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1  Einleitung

Das Vorkommen von chemischen Verbindungen künstlichen Ursprungs in der Muttermilch sorgt immer wieder für Diskussionen unter Experten und Verunsicherungen bei Müttern und Vätern. Dabei kommt beständig die Frage auf, ob die Kontamination der Frauenmilch mit einigen dieser Verbindungen einen potenziell negativen Effekt auf gestillte Säuglinge hat. Aufgrund ihrer besonderen chemisch-physikalischen Eigenschaften ist dabei eine Gruppe von Verbindungen von besonderem Interesse, die als persistente organische Schadstoffe1 (Persistent Organic Pollutants, POPs) bezeichnet werden. Die POPs sind eine heterogene Gruppe polyhalogenierter Kohlenwasserstoffe und zeichnen sich durch eine große biologische sowie chemische Stabilität und hohe Lipophilität aus. Dadurch kommt es zu einer Akkumulation dieser Schadstoffe in der Nahrungskette und letztlich einer Anreicherung im Fettgewebe des Menschen. Aus diesem Kompartiment können POPs durch Gewichtsabnahme mobilisiert werden. Auch beim Stillen werden diese Substanzen aus dem Fettgewebe freigesetzt und über die Frauenmilch an das gestillte Kind abgegeben. Von Abraham et al. konnte gezeigt werden, dass nach mehrmonatiger Stillzeit sogar höhere Konzentrationen einiger POPs beim gestillten Kind im Vergleich zur Mutter vorlagen [Abraham et al. 1996].

Es ist nachgewiesen, dass das Stillen viele Vorteile für Mutter und Kind bietet. Die Frauenmilch enthält alle notwendigen Nährstoffe für eine optimale Entwicklung des Säuglings, ist überall verfügbar, immer richtig temperiert, steril und preisgünstig. Die in der Muttermilch enthaltenen humoralen und zellulären Abwehrstoffe unterstützen das Immunsystem. Das Stillen fördert außerdem eine harmonische Mutter-Kind-Beziehung [Curran/Barness 2000a]. Ferner besteht für gestillte Säuglinge eine längerfristige Risikominderung hinsichtlich des Auftretens von Allergien und atopischen Erkrankungen gegenüber nicht gestillten Kindern [Koletzko/Schroten 1999]. Die aktuelle Stillempfehlung der Nationalen Stillkommission am Bundesinstitut für Risikobewertung besagt, dass Säuglinge für vier bis sechs Monate voll gestillt werden sollten [Nationale Stillkommission 2002].


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Durch die oben erwähnte Akkumulation von POPs bei gestillten Kindern ergeht wegen eines zum Teil großen toxischen Potenzials einiger Verbindungen der Auftrag an die Wissenschaft, die Frage möglicher negativer Effekte auf den kindlichen Organismus zu klären. Falls diese tatsächlich vorliegen sollten, könnte dies zu einer Einschränkung der bestehenden Stillempfehlung führen. Die vorliegende Arbeit beschäftigt sich mit dem Teilaspekt von Effekten der persistenten organischen Schadstoffe auf das Immunsystem und geht auf die spezielle Frage von potenziellen Auswirkungen auf natürliche Killer (NK)-Zellen und deren Funktion ein.

1.1  Persistente organische Schadstoffe

POPs sind besonders stabile Verbindungen natürlichen oder anthropogenen Ursprungs, die nur schwer abbaubar sind. Sie führen aufgrund ihrer geringen Wasserlöslichkeit und hohen Fettlöslichkeit zu einer Bioakkumulation in Fettgeweben lebender Organismen. POPs werden durch natürliche Mechanismen über große Distanzen transportiert. Dies resultiert in einer Verteilung über die gesamte Erde, einschließlich Regionen in denen POPs nie benutzt wurden. Somit werden weltweit Menschen und andere Lebewesen, in vielen Fällen über ausgedehnte Zeiträume, POPs ausgesetzt. Da von diesen Substanzen ein mögliches Gefährdungspotential für Menschen aufgrund ihres toxischen Potenzials ausgeht, wurde nach internationalen Verhandlungen in den 1990er Jahren auf einer Tagung des Umweltprogramms der Vereinten Nationen in Stockholm, Schweden im Mai 2001 ein globales Verbot der Produktion und Benutzung von vorerst zwölf POPs durch 127 Regierungen beschlossen. Es handelt sich dabei um die Pestizide Aldrin, Chlordan, Dichlordiphenyltrichlorethan, Dieldrin, Endrin, Heptachlor, Hexachlorbenzol, Mirex und Toxaphen, sowie die Industriechemikalien polychlorierte Biphenyle und die Nebenprodukte polychlorierte Dibenzo-p-dioxine und polychlorierte Dibenzofurane [UNEP 2001]. Bereits 1998 wurden auf einer Tagung der Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen für Europa vier weitere POPs als mögliche Verbots-Kandidaten genannt: die Pestizide Chlordecon und Hexachlorcyclohexan, die Industriechemikalie Hexabrombiphenyl und die Nebenprodukte polyzyklische aromatische Wasserstoffe [UNECE 1998]. Es ist davon auszugehen, dass hier weitere Substanzen hinzukommen, die den Kriterien der Persistenz, Bioakkumulation, Verteilung und Gefährdung genügen.


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Zu den am besten untersuchten POPs gehören die zur Klasse der polyhalogenierten aromatischen Kohlenwasserstoffe (PHAHs) zählenden polychlorierten Dibenzo-p-dioxine (PCDDs) und polychlorierten Dibenzofurane (PCDFs), für die auch die Sammelbezeichnung „Dioxine“ bzw. „Furane“ benutzt wird. PCDDs und PCDFs sind eine heterogene Gruppe von chemischen Substanzen mit ähnlicher Struktur, verwandten physikalischen und chemischen Eigenschaften und gleichartiger Toxizität, welche auch „dioxinartig“ genannt wird. Aufgrund unterschiedlicher Chlorierungsgrade der beiden Benzolringe und unterschiedlicher Isomerie der Verbindungen gibt es 75 verschiedene PCDDs und 135 verschiedene PCDFs, wobei die einzelnen Verbindungen als „Kongenere“ bezeichnet werden. Nur die 17 2,3,7,8-chlorierten Kongenere (7 PCDDs und 10 PCDFs) akkumulieren und besitzen eine dioxinartige Toxizität. Die Verbindung mit der höchsten toxischen Potenz ist das 2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin (TCDD). Die Strukturformel der PCDDs wird in Abbildung 1.1 und der PCDFs in Abbildung 1.2 dargestellt. PCDDs und PCDFs entstehen als unerwünschte Nebenprodukte bei der Herstellung bestimmter chlorhaltiger Chemieprodukte wie z. B. Hexachlorbenzol und polychlorierten Biphenylen (PCBs), beim Bleichen von Zellstoff und Papier, sowie bei der Verbrennung bestimmter chlorierter Kohlenwasserstoffe (z. B. PCBs) und kommen in verunreinigten Herbiziden und PCB-Ölen vor.

Abbildung 1.1:Strukturformel der polychlorierten Dibenzodioxine (PCDDs), mit Bezifferung der chlorsubstituierbaren Ringpositionen


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Abbildung 1.2:Strukturformel der polychlorierten Dibenzofurane (PCDFs), mit Bezifferung der chlorsubstituierbaren Ringpositionen

Von den polychlorierten Biphenylen (PCBs) gibt es 209 Kongenere, die sich durch Anzahl und Lage der Chloratome am Biphenylringsystem unterscheiden, wobei 12 Kongenere eine dioxinartige Toxizität besitzen. Die Strukturformel der PCBs wird in Abbildung 1.3 dargestellt. PCBs wurden als Gemische wegen ihrer hohen thermischen Stabilität, der elektrischen Isolationseigenschaft und der geringen Entflammbarkeit unter anderem in Kühl-, Isolier- und Hydraulikflüssigkeiten, Kondensatoren und Transformatoren, Flammschutzmitteln, Textilhilfsmitteln und Weichmachern in Lacken eingesetzt. Diese PCB-Gemische sind häufig mit PCDFs kontaminiert. Die Herstellung und Benutzung von PCBs wurde in der BRD seit 1978 weitgehend eingeschränkt und 1989 verboten.


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Abbildung 1.3:Strukturformel der polychlorierten Biphenyle (PCBs), mit Bezifferung der chlorsubstituierbaren Ringpositionen

Während die PCDDs, PCDFs und ein Teil der PCBs im Hintergrundbereich in sehr niedrigen Konzentrationen vorliegen, kommen als Insektizide eingesetzte chlorierte zyklische Kohlenwasserstoffe und deren Abbauprodukte im Hintergrundbereich in wesentlich höheren Konzentrationen vor. Auch sie akkumulieren im Fettgewebe von Mensch und Tier. Es handelt sich dabei unter anderem um Hexachlorbenzol, pp'-Dichlordiphenyldichlorethylen und β-Hexachlorcyclohexan, welche im Folgenden näher beschrieben werden.

Die chlorierte aromatische Verbindung Hexachlorbenzol (HCB) wurde als Fungizid, Saatgutbeizmittel, Weichmacher und Ausgangssubstanz für Pentachlorphenol (PCP) verwendet, das unter anderem als Holzschutzmittel eingesetzt wurde. Die Anwendung ist seit 1981 in der BRD verboten. Die Strukturformel von HCB wird in Abbildung 1.4 dargestellt.


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Abbildung 1.4:Strukturformel von Hexachlorbenzol (HCB)

Die Substanz pp'-Dichlordiphenyldichlorethylen (pp-DDE) ist der Hauptmetabolit von Dichlordiphenyltrichlorethan (DDT). Durch seine besonders lange Halbwertszeit ist heute vornehmlich pp-DDE nachweisbar. Das breit wirksame Insektizid DDT wurde vor allem in der Landwirtschaft und zur Bekämpfung des Malaria-Vektors eingesetzt. Während es 1972 in der BRD verboten wurde, setzte es die ehemalige DDR bis in die 1980er Jahre ein. In einigen tropischen Ländern ist es weiterhin in Benutzung. Die Strukturformel von pp-DDE wird in Abbildung 1.5 dargestellt.

