nur gegen die Gasphase exponiert waren, starben nach 19 Monaten, bei den Kontrolltieren war dies nach 20 Monaten der Fall. Die Partikelbelastung der Lungen war nach 3, 6 und 12 Monaten 1,7; 4,1 und 7,0 mg/Lunge, die Lungengewichte waren nach 3 und 12 Monaten Exposition erhöht. NMRI-Mäuse, die Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 4,5 mg/m³ oder die partikelfreie Gasphase in gleicher Verdünnung inhaliert hatten, zeigten nach 12 Monaten Exposition eine gegenüber den Kontrollen verringerte Körpergewichtsentwicklung. Die Mortalität war bei der Gruppe, die gegen DieselmotorEmissionen exponiert war, leicht erhöht; 50% wurden nach 19 Monaten, gegenüber 20 Monaten bei Gasphase und Kontrolle erreicht. Die Lungengewichte waren nach 6 Monaten gegenüber den Kontrollen verdoppelt, nach 18 Monaten um den Faktor 3,5 erhöht. Die Partikelbeladung der Lungen dieser Gruppe betrug nach 3, 6, 12 bzw. 18 Monaten 0,9; 2,4; 4,0 bzw. 5,9 mg/Lunge. C57BL-Mäuse, die Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 4,5 mg/m³ oder die partikelfreie Gasphase in gleicher Verdünnung inhaliert hatten, zeigten ab dem 400. Tag ein gegenüber den Kontrollen leicht verringertes Körpergewicht. Die 50%-Mortalität war bei der Dieselmotor-Emissionen-Gruppe nach 25 Monaten erreicht, bei den beiden anderen Gruppen nach 27 Monaten. Die Partikelbelastung der Lungen war bei diesen Mäusen nach 3, 6, 12, 18 bzw. 21 Monaten 0,8; 2,3; 3,5; 4,3 bzw. 5,5 mg/Lunge (Heinrich et al. 1995). ICR-Mäuse wurden gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 0,3; 1,0 oder 3,0 mg/m³ über 34 Wochen exponiert. Es ergab sich histologisch ein konzentrationsabhängiger Anstieg von Lymphozyten, Proliferation nicht zilientragender Zellen sowie epitheliale Zellhypertrophie in den Luftwegen ab 1,0 mg Ruß/m³. In der Lungenspülflüssigkeit fanden sich nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen konzentrationsabhängig erhöhte Gesamtzellzahlen, Makrophagen und Neutrophile (Ichinose et al. 1998).

In einer weiteren Studie wurden die Effekte nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen an je 72 weiblichen und männlichen F344-Ratten und Syrischen Goldhamstern unter Verwendung eines 1,5-Liter-VW-Motors untersucht. Die Exposition wurde an 16 Stunden/Tag, 5 Tagen/Woche, maximal 24 Monate lang durchgeführt. Ein Teil der Ratten wurde für weitere 6 Monate in Reinluft nachbeobachtet. Kontrollen wurden in Reinluft gehalten. Die Expositionskonzentrationen betrugen 0,7; 2,2 bzw. 6,6 mg Ruß/m³. Bei weiteren Gruppen, die gegen die Gasphase exponiert wurden, fanden sich keinerlei Effekte. Die Ratten der mittleren und der hohen Konzentrationsgruppe zeigten im Versuchsablauf eine zeit- und konzenrationsabhängige Reduktion der Körpergewichtsentwicklung, bei den weiblichen Tieren stärker als bei den männlichen. Bei der Sektion wurde bei Ratten wie Hamstern ein Anstieg der Lungengewichte festgestellt. Bei den Ratten war dieser Effekt stärker ausgebildet und zeit- und konzentrationsabhängig. Urinuntersuchungen bei beiden Spezies ergaben keinerlei nachweisbare Effekte. Nach 6, 12, 18 und 24 Monaten wurden bei je 8 Ratten beiderlei Geschlechts klinisch-chemische und hämatologische Untersuchungen durchgeführt. Nach 24 Monaten waren in der hohen Konzentrationsgruppe die Blutwerte für Glucose und Cholesterin bei beiden Geschlechtern, die für Gesamtprotein und Triglyzeride bei den weiblichen und für Cholinesterase bei den männlichen Tieren erniedrigt. Erhöht waren bei beiden Geschlechtern die Blutwerte für Harnstickstoff und alkalische Phosphatase und nur bei den weiblichen Tieren für die Alanin- und die Aspartat-Aminotransferase. Bei den hämatologischen Untersuchungen der hohen Konzentrationsgruppe waren nach 18 Monaten Exposition zumeist bei beiden Geschlechtern die Zahl der Erythrozyten und Leukozyten, der Hämoglobingehalt, der Hämatokritwert, die Prothrombinzeit und die Zahl der segmentierten Neutrophilen erhöht, die Zahl der Lymphozyten erniedrigt. Die beobachteten Effekte waren bei den weiblichen Tieren ausgeprägter und wurden auch nach 24 Monaten festgestellt, während bei den männlichen Tieren nach 24 Monaten kaum noch Effekte nachweisbar waren. Kardiovaskuläre Untersuchungen an männlichen Ratten ergaben nach 24 Monaten Inhalation signifikant eine erhöhte Körpergewichts- /Herzgewichts-Relation, eine erhöhte Gewichtsrelation des rechten Ventrikels zum Gesamtherzgewicht und eine verminderte Kontraktionsfähigkeit des linken Ventrikels.

Bei den Hamstern wurden klinisch-chemische und hämatologische Untersuchungen nach 6 und 16 Monaten durchgeführt. In der hohen Konzentrationsgruppe fanden sich nach 16 Monaten Exposition bei beiden Geschlechtern erhöhte Blutwerte für die γ-Glutamyl-Transpeptidase. Nur bei den weiblichen Tieren waren die Werte für Albumin erhöht und für Kalium, Lactat- und α-Hydroxybutyl-Dehydrogenase sowie Aspartat-Aminotransferase erniedrigt. Hämatologisch fanden sich nur bei den weiblichen Tieren erhöhte Hämoglobinwerte und ein erhöhter Hämatokritwert (Brightwell et al. 1986, 1989).

