Metalli tossici e composti organometallici come alluminio, antimonio, arsenico inorganico, berillio, cadmio, cromo, cobalto, piombo, piombo alchilico, mercurio metallico e suoi sali, composti organici del mercurio, nichel, selenio e vanadio sono da tempo riconosciuti come comportare potenziali rischi per la salute delle persone esposte. In alcuni casi sono stati studiati studi epidemiologici sulle relazioni tra dose interna e conseguente effetto/risposta nei lavoratori professionalmente esposti, consentendo così di proporre valori limite biologici sanitari (vedi tabella 1).

Tabella 1. Metalli: valori di riferimento e valori limite biologici proposti dalla Conferenza americana degli igienisti industriali governativi (ACGIH), dalla Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG) e da Lauwerys e Hoet (L e H)

* I valori delle urine sono per grammo di creatinina.
** EKA = Equivalenti di esposizione per materiali cancerogeni.
¹ Preso con alcune modifiche da Lauwerys e Hoet 1993.
² Dall'ACGIH 1996-97.
³ Da DFG 1996.
⁴ Concentrazioni massime ammissibili provvisorie (TMPC) tratte da Lauwerys e Hoet 1993.

Un problema nella ricerca di misurazioni precise e accurate dei metalli nei materiali biologici è che le sostanze metalliche di interesse sono spesso presenti nei mezzi a livelli molto bassi. Quando il monitoraggio biologico consiste nel prelievo e nell'analisi delle urine, come spesso accade, di solito viene eseguito su campioni “spot”; la correzione dei risultati per la diluizione delle urine è quindi generalmente consigliabile. L'espressione dei risultati per grammo di creatinina è il metodo di standardizzazione più utilizzato. Le analisi eseguite su campioni di urina troppo diluiti o troppo concentrati non sono affidabili e devono essere ripetute.

Alluminio

Nell'industria, i lavoratori possono essere esposti a composti inorganici di alluminio per inalazione ed eventualmente anche per ingestione di polvere contenente alluminio. L'alluminio è scarsamente assorbito per via orale, ma il suo assorbimento è aumentato dalla contemporanea assunzione di citrati. Il tasso di assorbimento dell'alluminio depositato nel polmone è sconosciuto; la biodisponibilità dipende probabilmente dalle caratteristiche fisico-chimiche della particella. L'urina è la principale via di escrezione dell'alluminio assorbito. La concentrazione di alluminio nel siero e nelle urine è determinata sia dall'intensità di una recente esposizione sia dal carico corporeo di alluminio. Nelle persone non professionalmente esposte, la concentrazione di alluminio nel siero è generalmente inferiore a 1 μg/100 ml e nelle urine raramente supera i 30 μg/g di creatinina. Nei soggetti con funzione renale normale, l'escrezione urinaria di alluminio è un indicatore più sensibile dell'esposizione all'alluminio rispetto alla sua concentrazione nel siero/plasma.

I dati sui saldatori suggeriscono che la cinetica dell'escrezione di alluminio nelle urine comporta un meccanismo a due fasi, la prima con un'emivita biologica di circa otto ore. Nei lavoratori che sono stati esposti per diversi anni, si verifica effettivamente un certo accumulo del metallo nel corpo e anche le concentrazioni di alluminio nel siero e nelle urine sono influenzate dal carico corporeo di alluminio. L'alluminio è immagazzinato in diversi compartimenti del corpo ed espulso da questi compartimenti a velocità diverse nel corso di molti anni. Elevato accumulo di alluminio nel corpo (ossa, fegato, cervello) è stato riscontrato anche in pazienti affetti da insufficienza renale. I pazienti sottoposti a dialisi sono a rischio di tossicità ossea e/o encefalopatia quando la loro concentrazione sierica di alluminio supera cronicamente i 20 μg/100 ml, ma è possibile rilevare segni di tossicità anche a concentrazioni inferiori. La Commissione delle Comunità Europee ha raccomandato che, per prevenire la tossicità dell'alluminio, la concentrazione di alluminio nel plasma non dovrebbe mai superare i 20 μg/100 ml; un livello superiore a 10 μg/100 ml dovrebbe comportare un aumento della frequenza dei controlli e della sorveglianza sanitaria, e una concentrazione superiore a 6 μg/100 ml dovrebbe essere considerata una prova di un accumulo eccessivo del carico corporeo di alluminio.

Antimonio

L'antimonio inorganico può entrare nell'organismo per ingestione o inalazione, ma la velocità di assorbimento è sconosciuta. I composti pentavalenti assorbiti sono principalmente escreti con l'urina e i composti trivalenti attraverso le feci. La ritenzione di alcuni composti di antimonio è possibile dopo un'esposizione a lungo termine. Le concentrazioni normali di antimonio nel siero e nelle urine sono probabilmente inferiori rispettivamente a 0.1 μg/100 ml e 1 μg/g di creatinina.

Uno studio preliminare sui lavoratori esposti all'antimonio pentavalente indica che un'esposizione media ponderata nel tempo a 0.5 mg/m³ porterebbe ad un aumento della concentrazione di antimonio urinario di 35 μg/g di creatinina durante il turno.

Arsenico inorganico

L'arsenico inorganico può entrare nell'organismo attraverso il tratto gastrointestinale e respiratorio. L'arsenico assorbito viene eliminato principalmente attraverso i reni immodificato o dopo metilazione. L'arsenico inorganico è anche escreto nella bile come complesso di glutatione.

A seguito di una singola esposizione orale a una bassa dose di arseniato, il 25 e il 45% della dose somministrata viene escreta nelle urine rispettivamente entro uno e quattro giorni.

In seguito all'esposizione ad arsenico inorganico trivalente o pentavalente, l'escrezione urinaria è costituita dal 10-20% di arsenico inorganico, dal 10 al 20% di acido monometilarsonico e dal 60 all'80% di acido cacodilico. Dopo l'esposizione professionale all'arsenico inorganico, la proporzione delle specie di arsenico nelle urine dipende dal momento del campionamento.

Gli organoarsenicali presenti negli organismi marini sono anch'essi facilmente assorbiti dal tratto gastrointestinale ma vengono escreti per la maggior parte inalterati.

Gli effetti tossici a lungo termine dell'arsenico (compresi gli effetti tossici sui geni) derivano principalmente dall'esposizione all'arsenico inorganico. Pertanto, il monitoraggio biologico mira a valutare l'esposizione ai composti inorganici dell'arsenico. A tal fine, la specifica determinazione dell'arsenico inorganico (As_i), l'acido monometilarsonico (MMA) e l'acido cacodilico (DMA) nelle urine è il metodo di scelta. Tuttavia, poiché il consumo di pesce potrebbe ancora influenzare il tasso di escrezione di DMA, i lavoratori sottoposti a test dovrebbero astenersi dal mangiare pesce durante le 48 ore precedenti la raccolta delle urine.

Nelle persone non professionalmente esposte all'arsenico inorganico e che non hanno consumato di recente un organismo marino, la somma di queste tre specie di arsenico di solito non supera i 10 μg/g di creatinina urinaria. Valori più elevati si riscontrano in aree geografiche dove l'acqua potabile contiene quantità significative di arsenico.

È stato stimato che in assenza di consumo di pesce, un'esposizione media ponderata nel tempo a 50 e 200 μg/m³ l'arsenico inorganico porta a concentrazioni urinarie medie della somma dei metaboliti (As_i, MMA, DMA) in campioni di urina post-turno rispettivamente di 54 e 88 μg/g di creatinina.

In caso di esposizione a composti di arsenico inorganico meno solubili (ad es. arseniuro di gallio), la determinazione dell'arsenico nelle urine rifletterà la quantità assorbita ma non la dose totale erogata all'organismo (polmone, tratto gastrointestinale).

L'arsenico nei capelli è un buon indicatore della quantità di arsenico inorganico assorbito durante il periodo di crescita dei capelli. L'arsenico organico di origine marina non sembra essere assorbito dai capelli nella stessa misura dell'arsenico inorganico. La determinazione della concentrazione di arsenico lungo la lunghezza dei capelli può fornire preziose informazioni sul tempo di esposizione e sulla durata del periodo di esposizione. Tuttavia, la determinazione dell'arsenico nei capelli è sconsigliata quando l'aria ambiente è contaminata da arsenico, in quanto non sarà possibile distinguere tra arsenico endogeno e arsenico depositato esternamente sui capelli. I livelli di arsenico nei capelli sono generalmente inferiori a 1 mg/kg. L'arsenico nelle unghie ha lo stesso significato dell'arsenico nei capelli.

Come per i livelli nelle urine, i livelli di arsenico nel sangue possono riflettere la quantità di arsenico recentemente assorbita, ma la relazione tra l'intensità dell'esposizione all'arsenico e la sua concentrazione nel sangue non è stata ancora valutata.

Berillio

L'inalazione è la via principale di assorbimento del berillio per le persone professionalmente esposte. L'esposizione a lungo termine può provocare l'immagazzinamento di quantità apprezzabili di berillio nei tessuti polmonari e nello scheletro, l'ultimo sito di immagazzinamento. L'eliminazione del berillio assorbito avviene principalmente attraverso le urine e solo in misura minore nelle feci.