Abbildung 1.5:Strukturformel von pp'-Dichlordiphenyldichlorethylen (pp-DDE)


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Bei der Herstellung des Insektizides Lindan (Hexachlorcyclohexan, HCH) fällt ein Gemisch von acht Isomeren an. Das einzige insektizid wirksame Isomer γ-HCH hat daran nur einen Anteil von ungefähr 15 %. Eine umwelttoxikologische Relevanz besitzen die bei der Lindan-Produktion in großen Mengen anfallenden Isomere α-HCH und ß-HCH, wobei das ß-HCH im größten Ausmaß akkumuliert. Die Strukturformel von ß-HCH wird in Abbildung 1.6 dargestellt. Neben der früheren Verwendung von Lindan als Pflanzen-, Holz- und Textilschutzmittel wird es weiterhin in der Humanmedizin als antiparasitäres Mittel gegen Krätzmilben, Kopf-, Filz- und Kleiderläuse und in der Veterinärmedizin verwendet. Die Anwendung von HCH-Isomerengemischen mit weniger als 99 % γ-HCH-Gehalt wurde 1981 in der Europäische Union verboten.

Abbildung 1.6:Strukturformel von β-Hexachlorcyclohexan (ß-HCH)

Neben diesen häufig vorkommenden und recht gut untersuchten Verbindungen und Verbindungsgruppen existieren noch unzählige andere POPs, über deren Wirkungen zum Teil weniger bekannt ist.

Um unterschiedliche Dioxinmischungen hinsichtlich ihrer Gesamt-Toxizität beurteilen zu können, hat 1988 eine NATO-Arbeitsgruppe Toxizitäts-Äquivalenz-Faktoren (TEFs) etabliert, die es für das einzelne Kongener ermöglichen, eine in der Wirkung zu TCDD äquivalente Konzentration zu berechnen [NATO/CCMS 1988]. Diese TEFs repräsentieren die relative Toxizität der Verbindungen gegenüber TCDD, dem aufgrund seiner großen toxischen Potenz ein TEF-Wert von 1 zugeteilt wird, während andere dioxinartige Kongenere Faktoren zwischen 0 und 1 erhalten. Die Konzentration jedes Kongener wird mit seinem TEF-Wert multipliziert und ergibt so das TEq (Toxizitäts-Äquivalent). Die Ergebnisse von Dioxin-Messungen werden dann als I-TEq [Seite 8↓](Internationales TEq) mitgeteilt, bei Hintergrundbelastung mit der Einheit Pikogramm pro Gramm (pg/g) Fett. Das TEF-Konzept bezieht sich allerdings nur auf Dioxin-Wirkungen, die über einen bestimmten Rezeptor vermittelt werden (siehe 1.1.2). Von einer WHO (Weltgesundheitsorganisation)-Arbeitsgruppe wurden 1998 nach einer aktuellen Risikobewertung neue TEFs eingeführt, die neben einigen leicht veränderten PCDD/PCDF-TEFs zusätzlich TEFs für co-planare und mono-ortho-PCBs beinhalten, da diese auch eine dioxinartige Toxizität besitzen [Van den Berg et al. 1998]. Die Ergebnisse, die auf diesen veränderten TEFs basieren, werden als Gesamt-WHO-TEq mitgeteilt. In Tabelle 1.1 wird ein Überblick über die WHO-TEFs gegeben. Aus Gründen der Vergleichbarkeit mit anderen Studien wurden sowohl I-TEqs als auch WHO-TEqs mitgeteilt und in den entsprechenden statistischen Analysen verwandt.

Tabelle 1.1:WHO-Toxizitäts-Äquivalenz-Faktoren (WHO-TEFs) der PCDD/PCDF/PCB-Kongenere

PCDD-Kongener

WHO-TEF

PCDF-Kongener

WHO-TEF

2,3,7,8-T4CDD

1

2,3,4,7,8-P5CDF

0,5

1,2,3,7,8-P5CDD

1

1,2,3,4,7,8-H6CDF

0,1

1,2,3,4,7,8-H6CDD

0,1

1,2,3,6,7,8-H6CDF

0,1

1,2,3,6,7,8-H6CDD

0,1

2,3,4,6,7,8-H6CDF

0,1

1,2,3,7,8,9-H6CDD

0,1

1,2,3,4,6,7,8-H7CDF

0,01

1,2,3,4,6,7,8-H7CDD

0,01

 

OCDD

0,0001

  

PCB-Kongener

WHO-TEF

3,3’,4,4’,5-P5CB (PCB 126)

0,1

3,3’,4,4’,5,5’-H6CB (PCB 169)

0,01

2,3’,4,4’,5-P5CB (PCB 118)

0,0001

2,3,3’,4,4’,5-H6CB (PCB 156)

0,0005


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1.1.1 Aufnahme und Metabolismus

Der Mensch nimmt 90–95 % der Dioxine über die Nahrung auf, wobei ungefähr zwei Drittel dieser Aufnahme aus Fleisch und Milchprodukten stammen. Die transdermale und inhalative Aufnahme von Dioxinen ist für nicht beruflich exponierte Personen vernachlässigbar. Ein Erwachsener nimmt in Deutschland etwa 0,5 pg I-TEq pro Kilogramm Körpergewicht und Tag (kg KG/d) auf (Stand 2000) [Umweltbundesamt 2000]. Den TDI-Wert (Tolerable Daily Intake) für Dioxine, Furane und dioxinähnliche PCBs hat die WHO 1998 auf 1– 4 pg WHO-TEq/kg KG/d festgelegt [WHO 2000].
Die oben beschriebene hohe Lipophilität und große biologische Stabilität resultiert in einer langen Halbwertszeit der POPs im menschlichen Organismus. Nach Flesch-Janys et al. beträgt die Halbwertszeit von Dioxinen im menschlichen Körper im Mittel 7,2 Jahre für TCDD, zwischen 3,7 und 15,7 Jahren für verschiedene PCDDs und zwischen 3,0 und 19,6 Jahren für PCDF-Verbindungen [Flesch-Janys et al. 1996]. Wolff et al. beschrieben eine Halbwertszeit der PCBs zwischen 5 und 15 Jahren im menschlichen Körper [Wolff et al. 1992]. Deshalb kommt es trotz einer relativ niedrigen täglichen Aufnahme der POPs über Nahrungsmittel zu relativ hohen POP-Werten im Fettgewebe. Die Schadstoff-Konzentrationen im Körperfettgewebe einer Mutter entsprechen den Konzentrationen im Milchfett der Muttermilch [Abraham et al. 1996]. Daher enthält die Muttermilch hohe POP-Konzentrationen, welche beim Stillen an den Säugling abgegeben werden. Die tägliche Muttermilch-Trinkmenge von Säuglingen beträgt 10–15 % ihres Körpergewichtes, womit sie ihren hohen Flüssigkeitsbedarf und den hohen Energiebedarf von 80–120 kcal/kg KG/d (19–29 kJ/kg KG/d) im ersten Lebensjahr decken [Curran/Barness 2000b]. Dadurch nehmen gestillte Säuglinge im Vergleich zu Erwachsenen wesentlich höhere Mengen an POPs auf. Für gestillte Kinder hatten Beck et al. eine mittlere Aufnahme von 17 pg TCDD/kg KG/d und 142 pg I-TEq/kg KG/d errechnet [Beck et al. 1994]. Patandin et al. hatten in ihrer Arbeit für die ersten sechs Lebensmonate eine mittlere Dioxin- und PCB-Aufnahme von 852 pg I-TEq/d ermittelt [Patandin et al. 1999]. In einer Untersuchung von Abraham et al. wurde eine bis zu 50-fach höhere Dioxin-Aufnahme von gestillten im Vergleich zu nicht gestillten Kindern beschrieben. Dabei wurde intestinal eine nahezu vollständige Absorption von PCDDs/PCDFs im ersten Lebensjahr beobachtet [Abraham et al. 1996].


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Die Bund-Länder-Arbeitsgruppe Dioxine berichtete, dass auch noch bei 9–11jährigen Kindern Unterschiede zwischen gestillten und nicht gestillten Kindern erkennbar waren, wobei die Gruppe gestillter Kinder im Mittel 20 % höhere Dioxingehalte im Blut aufwies [Umweltbundesamt 2002].
Hier soll noch auf die ungewöhnlich unterschiedlichen Halbwertszeiten von TCDD bei verschiedenen Tierspezies hingewiesen werden. Bei Nagetieren beträgt diese wenige Wochen, bei Affen mehrere Wochen bis Monate und bei Menschen wie oben erwähnt ungefähr 7 Jahre [Van den Berg 1994].

Päpke stellte in einer Untersuchung fest, dass die Hintergrundbelastung mit PCDDs/PCDFs in Deutschland von 1986 bis 1996 deutlich abgenommen hatte. Dieser Rückgang sei auf gesetzliche Regelungen und Verbote zurückzuführen. Trotz dieses Trends sei die hohe Exposition von Säuglingen mit PCDDs/PCDFs während der Stillzeit ein Grund zur Sorge und rechtfertige weitere Maßnahmen zur Reduktion von PCDD/PCDF-Emissionen in die Umwelt [Päpke 1998], was entsprechend auch für andere Verbindungen gilt.

1.1.2  Toxizität

Die Toxizität von Dioxinen kommt vermutlich vor allem durch die Bindung an den zytoplasmatischen Arylhydrocarbon (Ah)-Rezeptor zustande [Poland et al. 1976] [Vorderstrasse et al. 2001]. Während es auch andere xenobiotische Liganden wie Furane, Biphenyle und Anthracene gibt, sind endogene Liganden und die physiologische Funktion des Ah-Rezeptors noch nicht bekannt. Da er allerdings bei allen Säugetieren sowie Fischen, Würmern und Insekten vorkommt, ist eine fundamentale Rolle in der zellulären Physiologie naheliegend. Der Ah-Rezeptor ist Teil einer Funktionseinheit, die unter anderem Hitzeschockproteine beinhaltet. Nach Bindung oben genannter Substanzen an den Ah-Rezeptor, löst sich dieser von den anderen Proteinen und bildet einen Komplex mit dem Protein ARNT (Aryl Hydrocarbon Receptor Nuclear Transferase). Dieser aktivierte Ligand-Rezeptor-Komplex bindet reversibel an spezifische DNA (Desoxyribonukleinsäure)-Sequenzen, die so genannten DREs (Dioxin-Response Elements). Durch die Modifikation der Transkription dieser Gene kommt es zu einer gesteigerten Synthese von spezifischen Proteinen, z. B. von Zytochrom P-450 1A und Gluthation-S-Transferase-Ya.