Je 24 männliche Meerschweinchen wurden gegen Dieselmotor-Emissionen mit Partikelkonzentrationen von 0,25; 0,75; 1,5 oder 6,0 mg/m³ an 5,5 Tagen/Woche, 20 Stunden bis zu 24 Monate lang exponiert. Kontrolltiere inhalierten Reinluft. Zur Abgaserzeugung diente ein 5,7-L-Motor, der mit konstanter Drehzahl und Last betrieben wurde. Ab 0,75 mg/m³ wurden folgende Effekte beobachtet: Die lichtmikroskopischen Untersuchungen zeigten, dass pigmentierte Makrophagen in der Lunge verstreut lagen und sich gelegentlich am Ende der terminalen Bronchiolen zusammenballten. Pigmentierung, hervorgerufen durch Partikel, war auch im lymphatischen Gewebe nahe des Übergangs der Bronchiolen in Alveolen zu erkennen. Nach 6-monatiger Expositionszeit kam es zu ausgeprägter Proliferation von Typ-II-Epithelzellen. Bei Makrophagen und Typ-I-Epithelzellen lagen die phagozytierten Partikel nicht frei im Zytoplasma, sondern waren in Lysosomen verpackt. Zeichen von Zytotoxizität, wie Zellzerfall, waren nicht erkennbar. Die Wandstruktur der Alveolen war nach Exposition nur wenig verändert. Nach zweiwöchiger Exposition gegen 0,75 mg/m³ nahmen in mehreren Alveolen Typ-II-Epithelzellen an Zahl (Hyperplasie) und Größe (Hypertrophie) zu. Bereits zwei Wochen nach Exposition gegen 0,75 mg/m³ waren in Alveolarmakrophagen Partikel-haltige Phagosomen erkennbar. Auch die Vorläuferzellen der Makrophagen, reaktive Monozyten, enthielten Dieselrußpartikel, wenngleich in geringerer Zahl als Makrophagen. Für beide Zellarten waren die Partikel nicht zytotoxisch. Typ-I-Epithelzellen enthielten Partikel schon zwei Wochen nach Expositionsbeginn gegen 0,75 mg/m³, wobei die Zahl der Partikel-haltigen Typ-I-Zellen mit Expositionskonzentration und -dauer anstieg. Das Schicksal der Typ-I-Zellen mit phagozytischen Vesikeln ist nicht bekannt. Es gibt jedoch Hinweise, dass die Partikel wieder ausgestoßen werden, u. a. ins Interstitium, wo sie, von Makrophagen aufgenommen, ihren Weg ins peribronchiale und perivaskuläre lymphatische Gewebe finden. Bei den Meerschweinchen war die Entzündungsreaktion nicht von neutrophilen Leukozyten geprägt wie bei den Ratten, sondern von eosinophilen Leukozyten. Sowohl bei Exposition gegen 1,5 mg/m³ als auch 0,75 mg/m³ stieg die Zahl der Zellen im Interstitium der Alveolenwände an. Im Einzelnen handelte es sich um Fibroblasten, Monozyten, eosinophile Leukozyten, Plasmazellen und Makrophagen. Im perivaskulären und peribronchiolären Raum des Interstitiums sammelte sich eine größere Zahl von Zellen als im Interstitium der Alveolarwände. Diese Veränderung wurde in der 0,25 mg/m³-Gruppe nicht beobachtet.

Die ausgeprägtesten Lungenveränderungen drückten sich in der Zunahme des Gewebevolumens aus. In der 0,75 mg/m³-Gruppe wurden nach zwei Wochen der Inhalation Zunahmen um 56%, nach drei Monaten um 41% und nach sechs Monaten um 39% gemessen. Auf dieser Höhe blieb die Zunahme während der einjährigen Expositionszeit. In der 1,5 mg/m³-Gruppe bewegte sich der Anstieg innerhalb von sechs Monaten auf 112 % und pendelte sich nach 18-monatiger Exposition auf ca. 80 % ein. Für die 0,25 mg/m³-Gruppe war kein Anstieg zu verzeichnen, weder nach 9 noch nach 24 Monaten. Starke Zunahmen ergaben sich auch für die Oberflächendichten der Alveolarepithelien sowie deren Zellzahl. Dies gilt besonders für Typ-II-Epithelzellen, deren Zahl sich in der 0,75 mg/m³-Gruppe verdoppelte und verdreifachte. Die Gewebsdicke der Alveolen-Kapillaren-Schranke, die den Gasaustausch bestimmt, nahm bei den exponierten Tieren ebenfalls zu: in der 0,75 mg/m³-Gruppe nach zwei Wochen um 41%, nach drei Monaten um 46% und nach sechs Monaten um 77%. Der Wert für die 1,5 mg/m³-Gruppe nach sechs Monaten betrug 130%. Die Exposition gegen 0,25 mg/m³ rief relativ geringe Gewebsveränderungen hervor, mit Ausnahme einer signifikanten 30%igen Erhöhung der Zahl und des Volumens der Alveolarmakrophagen, der Typ-I- und Typ-II-Epithelzellen und der Endothelzellen nach 9 Monaten. Bis zum 24. Monat bestanden diese Erhöhungen zwar noch, lagen aber nur noch für die Typ-I-Epithelzellen und die Zahl der Alveolarmakrophagen auf signifikantem Niveau. Die Autoren führen die beobachteten Lungenveränderungen auf den Rußanteil der Dieselmotor-Emissionen und nicht auf den Gasanteil zurück. Sie begründen dies damit, dass in anderen Publikationen beschriebene Lungeneffekte (z. B. Proliferation von Typ-II-Epithelzellen) mit NO₂-Konzentrationen erzielt wurden, die 33- bis 83-mal höher lagen als die in ihrer eigenen Arbeit verwendeten (Barnhart et al. 1981, 1982).

