Antimon- und Blei-Belastungen durch Schießtraining bei Polizisten

In der Presse wurde im Frühjahr und Sommer 2016 wiederholt über erhöhte Antimonbelastungen und damit einhergehende gesundheitliche Gefährdungen bei Berliner Polizisten berichtet. Als Quelle wurden Inhaltsstoffe der Munitionsdämpfe und -stäube vermutet, denen die Polizisten im Rahmen ihres Dienstes bei Schießübungen ausgesetzt gewesen waren. Insbesondere aufgrund von schlechter Lufthygiene und unzureichenden Lüftungsanlagen an veralteten Schießständen wurden deutlich erhöhte Expositionen vermutet. Die Berichterstattung über diesen Fall führte bundesweit zu Verunsicherung und Aufklärungsbedarf.

Antimon bzw. Antimonverbindungen sind Zusatzstoffe von Sprengstoffzündern und Munition. Somit kann Antimon auch ein Bestandteil von Dämpfen und Stäuben sein, die insbesondere beim Schießtraining auftreten (Dams et al. 1988; Lach et al. 2015). Antimon kommt aber auch als natürlicher Stoff ubiquitär in der Umwelt vor und wird insbesondere durch die Verbrennung fossiler Brennstoffe sowie kommunaler und Industrieabfälle in die Atmosphäre freigesetzt. Antimon findet sich in Lebens- und Genussmitteln sowie in Grund- und Oberflächenwasser (Gebel 1999). Gewerblich wird es u.a. als Legierungsbestandteil in Starterbatterien, in der Keramik- bzw. Glaswarenindustrie, als Farbpigment, als Katalysator bei der Herstellung von PET-Verpackungsmaterialien aber auch als Therapeutikum für Parasitosen eingesetzt (Lüdersdorf et al. 1987; Kentner et al. 1995; Apostoli et al. 1998; Thompson et al. 1995). Bei beruflich nicht exponierten Personen wird Antimon primär über die Nahrung aufgenommen (Gebel 1999).

Die toxikologische Bedeutung von Antimon und seiner Verbindungen ist noch nicht vollumfänglich geklärt und von verschiedenen Einflussfaktoren wie z.B. der Oxidationsstufe und Löslichkeit abhängig. Aufgrund von Hinweisen auf eine kanzerogene Wirkung im Tierversuch sind Antimon und seine Verbindungen in die Kanzerogenitäts-Kategorie 2 eingestuft, auch wenn es sich hierbei vermutlich um einen Hochdosiseffekt handelt (DFG 2006). Für krebserzeugende Arbeitsstoffe der Kategorie 1 und 2 können generell keine sicheren Expositionsgrenzwerte abgeleitet werden, was sowohl die Festlegung einer Maximalen Arbeitsplatzkonzentration (MAK) bzw. eines Arbeitsplatzgrenzwerts (AGW) als auch eines Biologischen Arbeitsstoff-Toleranzwerts (BAT-Werts) bzw. eines Biologischen Grenzwerts (BGW) ausschließt. Belastungsmessungen sind somit derzeit lediglich über den Vergleich mit Referenzwerten der Hintergrundbelastung oder mit anderen Antimonbelastungen an Arbeitsplätzen zu beurteilen.

Durch die Berichte über die erhöhten Antimon-Belastungen bei den Berliner Polizisten erreichten unser Institut wiederholt Beratungs- und Biomonitoring-Anfragen. Vor dem Hintergrund der spärlichen Datenlage und der spürbaren Verunsicherung unter den Betroffenen stellte sich daher die Frage nach belastbaren Messwerten und möglichen Einflüssen des Schießtrainings auf die innere Antimonbelastung. Ziel der vorliegenden Untersuchung war daher, mittels Biomonitoring bei bayerischen Polizisten mit erhöhten Schießbelastungen die individuelle Belastung mit Antimon zu erheben, diese Werte in den bisherigen wissenschaftlichen Kenntnisstand einzuordnen und mögliche Einflussfaktoren auf die Werte zu identifizieren. Da sich bei Nutzern von Schießständen in der Vergangenheit wiederholt erhöhte Bleibelastungen gezeigt haben (Ochsmann et al. 2009; Demmeler et al. 2009; Laidlaw et al. 2017), sollte zusätzlich bei den Teilnehmern der zweiten Messserie auch eine Belastung mit Blei überprüft werden.

Kollektiv und Methode

Untersuchungen

In einer Pilotuntersuchung wurden bei 8 Polizisten einer Dienststelle mit früherer oder aktueller vermehrter Schießübungstätigkeit Ausgangsmessungen auf Antimon im Urin durchgeführt. Bei diesen Personen lagen die letzten dienstlichen Schießübungen zum Untersuchungszeitpunkt mindestens 2 Wochen zurück. Um akute Einflüsse durch eine Schießübung zu überprüfen, wurden nach einem anschließenden gemeinsamen Schießtraining weitere Kontrollmessungen innerhalb des ersten Tages bei 6 Personen sowie am zweiten Tag nach der Schießübung bei 5 Personen durchgeführt.