I livelli di berillio possono essere determinati nel sangue e nelle urine, ma al momento queste analisi possono essere utilizzate solo come test qualitativi per confermare l'esposizione al metallo, poiché non è noto in che misura le concentrazioni di berillio nel sangue e nelle urine possano essere influenzate da recenti esposizione e dalla quantità già immagazzinata nel corpo. Inoltre, è difficile interpretare i limitati dati pubblicati sull'escrezione di berillio nei lavoratori esposti, perché solitamente l'esposizione esterna non è stata adeguatamente caratterizzata ei metodi analitici hanno sensibilità e precisione diverse. I normali livelli urinari e sierici di berillio sono probabilmente inferiori
rispettivamente 2 μg/g di creatinina e 0.03 μg/100 ml.

Tuttavia, il riscontro di una normale concentrazione di berillio nelle urine non è una prova sufficiente per escludere la possibilità di una passata esposizione al berillio. Non sempre, infatti, nei lavoratori è stata riscontrata un'aumentata escrezione urinaria di berillio, anche se questi sono stati esposti in passato al berillio e hanno conseguentemente sviluppato la granulomatosi polmonare, una malattia caratterizzata da granulomi multipli, cioè noduli di tessuto infiammatorio, riscontrati in i polmoni.

Cadmio

Nell'ambiente lavorativo, l'assorbimento del cadmio avviene principalmente per inalazione. Tuttavia, l'assorbimento gastrointestinale può contribuire in modo significativo alla dose interna di cadmio. Una caratteristica importante del cadmio è la sua lunga emivita biologica nel corpo, che supera
10 anni. Nei tessuti, il cadmio è principalmente legato alla metallotioneina. Nel sangue, è principalmente legato ai globuli rossi. In considerazione della proprietà di accumulo del cadmio, qualsiasi programma di monitoraggio biologico di gruppi di popolazione esposti cronicamente al cadmio dovrebbe tentare di valutare sia l'esposizione attuale che quella integrata.

Per mezzo dell'attivazione dei neutroni, è attualmente possibile eseguire in vivo misurazioni delle quantità di cadmio accumulate nei principali siti di stoccaggio, i reni e il fegato. Tuttavia, queste tecniche non vengono utilizzate di routine. Finora, nella sorveglianza sanitaria dei lavoratori dell'industria o in studi su larga scala sulla popolazione generale, l'esposizione al cadmio è stata solitamente valutata indirettamente misurando il metallo nelle urine e nel sangue.

La cinetica dettagliata dell'azione del cadmio nell'uomo non è ancora del tutto chiarita, ma per scopi pratici si possono formulare le seguenti conclusioni riguardo al significato del cadmio nel sangue e nelle urine. Nei lavoratori di nuova esposizione, i livelli di cadmio nel sangue aumentano progressivamente e dopo XNUMX-XNUMX mesi raggiungono una concentrazione corrispondente all'intensità dell'esposizione. Nelle persone con esposizione continua al cadmio per un lungo periodo, la concentrazione di cadmio nel sangue riflette principalmente l'assunzione media negli ultimi mesi. L'influenza relativa del carico corporeo di cadmio sul livello di cadmio nel sangue può essere più importante nelle persone che hanno accumulato una grande quantità di cadmio e sono state allontanate dall'esposizione. Dopo la cessazione dell'esposizione, il livello di cadmio nel sangue diminuisce in modo relativamente rapido, con un tempo di dimezzamento iniziale di due o tre mesi. Tuttavia, a seconda del carico corporeo, il livello può rimanere più elevato rispetto ai soggetti di controllo. Diversi studi sull'uomo e sugli animali hanno indicato che il livello di cadmio nelle urine può essere interpretato come segue: in assenza di sovraesposizione acuta al cadmio e fintanto che la capacità di immagazzinamento della corteccia renale non viene superata o la nefropatia indotta da cadmio non è stata superata non ancora verificatosi, il livello di cadmio nelle urine aumenta progressivamente con la quantità di cadmio immagazzinata nei reni. In tali condizioni, che prevalgono principalmente nella popolazione generale e nei lavoratori moderatamente esposti al cadmio, esiste una correlazione significativa tra cadmio urinario e cadmio nei reni. Se l'esposizione al cadmio è stata eccessiva, i siti di legame del cadmio nell'organismo si saturano progressivamente e, nonostante l'esposizione continua, la concentrazione di cadmio nella corteccia renale si stabilizza.

Da questo stadio in poi, il cadmio assorbito non può più essere trattenuto in quell'organo ed è rapidamente escreto nelle urine. Quindi, in questa fase, la concentrazione di cadmio urinario è influenzata sia dal carico corporeo che dalla recente assunzione. Se l'esposizione continua, alcuni soggetti possono sviluppare danno renale, che provoca un ulteriore aumento del cadmio urinario come risultato del rilascio di cadmio immagazzinato nel rene e depresso riassorbimento del cadmio circolante. Tuttavia, dopo un episodio di esposizione acuta, i livelli di cadmio nelle urine possono aumentare rapidamente e brevemente senza riflettere un aumento del carico corporeo.

Studi recenti indicano che la metallotioneina nelle urine ha lo stesso significato biologico. Sono state osservate buone correlazioni tra la concentrazione urinaria di metallotioneina e quella di cadmio, indipendentemente dall'intensità dell'esposizione e dallo stato della funzione renale.

I livelli normali di cadmio nel sangue e nelle urine sono generalmente inferiori a 0.5 μg/100 ml e
2 μg/g di creatinina, rispettivamente. Sono più alti nei fumatori che nei non fumatori. Nei lavoratori cronicamente esposti al cadmio, il rischio di insufficienza renale è trascurabile quando i livelli di cadmio urinario non superano mai i 10 μg/g di creatinina. Dovrebbe essere prevenuto un accumulo di cadmio nel corpo che porterebbe a un'escrezione urinaria superiore a questo livello. Tuttavia, alcuni dati suggeriscono che alcuni marcatori renali (il cui significato sanitario è ancora sconosciuto) possono diventare anormali per valori di cadmio urinario compresi tra 3 e 5 μg/g creatinina, quindi sembra ragionevole proporre un valore limite biologico inferiore di 5 μg/g creatinina . Per il sangue è stato proposto un limite biologico di 0.5 μg/100 ml per l'esposizione a lungo termine. È possibile, tuttavia, che nel caso della popolazione generale esposta al cadmio attraverso il cibo o il tabacco o negli anziani, che normalmente soffrono di un declino della funzione renale, il livello critico nella corteccia renale possa essere inferiore.

cromo

La tossicità del cromo è attribuibile principalmente ai suoi composti esavalenti. L'assorbimento dei composti esavalenti è relativamente superiore all'assorbimento dei composti trivalenti. L'eliminazione avviene principalmente attraverso le urine.

Nelle persone non professionalmente esposte al cromo, la concentrazione di cromo nel siero e nelle urine di solito non supera rispettivamente 0.05 μg/100 ml e 2 μg/g di creatinina. L'esposizione recente a sali solubili di cromo esavalente (p. es., in elettroplaccatrici e saldatori di acciaio inossidabile) può essere valutata monitorando il livello di cromo nelle urine alla fine del turno di lavoro. Studi condotti da diversi autori suggeriscono la seguente relazione: un'esposizione TWA di 0.025 o 0.05 mg/m³ il cromo esavalente è associato a una concentrazione media alla fine del periodo di esposizione rispettivamente di 15 o 30 μg/g di creatinina. Questa relazione è valida solo su base di gruppo. Dopo l'esposizione a 0.025 mg/m³ cromo esavalente, il valore limite di confidenza inferiore al 95% è di circa 5 μg/g di creatinina. Un altro studio tra saldatori di acciaio inossidabile ha rilevato che una concentrazione urinaria di cromo dell'ordine di 40 μg/l corrisponde a un'esposizione media di 0.1 mg/m³ triossido di cromo.

Il cromo esavalente attraversa facilmente le membrane cellulari, ma una volta all'interno della cellula si riduce a cromo trivalente. La concentrazione di cromo negli eritrociti potrebbe essere un indicatore dell'intensità dell'esposizione al cromo esavalente durante la vita dei globuli rossi, ma ciò non si applica al cromo trivalente.

Rimane da valutare fino a che punto il monitoraggio del cromo nelle urine sia utile per la stima del rischio per la salute.

Cobalto

Una volta assorbito, per inalazione e in parte per via orale, il cobalto (con emivita biologica di pochi giorni) viene eliminato principalmente con le urine. L'esposizione a composti di cobalto solubili porta ad un aumento della concentrazione di cobalto nel sangue e nelle urine.

Le concentrazioni di cobalto nel sangue e nelle urine sono influenzate principalmente dalla recente esposizione. Nei soggetti non professionalmente esposti, il cobalto urinario è solitamente inferiore a 2 μg/g di creatinina e il cobalto sierico/plasmatico inferiore a 0.05 μg/100 ml.