Gruppen von je 8–10 Meerschweinchen wurden 24 Monate lang, 16 Stunden pro Tag, 6 Tage pro Woche gegen 0,2; 1,09 oder 2,82 mg/m³ Dieselmotor-Emissionen exponiert. Eine separate Gruppe wurde nur der Gasphase der Emissionen ausgesetzt. Die Dieselmotor-Emissionen wurden mit zwei Motoren (Hubraum: 7,41) produziert, die entsprechend einer genormten Belastung ohne Unterbrechung liefen. Der Median der Partikeldurchmesser lag zwischen 0,3 µm und 0,5 µm. Nach 6, 12, 18 und 24 Monaten wurde die Lavage-Flüssigkeit bezüglich des Zellgehalts und weiterer Marker der Entzündung untersucht. Dabei zeigte sich, dass die Langzeitexposition gegen Dieselmotor-Emissionen in der Lunge der Meerschweinchen chronische Entzündung hervorrief, Mucus- und Phospholipid-Überproduktion induzierte sowie eine Zunahme des Bronchokonstriktors Leukotrien C₄ bewirkte. Letzterer war auch im Blut erhöht. Signifikante Veränderungen stellten sich insgesamt nur in den mittleren und hohen Konzentrationsgruppen ein, und dies frühestens nach einem Jahr. Die Gasphase ohne Partikel bewirkte außer einer Steigerung von Leukotrien C₄ im Blut keine signifikanten Befunde. Dies sind Hinweise dafür, dass nahezu ausschließlich die Partikel den toxischen Reiz verursachten. Die Zahl der eosinophilen Leukozyten – nicht jedoch die der Alveolarmakrophagen und neutrophilen Leukozyten – stieg in den mittleren und hohen Konzentrationsgruppen ab dem 12. Expositionsmonat an. Dasselbe trifft für Lactatdehydrogenase zu, den Marker der Zellschädigung. Gesamtprotein reagierte weniger empfindlich, denn seine Konzentration nahm ab dem 12. Expositionsmonat nur in der höchsten Konzentrationsgruppe zu, in der mittleren Konzentrationsgruppe erst am Ende der Expositionszeit. Fucose, Sialinsäure und Phospholipid zeigten Steigerungen in der höchsten Konzentrationsgruppe vom 12. Expositionsmonat an, Fucose und Phospholipid ab dem 18. Monat auch in der mittleren Konzentrationsgruppe. Die Sialinsäureproduktion dagegen war in der mittleren Konzentrationsgruppe erst nach zwei Jahren erhöht. Unter den verschiedenen Leukotrienen und Prostaglandinen, die untersucht wurden, zeigte nur Leukotrien C₄ signifikante Veränderungen: In den hohen und mittleren Expositionsgruppen war es nach zwei Jahren sowohl im Blut als auch der Lavage-Flüssigkeit angestiegen, im Blut der Tiere der hohen Expositionsgruppe bereits nach 18 Monaten. Die Autoren sehen den NOAEL in der Meerschweinchenlunge bei 1,0 mg Dieselpartikel/m³ der Dieselmotor-Emissionen (Ishihara und Kagawa 2002).

3.1.1.1 Zusammenfassung der tierexperimentellen Befunde:

Bei der Ratte wurden als häufigste Veränderungen entzündliche, hyper- und metaplastische Veränderungen sowie Fibrosen festgestellt (Heinrich et al. 1986; Ishinishi et al. 1986, 1988; Lewis et al. 1986, 1989; Mauderly et al. 1987). Weitere häufigere Befunde waren Körpergewichtsverluste bei hohen Konzentrationen (Ishinishi et al. 1986, 1988; Iwai et al. 1986; Brightwell et al. 1986, 1989), Anstieg der Lungengewichte (Brightwell et al. 1986, 1989; Heinrich et al. 1986; Henderson et al. 1988; Iwai et al. 1986) und proliferative Veränderungen (Iwai et al. 1986; Ishinishi et al. 1986, 1988; Mauderly et al. 1987). In weiteren Studien wurden Veränderungen von Parametern der mechanischen Lungenfunktion (Heinrich et al. 1986a), der Lungenspülflüssigkeit (Henderson et al. 1988), Hemmung der Langzeitclearance (Lewis et al. 1989), Verminderung der Phagozytoseaktivität der Alveolarmakrophagen (Castranova et al. 1985) und ödematöse Effekte beschrieben (Ishinishi et al. 1986, 1988). Emphysematös vorgeschädigte Ratten reagierten nicht empfindlicher als nicht vorgeschädigte Tiere, da sie weniger Ruß akkumulierten (Mauderly et al. 1990).

3.1.2 Genotoxizität

Menschliche Lymphozyten wurden 18 Stunden mit 1 µg Diesel-Partikel-Extraktion/ml inkubiert. Es wurden verschiedene DNA-Addukte nachgewiesen ohne diese genauer zu spezifizieren. Ein Addukt konnte aufgrund der Wanderungsgeschwindigkeit im Autoradiogramm als Benzo[a]pyren-DNA-Addukt im Vergleich mit den nach Inkubation der DNA von menschlicher Lymphozyten mit Benzo[a]pyren erhaltenen Addukte identifiziert werden (Gallagher et al. 1993).

Lymphozytenkulturen von 4 Probanden (Nichtraucher) wurden 16, 48 und 160 Minuten lang gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert. In den Lymphozyten von zwei Probanden war nach 160 Minuten die SCE-Rate signifikant erhöht (Tucker et al. 1986)

3.1.3 Kanzerogenität

3.1.3.1 Inhalationsversuche mit der Ratte

Seit 1986 erschienen die Ergebnisse einer Reihe von Inhalationsstudien mit Ratten, Mäusen, Hamstern und Affen. Eine kanzerogene Wirkung von Dieselmotor-Emissionen konnte aber bislang nur bei Ratten nachgewiesen werden. Tabelle 8 zeigt eine Übersicht über die Expositionsbedingungen und Ergebnisse der Studien mit Ratten. Bei dieser Spezies trat bei Expositionszeiten von mindestens 24 Monaten ab einer Partikelkonzentration von ca. 2 mg/m³ eine signifikant erhöhte Inzidenz an Lungentumoren auf. Als häufigste Tumortypen wurden Adenome, Plattenepitheltumoren und Adenokarzinome genannt (Brightwell et al. 1986, 1989; Heinrich et al. 1986, 1995; Ishinishi et al. 1986, 1988), als weitere Tumorform traten Plattenepithelkarzinome (Mauderly et al. 1987; Nikula et al. 1994, 1995) auf.