Eine zweite Messserie erfolgte auf Veranlassung des Polizeipräsidiums Mittelfranken. Hierbei wurde ein Biomonitoring auf Blei im Blut sowie auf Antimon in Blut und Urin für Polizeibeamten mit besonders hoher Schießübungsintensität (n = 38) des Sondereinsatzkommandos Nordbayern sowie von fünf weiteren mittelfränkischen Dienststellen veranlasst. Zusätzlich wurden Angaben zum Umfang und der Häufigkeit der dienstlichen Schießübungsintensität und zu eventuellen privaten Schießübungen auf außerdienstlichen Schießanlagen sowie der Raucherstatus erhoben.

Studienkollektiv

Das Studienkollektiv bestand aus männlichen Polizisten im Alter von 27 bis 60 Jahren aus Mittelfranken. Alle Untersuchten hatten eine berufliche Exposition gegenüber Munitionsdämpfen und -stäuben entweder direkt durch regelmäßiges eigenes Schießtraining oder als Ausbilder bei Schießübungen von Kollegen.

Das im Rahmen des Biomonitorings untersuchte Kollektiv bestand aus 38 Polizeibeamten mit einem Altersdurchschnitt von 43,7 Jahren. Diese waren hauptsächlich als Schießausbilder (n = 33; 87 %), aber auch als Einsatzbeamte, Präzisionsschützen oder Schießanlagenbetreuer einer erhöhten Exposition gegenüber Munitionsdämpfen und -stäuben beim Schießtraining ausgesetzt. Beim beruflichem Schießtraining resultierte die Belastung aus der Abgabe von durchschnittlich ca. 6700 Schuss pro Monat (100–17.600 Schuss), die der betreffende Polizist entweder selbst abgab oder denen er als Bystander beiwohnte. Selbst geschossen wurde dabei im Mittel einmal pro Woche (zwischen 2-mal/Woche und 4-mal/Jahr) mit durchschnittlich 137 Schuss (30–300 Schuss). Zu Belastungen als Bystander kam es zusätzlich etwa zweimal pro Woche (zwischen täglich und 1- bis 2-mal/Monat) mit Gesamtschusszahlen von durchschnittlich 916 Schuss (Median: 800 Schuss; Spanne: 100–3000 Schuss). 92,1 % (n = 35) der Untersuchten waren Nicht- oder Ex-Raucher.

Analytik

Die Bestimmung von Antimon und Blei in Vollblut sowie von Antimon im Urin erfolgte mittels sensitiver ICP-MS (Heitland u. Köster 2006a; Schramel u. Wendler 2012). Die Nachweisgrenzen lagen bei 0,05 µg Antimon/l Urin bzw. 0,02 µg Antimon/l Blut und bei 0,15 µg Blei/l Blut. Kreatinin im Urin wurde mit der Jaffé-Methode bestimmt (Larsen 1972).

Beurteilungs- und Referenzwerte

Für die Beurteilung einer beruflichen Schadstoffbelastung sind, soweit vorhanden, gesundheitsbezogene Beurteilungswerte heranzuziehen. Hierzu zählen Biologische Grenzwerte (BGW), Biologische Arbeitsstoff-Toleranzwerte (BAT) und Biologische Leitwerte (BLW). Im Fall von Blei liegt der Biologische Leitwert (BLW) für beruflich exponierte Männer bei 300 µg/l Blut, für Antimon gibt es bisher keinen entsprechenden gesundheitsbasierten Beurteilungswert. Zur Beurteilung der Messwerte wurden daher zusätzlich Referenzwerte aus der beruflich nicht belasteten Allgemeinbevölkerung herangezogen. Für Blei liegt der Referenzwert für Männer und Frauen im nicht gebärfähigen Alter aktuell bei 90 µg/l, für Frauen im gebärfähigen Alter bei 70 µg/l (Umweltbundesamt 2003). Die von uns für Antimon zum Vergleich mit der Allgemeinbevölkerung herangezogenen Referenzwerte aus Deutschland orientieren sich an den Veröffentlichungen von Heitland und Köster (2006a,b) und wurden für Urin bei 0,18 µg/l und für Blut bei 0,05 µg/l festgelegt.

Statistische Auswertung

Die deskriptive Statistik, grafische Darstellung und Dependenzanalyse (2-seitige Korrelation nach Pearson, Gruppenvergleich mittels Mann-Whitney-U, Effektstärke nach Cohen) wurde mit IBM SPSS Statistics 23 durchgeführt. Als Signifikanzniveau wurde p

Ergebnisse

Bei der Pilotserie zeigten sich initial bei den Ausgangsmessungen bei 25 % (n = 2) der Polizisten über dem Referenzwert (0,18 µg/l) liegende Antimonbelastungen im Urin, wobei seit den letzten dienstlichen Schießübungen mindestens 2 Wochen vergangen waren. Einer der beiden Polizisten mit erhöhten Antimonkonzentrationen hatte jedoch 8 Tage vorher privat auf einer außerdienstlichen Schießanlage trainiert. Bei Konzentrationen von 0,47 und 0,68 µg/l Urin wurde der Referenzwert der Allgemeinbevölkerung um das 2,6- bzw. 3,8fache überschritten. Bei der anschließenden Kontrollmessung innerhalb von 24 h nach einer Schießübung (n = 6) kam es in einem Fall zu einem Anstieg der Antimonkonzentration über den Referenzwert (von 0,13 µg/l auf 0,59 µg/l) bei ansonsten gleich bleibenden oder abfallenden Werten. Bei den beiden Polizisten mit erhöhten Ausgangswerten lagen die Antimonkonzentrationen weiterhin über dem Referenzwert ( Abb. 1).