Per esposizioni TWA di 0.1 mg/m³ e 0.05 mg/m³, sono stati riportati livelli urinari medi compresi tra circa 30 e 75 μg/l e tra 30 e 40 μg/l, rispettivamente (utilizzando campioni di fine turno). Il tempo di campionamento è importante in quanto vi è un progressivo aumento dei livelli urinari di cobalto durante la settimana lavorativa.

Nei lavoratori esposti a ossidi di cobalto, sali di cobalto o polvere metallica di cobalto in una raffineria, un TWA di 0.05 mg/m³ è stato riscontrato che porta a una concentrazione media di cobalto di 33 e 46 μg/g di creatinina nelle urine raccolte alla fine del turno di lunedì e venerdì, rispettivamente.

Portare

Il piombo inorganico, una tossina cumulativa assorbita dai polmoni e dal tratto gastrointestinale, è chiaramente il metallo che è stato più ampiamente studiato; pertanto, tra tutti i contaminanti metallici, l'affidabilità dei metodi per valutare l'esposizione recente o il carico corporeo mediante metodi biologici è maggiore per il piombo.

In una situazione di esposizione stazionaria, il piombo nel sangue intero è considerato il miglior indicatore della concentrazione di piombo nei tessuti molli e quindi dell'esposizione recente. Tuttavia, l'aumento dei livelli di piombo nel sangue (Pb-B) diminuisce progressivamente con l'aumentare dei livelli di esposizione al piombo. Quando l'esposizione professionale è stata prolungata, la cessazione dell'esposizione non è necessariamente associata a un ritorno di Pb-B a un valore pre-esposizione (di fondo) a causa del rilascio continuo di piombo dai depositi di tessuto. I normali livelli di piombo nel sangue e nelle urine sono generalmente inferiori rispettivamente a 20 μg/100 ml e 50 μg/g di creatinina. Tali livelli possono essere influenzati dalle abitudini alimentari e dal luogo di residenza dei soggetti. L'OMS ha proposto 40 μg/100 ml come massima concentrazione individuale tollerabile di piombo nel sangue per i lavoratori maschi adulti e 30 μg/100 ml per le donne in età fertile. Nei bambini, concentrazioni più basse di piombo nel sangue sono state associate ad effetti avversi sul sistema nervoso centrale. Il livello di piombo nelle urine aumenta in modo esponenziale con l'aumento di Pb-B e in una situazione di stato stazionario è principalmente un riflesso della recente esposizione.

La quantità di piombo escreta nelle urine dopo la somministrazione di un agente chelante (p. es., CaEDTA) riflette il pool di piombo mobilizzabile. Nei soggetti di controllo, la quantità di piombo escreta nelle urine entro 24 ore dalla somministrazione endovenosa di un grammo di EDTA di solito non supera i 600 μg. Sembra che in condizioni di esposizione costante, i valori di piombo chelabile riflettano principalmente il pool di piombo nel sangue e nei tessuti molli, con solo una piccola frazione derivata dalle ossa.

È stata sviluppata una tecnica di fluorescenza a raggi X per misurare la concentrazione di piombo nelle ossa (falangi, tibia, calcagno, vertebre), ma attualmente il limite di rilevamento della tecnica ne limita l'uso alle persone professionalmente esposte.

La determinazione del piombo nei capelli è stata proposta come metodo per valutare il pool di piombo mobilizzabile. Tuttavia, in ambito lavorativo, è difficile distinguere tra piombo incorporato endogeno nei capelli e quello semplicemente adsorbito sulla sua superficie.

La determinazione della concentrazione di piombo nella dentina circumpulpare dei denti decidui (denti da latte) è stata utilizzata per stimare l'esposizione al piombo durante la prima infanzia.

I parametri che riflettono l'interferenza del piombo con i processi biologici possono essere utilizzati anche per valutare l'intensità dell'esposizione al piombo. I parametri biologici attualmente utilizzati sono la coproporfirina urinaria (COPRO-U), l'acido delta-aminolevulinico urinario (ALA-U), la protoporfirina eritrocitaria (EP, o zinco protoporfirina), l'acido delta-aminolevulinico deidratasi (ALA-D), e pirimidina-5'-nucleotidasi (P5N) nei globuli rossi. In situazioni di stato stazionario, i cambiamenti di questi parametri sono correlati positivamente (COPRO-U, ALA-U, EP) o negativamente (ALA-D, P5N) con i livelli di piombo nel sangue. L'escrezione urinaria di COPRO (principalmente l'III isomero) e ALA inizia ad aumentare quando la concentrazione di piombo nel sangue raggiunge un valore di circa 40 μg/100 ml. La protoporfirina eritrocitaria inizia ad aumentare significativamente a livelli di piombo nel sangue di circa 35 μg/100 ml nei maschi e 25 μg/100 ml nelle femmine. Dopo la cessazione dell'esposizione professionale al piombo, la protoporfirina eritrocitaria rimane elevata in modo sproporzionato rispetto agli attuali livelli di piombo nel sangue. In questo caso, il livello EP è meglio correlato con la quantità di piombo chelabile escreto nelle urine che con il piombo nel sangue.

Una leggera carenza di ferro causerà anche un'elevata concentrazione di protoporfirina nei globuli rossi. Gli enzimi dei globuli rossi, ALA-D e P5N, sono molto sensibili all'azione inibitoria del piombo. Nell'intervallo dei livelli di piombo nel sangue da 10 a 40 μg/100 ml, esiste una stretta correlazione negativa tra l'attività di entrambi gli enzimi e il piombo nel sangue.

Piombo alchilico

In alcuni paesi, il piombo tetraetile e il piombo tetrametile sono usati come agenti antidetonanti nei carburanti per automobili. Il piombo nel sangue non è un buon indicatore dell'esposizione alle tetraalchillead, mentre il piombo nelle urine sembra essere utile per valutare il rischio di sovraesposizione.

Manganese

Nell'ambiente lavorativo, il manganese entra nel corpo principalmente attraverso i polmoni; l'assorbimento per via gastrointestinale è basso e probabilmente dipende da un meccanismo omeostatico. L'eliminazione del manganese avviene attraverso la bile, con solo piccole quantità escrete con l'urina.

Le normali concentrazioni di manganese nelle urine, nel sangue e nel siero o nel plasma sono generalmente inferiori a 3 μg/g di creatinina, 1 μg/100 ml e 0.1 μg/100 ml, rispettivamente.

Sembra che, su base individuale, né il manganese nel sangue né il manganese nelle urine siano correlati a parametri di esposizione esterna.

Apparentemente non esiste una relazione diretta tra la concentrazione di manganese nel materiale biologico e la gravità dell'avvelenamento cronico da manganese. È possibile che, in seguito all'esposizione professionale al manganese, si possano già rilevare effetti avversi precoci sul sistema nervoso centrale a livelli biologici vicini ai valori normali.

Mercurio metallico e suoi sali inorganici

L'inalazione rappresenta la principale via di assorbimento del mercurio metallico. L'assorbimento gastrointestinale del mercurio metallico è trascurabile. I sali di mercurio inorganico possono essere assorbiti attraverso i polmoni (inalazione di aerosol di mercurio inorganico) e attraverso il tratto gastrointestinale. È possibile l'assorbimento cutaneo del mercurio metallico e dei suoi sali inorganici.

L'emivita biologica del mercurio è dell'ordine di due mesi nel rene ma è molto più lunga nel sistema nervoso centrale.

Il mercurio inorganico viene escreto principalmente con le feci e l'urina. Piccole quantità vengono escrete attraverso le ghiandole salivari, lacrimali e sudoripare. Il mercurio può essere rilevato anche nell'aria espirata durante le poche ore successive all'esposizione ai vapori di mercurio. In condizioni di esposizione cronica esiste, almeno a livello di gruppo, una relazione tra l'intensità della recente esposizione ai vapori di mercurio e la concentrazione di mercurio nel sangue o nelle urine. Le prime indagini, durante le quali sono stati utilizzati campioni statici per monitorare l'aria generale del laboratorio, hanno mostrato che una concentrazione media di mercurio-aria, Hg-aria, di 100 μg/m³ corrisponde a livelli medi di mercurio nel sangue (Hg–B) e nelle urine (Hg–U) rispettivamente di 6 μg Hg/100 ml e 200-260 μg/l. Osservazioni più recenti, in particolare quelle che valutano il contributo del microambiente esterno a ridosso delle vie respiratorie dei lavoratori, indicano che l'aria (μg/m³)/urine (μg/g creatinina)/sangue (μg/100 ml) il rapporto mercurio è di circa 1/1.2/0.045. Diversi studi epidemiologici sui lavoratori esposti ai vapori di mercurio hanno dimostrato che per l'esposizione a lungo termine, i livelli di effetto critico di Hg-U e Hg-B sono rispettivamente di circa 50 μg/g di creatinina e 2 μg/100 ml.

Tuttavia, alcuni studi recenti sembrano indicare che i segni di effetti avversi sul sistema nervoso centrale o sul rene possono già essere osservati a un livello di mercurio urinario inferiore a 50 μg/g di creatinina.