Table 8. Kanzerogenitätsstudien mit Dieselmotoremissionen an der Ratte

1 p<0,05
Autor:	Brightwell et al. 1986, 1989
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	männliche und weibliche F344 Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	je 140–142 ♂, ♀ : Reinluft; je 72 ♂, ♀ : 0,7; 2,2; 6,6 mg Ruß /m^3
Dauer:	16 h/d, 5 d/w, 24 Mo, 6 Mo Nachbeobachtungszeit, Kontrollen 30 Mo
Toxizität:	siehe Text, k. A. zu überlebenden Tieren
Tumoren:
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
		0	0,7	2,2	6,6
primäre Lungentumoren	♂	3/140 (2%)	1/72 (1%)	3/72 (4%)	16/71 (23%)1
	♀	1/142 (1%)	0/72	11/72 (15%)1	39/72 (54%)1
Autor:	Heinrich et al. 1986
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	weibliche Wistar-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	96 ♀ : Reinluft; 92 ♀ : Gasphase; 95 ♀: 4,2 mg/m^3 (Partikelkonzentration des Gesamtabgases)
Dauer:	19 h/d, 5 d/w, 35 Mo
Toxizität:	siehe Tab. 7
Tumoren:
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
		0	Gasphase	4,2
überlebende Tiere		54%	58%	60%
(24 Mo)
bronchio-alveoläre		0/96 (0%)	0/92 (0%)	8/95 (8%)1
Adenome
Plattenepitheltumoren		0/96 (0%)	0/92 (0%)	9/95 (9%)1
Autor:	Heinrichetal. 1995
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	weibliche Wistar-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	220 Tiere: Reinluft; 198 Tiere: 0,8 mg/m^3; 200 Tiere: 2,5 mg/m^3; 100 Tiere: 7,0 mg/m^3 (Partikelkonzentration des Gesamtabgases)
Dauer:	18 h/d, 5 d/w, 24 Mo, 6 Mo nachbeobachtet
Toxizität:	siehe Text
überlebende Tiere		42%		45%		52%		47%
(24 Mo)
primäre Lungentumoren		1/220 (0,5%)		0/198 (0%)		11/200 (5,5%)1		22/100 (22%)1
Autor:	Ishinishi et al. 1986
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	je 64 männliche und 59 weibliche Wistar-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	1,8-l-Motor: Reinluft; 0,1; 0,4; 1,0 oder 2,0 mg/m^3
	11-l-Motor: Reinluft; 0,4; 1,0; 2,0 oder 4,0 mg/m^3
Dauer:	16 h/d, 6 d/w, 30 Mo
Toxizität:	siehe Text
Tumoren:
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
DME eines 1,8–1-Motor		0	0,1		0,4		1,0		2,0
überlebende Tiere	♂	80%	91%		77%		88%		75%
(24 Mo)	♀	76%	86%		76%		76%		78%
Lungenadenome	♂	0/64	0/64		1/64 (2%)		0/64		0/64
	♀	1/59 (2%)	1/59 (2%)		0/61		0/59		1/60 (2%)
Lungenkarzinome	♂	2/64 (3%)	1/64 (2%)		0/64		3/64 (5%)		2/64 (3%)
	♀	1/59 (2%)	1/59 (2%)		0/61		2/59 (3%)		0/60
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
DME eines 11-l-Motor	0,4	1	2		4
überlebende Tiere	♂	80%	81%		81%		84%		75%
(24 Mo)	♀	76%	76%		85%		80%		76%
Lungenadenome	♂	0/64	0/64		0/64		0/64		0/64
	♀	0/59	0/59		0/61		0/59		0/60
Lungenkarzinome	♂	0/64	1/64 (2%)		0/64		3/64 (5%)		5/64 (8%)1
	♀	1/59 (2%)	0/59		0/61		1/59 (2%)		3/60 (5%)
Autor:	Mauderly et al. 1986
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	männliche und weibliche F344-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	141: Reinluft; 138: 0,35 mg/m^3; 131: 3,5 mg/m^3; 143: 7,0 mg/m^3
Dauer:	7 h/d, 5 d/w, 30 Mo
Toxizität:	Überlebensdauer unbeeinflusst, siehe Text
epitheliale Zysten		0%		0%		0%		5,6%1
Lungenadenome		0%		0%		3,8%1		0,7%
Adenokarzinome		1,4%		0,7%		0,8%		9,8%1
alle Tumoren		1,4%		0,7%		4,6%		16,1%1
Autor:	Mauderly et al. 1987
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	männliche und weibliche F344-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	230: Reinluft; 223: 0,35 mg/m^3; 221: 3,5 mg/m^3; 227: 7,0 mg/m^3
Dauer:	7 h/d, 5 d/w, 30 Mo
Toxizität:	siehe Text, keine signifikante Änderung der Überlebensdauer
Tumoren:
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
		0	0,35			3,5		7,0
epitheliale Zysten		0%	0%			2/221 (0,9%)		11/227 (4,9%)1
Lungenadenome		0%	0%			5/221 (2,3%)1		1/227 (0,4%)
Adenokarzinome +		2/230 (0,9%)	3/223 (1,3%)			1/221 (0,5%)		17/227 (7,5%)1
Plattenepithelkarzinome
alle Tumoren		0,9%	1,3%			3,6%1		12,8%1
Autor:	Kawabata et al. 1993
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	42–49 weibliche F344-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	4,7 mg/m^3
Dauer:	15 h/d, 3 d/w, 6, 12 oder 24 Mo, 6 Mo nachbeobachtet
Toxizität:	k. A. zur Überlebensdauer
Tumoren:
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
		0	4,7 (6 Mo)		4,7 (12 Mo)		4,7 (24 Mo)
Lungenadenome +		5/48 (10%)	1/4¼5 (2%)		8/42 (19%)		6/49 (12%)
Adenokarzinome
Autor:	Nikula et al. 1994, 1995
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	je 105–109; männliche und weibliche F344-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	0; 2,5 oder 6,5 mg/m^3
Dauer:	16 h/d, 5 d/w, 24 Mo
Toxizität:	siehe Tab.7
Tumoren:
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
		0	2,5	6,5
überlebende Tiere	♂	13,8%	14,4%	5,8%
(23 Mo)	♀	35,6%	30,9%	26,7%
Lungenadenome	♂	1/109	2/105	47/1061
	♀	0/105	5/105	19/1061
Adenokarzinome	♂	1/109	1/105	3/106
	♀	0/105	3/105	19/1061
Plattenepithel-Karzinome	♂	1/109	2/105	2/106
	♀	0/105	1/105	1/106
Autor:	Iwai et al. 1986
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	je 16–22; weibliche F344-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	0, Gasphase, 4,9 mg/m^3
Dauer:	8 h/d, 7 d/w, 24 Mo
Toxizität:	siehe Tab. 7, k. A. zur Überlebensdauer
Tumoren:
		Expositionskonzentration (mg/m^3)
		0	Gasphase	4,9
Lungentumoren		1/22 (4,5%)	0/16	8/19 (42%)1
(Adenome und
Adenokarzinome)
Lymphome der Milz		2/22 (9%)	4/16 (25%)	4/19 (21%)
Autor:	Iwai et al. 1997
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	je 19–168 weibliche F344-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	1. Studie: 9,4 mg/m^3, 2. Studie: 3,2 mg/m^3, 3. Studie: 5,1 mg/m^3
Dauer:	1. Studie: 8 h/d, 7 d/w, 24 Mo, nachbeobachtet bis 30. Mo
	2. Studie: 8 h/d, 6 d/w, 24 Mo, nachbeobachtet bis 30. Mo
	3. Studie: 18 h/d, 3 d/w, 24 Mo, nachbeobachtet bis 30. Mo
Toxizität:	siehe Tab. 7, k. A. zur Überlebensdauer
Tumoren:
	Expositionskonzentration (mg/m^3)
	0		9,4		3,2		5,1		Gasphase
Lungentumoren	5/121 (4%)		8/19 (42%)1		5/43 (12%)		40/96 (42%)1		4/108 (4%)
Autor:	Iwai et al. 2000
Stoff:	Dieselmotoremissionen
Spezies:	je 48–50; weibliche F344-Ratten
Applikation:	inhalativ
Konzentration:	0; 3,5 mg/m^3
Dauer:	17 h/d, 3 d/w; 3, 6, 9 oder 12 Mo; nachbeobachtet bis 30. Mo
Toxizität:	siehe Tab. 7
Tumoren:
	Expositionsdauer (Monate)
	0	3		6		9		12
überlebende Tiere
(> 18 Mo.)	48/50	48/48		3/48		47/48		44/48
Lungentumoren	1/48 (2%)	0/48 (0%)		6/43 (14%)1		19/47 (40%)1		10/44 (23%)1