Eine zweite Kontrollmessung zwei Tage nach der Schießübung (n = 5) ergab nur noch bei dem privat schießenden Kollegen eine erhöhte Antimonkonzentration, während alle anderen Polizisten unauffällige Werte hatten. Einschränkend muss erwähnt werden, dass bei der letzten Kontrollmessung zwei der Messwerte bei stark verdünntem Urin (Kreatinin 0,14–0,24 g/l Urin) unterhalb der Nachweisgrenze lagen. Nach dem Konzentrationsverlauf bei den sechs nachuntersuchten Polizisten bestand zwischen den individuellen Antimonwerten und der einmaligen akuten Schießbelastung kein direkter Zusammenhang (s. Abb. 1). Aufgrund der dadurch vermuteten eher gleichmäßigen Grundbelastung wurde im später durchgeführten Biomonitoring in einem größeren Kollektiv auf wiederholte Messungen verzichtet.

Im Biomonitoring der zweiten Messserie (n = 38), das mit einer Ausnahme (aufgrund von Berentung) innerhalb von 2 Wochen (Median 1 Tag) nach der letzten dienstlichen Schießbelastung durchgeführt wurde, zeigten sich bei 11 % (n = 4) der Polizeibeamten Referenzwertüberschreitungen von Antimon im Urin und bei 21 % (n = 8) Referenzwertüberschreitungen im Blut. Die erhöhten Werte im Urin waren mit 0,23 / 0,27 / 0,55 / 1,14 µg/l zwischen 1,3- bis 6,3fach erhöht. Erneut lagen einige Personen (n = 6; 16 %) mit ihrer Kreatininkonzentration im Urin in einem sehr niedrigen Bereich (Abb. 2). Im Mittel lag die Bleikonzentration im Blut bei 29,0 µg/l (Median: 20,3 µg/l, Spanne: 8,4–147,6 µg/l). Die Antimonkonzentration betrug im Blut durchschnittlich 0,031 µg/l (Median < LOD; Spanne < LOD – 0,12 µg/l) und im Urin durchschnittlich 0,124 µg/l (Median 0,07 µg/l; Spanne < LOD – 1,14 µg/l). Insgesamt lagen bei Antimon relativ viele Werte unterhalb der Nachweisgrenzen (37 % im Urin bzw. 61 % im Blut). Neben der deskriptiven Betrachtung wurde auch untersucht, ob zwischen der Antimonbelastung und den beruflichen Schusszahlen ein Zusammenhang besteht ( Abb. 3). Ein klarer Trend war hierbei jedoch nicht erkennbar, es zeigten sich insbesondere beim Urin die höchsten Messwerte bei Polizisten mit niedrigen Gesamtschusszahlen. Eine Korrelationsanalyse nach Pearson ergab für die Antimonwerte im Urin daher einen nicht signifikanten negativen Trend (r = –0,268; p = 0,103, n = 38). Im Blut ergab sich eine gleichmäßige Verteilung über die gesamte Bandbreite der Schusszahlen (r = 0,007; p = 0,965, n = 38) hinweg.

Mit Blick auf die individuellen Ergebnisse wurden die beiden Fälle genauer betrachtet, die bei allen Messwerten (Antimon in Blut und Urin sowie Blei im Blut) erhöhte Werte aufwiesen. Anamnestisch auffällig war, dass beide Personen auch regelmäßig privat auf außerdienstlichen Anlagen trainierten. Insgesamt gaben 18 % (n = 7) der Polizisten an, zusätzlich zum dienstlichen Schießtraining auch privat auf außerdienstlichen Schießanlagen zu trainieren. Die Häufigkeit eines außerdienstlichen aktiven Trainings schwankte jedoch zwischen einmal pro Woche und zweimal im Jahr. Daraus ergab sich eine durchschnittliche private Schusszahl pro Monat von etwa 100 Schuss (15–240 Schuss). Die beiden auffälligen Fälle waren als regelmäßigste Schützen beide wöchentlich aktiv und kamen dadurch auf eine monatliche private Schusszahl von 200–240 Schuss. Vor diesem Hintergrund wurde auch ein Zusammenhang zwischen den Biomonitoring-Ergebnissen und den privaten Schusszahlen untersucht ( Abb. 4). Hierbei ergaben sich sowohl für die Antimonwerte im Blut (r = 0,984; p 

Im Gruppenvergleich der zentralen Tendenzen ( Abb. 5) zwischen den privaten Schützen und den Polizisten, die nur dienstlich Schießübungen durchführten, zeigten sich für Antimon in Blut und Urin keine statistisch signifikanten Unterschiede beim Mann-Whitney-U-Test (Blut: Z = –1,582; p = 0,114; n = 38) (Urin Z = –0,696; p = 0,487; n = 38). Polizeibeamte mit zusätzlichem außerdienstlichem Schießtraining wiesen allerdings signifikant höhere Blutbleiwerte auf als ausschließlich dienstlich trainierende Kollegen (Median: 25,6 µg/l vs. 19,0 µg/l; Mittelwert: 59,9 µg/l vs. 22,0 µg/l; Mann-Whitney-U-Test: Z = –1,977; p = 0,048; n = 38). Die Effektstärke nach Cohen lag bei r = 0,32 und entspricht damit einem mittleren Effekt.