I normali livelli urinari ed ematici sono generalmente inferiori rispettivamente a 5 μg/g di creatinina e 1 μg/100 ml. Questi valori possono essere influenzati dal consumo di pesce e dal numero di otturazioni in amalgama di mercurio nei denti.

Composti organici del mercurio

I composti organici del mercurio sono facilmente assorbiti da tutte le vie. Nel sangue si trovano principalmente nei globuli rossi (circa il 90%). Occorre però distinguere tra i composti alchilici a catena corta (principalmente metilmercurio), molto stabili e resistenti alla biotrasformazione, e i derivati ​​arilici o alcossialchilici, che liberano mercurio inorganico in vivo. Per questi ultimi composti, la concentrazione di mercurio nel sangue, oltre che nelle urine, è probabilmente indicativa dell'intensità dell'esposizione.

In condizioni di stato stazionario, il mercurio nel sangue intero e nei capelli è correlato al carico corporeo di metilmercurio e al rischio di segni di avvelenamento da metilmercurio. Nelle persone cronicamente esposte all'alchil mercurio, i primi segni di intossicazione (parestesia, disturbi sensoriali) possono verificarsi quando il livello di mercurio nel sangue e nei capelli supera rispettivamente 20 μg/100 ml e 50 μg/g.

Nichel, Ni free

Il nichel non è una tossina cumulativa e quasi tutta la quantità assorbita viene escreta principalmente attraverso le urine, con un'emivita biologica di 17-39 ore. Nei soggetti non professionalmente esposti, le concentrazioni di nichel nelle urine e nel plasma sono generalmente inferiori rispettivamente a 2 μg/g di creatinina e 0.05 μg/100 ml.

Le concentrazioni di nichel nel plasma e nelle urine sono buoni indicatori di una recente esposizione al nichel metallico e ai suoi composti solubili (p. es., durante la galvanica del nichel o la produzione di batterie al nichel). I valori all'interno degli intervalli normali di solito indicano un'esposizione non significativa e valori aumentati sono indicativi di sovraesposizione.

Per i lavoratori esposti a composti di nichel solubili, è stato provvisoriamente proposto un valore limite biologico di 30 μg/g di creatinina (fine turno) per il nichel nelle urine.

Nei lavoratori esposti a composti di nichel poco solubili o insolubili, livelli aumentati nei fluidi corporei generalmente indicano un assorbimento significativo o un rilascio progressivo della quantità immagazzinata nei polmoni; tuttavia, quantità significative di nichel possono essere depositate nel tratto respiratorio (cavità nasali, polmoni) senza alcun aumento significativo della sua concentrazione plasmatica o urinaria. Pertanto, i valori “normali” devono essere interpretati con cautela e non indicano necessariamente assenza di rischio per la salute.

Selenio

Il selenio è un oligoelemento essenziale. I composti solubili del selenio sembrano essere facilmente assorbiti attraverso i polmoni e il tratto gastrointestinale. Il selenio viene escreto principalmente nelle urine, ma quando l'esposizione è molto elevata può anche essere escreto nell'aria espirata come vapore di dimetilseleniuro. Le normali concentrazioni di selenio nel siero e nelle urine dipendono dall'assunzione giornaliera, che può variare considerevolmente nelle diverse parti del mondo, ma di solito è inferiore rispettivamente a 15 μg/100 ml e 25 μg/g di creatinina. La concentrazione di selenio nelle urine è principalmente un riflesso della recente esposizione. La relazione tra l'intensità dell'esposizione e la concentrazione di selenio nelle urine non è stata ancora stabilita.

Sembra che la concentrazione nel plasma (o nel siero) e nelle urine rifletta principalmente un'esposizione a breve termine, mentre il contenuto di selenio degli eritrociti riflette un'esposizione più a lungo termine.

La misurazione del selenio nel sangue o nelle urine fornisce alcune informazioni sullo stato del selenio. Attualmente è più spesso utilizzato per rilevare una carenza piuttosto che una sovraesposizione. Poiché i dati disponibili riguardanti il ​​rischio per la salute dell'esposizione a lungo termine al selenio e la relazione tra potenziale rischio per la salute e livelli nei mezzi biologici sono troppo limitati, non è possibile proporre alcun valore soglia biologico.

Vanadio

Nell'industria, il vanadio viene assorbito principalmente per via polmonare. L'assorbimento orale sembra basso (meno dell'1%). Il vanadio viene escreto nelle urine con un'emivita biologica di circa 20-40 ore e in misura minore nelle feci. Il vanadio urinario sembra essere un buon indicatore di esposizione recente, ma la relazione tra assorbimento e livelli di vanadio nelle urine non è stata ancora sufficientemente stabilita. È stato suggerito che la differenza tra le concentrazioni urinarie di vanadio post-turno e pre-turno consenta la valutazione dell'esposizione durante la giornata lavorativa, mentre il vanadio urinario due giorni dopo la cessazione dell'esposizione (lunedì mattina) rifletterebbe l'accumulo del metallo nel corpo . Nelle persone non professionalmente esposte, la concentrazione di vanadio nelle urine è generalmente inferiore a 1 μg/g di creatinina. È stato proposto un valore limite biologico provvisorio di 50 μg/g di creatinina (fine turno) per il vanadio nelle urine.

Di ritorno

Introduzione

I solventi organici sono volatili e generalmente solubili nel grasso corporeo (lipofili), sebbene alcuni di essi, ad esempio metanolo e acetone, siano anche solubili in acqua (idrofili). Sono stati ampiamente impiegati non solo nell'industria ma anche nei prodotti di consumo, come vernici, inchiostri, diluenti, sgrassanti, agenti per la pulizia a secco, smacchiatori, repellenti e così via. Sebbene sia possibile applicare il monitoraggio biologico per rilevare gli effetti sulla salute, ad esempio effetti sul fegato e sui reni, ai fini della sorveglianza sanitaria dei lavoratori che sono professionalmente esposti a solventi organici, è preferibile utilizzare invece il monitoraggio biologico per " monitoraggio dell'esposizione” al fine di proteggere la salute dei lavoratori dalla tossicità di questi solventi, poiché si tratta di un approccio sufficientemente sensibile da fornire avvertimenti ben prima che si verifichino effetti sulla salute. Anche lo screening dei lavoratori per l'elevata sensibilità alla tossicità dei solventi può contribuire alla protezione della loro salute.

Riassunto di tossicocinetica

I solventi organici sono generalmente volatili in condizioni standard, sebbene la volatilità vari da solvente a solvente. Pertanto, la principale via di esposizione negli ambienti industriali è attraverso l'inalazione. Il tasso di assorbimento attraverso la parete alveolare dei polmoni è molto più alto di quello attraverso la parete del tubo digerente e un tasso di assorbimento polmonare di circa il 50% è considerato tipico per molti solventi comuni come il toluene. Alcuni solventi, ad esempio il solfuro di carbonio e l'N,N-dimetilformammide allo stato liquido, possono penetrare nella pelle umana intatta in quantità tali da risultare tossici.

Quando questi solventi vengono assorbiti, una parte viene espirata nel respiro senza alcuna biotrasformazione, ma la maggior parte viene distribuita negli organi e nei tessuti ricchi di lipidi per effetto della loro lipofilia. La biotrasformazione avviene principalmente nel fegato (e anche in altri organi in misura minore) e la molecola del solvente diventa più idrofila, tipicamente mediante un processo di ossidazione seguito da coniugazione, per essere escreta attraverso il rene nelle urine come metabolita(i) ). Una piccola parte può essere eliminata immodificata nelle urine.

Pertanto, tre materiali biologici, urina, sangue e respiro esalato, sono disponibili per il monitoraggio dell'esposizione ai solventi da un punto di vista pratico. Un altro fattore importante nella selezione dei materiali biologici per il monitoraggio dell'esposizione è la velocità di scomparsa della sostanza assorbita, per la quale l'emivita biologica, ovvero il tempo necessario a una sostanza per ridursi a metà della sua concentrazione originaria, è un parametro quantitativo. Ad esempio, i solventi scompaiono dal respiro espirato molto più rapidamente dei corrispondenti metaboliti dalle urine, il che significa che hanno un'emivita molto più breve. All'interno dei metaboliti urinari, l'emivita biologica varia a seconda della velocità con cui il composto progenitore viene metabolizzato, quindi il tempo di campionamento in relazione all'esposizione è spesso di fondamentale importanza (vedi sotto). Una terza considerazione nella scelta di un materiale biologico è la specificità della sostanza chimica target da analizzare in relazione all'esposizione. Ad esempio, l'acido ippurico è un indicatore di esposizione al toluene utilizzato da tempo, ma non solo è formato naturalmente dall'organismo, ma può anche essere derivato da fonti non professionali come alcuni additivi alimentari e non è più considerato un affidabile marker quando l'esposizione al toluene è bassa (meno di 50 cm³/m³). In generale, i metaboliti urinari sono stati ampiamente utilizzati come indicatori di esposizione a vari solventi organici. Il solvente nel sangue viene analizzato come misura qualitativa dell'esposizione perché di solito rimane nel sangue per un tempo più breve ed è più indicativo dell'esposizione acuta, mentre il solvente nel respiro esalato è difficile da usare per la stima dell'esposizione media perché la concentrazione nel respiro diminuisce così rapidamente dopo la cessazione dell'esposizione. Il solvente nelle urine è un candidato promettente come misura dell'esposizione, ma necessita di ulteriore convalida.