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Es wird vermutet, dass die Induktion von spezifischen Proteinen die biochemischen und toxischen Effekte von Dioxinen und verwandten Substanzen vermittelt.

Die toxische Potenz der Dioxine und Furane korreliert mit der Bindungsaffinität zum Ah-Rezeptor, wobei TCDD die höchste Affinität und somit höchste Toxizität aufweist [DeVito/Birnbaum 1994] [Poellinger 2000].

Bei experimenteller Behandlung von Versuchstieren mit Dioxinen variierten die beobachteten toxischen Effekte je nach Stamm und Spezies erheblich. Zu den bei verschiedenen Tierspezies beschriebenen Auswirkungen gehörten Gewichtsverlust (wasting syndrome), Thymusatrophie, Immuntoxizität, Hepatotoxizität, toxische Wirkung auf Reproduktivität, Entwicklungsstörungen, Teratogenität und Karzinogenität. Zwischen den unterschiedlichen Spezies bestehen extreme Variationen bezüglich der TCDD-Dosis, welche eine akute Letalität hervorruft. Die LD50 (Letaldosis einer Chemikalie, die 50 % der damit behandelten Tiere tötet) beträgt bei dem TCDD-empfindlichsten Tier, dem Meerschweinchen, ungefähr 0,6 µg/kg KG. Der Hamster hingegen ist am wenigsten TCDD-sensibel und weist eine LD50 von mehr als 3.000 µg/kg KG auf. Bei anderen Spezies wie Affen, Kaninchen, Ratten, Mäusen und Hunden beträgt die LD50 zwischen 100 und 300 µg/kg KG [DeVito/Birnbaum 1994]. Diese Variation der LD50 von TCDD zwischen verschiedenen Spezies ist beispiellos im Vergleich zu anderen untersuchten chemischen Verbindungen. Die Übertragung von Ergebnissen tierexperimenteller Studien auf den Menschen ist aufgrund dieser Spezies-abhängigen unterschiedlichen Dosis-Wirkungs-Beziehungen, Halbwertszeiten und Effekt-Muster der Dioxine hoch problematisch.

Vor allem Unfälle haben Dioxine als gesundheitsgefährdende Substanzen für den Menschen in das öffentliche Bewusstsein gebracht. Der bekannteste Unglücksfall mit TCDD geschah 1976 in Seveso (Italien) bei einem Unfall in einer chemischen Fabrik. Hier traten ungefähr 200 Chlorakne-Fälle auf, während insgesamt mehrere zehntausend Personen exponiert waren [Bertazzi et al. 1998]. Seitdem trägt TCDD auch den Trivialnamen „Seveso-Gift“. Ein weiterer schwerer Unfall mit TCDD geschah 1953 in einer Industrieanlage in Ludwigshafen, wobei mehrere Dutzend Arbeiter an Chlorakne erkrankten [Zober et al. 1994]. Unfälle mit durch PCBs und PCDFs kontaminiertem Reisöl traten 1968 in Japan und 1979 in Taiwan auf, wobei jeweils mehrere hundert Patienten an Chlorakne erkrankten. Diese Massenvergiftungen [Seite 12↓]bekamen in Japan den Namen „Yusho“ und in Taiwan „Yu-Cheng“ [Masuda 1985]. Bekanntheit erlangten Dioxine auch, als im Rahmen von Entlaubungsaktionen im Vietnamkrieg in den 1960er und 1970er Jahren sehr große Mengen des Herbizids „Agent Orange“ eingesetzt wurden. Agent Orange bestand aus einer 1:1-Mischung von 2,4-Dichlorphenol und 2,4,5-Trichlorphenol, welches in hohem Maße mit TCDD kontaminiert war [Michalek et al. 1999]. In jüngerer Zeit gab es wiederholt Fälle, bei denen mit Dioxinen kontaminierte PCB-Öle in Tierfutter gelangten und verfüttert wurden, z. B. 1999 in Belgien [Bernard et al. 2002].

Der einzige beim Menschen gesicherte akute klinische Effekt von PCDDs und PCDFs ist die Entstehung von Chlorakne. Die Chlorakne ist eine schmerzhafte und schwer heilende Erkrankung der Talgdrüsen mit akneartigen, follikulären Hyperkeratosen, Komedonen, Zysten sowie Hyperpigmentationen. Diese tritt außer beim Menschen nur bei Affen, Kaninchenohren und der „hairless mouse“ auf. Die Chlorakne entwickelt sich nach Exposition mit obigen und anderen chlorierten Verbindungsgruppen innerhalb von einigen Wochen und bleibt zum Teil noch Jahrzehnte nach Exposition bestehen [DeVito/Birnbaum 1994]. Dabei gibt es anscheinend erhebliche interindividuelle Unterschiede hinsichtlich der Empfindlichkeit des Menschen. Bei Exponierten des Seveso-Unfalls wurden schwere Fälle von Chlorakne schon ab einer Konzentration von ungefähr 800 pg TCDD/g Blutfett beobachtet [Mocarelli et al. 1991], während eine Patientin nach akzidenteller Belastung Werte von initial 26.000 pg TCDD/g Blutfett aufwies, aber nur an einer milden Chlorakne erkrankte [Geusau et al. 2001]. Darüber hinaus gab es erstaunlicherweise auch bei extrem hohen Dioxin-Belastungen keine gesicherten akuten klinischen Wirkungen auf den menschlichen Organismus.
Nach dem Yu-Cheng-Unfall mit PCBs/PCDFs wurden bei Exponierten unter anderem folgende klinische Beobachtungen gemacht: Chlorakne, Hyperpigmentation von Haut, Schleimhaut und Nägeln, sowie Augensymptome wie Absonderungen und Lidödeme [Lü/Wu 1985]. Bei Kinder die in Folge des Yu-Cheng- und Yusho-Unfalls pränatal mit PCBs/PCDFs exponiert waren, wurden unter anderem niedrige Geburtsgewichte, geringere Geburtslängen, dunkelbraune Haut- und Schleimhaut-Pigmentationen („Cola-Baby“), Gingivahyperplasien, frühe Dentitionen, deformierte Nägel und Schädelkalzifikationen beobachtet [Yamashita/Hayashi 1985] [Rogan et al. 1988].
Bezüglich chronischer Wirkungen von TCDD wurden von Bertazzi et al. nach einer 20jährigen Beobachtung von Betroffenen des Seveso-Unfalls sowohl karzinogene [Seite 13↓]Wirkungen als auch kardiovaskuläre und endokrin-assoziierte Effekte beschrieben [Bertazzi et al. 2001]. In weiteren veröffentlichten Arbeiten über Effekte von Dioxinen auf den Menschen wurden in Ermangelung anderer Populationen vornehmlich (ehemals) beruflich exponierte Personen untersucht. Watanabe et al. berichten in ihrem Review von fünf Studien über karzinogene Dioxin-Effekte und ermitteln insgesamt ein relatives Risiko von 1,4 für maligne Neoplasien. Die unterschiedlichen Lokalisationen der Neoplasien (Lunge, Lymphsystem, Weichteile, Gastro-Intestinal-Trakt) und lange Latenzzeiten weisen dabei auf eine Rolle der Dioxine als Kokanzerogene hin. Bezüglich kardiovaskulärer Effekte berichten sie von drei Studien mit signifikant erhöhten Risiken für ischämische und chronische Herzerkrankungen sowie zerebrovaskuläre Erkrankungen. Eine Studie über endokrine TCDD-Effekte teilt eine signifikante negative Korrelation mit Testosteron und positive Korrelationen mit Follikelstimulierendem Hormon und Luteinisierendem Hormon mit. Zwei Studien berichten von einer erhöhten Diabetes mellitus-Inzidenz [Watanabe et al. 1999]. Über Studien, welche Dioxin-Effekte auf das Immunsystem untersuchten, wird im folgenden Kapitel (1.1.3) berichtet.
Bei der Beurteilung dieser Ergebnisse muss man allerdings berücksichtigen, dass ein Hauptproblem dieser epidemiologischen Untersuchungen die Mischexposition mit unterschiedlichen chemischen Substanzen ist. Die Beurteilung von möglichen Effekten einzelner Verbindungen auf den menschlichen Organismus wird dadurch erheblich erschwert bzw. unmöglich gemacht.