Diskussion

Ausgangspunkt der Untersuchungen war die Frage, ob sich durch eine berufliche Schießbelastung bei Polizisten in Bayern erhöhte Biomonitoringwerte für Antimon und Blei nachweisen lassen und wie deren Bedeutung einzuordnen ist. Die Ergebnisse der beiden durchgeführten Untersuchungsreihen weisen darauf hin, dass das dienstliche Schießen ein geringes Inkrement zur Hintergrundbelastung addiert, weil mehr Referenzwertüberschreitungen festgestellt wurden, als statistisch zu erwarten gewesen wären. Allerdings ist diese Feststellung aufgrund des geringen Inkrements, der verhältnismäßig geringen Probandenzahl und der Variabilität der Hintergrundbelastung sehr unsicher. Ein direkter Zusammenhang zwischen den individuellen Antimonkonzentrationen und der Belastung durch eine einmalige Schießübung konnte anhand des Werteverlaufs in der Pilotstudie nicht festgestellt werden. Die ermittelten Antimonwerte lagen alle im Bereich einer leichten bis moderaten Überschreitung (bis max. 6,3fach) des Referenzwertes, was nicht für eine massive Belastung mit Antimon spricht. Eine vermehrte berufliche Belastung mit Blei wurde ebenfalls nicht beobachtet. Ein nennenswertes gesundheitliches Gefährdungspotenzial durch Antimon oder Blei bei Polizisten durch eigenes Schießtraining bzw. die Beaufsichtigung des Schießtrainings anderer als Schießtrainer auf Schießanlagen der bayerischen Polizei ist aufgrund dieser Daten nicht zu begründen.

Es sei in diesem Zusammenhang nochmals darauf hingewiesen, dass Referenzwerte die Belastung der nicht beruflich exponierten Allgemeinbevölkerung mit einem Arbeitsstoff oder dessen Metaboliten in biologischem Material beschreiben. Sie orientieren sich am 95. Perzentil der Hintergrundbelastung der Allgemeinbevölkerung, das heißt, 5 % der Allgemeinbevölkerung liegen auch ohne außergewöhnliche zusätzliche Exposition über dem Referenzwert. Da der Referenzwert zudem keinen Bezug auf gesundheitliche Effekte nimmt, liegt bei einer Überschreitung daher auch nicht zwangsläufig eine gesundheitliche Beeinträchtigung vor (Drexler et al. 2010). Hinzu kommt, dass insbesondere in Bezug auf Antimon im Blut (Referenzwert 0,05 µg/l) aufgrund der schwachen Datenlage und dem epidemiologisch betrachtet kleinen Vergleichskollektiv (n = 130) (Heitland u. Köster 2006a) Unsicherheiten beim Referenzwert bestehen, so dass hier trotz der zahlenmäßig häufig (21 %), in der Höhe jedoch zumeist als geringfügig (1,2- bis 2,4fach) einzustufenden Referenzwertüberschreitungen die Beurteilung sehr vorsichtig ausfallen sollte. Internationale Vergleichswerte für Antimon im Blut in der Allgemeinbevölkerung gibt es kaum. Eine französische Studie aus dem Zeitraum 2008–2010 ermittelte in einem Kollektiv von 121 Personen ein 95. Perzentil von 0,18 µg/l (Nisse et al. 2017). Alle in unserer Untersuchung ermittelten Werte lagen ebenso wie der von uns verwendete Referenzwert unter diesem Wert.

Der Referenzwert für Antimon im Urin (0,18 µg/l) von Heitland und Köster (2006b) ist trotz des kleinen Kollektivs (n = 87) relativ gut mit aktuellen Referenzwerten anderer Länder vergleichbar. In den USA (n = 2664) wurde basierend auf den neuesten Daten des „National Health and Nutrition Examination Survey“ (NHANES) von 2013/2014 zuletzt eine 95. Perzentile für Antimon im Urin von 0,189 µg/l (CI: 0,170–0,214) ermittelt (CDC 2009/2017). Tendenziell zeigen Männer und Raucher dabei etwas höhere Werte (0,213 µg/l Männer; 0,224 µg/l Raucher). In Kanada (n = 5576) lag das 95. Perzentil zuletzt bei 0,17 µg/l (Saravanabhavan et al. 2017) und in Belgien (n = 1001) bei 0,236 µg/l (Hoet et al. 2013). Die o.g. französische Studie (n = 1910) ermittelte ein etwas höheres 95. Perzentil von 0,41 µg/l Urin (Nisse et al. 2017). Für Kinder wurde basierend auf dem letzten Kinder-Umwelt-Survey von 2003–2006 in Deutschland ein höherer Referenzwert von 0,3 µg/l Urin festgelegt (Umweltbundesamt 2009). Gesundheitsbasierte Grenzwerte für die Beurteilung einer beruflichen Schadstoffbelastung mit Antimon fehlen jedoch aus den bereits beschriebenen Gründen. Zudem kann Antimon zwar derzeit im biologischen Material bestimmt werden, die Quelle der Belastung ist dadurch jedoch nicht feststellbar. Deutlichere Überschreitungen des o.g. Referenzwertbereichs von 0,17–0,41 µg/l zeigten mit 0,55 µg Antimon/l Urin und 1,14 µg Antimon/l Urin nur zwei der untersuchten Polizisten.