Test di esposizione biologica per solventi organici

Nell'applicare il monitoraggio biologico per l'esposizione ai solventi, il tempo di campionamento è importante, come indicato sopra. La tabella 1 mostra i tempi di campionamento raccomandati per i comuni solventi nel monitoraggio dell'esposizione professionale quotidiana. Quando si deve analizzare il solvente stesso, occorre prestare attenzione a prevenire possibili perdite (ad es. evaporazione nell'aria ambiente) e contaminazione (ad es. dissoluzione dall'aria ambiente nel campione) durante il processo di manipolazione del campione. Nel caso in cui i campioni debbano essere trasportati in un laboratorio distante o conservati prima dell'analisi, è necessario prestare attenzione per evitare perdite. Il congelamento è raccomandato per i metaboliti, mentre la refrigerazione (ma non il congelamento) in un contenitore ermetico senza intercapedine (o più preferibilmente, in una fiala con spazio di testa) è raccomandata per l'analisi del solvente stesso. Nell'analisi chimica, il controllo di qualità è essenziale per ottenere risultati affidabili (per i dettagli, vedere l'articolo "Garanzia di qualità" in questo capitolo). Nel riportare i risultati, dovrebbe essere rispettata l'etica (vedi cap Problemi etici altrove nel Enciclopedia).

Tabella 1. Alcuni esempi di sostanze chimiche bersaglio per il monitoraggio biologico e tempo di campionamento

¹ Fine del turno di lavoro se non diversamente specificato: i giorni della settimana indicano i giorni di campionamento preferiti.
² Tre isomeri, separatamente o in qualsiasi combinazione.

Fonte: Riassunto da OMS 1996.

Per molti solventi sono state stabilite numerose procedure analitiche. I metodi variano a seconda della sostanza chimica target, ma la maggior parte dei metodi recentemente sviluppati utilizza la gascromatografia (GC) o la cromatografia liquida ad alta prestazione (HPLC) per la separazione. Si consiglia l'uso di un campionatore automatico e di un elaboratore di dati per un buon controllo di qualità nell'analisi chimica. Quando si deve analizzare un solvente stesso nel sangue o nelle urine, l'applicazione della tecnica dello spazio di testa in GC (GC dello spazio di testa) è molto conveniente, specialmente quando il solvente è abbastanza volatile. La tabella 2 delinea alcuni esempi dei metodi stabiliti per i comuni solventi.

Tabella 2. Alcuni esempi di metodi analitici per il monitoraggio biologico dell'esposizione a solventi organici

Fonte: Riassunto da OMS 1996.

Valutazione

Una relazione lineare degli indicatori di esposizione (elencati nella tabella 2) con l'intensità dell'esposizione ai solventi corrispondenti può essere stabilita sia attraverso un'indagine sui lavoratori esposti professionalmente ai solventi, sia attraverso l'esposizione sperimentale di volontari umani. Di conseguenza, l'ACGIH (1994) e il DFG (1994), ad esempio, hanno stabilito l'indice di esposizione biologica (BEI) e il valore di tolleranza biologica (BAT), rispettivamente, come i valori nei campioni biologici che sono equivalenti al valore occupazionale limite di esposizione per le sostanze chimiche disperse nell'aria, ovvero rispettivamente il valore limite di soglia (TLV) e la concentrazione massima sul posto di lavoro (MAK). È noto, tuttavia, che il livello della sostanza chimica target nei campioni ottenuti da persone non esposte può variare, riflettendo, ad esempio, le usanze locali (ad esempio, il cibo) e che possono esistere differenze etniche nel metabolismo dei solventi. È quindi auspicabile stabilire valori limite attraverso lo studio della popolazione locale interessata.

Nella valutazione dei risultati, l'esposizione non professionale al solvente (ad esempio, tramite l'uso di prodotti di consumo contenenti solventi o l'inalazione intenzionale) e l'esposizione a sostanze chimiche che danno origine agli stessi metaboliti (ad esempio, alcuni additivi alimentari) dovrebbero essere accuratamente escluse. Nel caso in cui vi sia un ampio divario tra l'intensità dell'esposizione al vapore ei risultati del monitoraggio biologico, la differenza può indicare la possibilità di assorbimento cutaneo. Il fumo di sigaretta sopprime il metabolismo di alcuni solventi (p. es., il toluene), mentre l'assunzione acuta di etanolo può sopprimere il metabolismo del metanolo in maniera competitiva.

Di ritorno

Il monitoraggio biologico umano utilizza campioni di fluidi corporei o altro materiale biologico facilmente reperibile per la misurazione dell'esposizione a sostanze specifiche o non specifiche e/o ai loro metaboliti o per la misurazione degli effetti biologici di tale esposizione. Il monitoraggio biologico consente di stimare l'esposizione individuale totale attraverso diverse vie di esposizione (polmoni, pelle, tratto gastrointestinale) e diverse fonti di esposizione (aria, dieta, stile di vita o occupazione). È anche noto che in situazioni di esposizione complesse, che molto spesso si incontrano nei luoghi di lavoro, diversi agenti espositivi possono interagire tra loro potenziando o inibendo gli effetti dei singoli composti. E poiché gli individui differiscono nella loro costituzione genetica, mostrano variabilità nella loro risposta alle esposizioni chimiche. Pertanto, può essere più ragionevole cercare i primi effetti direttamente negli individui o nei gruppi esposti piuttosto che tentare di prevedere i potenziali pericoli dei complessi modelli di esposizione dai dati relativi ai singoli composti. Questo è un vantaggio del biomonitoraggio genetico per gli effetti precoci, un approccio che utilizza tecniche che si concentrano sul danno citogenetico, sulle mutazioni puntiformi o sugli addotti del DNA nel tessuto umano surrogato (vedere l'articolo "Principi generali" in questo capitolo).

Cos'è la genotossicità?

La genotossicità degli agenti chimici è un carattere chimico intrinseco, basato sul potenziale elettrofilo dell'agente di legarsi con tali siti nucleofili nelle macromolecole cellulari come l'acido desossiribonucleico, il DNA, il portatore di informazioni ereditarie. La genotossicità è quindi la tossicità manifestata nel materiale genetico delle cellule.

La definizione di genotossicità, come discusso in un rapporto di consenso (IARC 1992), è ampia e include sia effetti diretti che indiretti nel DNA: (1) l'induzione di mutazioni (gene, cromosomiche, genomiche, ricombinanti) che a livello molecolare sono simili a eventi noti per essere coinvolti nella cancerogenesi, (2) eventi surrogati indiretti associati alla mutagenesi (per es. sintesi non programmata del DNA (UDS) e scambio di cromatidi fratelli (SCE), o (3) danno al DNA (per es. ), che possono eventualmente portare a mutazioni.

Genotossicità, mutagenicità e cancerogenicità

Le mutazioni sono cambiamenti ereditari permanenti nelle linee cellulari, orizzontalmente nelle cellule somatiche o verticalmente nelle cellule germinali (sessuali) del corpo. Cioè, le mutazioni possono influenzare l'organismo stesso attraverso cambiamenti nelle cellule del corpo, oppure possono essere trasmesse ad altre generazioni attraverso l'alterazione delle cellule sessuali. La genotossicità precede quindi la mutagenicità sebbene la maggior parte della genotossicità sia riparata e non sia mai espressa come mutazioni. Le mutazioni somatiche sono indotte a livello cellulare e nel caso in cui portino alla morte cellulare oa tumori maligni, possono manifestarsi come vari disturbi dei tessuti o dell'organismo stesso. Si pensa che le mutazioni somatiche siano correlate agli effetti dell'invecchiamento o all'induzione di placche aterosclerotiche (vedi figura 1 e il capitolo Cancro).

Figura 1. Vista schematica del paradigma scientifico in tossicologia genetica ed effetti sulla salute umana

Le mutazioni nella linea cellulare germinale possono essere trasferite allo zigote - la cellula uovo fecondata - ed essere espresse nella generazione della prole (vedi anche il capitolo Sistema riproduttivo). I disturbi mutazionali più importanti riscontrati nel neonato sono indotti dalla malsegregazione dei cromosomi durante la gametogenesi (lo sviluppo delle cellule germinali) e provocano gravi sindromi cromosomiche (p. es., trisomia 21 o sindrome di Down e monosomia X o sindrome di Turner).

Il paradigma della genotossicologia dall'esposizione agli effetti previsti può essere semplificato come mostrato nella figura 1.

La relazione tra genotossicità e cancerogenicità è ben supportata da vari fatti di ricerca indiretti, come mostrato nella figura 2. 

Figura 2. Le interrelazioni di genotossicità e cancerogenicità    

Questa correlazione fornisce la base per l'applicazione di biomarcatori di genotossicità da utilizzare nel monitoraggio umano come indicatori di rischio di cancro.