1.1.3  Immuntoxizität

In tierexperimentellen Studien wurden bei Behandlung mit Dioxinen bei unterschiedlichen Spezies Thymusatrophie, Wirkungen auf zelluläre und humorale Immunparametern, sowie erhöhte Anfälligkeit für Infektionskrankheiten beobachtet. Die Untersuchungen wurden vor allem mit Nagetieren durchgeführt, aber auch mit Meerschweinchen, Kaninchen und Affen [Kerkvliet 1994] [Kerkvliet 1995]. Hier ist darauf hinzuweisen, dass die Thymusatrophie, welche bei allen untersuchten Spezies auftrat, durch eine direkte Thymus-Epithelschädigung entsteht, woraufhin es zu sekundären immuntoxischen Effekten kommt. Der Thymus spielt eine entschiedende Rolle in der Entwicklung der zellulären Immunität, da in diesem die prä- und postnatale Reifung und Differenzierung der T-Lymphozyten stattfindet [Kerkvliet 1994]. Aufgrund des Auftretens von suppressiven Effekten auf T-Zell- und B-Zell-vermittelte [Seite 14↓]Immunantworten bei relativ geringen TCDD-Dosierungen (ohne das andere offenkundige toxische Wirkungen eintraten), wurden diese Effekte als besonders sensitive Indikatoren einer TCDD-Exposition bezeichnet. Immunsuppressive Dioxin-Effekte traten ferner bei niedrigeren Dosierungen in der Prä- und Postnatal-Periode im Vergleich zu erwachsenen Nagetieren auf. Das in Entwicklung befindliche Immunsystem von Tieren wurde daraufhin als besonders empfindlich für die Dioxin-Toxizität bezeichnet [Holsapple et al. 1991]. Dabei ist zu beachten, dass die beobachteten Effekte auf lymphozytäre Immunfunktionen von Jungtieren vermutlich teilweise auf die epitheliale Thymusschädigung zurückzuführen sind. Von verschiedenen Arbeitsgruppen wurden supprimierende TCDD-Effekte auf zellvermittelte Typ-IV-Hypersensitivitätsreaktionen, Graft-versus-host-Reaktionen und T-Zell-Mitogen-Stimulationen bei Nagetieren beschrieben. Im Bereich des humoralen Immunsystems wurden supprimierende Wirkungen z. B. im Plaque-forming-cell-Test (mit IgG-bildenden Plasmazellen) und in Antigen-Antikörper-Reaktionen beobachtet. Bei Mäusen und Kaninchen waren die Gesamt-Immunglobuline bzw. IgG im Serum bei Belastung mit niedrigen TCDD-Dosen erhöht und bei hohen Dosen erniedrigt. Experimentelle Studien bezüglich TCDD-Einflüssen auf die Wirtsresistenz von Mäusen zeigten eine erhöhte Anfälligkeit für Infektionen mit Streptokokken, Salmonellen, Listerien, Influenza-Viren, Herpes simplex-Viren und Plasmodien [Holsapple et al. 1991]. Die in Tierexperimenten beobachtete Dioxin-Toxizität hatte vor allem suppressive, aber auch stimulative Effekte auf das Immunsystem. Dabei konnte kein allgemeiner Wirkmechanismus und kein durchgängiges Wirkmuster erfasst werden [DeVito/Birnbaum 1994].

Bezüglich möglicher Dioxin-Effekte auf das humane Immunsystem existieren vor allem Untersuchungen an akzidentiell exponierten Personen. Dabei wurden verminderte T-Lymphozyten-Werte, eine verminderte Zell-vermittelte Immunantwort und erniedrigte Thymosin-α-1-Werte, aber auch erhöhte Lymphozytenzahlen, verstärkte lymphoproliferative Antworten, erhöhte Serum-IgA-Spiegel und erhöhte Komplement-Protein-Werte beobachtet. Die Interpretation dieser Einzelbeobachtungen wird dadurch erschwert, das meist Mischexpositionen vorlagen, lange Latenzzeiten zwischen Exposition und Untersuchung bestanden, die Messung der individuelle Dioxin-Belastung fehlte bzw. nur geschätzt wurde, zahlreiche Confounder (Einflussfaktoren) zu berücksichtigen waren und sich die Veränderungen der Laborparameter teilweise nicht reproduzieren ließen [Kerkvliet 1995]. Baccarelli et al. untersuchten knapp 20 Jahre [Seite 15↓]nach dem Seveso-Unfall exponierte Personen. Dabei bestand ein signifikanter negativer Zusammenhang zwischen TCDD-Belastung und Serum-IgG-Werten. Diese Assoziation bestand auch nach weitergehender statistischer Analyse unter Einschluss von wichtigen Confoundern und Ausschluss von Personen mit Infektionen sowie Gebrauch von Antibiotika und nicht-steroidaler Antiphlogistika [Baccarelli et al. 2002]. Die mit PCBs und PCDFs exponierten Yu-Cheng-Personen wiesen bei Untersuchungen erniedrigte Serum-IgA- und IgM-Spiegel, einen verminderten Anteil von T-Lymphozyten und T-Helferzellen, einen vermehrten Anteil von T-Suppressorzellen und eine supprimierte Typ-IV-Reaktion auf. Es wurden aber auch verstärkte lymphoproliferative Antworten und erhöhte Komplement-Protein-Werte gefunden. Diese Veränderungen waren nur vorübergehend und die PCB/PCDF-Mischexposition erschwerte wiederum die Interpretation [Lü/Wu 1985]. Bei In-vitro-Untersuchungen von TCDD-Effekten auf humane Lymphozyten wurden supprimierte T- und B-Lymphozyten-Werte und eine verminderte Antikörper-Produktion beschrieben [Kerkvliet 1995].
Zusammenfassend gibt es zwar Hinweise, dass Dioxine einen immuntoxischen Effekt beim Menschen haben könnten, dies ist aber für eine reine TCDD-Exposition nicht nachgewiesen. Es gibt keinen eindeutig identifizierten Wirkungsmechanismus der Immuntoxizität von Dioxinen und außerdem keinen eindeutigen immuntoxischen Effekt auch bei höheren Gewebe-Konzentrationen.

1.2 Natürliche Killerzellen

NK-Zellen erkennen sowohl virusinfizierte und maligne entartete körpereigene Zellen als auch körperfremde Zellen – im Folgenden Targetzellen genannt – und sind in der Lage, diese durch Lyse zu töten. Als Effektorzellen der angeborenen Immunität benötigen die NK-Zellen im Gegensatz zu T-Lymphozyten keine vorherige Sensibilisierung zur Aktivierung und sind zudem Thymus-unabhängig [Herberman/Holden 1978]. NK-Zellen werden sofort nach Pathogenkontakt und somit noch vor den spezifischen humoralen und zellulären Immunantworten aktiv und nehmen dadurch eine besondere Stellung im Abwehrsystem des Menschen ein. Die Aktivität von NK-Zellen wird dabei durch bestimmte Entzündungsmediatoren verstärkt, wodurch weitere Zellen des Immunsystems angelockt und aktiviert werden. Die spontane zytotoxische Aktivität von NK-Zellen ist dadurch charakterisiert, dass sie nicht MHC-restriktiert ist [West et al. 1977]. Der vorwiegende Zelltyp, der diese „nicht-MHC“ [Seite 16↓]abhängige Lyse vermittelt, ist der CD3 (Cluster of Differentiation)-negative und CD56/CD16-positive große granuläre Lymphozyt (LGL) [O'Shea/Ortaldo 1992]. Aus morphologischer Sicht werden NK-Zellen als LGLs wegen eines Durchmessers von 12–15 µm, des hohen Zytoplasma-zu-Kern-Verhältnisses mit nierenförmigem Kern und ausgeprägten azurophilen Granula beschrieben. Da wie bei anderen Zelltypen eine Heterogenität existiert, gibt es auch NK-Zellen, die diese morphologischen Charakteristika nicht aufweisen [Trinchieri 1989] [Wahn 1999].

NK-Zellen stammen von hämatopoetischen Vorläufer-Stammzellen aus dem Knochenmark ab [Lanier 2000], differenzieren sich im peripheren Blut weiter aus und erreichen einen ruhenden, nicht-proliferierenden Zustand entweder im Blut oder in anderen Körpergeweben [O'Shea/Ortaldo 1992]. Sie kommen vor allem im peripheren Blut und in der roten Pulpa der Milz vor [Trinchieri 1989], ferner in der Duodenalschleimhaut, im Dickdarmgewebe und der Dezidua [Möller et al. 1998]. Außerdem können NK-Zellen in der Bronchialmukosa, in der Leber und in der Marginalzone der Lymphknoten nachgewiesen werden [Wahn 1999], sowie solide Tumoren infiltrieren und dort akkumulieren [Herberman/Ortaldo 1981].

1.2.1 Zell-Marker

Die Zelloberflächen-Antigene CD56 und CD16 werden allgemein am häufigsten als NK-Zell-Marker benutzt. CD56 ist das N-CAM (neurale Zell­adhäsionsmolekül), welches von NK-Zellen und zu 5 % von CD3-positiven Lymphozyten exprimiert wird [Lanier et al. 1989]. Als CD16 wird der IgG-bindende Rezeptor FcγRIII bezeichnet. Dieser wird von NK-Zellen exprimiert und kann auch auf CD3-positiven Lymphozyten und neutrophilen Granulozyten vorhanden sein [Lanier et al. 1983] [Lanier et al. 1986]. Durch Anwendung von Fluorochrom-tragenden Antikörpern in Kombination können NK-Zellen mittels Durchflusszytometrie selektiv identifiziert und quantifiziert werden (siehe auch 2.5 und 2.6). Sie sind in der Laborroutine als CD3-negative und CD56-positive und/oder CD16-positive Zellen (CD3CD56/16+) definiert, die sich aus den Lymphozyten-Subpopulationen mit den Oberflächenantigenen CD3CD56+CD16, CD3CD56+CD16+ und CD3CD56CD16+ zusammensetzen. Dadurch können NK-Zellen als distinkte dritte Gruppe der Lymphozyten, neben den T- und B-Lymphozyten, identifiziert werden.


[Seite 17↓]

Nach Lanier et al. haben bei Erwachsenen die NK-Zell-Subpopulationen einen Anteil von ungefähr 10 % an den Lymphozyten (CD3CD56+CD16: 1 %; CD3CD56+CD16+: 8 %; CD3CD56CD16+: < 1 %) [Lanier et al. 1986].

1.2.2 Funktion

In tierexperimentellen Modellen wurde eine Rolle der NK-Zellen bei der Immunabwehr von Infektionen, bei der Elimination von neoplastischen Zellen und der Regulation der Hämatopoese nachgewiesen [Trinchieri 1989] [Robertson/Ritz 1990]. Auch beim Menschen wurde die Bedeutung der NK-Zellen als Effektorzellen der angeborenen Immunität, und hier vor allem bei viralen Infektionen, durch In-vivo-Studien beschrieben [Trinchieri 1989] [Biron 1999]. Neben der Fähigkeit humaner NK-Zellen, verschiedene Targetzellen direkt zu lysieren, wurde in-vitro auch die Produktion von diversen löslichen Faktoren beobachtet. Aktivierte NK-Zellen produzieren unter anderem die Zytokine Interferon (IFN)-γ, Tumornekrosefaktor (TNF)-α und Interleukin (IL)-5, IL-8, IL-10, IL-13 sowie die Chemokine Macrophage Inflammatory Protein (MIP)-1α, MIP-1ß und Lymphotaktin. Dadurch sind sie in der Lage, Effektorzellen des erworbenen Immunsystems anzulocken und zu aktivieren [Lanier 2000]. Die NK-Aktivität wiederum kann durch IFN-α/ß und IL-2 induziert und verstärkt werden [Biron 1999]. Ferner sind NK-Zellen in der Lage, die hämatopoetischen Faktoren Granulozyten-Makrophagen-Kolonienstimulierenden Faktor (GM-CSF), Makrophagen-Kolonienstimulierenden Faktor (M-CSF) und IL-3 zu bilden [Murphy/Longo 1996].