Für Antimon gibt es Hinweise auf eine eventuell leicht kürzere Halbwertszeit im Blut im Vergleich zu Urin. Die aktuelle Datenlage ist jedoch zu dünn, um aus den vorhandenen Daten sicher zwischen einer eher akuten und einer chronischen Belastung differenzieren zu können. Eine Abhängigkeit der Blut- und Urinwerte voneinander war hier nicht eindeutig festzustellen. Die Bestimmung im Urin ist daher gegenwärtig die zu bevorzugende Methode, da die verfügbaren Referenzwerte umfangreicher und zuverlässiger sind.

Hinsichtlich der toxikologischen Beurteilung von Antimon bestehen zudem noch einige Unklarheiten, insbesondere in Bezug auf die Kinetik, Elimination und Bioverfügbarkeit verschiedener Antimonverbindungen. Neben dem unter Einwirkung von Säuren entstehenden akut hochgiftigen Stibin (SbH3) kommt Antimon in den Oxidationsstufen +III und +V vor und kann anorganische sowie organische Salze bilden. Deren Resorption ist von der Löslichkeit und Oxidationsstufe abhängig. Grundsätzlich sind dreiwertige und anorganische Antimonverbindungen stärker toxisch als fünfwertige und organische. Allerdings kann im Körper eine Umwandlung von organischen zu anorganischen Antimonverbindungen und teilweise eine Reduktion von fünfwertigen zu dreiwertigen Verbindungen auftreten. Als biologisch wirksame und unter physiologischen Bedingungen stabile Form sind die dreiwertigen Antimonspezies anzusehen. Für Antimontrioxid und Antimontrisulfid wurden kanzerogene Effekte in Tierversuchen beschrieben. Der Wirkungsmechanismus und die Dosis-Wirkungs-Beziehung sind jedoch bislang nicht geklärt. Aufgrund der zusätzlich bestehenden Hinweise auf Umwandlungsvorgänge im Körper mit der Folge einer wirksameren und besser bioverfügbaren Oxidationsstufe, wurden Antimon und seine Verbindungen von der DFG-Senatskommission für gesundheitsschädliche Arbeitsstoffe gemeinsam in die Kanzerogenitäts-Kategorie 2 eingestuft, obwohl die kanzerogene Wirkung wahrscheinlich auf Hochdosiseffekten beruht und eine verlässliche Klärung im niedrigen Dosisbereich fehlt (Gebel 1999; DFG 2006). Von der IARC wurde Antimontrioxid als „possibly carcinogenic to humans (Group 2B)” eingestuft (IARC 1989). Als toxikologische Effekte nach inhalativer Aufnahme werden in der Literatur vor allem Reizungen der Atemwege und Schleimhäute, Pneumokoniosen, gastrointestinale Beschwerden und kardiotoxische Wirkungen beschrieben (Gebel 1998; DFG 2006; ATSDR 1992/2017). Allerdings sind dies vornehmlich Effekte im höheren Dosisbereich, gesundheitliche Effekte im Niedrigdosisbereich sind nicht bekannt (CDC 2009).

Eine Einordnung der Antimonbelastung der Polizeibeamten ist auch durch den Vergleich mit Werten aus anderen beruflich in der Glasindustrie, in der Starterbatterieproduktion, bei der Produktion von Antimonverbindungen sowie beim Elektronik-Recycling exponierten Kollektiven möglich. In der Glasindustrie wurden Medianwerte von 0,9–5,0 µg/l Urin und 0,7–1,1 µg/l Blut für verschiedene Tätigkeiten bzw. ein Mittelwert von 6,8 µg/l Urin beschrieben (Lüdersdorf et al. 1987; Apostoli et al. 1998). Bailley et al. (1991) untersuchten in der Produktion von Antimonverbindungen tätige Arbeiter und stellten im trockenen Prozess einen Anstieg der durchschnittlichen Antimonkonzentration im Urin von 8,2 µg/g Kreatinin auf 12,3 µg/g Kreatinin sowie in der Nassproduktion von 58,4 µg/g Kreatinin auf 110 µg/g Kreatinin im Schichtverlauf fest. Bei Arbeitern in der Produktion von Batteriestartern wurden Medianwerte von 3,9 µg/g Kreatinin bis 15,2 µg/g Kreatinin im Urin und von 2,6 µg/l bis 10,1 µg/l im Blut gemessen (Kentner et al. 1995). Eine relativ aktuelle Studie zur Belastung mit verschiedenen Metallen bei Arbeitern im Elektronik-Recycling fand zu zwei unterschiedlichen Messzeitpunkten relativ niedrige Antimonkonzentrationen im Urin (Median: 0,18 µg/l bzw. 0,26 µg/l) bei relativ hohen Konzentrationen im Blut (Median: 2,2 µg/l bzw. 2,3 µg/l). Bei gleichzeitiger Messung der Luftkonzentrationen mittels persönlichem „Air Sampler“ zeigte sich zum zweiten Messzeitpunkt eine Korrelation zwischen der einatembaren Fraktion von Antimon in der Luft und den Konzentrationen in Blut und Urin (Julander et al. 2014). Gesundheitliche Effekte durch Antimon wurden in keiner der genannten Studien beschrieben. Von der aktuellsten Studie abgesehen, lagen die in den beruflichen Kollektiven ermittelten Werte daher um das 10- bis über 1000fache über unseren Werten. Im Vergleich zu den gewerblich Beschäftigten mit Antimonexposition erscheint die Antimonbelastung durch polizeiliche Schießübungen marginal.