Tossicità genetica nell'identificazione dei pericoli

Il ruolo dei cambiamenti genetici nella cancerogenesi sottolinea l'importanza dei test di tossicità genetica nell'identificazione di potenziali agenti cancerogeni. Sono stati sviluppati vari metodi di test a breve termine in grado di rilevare alcuni degli endpoint di genotossicità presumibilmente rilevanti nella cancerogenesi.

Sono state condotte diverse indagini approfondite per confrontare la cancerogenicità delle sostanze chimiche con i risultati ottenuti esaminandole in test a breve termine. La conclusione generale è stata che poiché nessun singolo test convalidato può fornire informazioni su tutti gli end-point genetici sopra menzionati; è necessario testare ciascuna sostanza chimica in più di un test. Inoltre, il valore dei test a breve termine di tossicità genetica per la previsione della cancerogenicità chimica è stato discusso e rivisto ripetutamente. Sulla base di tali revisioni, un gruppo di lavoro presso l'Agenzia internazionale per la ricerca sul cancro (IARC) ha concluso che la maggior parte degli agenti cancerogeni per l'uomo dà risultati positivi nei test a breve termine utilizzati di routine come il Salmonella saggio e i saggi di aberrazione cromosomica (tabella 1). Tuttavia, bisogna rendersi conto che gli agenti cancerogeni epigenetici - come i composti ormonalmente attivi che possono aumentare l'attività genotossica senza essere essi stessi genotossici - non possono essere rilevati da test a breve termine, che misurano solo l'attività genotossica intrinseca di una sostanza.

Tabella 1. Genotossicità delle sostanze chimiche valutata nei Supplementi 6 e 7 alle Monografie IARC (1986)

Biomonitoraggio genetico

Il monitoraggio genetico utilizza metodi di tossicologia genetica per il monitoraggio biologico degli effetti genetici o la valutazione dell'esposizione genotossica in un gruppo di individui con esposizione definita in un luogo di lavoro o attraverso l'ambiente o lo stile di vita. Pertanto, il monitoraggio genetico ha il potenziale per l'identificazione precoce delle esposizioni genotossiche in un gruppo di persone e consente l'identificazione delle popolazioni ad alto rischio e quindi delle priorità di intervento. L'uso di biomarcatori predittivi in ​​una popolazione esposta è giustificato per risparmiare tempo (rispetto alle tecniche epidemiologiche) e per prevenire effetti finali non necessari, in particolare il cancro (figura 3).

Figura 3. La predittività dei biomarcatori consente di intraprendere azioni preventive per ridurre i rischi per la salute nelle popolazioni umane

I metodi attualmente utilizzati per il biomonitoraggio dell'esposizione genotossica e dei primi effetti biologici sono elencati nella tabella 2. I campioni utilizzati per il biomonitoraggio devono soddisfare diversi criteri, inclusa la necessità che siano facilmente ottenibili e confrontabili con il tessuto bersaglio.

Tabella 2. Biomarcatori nel monitoraggio genetico dell'esposizione alla genotossicità e campioni di cellule/tessuti più comunemente utilizzati.

I tipi di danno al DNA molecolarmente riconoscibile includono la formazione di addotti al DNA e la riorganizzazione della sequenza del DNA. Questi tipi di danno possono essere rilevati mediante misurazioni degli addotti del DNA utilizzando varie tecniche, ad esempio la marcatura 32P o la rilevazione di anticorpi monoclonali contro gli addotti del DNA. La misurazione delle rotture del filamento di DNA viene convenzionalmente eseguita utilizzando analisi di eluizione alcalina o di svolgimento. Le mutazioni possono essere rilevate sequenziando il DNA di un gene specifico, ad esempio il gene HPRT.

Sono apparsi diversi rapporti metodologici che discutono in dettaglio le tecniche della tabella 2 (CEC 1987; IARC 1987, 1992, 1993).

La genotossicità può anche essere monitorata indirettamente attraverso la misurazione degli addotti proteici, cioè nell'emoglobina anziché nel DNA, o il monitoraggio dell'attività di riparazione del DNA. Come strategia di misurazione, l'attività di monitoraggio può essere una tantum o continua. In tutti i casi i risultati devono essere applicati allo sviluppo di condizioni di lavoro sicure.

Biomonitoraggio citogenetico

Una logica teorica ed empirica collega il cancro al danno cromosomico. Gli eventi mutazionali che alterano l'attività o l'espressione dei geni del fattore di crescita sono passaggi chiave nella carcinogenesi. Molti tipi di cancro sono stati associati ad aberrazioni cromosomiche specifiche o non specifiche. In diverse malattie umane ereditarie, l'instabilità cromosomica è associata a una maggiore suscettibilità al cancro.

La sorveglianza citogenetica delle persone esposte a sostanze chimiche cancerogene e/o mutagene oa radiazioni può portare alla luce effetti sul materiale genetico degli individui interessati. Gli studi sull'aberrazione cromosomica delle persone esposte a radiazioni ionizzanti sono stati applicati per la dosimetria biologica per decenni, ma risultati positivi ben documentati sono ancora disponibili solo per un numero limitato di cancerogeni chimici.

Il danno cromosomico microscopicamente riconoscibile comprende sia le aberrazioni cromosomiche strutturali (CA), in cui si è verificato un cambiamento grossolano nella morfologia (forma) di un cromosoma, sia gli scambi di cromatidi fratelli (SCE). SCE è lo scambio simmetrico di materiali cromosomici tra due cromatidi fratelli. I micronuclei (MN) possono derivare da frammenti di cromosomi acentrici o da interi cromosomi in ritardo. Questi tipi di modifiche sono illustrati nella figura 4.

Figura 4. Cromosomi dei linfociti umani in metafase, che rivelano una mutazione cromosomica indotta (freccia che punta a un frammento acentrico)

I linfociti del sangue periferico nell'uomo sono cellule adatte per essere utilizzate negli studi di sorveglianza a causa della loro facile accessibilità e perché possono integrare l'esposizione per una durata di vita relativamente lunga. L'esposizione a una varietà di mutageni chimici può provocare un aumento delle frequenze di CA e/o SCE nei linfociti del sangue di soggetti esposti. Inoltre, l'entità del danno è approssimativamente correlata all'esposizione, sebbene ciò sia stato dimostrato solo con poche sostanze chimiche.

Quando i test citogenetici sui linfociti del sangue periferico mostrano che il materiale genetico è stato danneggiato, i risultati possono essere utilizzati per stimare il rischio solo a livello di popolazione. Una maggiore frequenza di CA in una popolazione dovrebbe essere considerata un'indicazione di un aumento del rischio di cancro, ma i test citogenetici non consentono, in quanto tali, la previsione del rischio individuale di cancro.

Il significato per la salute del danno genetico somatico visto attraverso la finestra ristretta di un campione di linfociti del sangue periferico ha poco o nessun significato per la salute di un individuo, poiché la maggior parte dei linfociti portatori di danno genetico muoiono e vengono sostituiti.

Problemi e loro controllo negli studi di biomonitoraggio umano

Nell'applicazione di qualsiasi metodo di biomonitoraggio umano è necessaria una progettazione rigorosa dello studio, poiché molti fattori interindividuali che non sono correlati alle specifiche esposizioni chimiche di interesse possono influenzare le risposte biologiche studiate. Poiché gli studi di biomonitoraggio umano sono noiosi e difficili sotto molti aspetti, è molto importante un'attenta pianificazione preliminare. Nell'esecuzione di studi citogenetici umani, la conferma sperimentale del potenziale dannoso per i cromosomi dell'agente o degli agenti espositori dovrebbe sempre essere un prerequisito sperimentale.

Negli studi di biomonitoraggio citogenetico sono stati documentati due tipi principali di variazioni. Il primo include fattori tecnici associati alle discrepanze nella lettura dei vetrini e alle condizioni di coltura, in particolare al tipo di terreno, alla temperatura e alla concentrazione di sostanze chimiche (come la bromodeossiuridina o la citocalasina-B). Inoltre, i tempi di campionamento possono alterare i rendimenti delle aberrazioni cromosomiche e forse anche i risultati dell'incidenza di SCE, attraverso i cambiamenti nelle sottopopolazioni di linfociti T e B. Nelle analisi del micronucleo, le differenze metodologiche (ad esempio, l'uso di cellule binucleate indotte dalla citocalasina-B) influenzano abbastanza chiaramente i risultati del punteggio.

Le lesioni indotte nel DNA dei linfociti dall'esposizione chimica che portano alla formazione di aberrazioni cromosomiche strutturali, scambio di cromatidi fratelli e micronuclei devono persistere in vivo fino a quando il sangue non viene prelevato e poi in vitro fino a quando il linfocita in coltura inizia la sintesi del DNA. È quindi importante valutare le cellule subito dopo la prima divisione (nel caso di aberrazioni cromosomiche o micronuclei) o dopo la seconda divisione (scambi di cromatidi fratelli) per ottenere la migliore stima del danno indotto.