1.2.3 Zytotoxische Aktivität

Schon in den 1960er Jahren wurde eine Reaktivität von Blutzellen gesunder Individuen gegen Tumorzell-Linien in-vitro beobachtet. Diese „normale Reaktivität“ wurde aber zunächst für ein Artefakt gehalten [Oldham 1982]. Die Erstbeschreibung der NK-Aktivität wurde 1972 von Rosenberg et al. veröffentlicht. Hier wurde beobachtet, dass frisch isolierte Lymphozyten unimmunisierter gesunder Spender allogene Tumorzellen lysieren konnten [Rosenberg et al. 1972].

Die Zytotoxizität von NK-Zellen wird durch eine Balance von positiven und negativen Signalen reguliert. Damit es zur Lyse von Targetzellen durch NK-Zellen kommen kann, benötigen diese sowohl das Fehlen eines Inhibitionssignales als auch das Vorhandensein eines Aktivierungssignals. NK-Zellen können über Rezeptoren [Seite 18↓]MHC Klasse-I Moleküle auf anderen Zellen erkennen, woraufhin Signale übermittelt werden, welche die NK-Aktivität inhibieren. Das bedeutet, dass NK-Zellen nur solche Zellen lysieren, die entweder nie MHC Klasse-I Moleküle besaßen, diese verloren haben oder insuffiziente Mengen davon exprimieren („missing self“-Theorie) [Ljunggren/Kärre 1990]. Eine Niederregulation von MHC-Liganden kann z. B. durch virale Infektion oder maligne Transformation erfolgen.
Von den inhibitorischen NK-Zell-Rezeptoren sind mittlerweile drei unterschiedliche Rezeptor-Familien charakterisiert worden: KIRs (Killerzell-inhibitorische Rezeptoren), CD94/NKG2 und Ly49 [Lanier 1998].
Einige der für die Aktivierung der NK-Zellen verantwortlichen NCRs (Natural Cytotoxicity Receptors) wurden ebenfalls vor kurzem identifiziert. Bestimmte NCRs (NKp30, NKp46) kommen auf ruhenden und aktivierten NK-Zellen vor, während ein anderer NCR (NKp44) nur von IL-2-aktivierten NK-Zellen exprimiert wird. Die korrespondierenden Liganden auf den Targetzellen sind noch nicht identifiziert [Moretta et al. 2000] [Moretta et al. 2001].
Bei einer gleichzeitigen Ligation von aktivierenden und inhibierenden NK-Rezeptoren kommt es zu einer Dominanz der Inhibition. Weiterhin existieren diverse synergistische Rezeptoren und kostimulatorische Adhäsionsmoleküle (u. a. NKG2D, 2B4, NKp80), die NK-Zytotoxizität oder Zytokin-Sekretion anregen können [Lanier 2000] [Lanier 2001]. Hier sind folgende Liganden auf Targetzellen bekannt: MICA/B (major histocompatibility complex class I chain-related) Oberflächen-Antigene für NKG2D und CD48 für 2B4 [Moretta et al. 2001].

Der Vorgang der Zelltötung durch NK-Zellen läuft typischerweise wie folgt ab:
Nach Erkennung der Targetzelle und Bindung an diese wird die Targetzell-Membran beschädigt, die Defragmentierung der Targetzell-DNA induziert und der Inhalt der Targetzelle freigesetzt. Nach der Lyse der Targetzelle „recycelt“ sich die NK-Zelle, um neue lytische Interaktionen zu initiieren [Berke 1994].
Folgende direkte Mechanismen der Zytotoxizität werden postuliert: Nach Exozytose des Proteins Perforin aus Sekretgranula der Effektorzelle bindet dieses in Anwesenheit von Kalzium an die Membran der Targetzelle, fügt sich in die Lipid-Doppelschicht ein und polymerisiert schließlich zu Poren-artigen Komplexen, die als tubuläre Läsionen in der Zellmembran imponieren. Die Porenbildung führt zur Lyse der Targetzelle durch osmotische Effekte, Kalziumeinstrom und Energieverlust. Weiterhin werden Serin-[Seite 19↓]Esterasen, so genannte Granzyme, aus Vesikeln der Effektorzellen freigesetzt, die vermutlich innerhalb der Targetzelle Prozesse der DNA-Defragmentierung aktivieren [Lowin et al. 1995].

Daneben gibt es einen nicht-sekretorischen zytotoxischen Mechanismus, der möglicherweise über eine Mediator-vermittelte Triggerung von Targetzell-Oberflächenmolekülen [Berke 1994] beziehungsweise direkte Zellmembran-Interaktionen zwischen Effektor- und Targetzell-Liganden [Vujanovic et al. 1996] zur Apoptose führt.

NK-Zellen können auch eine ihnen eigene Antikörper-abhängige Zytotoxizität (ADCC, Antibody-Dependent Cell-mediated Cytotoxicity) über den IgG-Rezeptor CD16 vermitteln, wenn die Zielzellen mit dem entsprechenden Immunglobulin überzogen sind [Trinchieri 1989].

1.2.4 Klinische Bedeutung

Es gibt Menschen mit einem selektiven Mangel an NK-Zellen, die eine Neigung zu rekurrierenden schweren Infektionen, vor allem mit Herpesviren, haben. Biron et al. veröffentlichten 1989 die Erstbeschreibung einer Patientin mit einem kompletten selektiven NK-Zell-Mangel, die an schweren Varicella-Zoster-Virus-, Zytomegalie-Virus- und Herpes simplex-Virus-Infektionen erkrankte [Biron et al. 1989].
Erhöhte NK-Zellzahlen können bei einer chronischen NK-Zell-Lymphozytose und der sehr seltenen NK-Zell-ALL (akute lymphatische Leukämie) auftreten [Trinchieri 1989].

Fleisher et al. beschrieben schon 1982 eine fehlende NK-Aktivität bei zwei Geschwistern, die an schwersten Epstein-Barr-Virus (EBV)-Infektionen erkrankten, woran bereits ein anderer Bruder verstorben war. Hierbei wurden keine Angaben zu NK-Zellzahlen gemacht [Fleisher et al. 1982]. Komiyama et al. berichteten 1990 von zwei männlichen Geschwistern mit selektiv fehlender NK-Aktivität bei normalen NK-Zellzahlen, wobei die NK-Zellen zwar an Targetzellen banden, diese aber nicht lysieren konnten. Beide Kinder wiesen häufige Infekte der oberen Atemwege auf, eines der Kinder befand sich in Remission nach M. Hodgkin [Komiyama et al. 1990]. Bei Patienten mit X-chromosomalem lymphoproliferativem Syndrom besteht aufgrund einer Genmutation eine Dysfunktion des 2B4-Rezeptors, woraufhin die NK-Zellen unfähig sind, EBV-infizierte B-Lymphozyten zu lysieren.


[Seite 20↓]

Diese Patienten sterben häufig an EBV-Infektionen und EBV-induzierten B-Zell-Malignitäten [Moretta et al. 2001]. Die NK-Zellzahl ist dabei nicht verändert [Lanier 2001].

Reduzierte NK-Zellzahlen und eine mangelnde oder fehlende NK-Aktivität sind bei den unterschiedlichsten Krankheitszuständen beschrieben worden. Diese reichen von immunologischen über maligne Erkrankungen bis hin zu psychischen Krankheiten [Trinchieri 1989]. Whiteside und Herberman wiesen aber darauf hin, dass Defizite der natürlichen Immunität, die sich durch mangelnde oder fehlende NK-Aktivität wiederspiegeln, allgemeine Anzeichen einer Krankheit oder möglicherweise sogar Prediktoren für die Anfälligkeit gegenüber Erkrankungen seien [Whiteside/Herberman 1989].

Seit vielen Jahren gibt es Versuche, aktivierte NK-Zellen in der experimentellen Immuntherapie von malignen Tumoren und Metastasen einzusetzen. Dabei wurden entweder NK-Zellen in-vitro IL-2-stimuliert und als so genannten LAK (lymphokine-activated killer)-Zellen reinfundiert oder IL-2 wurde subkutan zur in-vivo NK-Zell-Stimulation appliziert. Die klinische Effizienz dieser NK-Zell-Therapien beim Menschen wurde allerdings noch nicht bewiesen [Miller 2001].

1.3  Messmethoden der zytotoxischen Aktivität

Die am weitesten verbreitete Methode zur Bestimmung der Zytotoxizität von NK-Zellen ist der Chrom-Release-Assay [Brunner et al. 1968], der als „Goldstandard“ angesehen wird. Dabei werden Targetzellen durch Bindung von radioaktivem Na2 51CrO4 an intrazelluläre Proteine markiert und in-vitro mit Effektorzellen inkubiert. Meist werden K562-Zellen als Targetzellen eingesetzt. Diese stammen aus einer Zell-Linie eines Patienten in der Blastenkrise einer chronisch-myeloischen Leukämie, die als besonderes Merkmal das Fehlen von MHC Klasse-I und -II-Antigenen aufweisen und sensitiv auf die zytotoxische Aktivität von NK-Zellen reagieren [Lozzio/Lozzio 1973]. Bei der Lyse von Targetzellen durch die Effektorzellen kommt es zur Freisetzung des Isotops aus den Targetzellen in das Medium. Nach 4 Stunden Inkubationszeit wird zellfreier Überstand entnommen und die darin enthaltene Radioaktivität mit einem Gammacounter gemessen. Die Menge des freigesetzten 51Cr ist direkt proportional zu dem Anteil der getöteten Targetzellen.