In mehreren Studien konnte eine Konzentrationsabhängigkeit der Tumorinzidenzen mit der Lungenbelastung mit Dieselruß nachgewiesen werden (Brightwell et al. 1986, 1989; Heinrich et al. 1995; Mauderly et al. 1986, 1987; Nikula et al. 1994, 1995). Nur diese Studien werden im Folgenden ausführlicher berichtet.

Je 72 weibliche und männliche F344-Ratten wurden gegen 0; 0,7; 2,2 und 6,6 mg Dieselmotor-Emissionen (Ruß)/m³ unter Verwendung eines 1,5-Liter-VW-Motors exponiert. Je 16 Tiere wurden über 6, 12, 18 und 24 Monate exponiert und dann getötet, die übrigen Tiere starben entweder während des Versuchs oder wurden nach der sechsmonatigen Nachbeobachtungszeit getötet. Für beide Geschlechter zusammen ergaben sich Inzidenzen primärer Lungentumoren von 1,4; 0,7; 9,9 bzw. 38,5%. Die Tumorinzidenzen der weiblichen Ratten waren konzentrationsabhängig höher als die bei den männlichen Ratten. Sie betrugen 1, 0, 15 und 54% bzw. 2, 1, 4, und 23%. Die Tumordaten schließen Tiere mit ein, die nach 6, 12, 18 oder 24 Monaten getötet wurden. Sie geben daher die Inzidenzen, die beim Überleben aller Tiere bis zum natürlichen Tod aufgetreten wären, nicht korrekt wieder. Wenn man nur die Tiere des letzten Intervalls auswertet, ergeben sich für die weiblichen Tiere der höchsten Konzentrationsgruppe Tumorinzidenzen von 96% (24/25), von denen 76% (19/25) als maligne eingestuft wurden, und für die männlichen derselben Gruppe insgesamt 44% (12/27), von denen 37% (10/27) maligne waren. Dabei traten auch in dieser Studie bei mehreren Tieren Tumoren unterschiedlicher Arten auf. Als nachgewiesene Tumorarten wurden 40 Adenome, 35 Plattenepithelkarzinome, 19 Adenokarzinome, 9 Adenome bzw. Adenokarzinome (keine eindeutige Zuordnung möglich) und ein Mesotheliom genannt (Brightwell et al. 1986, 1989).

Weibliche Wistar-Ratten wurden gegen Dieselmotor-Emissionen in der Verdünnung von ca. 1:17 (4,2 mg Ruß/m³) oder gegen die partikelfreie Gasphase in gleicher Verdünnung exponiert. Zur Abgaserzeugung wurde ein 1,6-Liter-Motor eingesetzt. Weder bei den Tieren der Kontrollgruppe, noch bei denen, die gegen die Gasphase exponiert waren, traten Lungentumoren auf. Von den gegen Gesamtabgas exponierten Ratten entwickelten 17/95 Tieren Lungentumoren, von denen acht als bronchio-alveoläre Adenome und neun als Plattenepitheltumoren klassifiziert wurden; von letzteren wurden acht als gutartige keratinisierende Zysten eingestuft und einer als Plattenepithelkarzinom (Heinrich et al. 1986).