Il punteggio costituisce un elemento estremamente importante nel biomonitoraggio citogenetico. I vetrini devono essere randomizzati e codificati per evitare il più possibile errori di valutazione. Dovrebbero essere mantenuti criteri di punteggio coerenti, controllo di qualità e analisi statistiche standardizzate e rapporti. La seconda categoria di variabilità è dovuta a condizioni associate ai soggetti, come età, sesso, farmaci e infezioni. Le variazioni individuali possono anche essere causate dalla suscettibilità genetica agli agenti ambientali.

È fondamentale ottenere un gruppo di controllo simultaneo che corrisponda il più possibile a fattori interni come sesso ed età, nonché a fattori come l'abitudine al fumo, le infezioni virali e le vaccinazioni, l'assunzione di alcol e droghe e l'esposizione ai raggi X. . Inoltre, è necessario ottenere stime qualitative (categoria professionale, anni di esposizione) e quantitative (ad es. campioni di aria della zona di respirazione per analisi chimiche e metaboliti specifici, se possibile) o l'esposizione all'agente o agli agenti genotossici presunti sul posto di lavoro. Particolare attenzione dovrebbe essere prestata al corretto trattamento statistico dei risultati.

Rilevanza del biomonitoraggio genetico per la valutazione del rischio di cancro

Il numero di agenti ripetutamente dimostrato di indurre cambiamenti citogenetici negli esseri umani è ancora relativamente limitato, ma la maggior parte degli agenti cancerogeni noti inducono danni nei cromosomi dei linfociti.

L'entità del danno è una funzione del livello di esposizione, come è stato dimostrato essere il caso, ad esempio, di cloruro di vinile, benzene, ossido di etilene e agenti antitumorali alchilanti. Anche se gli endpoint citogenetici non sono molto sensibili o specifici per quanto riguarda la rilevazione delle esposizioni che si verificano negli attuali contesti occupazionali, i risultati positivi di tali test hanno spesso richiesto l'attuazione di controlli igienici anche in assenza di prove dirette relative a danni cromosomici somatici a esiti avversi per la salute.

La maggior parte dell'esperienza con l'applicazione del biomonitoraggio citogenetico deriva da situazioni occupazionali di “alta esposizione”. Pochissime esposizioni sono state confermate da diversi studi indipendenti e la maggior parte di queste è stata eseguita utilizzando il biomonitoraggio dell'aberrazione cromosomica. Il database dell'Agenzia internazionale per la ricerca sul cancro elenca nei suoi volumi aggiornati 43-50 delle monografie IARC un totale di 14 cancerogeni occupazionali nei gruppi 1, 2A o 2B, per i quali sono disponibili dati citogenetici umani positivi che nella maggior parte dei casi sono supportato dalla corrispondente citogenetica animale (tabella 3). Questo database limitato suggerisce che esiste una tendenza delle sostanze chimiche cancerogene ad essere clastogeniche e che la clastogenicità tende ad essere associata a cancerogeni umani noti. Chiaramente, tuttavia, non tutti gli agenti cancerogeni inducono danni citogenetici nell'uomo o negli animali da esperimento in vivo. I casi in cui i dati sugli animali sono positivi ei risultati sull'uomo sono negativi possono rappresentare differenze nei livelli di esposizione. Inoltre, le esposizioni umane complesse ea lungo termine sul posto di lavoro potrebbero non essere paragonabili agli esperimenti sugli animali a breve termine.

Tabella 3. Agenti cancerogeni per l'uomo provati, probabili e possibili per i quali esiste un'esposizione professionale e per i quali sono stati misurati endpoint citogenetici sia nell'uomo che negli animali da esperimento

¹ CA, aberrazione cromosomica; SCE, scambio di cromatidi fratelli; MN, micronuclei.
(–) = relazione negativa per uno studio; – = relazione negativa;
(+) = relazione positiva per uno studio; + = relazione positiva;
? = inconcludente; area vuota = non studiato

Fonte: IARC, 1987; aggiornato attraverso i volumi 43-50 delle monografie IARC.

Gli studi sulla genotossicità negli esseri umani esposti includono vari punti finali diversi dai punti terminali cromosomici, come danni al DNA, attività di riparazione del DNA e addotti nel DNA e nelle proteine. Alcuni di questi punti finali possono essere più rilevanti di altri per la previsione del rischio cancerogeno. I cambiamenti genetici stabili (p. es., riarrangiamenti cromosomici, delezioni e mutazioni puntiformi) sono molto rilevanti, poiché è noto che questi tipi di danno sono correlati alla carcinogenesi. Il significato degli addotti del DNA dipende dalla loro identificazione chimica e dalla prova che derivano dall'esposizione. Alcuni endpoint, come SCE, UDS, SSB, rottura del filamento di DNA, sono potenziali indicatori e/o marcatori di eventi genetici; tuttavia, il loro valore è ridotto in assenza di una comprensione meccanicistica della loro capacità di portare a eventi genetici. Chiaramente, il marcatore genetico più rilevante nell'uomo sarebbe l'induzione di una mutazione specifica che è stata direttamente associata al cancro nei roditori esposti all'agente oggetto di studio (figura 5).

Figura 5. Rilevanza dei diversi effetti del biomonitoraggio genetico per il potenziale rischio di cancro

Considerazioni etiche per il biomonitoraggio genetico

I rapidi progressi nelle tecniche genetiche molecolari, la maggiore velocità di sequenziamento del genoma umano e l'identificazione del ruolo dei geni oncosoppressori e dei proto-oncogeni nella carcinogenesi umana sollevano questioni etiche nell'interpretazione, comunicazione e utilizzo di questo tipo di informazione personale. Tecniche in rapido miglioramento per l'analisi dei geni umani consentiranno presto l'identificazione di ancora più geni di suscettibilità ereditaria in individui sani e asintomatici (US Office of Technology Assessment 1990), prestandosi ad essere utilizzati nello screening genetico.

Se l'applicazione dello screening genetico diventerà presto una realtà, sorgeranno molte questioni di interesse sociale ed etico. Già attualmente circa 50 tratti genetici di metabolismo, polimorfismi enzimatici e riparazione del DNA sono sospettati di sensibilità a malattie specifiche ed è disponibile un test diagnostico del DNA per circa 300 malattie genetiche. Dovrebbe essere eseguito uno screening genetico sul posto di lavoro? Chi decide chi sarà sottoposto al test e come verranno utilizzate le informazioni nelle decisioni sull'assunzione? Chi avrà accesso alle informazioni ottenute dallo screening genetico e come verranno comunicati i risultati alle persone coinvolte? Molte di queste domande sono fortemente legate alle norme sociali e ai valori etici prevalenti. L'obiettivo principale deve essere la prevenzione delle malattie e della sofferenza umana, ma occorre rispettare la volontà e le premesse etiche proprie dell'individuo. Alcune delle questioni etiche rilevanti a cui è necessario rispondere molto prima dell'inizio di qualsiasi studio di biomonitoraggio sul posto di lavoro sono riportate nella tabella 4 e sono discusse anche nel capitolo Problemi etici.

Tabella 4. Alcuni principi etici relativi alla necessità di conoscere negli studi di biomonitoraggio genetico occupazionale

Tempo e impegno devono essere dedicati alla fase di pianificazione di qualsiasi studio di biomonitoraggio genetico e tutte le parti necessarie - i dipendenti, i datori di lavoro e il personale medico del posto di lavoro che collabora - devono essere ben informate prima dello studio e i risultati resi noti a anche loro dopo lo studio. Con cure adeguate e risultati affidabili, il biomonitoraggio genetico può contribuire a garantire luoghi di lavoro più sicuri e migliorare la salute dei lavoratori.

Di ritorno

Introduzione

L'esposizione umana ai pesticidi ha caratteristiche diverse a seconda che avvenga durante la produzione industriale o durante l'uso (tabella 1). La formulazione di prodotti commerciali (mescolando principi attivi con altri coformulanti) presenta alcune caratteristiche di esposizione in comune con l'uso di pesticidi in agricoltura. Infatti, poiché la formulazione è tipicamente eseguita da piccole industrie che realizzano molti prodotti diversi in operazioni successive, i lavoratori sono esposti a ciascuno di diversi pesticidi per un breve periodo. Nella sanità pubblica e in agricoltura, l'uso di una varietà di composti è generalmente la regola, anche se in alcune applicazioni specifiche (ad esempio, la defogliazione del cotone o programmi di controllo della malaria) può essere utilizzato un singolo prodotto.

Tabella 1. Confronto delle caratteristiche di esposizione durante la produzione e l'uso di pesticidi

Fonte: OMS 1982a, modificato.

La misurazione degli indicatori biologici di esposizione è particolarmente utile per gli utilizzatori di pesticidi dove le tecniche convenzionali di valutazione dell'esposizione attraverso il monitoraggio dell'aria ambiente sono scarsamente applicabili. La maggior parte dei pesticidi sono sostanze liposolubili che penetrano nella pelle. Il verificarsi dell'assorbimento percutaneo (cutaneo) rende molto importante l'uso di indicatori biologici per valutare il livello di esposizione in queste circostanze.