[Seite 21↓]

Diese Methode weist allerdings eine Reihe von Nachteilen auf:

Aus diesen Gründen gab es Bestrebungen eine Alternative zu dem Chrom-Release-Assay zu finden. Hier hat sich die Technik der Durchflusszytometrie angeboten. Die Durchflusszytometrie kann mit einem optischen Mess-System Zellen aufgrund ihrer Eigenschaften, Licht zu streuen, unterscheiden. Außerdem können Lymphozyten-Subpopulationen nach Markierung von Zell-Oberflächenantigenen mit an monoklonale Antikörper gekoppelten Fluoreszenzfarbstoffen differenziert werden (siehe auch 2.5 und 2.6). Gegenüber dem Chrom-Release-Assay bietet die Durchflusszytometrie folgende Vorteile:

Das grundlegende Element aller flowzytometrischen Methoden ist die Möglichkeit, NK-Zellen von sowohl lebenden als auch toten Targetzellen zu unterscheiden. Dabei haben verschieden Arbeitsgruppen unterschiedliche Ansätze benutzt:
Vitale et al. haben eine Methode entwickelt, bei der die unterschiedlichen Zellpopulationen durch Streulichteigenschaften unterschieden wurden und Zytotoxizität durch Veränderungen der Streulichteigenschaften von Targetzellen gemessen wird [Vitale et al. 1989]. McGinnes et al. haben Targetzellen mit dem Fluorochrom c'FDA markiert und die Fluoreszenz­abnahme nach Lyse der Targetzellen zur Bestimmung der [Seite 22↓]Zytotoxizität verwandt [McGinnes et al. 1986]. Die Arbeitsgruppen von Zarcone [Zarcone et al. 1986], Papa [Papa et al. 1988] und Racz [Racz et al. 1990] nutzten neben Streulichteigenschaften zur Zelldiskriminierung die Aufnahme des DNA-Farbstoffes Propidiumjodid (PI) in tote Targetzellen, um Zytotoxizität zu messen. Andere Arbeitsgruppen wandten Methoden an, bei denen zur Zelldiskriminierung die Targetzellmembran durch ein Fluorochrom markiert und die Lyse von Targetzellen durch Aufnahme von PI gemessen wurde. Zum Einsatz kamen die Fluorochrome PKH-1 [Slezak/Horan 1989], PKH-26 [Hatam et al. 1994], FDA [Shi et al. 1987], F-18 [Radosevic et al. 1990], DiO [Chang et al. 1993] [Kane et al. 1996], DIOC18 [Lötzerich/Hirt 1997] [Piriou et al. 2000] und D275 [Kroesen et al. 1992] [Johann et al. 1995]. Flieger et al. gebrauchten eine Methode, die neben dem Einsatz von PI mit der Färbung von Effektorzellen mit PKH-26 und Targetzellen mit PKH-2 arbeitete [Flieger et al. 1995]. Anfärbung von Effektorzellen mit Anti-CD56-PE zur Zelldiskriminierung und Zytotoxizitätsmessung durch Veränderungen der Streulichteigenschaften wurde von Zamai et al. eingesetzt [Zamai et al. 1998]. Godoy-Ramirez et al. färbten Effektorzellen mit FITC-Anti-CD45 und maßen Zytotoxizität durch Aufnahme von PI [Godoy-Ramirez et al. 2000]. Papadopoulos et al. setzten das Fluorochrom Calcein AM und als DNA-Färbung EH-1 ein [Papadopoulos et al. 1994]. Streulichteigenschaften und Abnahme der Fluoreszenz von FITC-Anti-CD71 markierten Targetzellen bei Lyse wurden von Hoshino et al. zur Zytotoxizitätsbestimmung angewandt [Hoshino et al. 1991]. Goldberg et al. hatten eine Methode vorgestellt, bei der Effektorzellen durch einen PE-konjugierten monoklonalen Antikörper identifiziert wurden und der Targetzelltod mit dem an einen frühen Apoptose-Marker bindenden Annexin-V FITC gemessen wurde [Goldberg et al. 1999].

Die 21 oben angegebenen Arbeitsgruppen hatten ihre Methoden jeweils mit dem Chrom-Release-Assay verglichen, wiesen auf eine hohe Korrelation mit diesem hin (Korrelationskoeffizienten r = 0,82–0,99, Signifikanzniveau p < 0,05 – < 0,001), und ferner auf hohe Sensitivität und Zeitersparnis hin. Es gab jedoch je nach methodischem Ansatz Probleme mit Überschneidung der Streulichteigenschaften von Effektor- und Targetzellen, spektraler Überlappung der Fluorochrome, geringer Stabilität des Farbstoffes und spontaner Freisetzung des Fluorochroms bei längeren Inkubationszeiten.


[Seite 23↓]

Hatam et al. sehen den Chrom-Release-Assay im Vorteil, wenn unter experimentellen Arbeitsbedingungen eine große Anzahl (> 100) Proben analysiert werden muss und ein automatisierter Radionukleotidzähler eingesetzt wird. Falls jedoch in einem klinischen Labor 3 bis 4 Patienten pro Tag auf NK-Aktivität hin untersucht werden, sei die flowzytometrische Methode eine zeitsparende Alternative, die zudem eine teure Vorhaltung eines Isotops mit kurzer Halbwertszeit unnötig mache [Hatam et al. 1994].

1.4  Einflüsse persistenter organischer Schadstoffe auf NK-Zellen und NK-Aktivität

Es gibt eine Reihe von experimentellen Arbeiten mit Tieren, die sich mit den Einflüssen von Dioxinen und anderen POPs auf NK-Zellen und NK-Aktivität beschäftigen. Studien über Effekte von Dioxinen auf den Menschen wurden vor allem bei beruflich exponierten Industriearbeitern durchgeführt. Außerdem befassten sich hinsichtlich der NK-Zellzahlen zwei Arbeiten mit durch Nahrungsmittel aus dem Meer besonders exponierten Personen, eine Arbeit mit beruflich exponiertem Militärpersonal und zwei weitere Arbeiten mit Jugendlichen bzw. gestillten Kindern, die im Rahmen der allgemeinen Hintergrundbelastung exponiert waren.

1.4.1 NK-Zellen

Ernst et al. fanden bei einer Untersuchung von Arbeitern aus Deutschland (n = 19, Kontrollgruppe n = 28), die u. a. mit TCDD (Median 116 ng TCDD/kg KG bzw. 252 ng I-TEq/kg KG) belastet waren, keine signifikanten Unterschiede des relativen Anteils von CD16+-Zellen zwischen Probanden und Kontrollpersonen [Ernst et al. 1998].
Jennings et al. hatten 17 Jahre nach einem Industrieunfall mit TCDD belastete englische Arbeiter (n = 18, Kontrollgruppe n = 15) untersucht und berichteten eine signifikant höhere absolute NK-Zellzahl, die sie mit dem monoklonalen Antikörper CD57 identifiziert hatten. Dies entspricht nicht der gängigen Praxis, da dieser Marker zu ungefähr 60 % auf NK-Zellen, aber auch auf T-Lymphozyten-Subpopulationen zu finden ist. Allerdings wurden ansonsten keine Veränderungen der T-Lymphozyten-, T-Helferzell- oder T-Supressorzell-Zahlen gefunden [Jennings et al. 1988].


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Jung et al. hatten bei Arbeitern (n = 149) einer deutschen Pestizid-Fabrik, die mit PCDDs/PCDFs (Median 36 pg TCDD/g Fett bzw. 104 pg I-TEq/g Fett) belastet waren, keine Korrelation zwischen den TCDD- bzw. I-TEq-Werten und der Zahl von CD3/CD16(56)+-NK-Zellen gefunden [Jung et al. 1998].
Bei einer Untersuchung von Kitamura et al. bei japanischen Arbeitern (n = 94), die mit PCDDs, PCDFs und Co-PCBs belastet waren (Median 40 pg I-TEq/g Fett), wurde keine signifikante Assoziation mit CD56+-Zellen beobachtet [Kitamura et al. 2000].
Lovik et al. hatten bei einer Untersuchung von Freizeit-Fischern (n = 24, Kontrollgruppe n = 10), die mit POPs kontaminierte Krebse aus einem belasteten norwegischen Fjord konsumierten, keine Korrelation zwischen dem prozentualen Anteil von CD56+-Zellen und PCB/PCDD/PCDF-Werten beobachtet [Lovik et al. 1996].
Michalek et al. hatten US-amerikanische Kriegsveteranen untersucht, die in Vietnam im Rahmen von Entlaubungsaktionen teilweise mit TCDD belastet wurden. Die Veteranen wurden in 3 Kategorien eingeteilt: niedrige (> 10–94 ppt; n = 100) und hohe (> 94 ppt; n = 104) Exposition, sowie Hintergrundbelastung (≤ 10 ppt; n = 149) und mit einer Vergleichsgruppe (≤ 10 ppt; n = 450) verglichen. Hierbei konnten sie keinen Effekt der TCDD-Belastung auf die absoluten und relativen Zahlen der CD3CD56/16+-Zellen beobachten [Michalek et al. 1999].
Neubert et al. hatten Arbeiter (n = 89) einer deutschen chemischen Fabrik, welche mit PCDDs/PCDFs (Median 42 ppt TCDD bzw. 133 ppt I-TEq) belastet waren, bezüglich Auswirkungen auf Lymphozyten-Subpopulationen hin untersucht. Dabei konnte kein signifikanter Effekt auf die Anzahl von CD3CD56/16+-Zellen nachgewiesen werden [Neubert et al. 1993].
Ott et al. hatten deutsche Arbeiter (n = 138) untersucht, welche nach einem Industrieunfall zum Teil hoch mit TCDD exponiert waren (< 1 bis 553 ppt). Dabei wurde ein geringfügig höherer NK-Zellanteil bei TCDD-Belasteten ohne Signifikanz beobachtet. Eine geringfügige signifikante negative Assoziation bestand zwischen dem Chlorakne-Status der Arbeiter und dem relativen NK-Zellanteil [Ott et al. 1994].
Svensson et al. hatten schwedische Probanden (n = 23, Kontrollgruppe n = 17) untersucht, die aufgrund von starkem Fischkonsum aus dem baltischen Meer mit POPs (PCDDs/PCDFs Median 64 pg/g Blutfett) belastet waren.