In einer weiteren Studie mit vergleichbarer Abgaserzeugung wie in der Studie von Heinrich et al. 1986 traten bei weiblichen Wistar-Ratten in der niedrigen Konzentrationsgruppe von 0,8 mg/m³ keine Lungentumoren auf. Bei den Tieren der mittleren Konzentrationsgruppe (2,5 mg/m³) wurden ein bronchio-alveoläres Papillom, zwei Adenome, ein Adenokarzinom und sieben gutartige Plattenepitheltumoren gefunden. In der höchsten Konzentrationsgruppe entwickelten 22 Tiere Lungentumoren, wobei bei einigen Tieren verschiedene Tumorarten auftraten: Es wurden vier Adenome, fünf Adenokarzinome, zwei Plattenepithelkarzinome und 14 zystisch keratinisierende Plattenepitheltumore nachgewiesen (Heinrich et al. 1995).

Männliche und weibliche Wistar-Ratten wurden gegen Dieselmotor-Emissionen eines 1,8-Liter-Light-Duty(LD)-Motors mit Partikelkonzentrationen von 0,1; 0,4; 1,0 oder 2,0 mg/m³ oder gegen Dieselmotor-Emissionen eines 11-Liter-Heavy-Duty(HD)-Motors mit 0,4; 1,0; 2,0 oder 4,0 mg Ruß/m³ exponiert. Die Tumorinzidenzen waren bei den Tieren in den LD-Gruppen im Vergleich zur Kontrollgruppe nicht signifikant erhöht. Bei den Tieren der HD-Gruppen traten keine Lungenadenome auf, jedoch waren die Inzidenzen für Lungenkarzinome bei 4 mg/m³ bei den weiblichen Tieren erhöht, bei den männlichen Tieren signifikant. Als Tumortypen wurden Adenokarzinome und Plattenepithelkarzinome entsprechend japanischer Definitionen bestimmt. Der Publikation sind nur Angaben zu der Zahl der Adenome und Karzinome tragenden Tieren zu entnehmen (Ishinishi et al. 1986, 1988).

Die kanzerogene Wirkung von Dieselmotor-Emissionen bei männlichen und weiblichen F344-Ratten, die gegen Dieselmotor-Emissionen exponiert waren, wurde in zwei weiteren Studien bestätigt. Zur Abgaserzeugung diente ein 5,7-Liter-V-8-Motor. Die Gesamttumorinzidenz war bei der mittleren und der hohen Konzentrationsgruppe gegenüber den Werten der Kontrollen und der niedrigen Konzentrationsgruppe signifikant erhöht. Als Tumortypen wurden in der Kontrollgruppe bei zwei Tieren (0,9%) und bei 0,35 mg/m³ bei drei Tieren (1,3 %) Adenokarzinome und Plattenepithelkarzinome gefunden. In der mittleren Konzentrationsgruppe (3,5 mg/m³) wurden bei fünf Ratten (2,3%) Adenome, bei einer Ratte (0,5%) ein Adenokarzinom und ein Plattenepithelkarzinom und bei zwei Tieren (0,9%) epitheliale Zysten gefunden. In der hohen Konzentrationsgruppe (7 mg/m³) traten ein Adenom (0,4%), 17 Adenokarzinome und ein Plattenepithelkarzinom (7,5%) sowie 11 epitheliale Zysten (4,9%) auf. Eine Metastasierung in die Lymphknoten oder in andere Organe erfolgte nicht (Mauderly et al. 1987). Bei männlichen und bei weiblichen F344-Ratten wurde nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 0; 2,5 oder 6,5 mg/m³ eine konzentrationsabhängige Zunahme an Lungenadenomen und Adenokarzinomen beobachtet. Die erhöhten Inzidenzen für Lungenadenome waren bei der hohen Konzentration bei beiden Geschlechtern signifikant erhöht, für Adenokarzinome nur bei den weiblichen Tieren. Eine Zunahme an Plattenepithelkarzinomen trat nicht auf. Am Ende der Expositionsperiode betrug die Lungenbeladung der weiblichen Tiere ca. 37 bzw. 81 mg Ruß, die der männlichen Tiere ca. 45 bzw. 90 mg in den jeweiligen Konzentrationsgruppen (Nikula et al. 1994, 1995).

Im Februar 1995 diskutierten 11 internationale Lungenpathologen in einem von der DFG (Deutsche Forschungsgemeinschaft) veranstalteten Workshop die Beschaffenheit und Klassifizierung von zystisch keratinisierenden Läsionen anhand von Proben aus 13 verschiedenen Studien mit 11 verschiedenen Komponenten (Boorman et al. 1996). Gemeinsam untersucht und bewertet wurden 61 Präparate von 56 Ratten, die ca. 100 keratinisierende Läsionen aufwiesen. Man war sich überwiegend einig, dass das Spektrum der zystisch keratinisierende Läsionen eine Familie von Veränderungen repräsentiert, die viele morphologische Ähnlichkeiten aufweist. Diese Veränderungen treten generell mit geringer Inzidenz (max. 20%), erst nach einer Expositionsdauer von mehr als 20 Monaten, in den höchsten Expositionskonzentrationen und meistens bei den weiblichen Tieren auf. Im Verlauf der gemeinsamen Beurteilung zeigte sich, dass es sich um verwandte morphologische Veränderungen handelte, die von einer Plattenepithelmetaplasie bis zu einem invasiven Plattenepithelkarzinom variierten. Das gemeinsame Merkmal war die Neigung, große Keratin enthaltende Zysten zu bilden. Für die folgenden Varianten wurden die diagnostischen Kriterien beschrieben und eine einheitliche Terminologie vorgeschlagen: pulmonale Plattenepithelmetaplasie, pulmonale Keratinzysten, pulmonale zystisch keratinisierende Epitheliome, pulmonale Plattenepithelkarzinome (Boorman et al. 1996). Trotz dieser gemeinsamen Definitionen bestehen nach wie vor Unsicherheit und große individuelle Unterschiede vor allem bei der Einstufung von Veränderungen, die als pulmonale Keratinzysten (gutartig) oder pulmonale zystisch keratinisierende Epitheliome (maligne) beschrieben werden. Entsprechend vorsichtig müssen jene Veränderungen beurteilt werden, die vor dem Erscheinen dieser einvernehmlichen Klassifizierung beschrieben worden sind.