In Bezug auf eine erhöhte Bleibelastung zeigten sich insgesamt keine Hinweise auf eine berufliche Verursachung durch die dienstlichen Schießübungen bei den untersuchten Polizisten. Ebenso wie Antimon wurde auch Blei 2006 aufgrund von Hinweisen auf eine kanzerogene Wirkung im Tierversuch in die Kanzerogenitäts-Kategorie 2 eingestuft. Der frühere BAT-Wert wurde zunächst durch einen Biologischen Leitwert (BLW) ersetzt, der 2012 für Frauen im gebärfähigen Alter ausgesetzt wurde. Der BLW für beruflich exponierte Männer und Frauen >45 Jahre liegt aktuell bei 300 µg/l Blut. Für Frauen im gebärfähigen Alter gilt allgemein ein Biologischer Arbeitsstoff-Referenzwert (BAR) von 70 µg/l Blut. (DFG 2007). Der Referenzwert der männlichen Allgemeinbevölkerung liegt aktuell bei 90 µg/l Blut (Umweltbundesamt 2003). Der BLW wurde von keinem der untersuchten Polizisten überschritten. Eine erhöhte berufliche Belastung mit Blei sollte jedoch in der Regel durch Schießtraining im Polizeidienst auch nicht vorliegen. Da Belastungen mit Metallen, wie mit Blei aus Munition, schon länger bekannt sind und auch wiederholt erheblich höhere Bleiwerte bei Schützen gemessen wurden (u.a. Ochsmann et al. 2009; Demmeler et al. 2009; Laidlaw et al. 2017) wird im Polizeidienst und bei der Bundeswehr zum Schießtraining schon länger überwiegend bleifreie bzw. ummantelte Munition eingesetzt. Die hierzu zugelassenen Produkte unterliegen strengen Zulassungskriterien. Im regulären Schießbetrieb (angenommen wird hierfür eine 20fache Luftwechselrate und eine Schusszahl von 100 Patronen pro Schießbahn und Stunde) sollten hierdurch die jeweiligen Beurteilungswerte nicht überschritten werden. In der technischen Richtlinie des polizeitechnischen Instituts von 2009 wurden hierfür Beurteilungswerte von 0,5 mg/m³ für Antimon und 0,1 mg/m³ für Blei vorgegeben (Polizeitechnisches Institut 2009). Auch unser Kollektiv gab an, im dienstlichen Bereich gefahrstoffreduzierte Munition zu verwenden. Die Wirksamkeit dieser Arbeitsschutzmaßnahmen wurde in unserer Untersuchung bestätigt, da die Blutbleiwerte (s. Abb. 2) über unser gesamtes Kollektiv hinweg bei einem Mittelwert von 29 µg/l und einem Median von 20 µg/l sehr niedrig waren. Allerdings fielen zwei Personen auf, die deutliche Überschreitungen der Referenzwerte aufwiesen. Beide Personen praktizierten wöchentlich private Schießübungen auf außerdienstlichen Schießanlagen, auf denen gewöhnlich mit bleihaltiger Munition geschossen wird.

Bei der weiteren Detailanalyse unseres Kollektivs wurde daher nicht nur ein Zusammenhang der Werte mit der beruflichen Schusszahl pro Monat überprüft, sondern auch ein Gruppenvergleich zwischen ausschließlich dienstlichen schießenden Polizisten und Polizisten mit privatem Training auf außerdienstlichen Schießanlagen durchgeführt. Eine signifikante Korrelation zwischen den beruflichen Schusszahlen und Biomonitoring-Werten wurde nicht festgestellt, allerdings wiesen im Gruppenvergleich private Schützen (n = 7) insgesamt signifikant höhere Blutbleiwerte auf. Weiterhin war nicht nur der Blutbleiwert, sondern auch Antimon im Blut eng mit der privaten Schussanzahl pro Monat assoziiert. Antimon im Urin zeigte einen entsprechenden Trend ohne statistische Signifikanz. Daher scheint trotz der im Vergleich zu den beruflichen Schusszahlen deutlich geringeren privaten Schusszahlen das private Schießtraining auf außerdienstlichen Schießanlagen einen wesentlichen Einfluss auf die Belastung zu haben. Hier ist sicherlich relevant, dass im Privaten häufig reguläre und nicht schadstoffreduzierte Munition verschossen wird und dadurch vermutlich höhere Schadstoffbelastungen bestehen. Auch wenn dieser Effekt vor allem bei Blei am eindrücklichsten zu sehen war, weisen die Ergebnisse für Antimon in die gleiche Richtung. Allerdings bleiben bei Antimon auch hinsichtlich der im Vergleich mit Blei deutlich spärlicheren Datenlage zum Biomonitoring und zur beruflichen Belastung mehr Unsicherheiten bestehen.