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Dabei wurden signifikant verringerte absolute und relative CD3CD56+-Zellzahlen in Assoziation mit PCB 118, PCB 126 und DDT beobachtet, während die negative Assoziation mit PCDDs/PCDFs statistisch nicht signifikant war [Svensson et al. 1994]. Van Den Heuvel et al. untersuchten belgische Jugendliche (n = 200) bezüglich immunologischer Effekte der Hintergrundbelastung unter anderem mit PCBs (PCB 138, PCB 153, PCB 180) und Dioxin-artigen PHAHs. Dabei wurde eine signifikante negative Assoziation des relativen NK-Zell-Anteils mit den Serumkonzentrationen der obigen Verbindungen beobachtet. Die Serum-Werte wurden dabei in CALUX-TEqs (chemical-activated luciferase gene expression assay) mitgeteilt, eine Methoden-spezifische Einheit, in welche Dioxine, Furane und co-planare PCBs eingehen [Van Den Heuvel et al. 2002].
Weisglas-Kuperus et al. hatten immunologische Effekte der Hintergrundbelastung niederländischer Säuglinge mit Dioxinen und PCBs untersucht. Als Maß der pränatalen Belastung der Säuglinge wurden pränatal erhobene maternale Plasma-PCB-Werte (Mittelwert 2,1 µg/l; n = 48) verwandt. Die postnatale Belastung wurde als Produkt aus PCDD/PCDF/PCB-TEq-Werten in der Muttermilch (WHO-TEq Mittelwert 64 pg/g Fett; n = 19) und der Stilldauer in Wochen berechnet. Es wurden keine signifikanten Veränderungen der absoluten Zahlen von CD3CD56/16+-Zellen zum Zeitpunkt der Geburt, nach 3 und 18 Monaten im Hinblick auf die prä- und postnatale PCB/Dioxin-Belastung beobachtet [Weisglas-Kuperus et al. 1995].

In ihrer tierexperimentellen Arbeit hatten Neubert et al. Marmosets (Callithrix jacchus, Weißbüscheläffchen; n = 11, Kontrollgruppe n = 24) einmalig TCDD subkutan verabreicht und Auswirkungen auf Lymphozyten-Subpopulationen untersucht. Dabei wurde 15 Wochen nach Applikation von 10 µg TCDD/kg KG ein geringfügiger signifikanter Anstieg der absoluten und relativen Anzahl von CD56+-Zellen beobachtet [Neubert et al. 1990].
Die Ergebnisse der vorangegangenen Arbeiten sind in Tabelle 1.2 zusammengefasst.

1.4.2 NK-Aktivität

Bezüglich der Auswirkungen von Dioxinen und anderen POPs auf die Aktivität von NK-Zellen wurden vor allem experimentelle Arbeiten mit Mäusen und Ratten, aber auch zwei Arbeiten mit Rhesusaffen und zwei epidemiologische Studien beim Menschen, veröffentlicht und im Folgenden zitiert.


[Seite 26↓]

Mantovani et al. hatten in ihrer Studie Mäuse (Mus musculus, C57BL/6J) intraperitoneal einmalig mit 30 µg TCDD/kg KG behandelt und anschließend die Gesamt-NK-Aktivität der Splenozyten gemessen. Die NK-Aktivität der Splenozyten blieb unverändert, wohingegen die Splenozytenzahl der behandelten Mäuse im Vergleich zu Kontrolltieren signifikant vermindert war. Die Autoren sprachen hier von einer signifikanten Reduktion der gesamten zytotoxischen Kapazität. Diese Reduktion war 47 Tage nach TCDD-Gabe komplett reversibel [Mantovani et al. 1980].
House et al. hatten in einer Untersuchung Mäuse (B6C3F1) intraperitoneal einmalig mit 0,1, 1,0 oder 10,0 µg TCDD/kg KG behandelt und konnten nach 7 bis 10 Tagen keinen signifikanten Effekt auf die Gesamt-NK-Aktivität der Splenozyten beobachten [House et al. 1990].
Funseth und Ilbäck hatten Mäuse wiederholt intraperitoneal mit einer Gesamtdosis von 9,26 µg TCDD/kg KG behandelt. Die Gesamt-NK-Aktivität stieg nach 28 Tagen im peripheren Blut signifikant um das 3,4-fache und in der Milz um das 2,2-fache an, wobei diese Effekte noch nach 120 Tagen persistierten [Funseth/Ilbäck 1992].
Kerkvliet et al. hatten das Futter von Mäusen (C57Bl/6) über 8 Wochen mit 100, 250 oder 500 ppm (parts per million) T-PCP (technical grade Pentachlorophenol) versetzt, welches mit PCDDs/PCDFs verunreinigt ist. Dabei kam es zu einem geringen Anstieg der Gesamt-NK-Aktivität der Splenozyten im Vergleich zu Kontrolltieren, ohne dass Signifikanzniveau erreicht wurde [Kerkvliet et al. 1985].
ß-HCH, das Abbauprodukt von Lindan, wurde von Cornacoff et al. in seiner Wirkung auf die Gesamt-NK-Aktivität untersucht. Dabei wurden Mäuse (B6C3F1) oral mit 100 oder 300 mg ß-HCH/d über 30 Tage behandelt. Es kam zu einer signifikanten Erhöhung der Lymphozytenzahlen bei beiden ß-HCH-Dosen und einer Reduktion der zytotoxischen Aktivität um 12 % (nicht signifikant) bzw. 45 % (signifikant) [Cornacoff et al. 1988].
Ross et al. hatten mit PCDDs, PCDFs und PCBs kontaminiertes (0,3 und 2,1 ng I-TEq/kg KG) bzw. zusätzlich mit TCDD versetztes (134 ng I-TEq/kg KG) Fischöl an schwangere Ratten (Rattus norvegicus, PVG) verfüttert und anschließend deren Nachwuchs untersucht. Bei den mit den höchsten Dosen behandelten Ratten-Jungen wurde eine signifikant reduzierte Virus-assoziierte Gesamt-NK-Aktivität der Splenozyten beobachtet [Ross et al. 1997].
Smialowicz et al. untersuchten die Gesamt-NK-Aktivität der Splenozyten von Ratten (Fischer 344), die 15 Wochen lang oral mit 0,1, 1, 10 oder 25 mg PCBs/kg KG behandelt wurden.


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Dabei beobachteten sie eine signifikant reduzierte NK-Aktivität bei Behandlung mit 10 und 25 mg PCBs/kg KG [Smialowicz et al. 1989].
Talcott et al. hatten Ratten (Sprague-Dawley) 10 Wochen mit 50 oder 500 ppm PCBs als Futterzusatz behandelt und anschließend eine signifikant supprimierte Gesamt-NK-Aktivität der Splenozyten in-vivo und in-vitro nachgewiesen, wobei die mit 500 ppm PCBs behandelten Ratten auch eine geringere Zellzahl in der Milz aufwiesen [Talcott et al. 1985].
Yang et al. hatten Ratten (Fischer-344) oral mit 3, 10 oder 30 µg TCDD/kg KG behandelt. Während die spontane Gesamt-NK-Aktivität in Lunge und Milz im Vergleich zu Kontrolltieren unverändert blieb, bewirkte die TCDD-Gabe nach Infektion der Tiere mit dem Influenza-Virus eine signifikante Suppression der NK-Aktivität in der Lunge, nicht aber in der Milz [Yang et al. 1994].
Van Loveren et al. konnten nach oraler Behandlung mit 150 oder 450 mg HCB/kg KG über 6 Wochen eine dosis-abhängige Suppression der Gesamt-NK-Aktivität in der Lunge von untersuchten Ratten (Wistar-RIV:Tox) nachweisen. Diese hatte bei den mit 450 mg HCB behandelten Ratten Signifikanzniveau [Van Loveren et al. 1990].
Omara et al. behandelten Ratten-Splenozyten (Fischer-344) 24 bis 72 Stunden in-vitro mit unterschiedlichen Gemischen aus PCDDs/PCDFs (1 oder 15 pg/ml Kulturflüssigkeit) oder PCBs (0,01 oder 0,5 µg/ml Kulturflüssigkeit). Dabei wurde keine Wirkung auf die Gesamt-NK-Aktivität der Splenozyten beobachtet [Omara et al. 1998].
Wade et al. behandelten Ratten oral über 70 Tage mit unterschiedlichen Konzentrationen eines Gemisches aus POPs (u. a. TCDD, PCBs, pp-DDE, HCB) und Metallen (Blei und Cadmium). Dabei zeigte sich eine biphasische Wirkung auf die Gesamt-NK-Aktivität bei der höheren eingesetzten E:T-Ratio (Effektorzell-zu-Targetzell-Verhältnis), mit einer Aktivitätssteigerung bei der niedrigsten (mit einer Hintergrundbelastung vergleichbaren) Dosis und einer Aktivitätsminderung bei höheren Dosen, bis hin zu einer Suppression der Aktivität bei der höchsten Dosis unter Kontrollwerte [Wade et al. 2002].
Hong et al. hatten erwachsene Rhesusaffen (Macaca mulatta) und deren Junge über vier Jahre mit 5 bzw. 25 ppt TCDD/d als Futterzusatz behandelt und konnten dabei keine Veränderung der Gesamt-NK-Aktivität beobachten [Hong et al. 1989].


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Tryphonas et. al hatten Rhesusaffen 55 Monate lang mit 5, 20, 40 oder 80 µg PCBs/kg KG/d im Futter behandelt und eine Dosis-abhängige Zunahme der Gesamt-NK-Aktivität beobachtet, die nur bei der höchsten E:T-Ratio signifikant war [Tryphonas et al. 1991].