3.1.3.2 Intratracheale Instillation

Nach intratrachealer Instillation von Dieselruß wurden bei weiblichen Ratten in mehreren Studien signifikant erhöhte Lungentumorinzidenzen nachgewiesen (Dasenbrock et al. 1996; Iwai et al. 1997; Pott et al. 1994). Aufgrund der unphysiologischen Applikationsform werden diese Studien nicht ausführlicher beschrieben, bestätigen aber zusätzlich die kanzerogene Wirkung von Dieselmotor-Emissionen bei der Ratte.

3.1.3.3 Inhalationsversuche mit anderen Spezies

Eine Elterngeneration männlicher und weiblicher Sencar-Mäuse wurde an acht Stunden pro Tag und sieben Tagen pro Woche gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 6 mg/m³ bis zur Verpaarung (5–10 Wochen), Geburt der Jungen und Entwöhnung exponiert. Bei den Jungen wurde von der 12. Lebenswoche an die Konzentration auf 12 mg Ruß/m³ erhöht und die Exposition bis zum Alter von 15 Monaten fortgeführt. Durch die Exposition erhöhte sich die Lungenadenominzidenz bei den weiblichen Tieren von 7,2% auf 16,3%, bei den männlichen von 3,8% auf 5,9%. Der summarische Anstieg bei beiden Geschlechtern zusammen war signifikant. Die Inzidenz der Karzinome in der Lunge war durch die Exposition nicht verändert. Unter ähnlichen Bedingungen (6 bzw. 12 mg Ruß/m³) entwickelten 24 Monate lang exponierte Katzen keine Lungentumoren (Pepelko und Peirano 1983).

In einer Studie wurden neben Ratten auch 69–102 neugeborene männliche und weibliche ICR- und C57Bl-Mäuse exponiert (Takemoto et al. 1986). Die Expositionsbedingungen entsprachen denen der Ratten (siehe Tabelle 8), jedoch wurde bei den Mäusen innerhalb von 24 Stunden nach der Geburt mit der Exposition begonnen und diese bis zu 28 Monate lang durchgeführt. Als Kontrolle dienten in Reinluft gehaltene Tiere. Histologisch untersucht wurden die in den Zeitabschnitten von 3–6, 7–12, 13–18 und 19–28 Monaten gestorbenen bzw. getöteten Tiere. Bei den ICR-Mäusen wurden die ersten Tumoren in beiden Gruppen nach Ablauf von 12 Monaten gefunden. Am Versuchsende hatten 8/102 (7,8 %) der exponierten männlichen und 6/72 (8,3%) der exponierten weiblichen Tiere Lungentumoren gegenüber 3/72 (4,2%) bzw. 4/69 (5,8%) der Kontrollen. Bei den Kontrollen traten insgesamt nur sechs Adenome und ein Adenokarzinom auf, bei den exponierten Tieren zehn Adenome und vier Adenokarzinome. Signifikante Unterschiede der Tumorinzidenzen zwischen den exponierten Tieren und den Kontrolltieren oder zwischen den Geschlechtern konnten nicht nachgewiesen werden. Bei den C57Bl-Mäusen hatte nach dem Versuchsende nur ein männliches Tier von 34 Kontrolltieren ein Adenom entwickelt, bei den exponierten Tieren waren die Tumorinzidenzen (9/126 männliche Tiere bzw. 8/100 weiblichen Tiere) erhöht, aber nicht signifikant. Es wurden 12 Adenome und fünf Adenokarzinome nachgewiesen.

Je 96 weibliche NMRI-Mäuse und weibliche Syrische Goldhamster wurden lebenslang an 19 Stunden pro Tag, 5 Tagen pro Woche gegen 4,2 mg/m³ Dieselmotor-Emissionen von einem 1,6-Liter-Motor und gegen die partikelfreie Gasphase der Emissionen exponiert. Nach 24 Monate langer Exposition lag die Mortalitätsrate der Mäuse bei 63–95% und die der Hamster bei 67–100% (weitere Daten zur Toxizität siehe Tabelle 7). Nach Versuchsende lag die Tumorinzidenz bei den unbehandelten Mäusen bei 13%, die der exponierten Tiere bei 31% (Gasphase) bzw. 32% (Dieselmotor-Emissionen). Differenziert betrachtet war die Inzidenz der Adenome gegenüber den Kontrolltieren unverändert, während die Inzidenz der Adenokarzinome sowohl durch Dieselmotor-Emissionen als auch durch die Gasphase allein signifikant erhöht wurde. Die Spontaninzidenz der Adenokarzinome bei den Kontrolltieren war 2,4%. Bei den exponierten Tieren betrug die Tumorhäufigkeit 19% bei der Gasphase und 17% bei Dieselmotor-Emissionen. Bei den Hamstern traten keine Lungentumoren auf (Heinrich et al. 1986). In einer früheren Studie mit Syrischen Goldhamstern (Heinrich et al. 1982) waren bei dieser Spezies ebenfalls keine Lungentumoren aufgetreten.

In einer weiteren Studie wurden weibliche NMRI- und C57BL-Mäuse (40–120 pro Gruppe) gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 7,5 mg/m³, 4,5 mg/m³ oder Gasphase in entsprechender Verdünnung exponiert. Gleich große Kontrollgruppen wurden in Reinluft gehalten (weitere Details siehe Abschnitt „Subakute, subchronische und chronische Toxizität″). Die C57Bl-Mäuse wurden 24 Monate lang exponiert und noch weitere sechs Monate lang in Reinluft nachbeobachtet. Die Lungentumorinzidenz der NMRI-Mäuse, die gegen 7,5 mg Ruß/m³ exponiert waren, unterschied sich mit 32,1% nicht von der der Kontrolltiere mit 30,0%. Als Tumorarten wurden Adenome (Dieselmotor-Emissionen: 21,8%, Kontrolltiere: 25%) und Adenokarzinome identifiziert (Dieselmotor-Emissionen: 15,4%, Kontrolltiere: 15,4%). Die Lungentumorinzidenzen der gegen 4,5 mg Ruß/m³ oder Gasphase exponierten NMRI-Mäuse waren mit 23% bzw. 46,7% gegenüber 30,0% bei den Kontrolltieren nicht statistisch signifikant erhöht. Die Anteile an Adenomen/Karzinomen lagen bei 18,3%/5% (Gesamtabgas), 31,7%/15% (Gasphase) bzw. 25,0%/8,0% (Reinluft). Auch bei den C57BL-Mäusen konnte kein expositionsbedingter Anstieg der Lungentumorinzidenzen nachgewiesen werden. Die Tumorinzidenzen waren 8,5% (Gesamtabgas), 3,5% (Gasphase) bzw. 5,1% (Reinluft) (Heinrich et al. 1995).