Als eine der ersten Untersuchungen überhaupt wurde von uns ein beruflich mit Munitionsdämpfen und -stäuben belastetes Kollektiv hinsichtlich einer erhöhten biologischen Antimonbelastung mittels sensitivem und validem Biomonitoring untersucht. Aufgrund des Pilotstudien-Charakters und der vor allem hinsichtlich der privaten Schießbelastungen sehr kleinen Fallzahl halten wir eine Überprüfung der von uns beobachteten Korrelationen in einem größeren Kollektiv für sinnvoll. Im Hinblick auf die große Zahl von Schützenvereinsmitgliedern in der allgemeinen Bevölkerung und die Hinweise auf teilweise in Schießanlagen vorherrschende raumlufthygienische Mängel (z.B. Lach et al. 2015; Laidlaw et al. 2017; Ochsmann et al. 2009) besteht möglicherweise auch eine sozialmedizinische Relevanz. Auch hinsichtlich der toxikologischen Wirkung von Antimon und seinen Verbindungen sowie bezüglich des Biomonitorings im Blut besteht weiterer Forschungsbedarf.

Schlussfolgerung

Ein nennenswertes Gefährdungspotenzial bei Polizisten bezüglich Antimonbelastungen durch das berufliche Schießtraining lässt sich in der Zusammenschau der Untersuchungsergebnisse und der wissenschaftlichen Literatur aktuell nicht begründen. Es ergaben sich zwar Hinweise auf leicht erhöhte Antimonwerte bei den Polizisten. Jedoch deuten die Ergebnisse der Verlaufsuntersuchung auf eine gleichmäßige Grundbelastung der untersuchten Personen mit Antimon hin, die nicht in einen kausalen Zusammenhang mit dem beruflichen Schießtraining gebracht werden kann. Ein klarer Zusammenhang der bei uns gemessenen Antimonwerte mit der Höhe der beruflichen Gesamtschusszahl zeigte sich ebenfalls nicht. Bei einer zusätzlichen privaten Belastung durch Schießen auf außerdienstlichen Schießanlagen finden sich jedoch – insbesondere bei höherer privater Trainingsintensität – Hinweise auf zusätzliche Belastungen, so dass eine erhöhte Antimonexposition durch Schießübungen auf derartigen Anlagen möglich scheint. Als Quellen kommen sowohl die privat verwendete schadstofffreisetzende Munition als auch eine gegenüber den polizeilichen Schießständen erhöhte Umgebungsbelastung an den privaten Schießanlagen in Frage. Die hygienische Situation an privaten Schießständen ist leider oft unklar. Aus leicht erhöhten Werten können bisher jedoch auch keine verlässlichen Aussagen über gesundheitliche Effekte oder ein erhöhtes Krebsrisiko abgeleitet werden. Eine kanzerogene Wirkung von Antimon und auch die akute Toxizität wurden in Hochdosisexperimenten beobachtet, deren Größenordnung durch die Schussbelastungen nicht erreicht wird. Grundsätzlich gilt aber insbesondere für kanzerogene Gefahrstoffe das Minimierungsgebot, so dass Zusatzbelastungen vermieden werden sollten. Jedoch zeigt auch diese Diskussion um die Arbeitshygiene an polizeilichen Schießständen erneut, dass die individuelle Gefährdung durch Gefahrstoffe in der Regel nur durch ein adäquates Biomonitoring zu bewerten ist.

Literatur

Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR): Toxicological Profile for Antimony. Atlanta, USA: U.S. Department of Health and Human Services, 1992.

Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR): Toxicological Profile for Antimony. Draft for Public Comment, April 2017. Atlanta, USA: U.S. Department of Health and Human Services, 2017.

Apostoli P, Giusti S, Bartoli D, Perico A, Bavazzano P, Alessio L: Multiple exposure to arsenic, antimony, and other elements in art glass manufacturing. Am J Ind Med 1998; 34: 65–72.

Bailly R, Lauwerys R, Buchet JP, Mahieu P, Konings J: Experimental and human studies on antimony metabolism: their relevance for the biological monitoring of workers exposed to inorganic antimony. Br J Ind Med 1991; 48: 93–97.

Centers for Disease Control and Prevention (CDC): Fourth national report on human exposure to environmental chemicals. Atlanta, Februar 2009, mit aktualisierten Tabellen 1&2 von Januar 2017. Verfügbar unter: www.cdc.gov/exposurereport/ (zuletzt besucht 08.07.2017).

Dams R, Vandecasteele C, Desmet B, Helsen M, Nagels M, Vermeir G, Yu ZQ: Element concentrations in the air of an indoor shooting range. Sci Total Environ 1988; 77: 1–13.

Demmeler M, Nowak D, Schierl R: High blood lead levels in recreational indoor-shooters. Int Arch Occup Environ Health 2009; 82: 539–542.

Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG): Gesundheitsschädliche Arbeitsstoffe. Toxikologisch-arbeitsmedizinische Begründungen von MAK-Werten und Einstufungen. Antimon und seine anorganischen Verbindungen (einatembare Fraktion). 41. Lieferung. Weinheim: WILEY-VCH Verlag, 2006.

Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG): Gesundheitsschädliche Arbeitsstoffe. Toxikologisch-arbeitsmedizinische Begründungen von MAK-Werten und Einstufungen. Blei und seine anorganischen Verbindungen (einatembare Fraktion). 43. Lieferung. Weinheim: WILEY-VCH Verlag, 2007.

Drexler H, Schaller KH, Göen T: Biologischer Arbeitsstoff-Referenzwert (BAR). Definition, Evaluierung und praktischer Einsatz. Arbeitsmedizin Sozialmedizin Umweltmedizin 2010; 45; 194–197.

Gebel T: Metalle/Antimon, 17. Erg. Lfg. 11/99. In: Wichmann, Schlipköter, Fülgraff. Handbuch Umweltmedizin. Landsberg am Lech: Ecomed Medizin, 58. lfd. Ergänzung, Mai 2017.

Heitland P, Köster H (2006a): Biomonitoring of 37 trace elements in blood samples from inhabitants of northern Germany by ICP-MS. J Trace Elements Med Biol 2006; 20: 253–262.

Heitland P, Köster H (2006b): Biomonitoring of 30 trace elements in urine of children and adults by ICP-MS. Clin Chim Acta 2006; 365: 310–318.

Hoet P, Jacquerye C, Deumer G, Lison D, Haufroid V: Reference values and upper reference limits for 26 trace elements in the urine of adults living in Belgium. Clin Chem Lab Med 2013; 51: 839–849.

International Agency for Research on Cancer (IARC): World Health Organization. IARC Monographs on the evaluation of carninogenic risk to humans. Volume 47. Lyon: IARC, 1989.

Julander A, Lundgren L, Skare L, Grandér M, Palm B, Vahter M, Lidén C: Formal recycling of e-waste leads to increased exposure to toxic metals: an occupational exposure study from Sweden. Environ Int 2014; 73: 243–251.

Kentner M, Leinemann M, Schaller KH, Weltle D, Lehnert G: External and internal antimony exposure in starter battery production. Int Arch Occup Environ Health 1995; 67: 119–123.

Lach K, Steer B, Gorbunov B, Micka V, Muir RB: Evaluation of exposure to airborne heavy metals at gun shooting ranges. Ann Occup Hyg 2015; 59: 307–323.

Laidlaw MA, Filippelli G, Mielke H, Gulson B, Ball AS: Lead exposure at firing ranges-a review. Environ Health 2017; 16: 34.

Larsen K: Creatinine assay by a reaction-kinetic principle. Clin Chim Acta 1972; 41: 209–217.

Lüdersdorf R, Fuchs A, Mayer P, Skulsuksai G, Schäcke G: Biological assessment of exposure to antimony and lead in the glass-producing industry. Int Arch Occup Environ Health 1987; 59: 469–474.

Nisse C, Tagne-Fotso R, Howsam M; Members of Health Examination Centres of the Nord Pas-de-Calais region network, Richeval C, Labat L, Leroyer A: Blood and urinary levels of metals and metalloids in the general adult population of Northern France: The IMEPOGE study, 2008–2010. Int J Hyg Environ Health 2017; 220: 341–363.

Ochsmann E, Göen T, Schaller KH, Drexler H: Lead – still a health threat for marksmen. Int J Hyg Environ Health 2009; 212: 557–561.

Polizeitechnisches Institut der Deutschen Hochschule der Polizei: Technische Richtlinie. Patrone 9 mm x 19, schadstoffreduziert. Stand: September 2009.

Saravanabhavan G, Werry K, Walker M, Haines D, Malowany M, Khoury C: Human biomonitoring reference values for metals and trace elements in blood and urine derived from the Canadian Health Measures Survey 2007–2013. Int J Hyg Environ Health 2017; 220: 189–200.

Schramel P, Wendler I: Antimon, Blei, Cadmium, Platin, Quecksilber, Tellur, Thallium, Wismut, Wolfram, Zinn. The MAK Collection for Occupational Health and Safety 2012; 1–18.

Thompson D, Parry SJ, Benzing R: Neutron activation analysis for the determination of contaminants in food contact materials. J Radioanalyt Nucl Chem 1995; 195: 209–217.

Umweltbundesamt: Aktualisierung der Referenzwerte für Blei, Cadmium und Quecksilber im Blut und im Urin von Erwachsenen. Stellungnahme der Kommission „Human-Biomonitoring“ des Umweltbundesamtes. Bundesgesundheitsbl Gesundheitsforsch Gesundheitsschutz 2003; 46: 1112–1113.

Umweltbundesamt. Neue und aktualisierte Referenzwerte für Antimon, Arsen und Metalle (Blei, Cadmium, Nickel, Quecksilber, Thallium und Uran) im Urin und im Blut von Kindern in Deutschland. Stellungnahme der Kommission „Human-Biomonitoring” des Umweltbundesamtes. Bundesgesundheitsbl Gesundheitsforsch Gesundheitsschutz 2009; 59: 77–982.

Interessenkonflikt: Alle Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte besteht.

Für die Verfasser

Dr. med. Julia Hiller

Institut und Poliklinik für Arbeits-, Sozial- und Umweltmedizin

Friedrich-Alexander-Universität Erlangen-Nürnberg

Henkestraße 9–11 – 91054 Erlangen

julia.hiller@fau.de

ASU Arbeitsmed Sozialmed Umweltmed 2018; 53: 392–399