Kitamura et al. untersuchten japanische Arbeiter, die mit PCDDs, PCDFs und Co-PCBs belastet waren. Hierbei wurde eine signifikante positive Korrelation zwischen PCDD-Werten bzw. WHO-TEq (Mittelwert 99,7 pg/g Blutfett) und Gesamt-NK-Aktivität gefunden [Kitamura et al. 2000].
Lovik et al. hatten bei einer Untersuchung von Freizeit-Fischern, die mit POPs kontaminierte Krebse aus einem belasteten norwegischen Fjord konsumierten, keine Korrelation zwischen der Gesamt-NK-Aktivität und PCB/PCDD/PCDF-Werten beobachtet [Lovik et al. 1996].
Eine zusammenfassende Übersicht der vorangehenden Arbeiten wird in Tabelle 1.3 gegeben.

Die oben zitierten tierexperimentellen Arbeiten unterscheiden sich zum Teil erheblich im Studienaufbau. Es wurden bei verschiedenen Spezies unterschiedliche Testsubstanzen, Dosen, Verabreichungswege, Behandlungszeiträume, Untersuchungszeitpunkte und Messmethoden benutzt. Die Studiendesigns der obigen epidemiologischen Untersuchungen am Menschen differierten naturgemäß stark voneinander. Hier lagen immer Mischexpositionen vor, wobei der Expositionszeitpunkt teilweise mehrere Jahrzehnte zurücklag. Einige Arbeiten hatten nur Schätzwerte der Dioxinexposition benutzt, zum Teil weil zu dem Untersuchungszeitpunkt noch nicht die technischen Möglichkeiten einer POP-Bestimmung in-vivo bestanden. Die Arbeitsgruppen benutzten außerdem keine einheitliche Definition der NK-Zellen und hatten zum Teil nur CD16+- oder CD56+-Zellzahlen angegeben. Bei diesen Vorraussetzungen erscheint es nicht verwunderlich, dass die obigen Arbeiten zum Teil widersprüchliche POP-Effekte berichteten. Selbst bei Betrachtung einer Spezies ist es daher nicht möglich, einen immunsuppressiven oder immunstimulativen Einfluss von Dioxinen bzw. PCBs zu identifizieren. Es stellt sich die Frage, ob es sich bei diesen Beobachtungen überhaupt um echte POP-Effekte handelt.


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Tabelle 1.2:Studien über POP-Wirkungen auf NK-Zellzahl
(*: p < 0,05, **: p < 0,01)

Spezies

POPs

NK-Zellzahl

Autoren

Marmoset

TCDD

gesteigert *

Neubert 1990

    

Mensch

PCBs, DDT

vermindert *

Svensson 1994

PCDDs, PCDFs

vermindert

Mensch

PCDDs, PCDFs, PCBs

vermindert *

Van Den Heuvel 2002

Mensch

TCDD

unverändert

Ernst 1998

Mensch

TCDD

unverändert

Jung 1998

Mensch

PCDDs, PCDFs, PCBs

unverändert

Kitamura 2000

Mensch

PCDDs, PCDFs, PCBs

unverändert

Lovik 1996

Mensch

TCDD

unverändert

Michalek 1999

Mensch

PCDDs, PCDFs

unverändert

Neubert 1993

Mensch

PCDDs, PCDFs, PCBs

unverändert

Weisglas-Kuperus 1995

Mensch

TCDD

gesteigert

Ott 1994

Mensch

TCDD

gesteigert **

Jennings 1988


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Tabelle 1.3:Studien über POP-Wirkungen auf NK-Aktivität
(*: p < 0,05, **: p < 0,01, ***: p < 0,001, CR: Chrom-Release-Assay, FCM: Flowzytometrie-Assay, k. A.: keine Angabe, 1: initial Aktivitätssteigerung)

Spezies

POPs

NK-Aktivität

Assay

Autoren

Maus

ß-HCH

vermindert *

CR

Cornacoff 1988

Maus

TCDD

unverändert

CR

Mantovani 1980

Maus

TCDD

unverändert

CR

House 1990

Maus

TCDD

gesteigert **

CR

Funseth/Ilbäck 1992

Maus

T-PCP (PCDDs/PCDFs)

gesteigert

CR

Kerkvliet 1985

     

Ratte

PCDDs/PCDFs/PCBs

vermindert **

CR

Ross 1997

Ratte

PCBs

vermindert *

CR

Smialowicz 1989

Ratte

PCBs

vermindert **

CR

Talcott 1985

Ratte

TCDD

vermindert *

CR

Yang 1994

Ratte

HCB

vermindert *

CR

Van Loveren 1990

Ratte

POPs und Metalle

vermindert *** (1)

FCM

Wade 2002

Ratte

PCDDs/PCDFs, PCBs

unverändert

FCM

Omara 1998

     

Rhesusaffe

TCDD

unverändert

k. A.

Hong 1989

Rhesusaffe

PCBs

gesteigert *

CR

Tryphonas 1991

     

Mensch

PCBs/PCDDs/PCDFs

unverändert

CR

Lovik 1996

Mensch

PCDFs, PCBs

unverändert

k. A.

Kitamura 2000

PCDDs

gesteigert *


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1.5  Fragestellung

Studien über die Auswirkungen von persistenten organischen Schadstoffe auf den menschlichen Organismus sind unter anderem in der Sorge über mögliche unerwünschte Wirkungen dieser Substanzen auf Säuglinge begründet, denn Kinder sind in der Stillzeit diesen Verbindungen gegenüber besonders exponiert. Hierbei ist unter anderem zu klären, ob mit den heute zur Verfügung stehenden Methoden Effekte von POPs bei Konzentrationen im Hintergrundbereich auf Parameter des Immunsystems nachweisbar sind. Da keine bestimmten sensiblen Parameter bekannt sind, muss eine epidemiologische Untersuchung in diesem Bereich möglichst breit angelegt sein. Hier haben allgemein gesehen funktionelle Untersuchungen eine besondere Bedeutung, da sie eine höhere Aussagekraft besitzen als nicht-funktionelle Untersuchungen. Dadurch sind die Ergebnisse zudem einfacher zu interpretieren.

Für das menschliche Immunsystem existieren diverse funktionelle Untersuchungen. Das spezifische zelluläre Abwehrsystem kann z. B. mittels Proliferationstest der T-Lymphozyten nach Mitogen/Antigen-Stimulation untersucht werden. Die spezifische humorale Immunität kann z. B. durch Messung spezifischer Antikörper, die von B-Lymphozyten nach einer Impfung gebildet werden, untersucht werden.
Für die vorliegende Arbeit wurde die zytotoxische Aktivität von NK-Zellen als eine Funktion des unspezifischen zellulären Abwehrsystems analysiert. Die dafür nötigen Untersuchungen wurden im Rahmen der Studie „Belastung von Säuglingen mit polychlorierten Dibenzo-p-dioxinen (PCDDs), Dibenzofuranen (PCDFs) und Biphenylen (PCBs) und deren Auswirkung auf sensible biologische Parameter“ (Studienleiter PD Dr. med. Klaus Abraham, Kinderklinik der Charité; im Folgenden „Dioxin-Studie“ genannt) durchgeführt. Diese hatte zum Ziel, durch Erhebung zuverlässiger Daten die Frage zu klären, ob und gegebenenfalls oberhalb welcher Konzentration Veränderungen von sensiblen biologischen Parametern durch postnatale Exposition von gestillten Säuglingen mit PCDDs, PCDFs und PCBs auftreten. Dabei wurden unter anderem folgende Laborparameter bestimmt: Blutbild, Klinische Chemie, Immunglobuline, Lymphozyten-Subpopulationen, Lymphozyten-Proliferation, spezifische Antikörper, Zytokin-Produktion, Granulozytenfunktion und Schilddrüsen-Parameter [Abraham 2000].


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Untersuchungsgegenstand der vorliegenden Arbeit sind die Zellzahlen der Leukozyten, Lymphozyten und der NK-Zellen, sowie die zytotoxische Aktivität der NK-Zellen bei gestillten und nicht gestillten Kindern.
Die Fragestellung dieser Arbeit ist, ob es durch Belastung mit persistenten organischen Schadstoffen über die Muttermilch zu messbaren Unterschieden der Zellzahlen der NK-Zellen sowie der zytotoxischen Aktivität der NK-Zellen bei höher belasteten gestillten und niedriger belasteten nicht gestillten Kinder kommt. Ferner werden mögliche Einflüsse auf vorgenannte Parameter durch Infektanamnese und Geschlecht untersucht.
Mit einer vergleichbaren Fragestellung bezüglich NK-Zellzahlen bei Kindern hat sich bisher nur eine veröffentlichte Arbeit befasst [Weisglas-Kuperus et al. 1995]. Weitere Studien in diesem Bereich erbrachten keine konsistenten Ergebnisse über supprimierende oder aktivierende Effekte von POPs auf NK-Zellzahlen und NK-Aktivität bei Mensch und verschiedenen Tierspezies. Dabei bestanden große Unterschiede hinsichtlich der untersuchten Kollektive, Substanzen und Expositionsarten. Für die vorliegende Arbeit sollen durch ein gesundes Probandenkollektiv mit einer quantifizierten POP-Belastung sowie möglichst umfassende Confounder-Kontrolle ideale Testbedingungen geschaffen werden, um eine möglichst große Aussagekraft hinsichtlich der Fragestellung zu erhalten.
Die Bestimmung der Zellzahlen erfolgte durch Standard-Labormethoden. Für die Messung der NK-Aktivität wurde ein durchflusszytometrischer Assay eingesetzt, der gegenüber dem klassischen Chrom-Release-Assay logistische, zeitliche und finanzielle Vorteile bot, unter anderem durch den Verzicht auf radioaktive Markierungssubstanzen (siehe auch 1.3).

Unabhängig davon wurden zwölf erwachsene Probanden untersucht, von denen zwei Probanden extrem hoch mit TCDD belastet waren. Hier sollten mögliche Effekte von weit über der allgemeinen Hintergrundbelastung liegenden Expositionskonzentrationen auf Zellzahlen sowie Aktivität der NK-Zellen untersucht werden.


Fußnoten und Endnoten

1 Hier ist anzumerken, dass „Schadstoff“ in Ermangelung eines passenderen Begriffs im Deutschen verwandt wird, dieser suggeriert allerdings a priori eine schädliche Wirkung. Als toxikologisches Grundprinzip gilt hingegen, dass Wirkungen einer Substanz Dosis-abhängig sind.



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04.08.2004