Auch in einer weiteren Studie konnte keine kanzerogene Wirkung bei Mäusen nachgewiesen werden. Neben den o.a. Ratten (Mauderly et al. 1986, 1987) wurden auch männliche und weibliche CD-1-Mäuse an sieben Stunden pro Tag, sieben Tagen pro Woche, bis zu 24 Monate lang exponiert. Eine expositionsbedingte Erhöhung der Lungentumorinzidenzen trat dabei nicht auf (Mauderly et al. 1996).

Die Effekte von inhalierten Dieselmotor-Emissionen auf männliche und weibliche Syrische Goldhamster wurden mit den gleichen Expositionsbedingungen wie bei Ratten (s.o.; 0,7; 2,2 oder 6,6 mg/m³, 16 Stunden pro Tag, fünf Tage pro Woche, 24 Monate lang) untersucht. Auch in dieser Studie traten beim Hamster keine erhöhten Lungentumorinzidenzen auf (Brightwell et al. 1986, 1989).

15 Cynomolgus-Affen wurden gegen Dieselmotor-Emissionen mit einem Rußgehalt von 2 mg/m³ an sieben Stunden pro Tag, fünf Tagen pro Woche, 24 Monate lang exponiert. Kontrolltiere wurden in Reinluft gehalten. Keiner der Affen entwickelte präneoplastische oder neoplastische Veränderungen in der Lunge (Lewis et al. 1986).

3.1.3.4 Zusammenfassung

Eine kanzerogene Wirkung von Dieselmotor-Emissionen konnte bisher nur bei Ratten nachgewiesen werden. In einer Studie mit Dieselmotor-Emissionen, bei der ein sehr hoher Rußgehalt verwendet wurde, reagierten Sencar-Mäuse mit leicht erhöhter Tumorinzidenz, allerdings nur die weiblichen Tiere (Pepelko und Peirano 1983). Keine erhöhten Tumorinzidenzen wurden bei neugeborenen ICR- und C57Bl/N-Mäusen nach Inhalation von Dieselmotor-Emissionen mit 2–4 mg/m³ Rußgehalt gefunden (Takemoto et al. 1986). Bei der NMRI-Maus konnte ein signifikanter Anstieg der Lungentumorinzidenzen nach Inhalation von Dieselmotor-Emissionen mit 4 mg/m³ Rußgehalt nachgewiesen werden (Heinrich et al. 1986). Dieses Ergebnis konnte aber in einer Nachfolgestudie mit ähnlichen Expositionsbedingungen weder für die NMRINOCH die C57Bl/6N-Maus bestätigt werden (Heinrich et al. 1995). Auch bei der CD-1-Maus wurden nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen keine erhöhten Lungentumorinzidenzen gefunden (Mauderly et al. 1996). Bei Syrischen Goldhamstern (Brightwell et al. 1986, 1989; Heinrich et al. 1982, 1986), Katzen (Pepelko und Peirano 1983) und Affen (Lewis et al. 1986) traten ebenfalls keine Lungentumoren auf.

4 Bewertung

Die seit der Begründung „Dieselmotor-Emissionen” (1987) veröffentlichten tierexperimentellen Studien bestätigen die kanzerogene Wirkung bei der Ratte nach Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen. Bei Maus, Hamster, Katze und Affe konnte kein erhöhtes Lungenkrebsrisiko festgestellt werden.

Die epidemiologischen Studien zeigen mehrheitlich ein erhöhtes relatives Lungenkrebsrisiko bei Berufen mit einer Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen. Das Problem liegt im fehlenden Nachweis einer Dosis-Wirkungsbeziehung. In den meisten Studien liegen keine Angaben zur Höhe der Exposition vor. So können in der umfangreichen Studie von Garshick et al. 2006 von einem Großteil der Exponierten keine Expositionsdaten bestimmt werden. Als Surrogat wird häufig die Expositionsdauer verwendet. Erschwerend kommt hinzu, dass der Begriff „Dieselmotor-Emission” nicht eindeutig ist. Die Emission ist von der Technologie des Dieselmotors abhängig. Die alten Dieselmotoren werden sukzessiv durch Motoren der neuen Technologie ersetzt. Es liegt zu Zeit eine Mischung von beiden Technologien vor. Das Verhältnis wird sich im Laufe der Jahre verändern. Die epidemiologischen Studien stammen aus der Zeit vor der Änderung der Technologie. Zu den Auswirkungen der neuen Motoren liegen auf Grund der kurzen Latenzzeit noch keine Daten vor. Eine eindeutige Expositions-Wirkungsbeziehung konnte selbst in einigen gut dokumentierten Fall-Kontrollstudien nicht nachgewiesen werden. Statistisch signifikant war die Zunahme des relativen Lungenkrebsrisikos jeweils nur in der Berufsgruppe, die am längsten exponiert war (Gustavsson et al. 2000; Jöckel et al. 1998; Steenland et al. 1990, 1998). Aus den Kohortenstudien ist eine Aussage zur Expositions-Wirkungsbeziehung nicht möglich.

Die Datenlage reicht daher nicht aus, Dieselmotor-Emissionen in die Kanzerogenitäts-Kategorie 1 einzustufen, sie verbleiben in Kanzerogenitäts-Kategorie 2.

Aus epidemiologischen Studien liegen Hinweise auf einen Zusammenhang zwischen der Exposition gegen Dieselmotor-Emissionen und Asthma vor. Weiterhin ist ein adjuvanter Effekt von Dieselmotor-Emissionen bei Sensibilisierungsversuchen in verschiedenen Tiermodellen und beim Menschen belegt. Trotz dieser Assoziationen von Dieselmotor-Emissionen und Asthma wird von einer Markierung mit „Sa” abgesehen, da Dieselmotor-Emissionen selbst kein Allergen darstellen.