Insetticidi organofosfati

Indicatori biologici di effetto:

Le colinesterasi sono gli enzimi bersaglio che rappresentano la tossicità degli organofosfati (OP) per le specie di insetti e mammiferi. Esistono due tipi principali di colinesterasi nell'organismo umano: l'acetilcolinesterasi (ACHE) e la colinesterasi plasmatica (PCHE). L'OP provoca effetti tossici nell'uomo attraverso l'inibizione dell'acetilcolinesterasi sinaptica nel sistema nervoso. L'acetilcolinesterasi è presente anche nei globuli rossi, dove la sua funzione è sconosciuta. La colinesterasi plasmatica è un termine generico che copre un gruppo disomogeneo di enzimi presenti nelle cellule gliali, nel plasma, nel fegato e in alcuni altri organi. La PCHE è inibita dagli OP, ma la sua inibizione non produce squilibri funzionali noti.

L'inibizione dell'attività ACHE e PCHE nel sangue è altamente correlata con l'intensità e la durata dell'esposizione OP. L'ACHE ematico, essendo lo stesso bersaglio molecolare di quello responsabile della tossicità acuta da OP nel sistema nervoso, è un indicatore più specifico della PCHE. Tuttavia, la sensibilità dell'ACHE ematico e della PCHE all'inibizione dell'OP varia tra i singoli composti OP: alla stessa concentrazione ematica, alcuni inibiscono più ACHE e altri più PCHE.

Esiste una ragionevole correlazione tra l'attività ACHE nel sangue ei segni clinici di tossicità acuta (tabella 2). La correlazione tende ad essere migliore in quanto il tasso di inibizione è più veloce. Quando l'inibizione avviene lentamente, come con esposizioni croniche di basso livello, la correlazione con la malattia può essere bassa o totalmente inesistente. Va notato che l'inibizione dell'ACHE nel sangue non è predittiva di effetti cronici o ritardati.

Tabella 2. Gravità e prognosi della tossicità acuta da OP a diversi livelli di inibizione dell'ACHE

Variazioni delle attività di ACHE e PCHE sono state osservate in persone sane e in specifiche condizioni fisiopatologiche (tabella 3). Pertanto, la sensibilità di questi test nel monitoraggio dell'esposizione all'OP può essere aumentata adottando come riferimento i singoli valori di pre-esposizione. Le attività della colinesterasi dopo l'esposizione vengono quindi confrontate con i singoli valori basali. Si dovrebbero utilizzare i valori di riferimento dell'attività della colinesterasi della popolazione solo quando i livelli di colinesterasi pre-esposizione non sono noti (tabella 4).

Tabella 3. Variazioni delle attività ACHE e PCHE in persone sane e in condizioni fisiopatologiche selezionate

¹ Fonte: Augustinsson 1955 e Gage 1967.

Tabella 4. Attività della colinesterasi di persone sane senza esposizione a OP misurate con metodi selezionati

* risultato medio, ± deviazione standard.
Fonte: ¹ Leggi 1991.    ² Alcini et al. 1988.

Il sangue dovrebbe essere prelevato preferibilmente entro due ore dall'esposizione. La venipuntura è preferibile all'estrazione del sangue capillare da un dito o dal lobo dell'orecchio perché il punto di campionamento può essere contaminato da pesticidi che risiedono sulla pelle nei soggetti esposti. Si raccomandano tre campioni sequenziali per stabilire una linea di base normale per ciascun lavoratore prima dell'esposizione (WHO 1982b).

Sono disponibili diversi metodi analitici per la determinazione di ACHE e PCHE nel sangue. Secondo l'OMS, il metodo spettrofotometrico di Ellman (Ellman et al. 1961) dovrebbe servire come metodo di riferimento.

Indicatori biologici di esposizione.

La determinazione nelle urine dei metaboliti derivati ​​dalla frazione alchil fosfato della molecola OP o dei residui generati dall'idrolisi del legame P–X (figura 1) è stata utilizzata per monitorare l'esposizione all'OP.

Figura 1. Idrolisi degli insetticidi OP

Metaboliti alchilfosfati.

I metaboliti alchilfosfati rilevabili nelle urine e il principale composto progenitore da cui possono originarsi sono elencati nella tabella 5. Gli alchilfosfati urinari sono indicatori sensibili dell'esposizione ai composti OP: l'escrezione di questi metaboliti nelle urine è generalmente rilevabile a un livello di esposizione pari a quale inibizione della colinesterasi plasmatica o eritrocitaria non può essere rilevata. L'escrezione urinaria di alchil fosfati è stata misurata per diverse condizioni di esposizione e per vari composti OP (tabella 6). L'esistenza di una relazione tra dosi esterne di OP e concentrazioni urinarie di alchil fosfato è stata stabilita in pochi studi. In alcuni studi è stata anche dimostrata una relazione significativa tra attività della colinesterasi e livelli di alchil fosfati nelle urine.

Tabella 5. Fosfati alchilici rilevabili nelle urine come metaboliti di pesticidi OP

Tabella 6. Esempi di livelli di alchilfosfati urinari misurati in varie condizioni di esposizione a OP

¹ Per le abbreviazioni vedi tabella 27.12 [BMO12TE].
² Dillon e Ho 1987.
³ Richter 1993.
⁴ Van Sittert e Dumas 1990.

 Gli alchil fosfati vengono generalmente escreti nelle urine in breve tempo. I campioni raccolti subito dopo la fine della giornata lavorativa sono adatti per la determinazione dei metaboliti.

La misurazione degli alchilfosfati nelle urine richiede un metodo analitico piuttosto sofisticato, basato sulla derivatizzazione dei composti e sulla rivelazione mediante cromatografia gas-liquido (Shafik et al. 1973a; Reid e Watts 1981).

Residui idrolitici.

p-Nitrofenolo (PNP) è il metabolita fenolico di parathion, methylparathion ed etilparathion, EPN. La misurazione del PNP nelle urine (Cranmer 1970) è stata ampiamente utilizzata e si è dimostrata efficace nella valutazione dell'esposizione al parathion. Il PNP urinario si correla bene con la dose assorbita di parathion. Con livelli urinari di PNP fino a 2 mg/l, l'assorbimento del parathion non causa sintomi e si osserva una riduzione minima o nulla dell'attività della colinesterasi. L'escrezione di PNP avviene rapidamente ei livelli urinari di PNP diventano insignificanti 48 ore dopo l'esposizione. Pertanto, i campioni di urina dovrebbero essere raccolti subito dopo l'esposizione.

Carbammati

Indicatori biologici di effetto.

I pesticidi carbammati includono insetticidi, fungicidi ed erbicidi. La tossicità insetticida dei carbammati è dovuta all'inibizione dell'ACHE sinaptico, mentre altri meccanismi di tossicità sono coinvolti per i carbammati erbicidi e fungicidi. Pertanto, solo l'esposizione agli insetticidi carbammati può essere monitorata attraverso il dosaggio dell'attività della colinesterasi nei globuli rossi (ACHE) o nel plasma (PCHE). L'ACHE è solitamente più sensibile agli inibitori dei carbammati rispetto alla PCHE. Sintomi colinergici sono stati solitamente osservati in lavoratori esposti a carbammato con un'attività ACHE nel sangue inferiore al 70% del livello basale individuale (WHO 1982a).

L'inibizione delle colinesterasi da parte dei carbammati è rapidamente reversibile. Pertanto, è possibile ottenere risultati falsi negativi se trascorre troppo tempo tra l'esposizione e il campionamento biologico o tra il campionamento e l'analisi. Per evitare tali problemi, si raccomanda di raccogliere e analizzare i campioni di sangue entro quattro ore dall'esposizione. La preferenza dovrebbe essere data ai metodi analitici che consentono la determinazione dell'attività della colinesterasi immediatamente dopo il prelievo di sangue, come discusso per gli organofosfati.

Indicatori biologici di esposizione.

La misurazione dell'escrezione urinaria dei metaboliti del carbammato come metodo per monitorare l'esposizione umana è stata finora applicata solo a pochi composti e in studi limitati. La tabella 7 riassume i dati rilevanti. Poiché i carbammati vengono prontamente escreti nelle urine, i campioni raccolti subito dopo la fine dell'esposizione sono adatti per la determinazione dei metaboliti. Metodi analitici per la misurazione dei metaboliti del carbammato nelle urine sono stati riportati da Dawson et al. (1964); DeBernardinis e Wargin (1982) e Verberk et al. (1990).

Tabella 7. Livelli di metaboliti carbammati urinari misurati in studi sul campo

¹ Occasionalmente sono stati segnalati avvelenamenti sistemici.
² 2-dimetilammino-4-idrossi-5,6-dimetilpirimidina.
³ 2-metilammino-4-idrossi-5,6-dimetilpirimidina.
x = deviazione standard.

Ditiocarbammati

Indicatori biologici di esposizione.

I ditiocarbammati (DTC) sono fungicidi ampiamente utilizzati, raggruppati chimicamente in tre classi: tiurami, dimetilditiocarbammati ed etilene-bis-ditiocarbammati.

Solfuro di carbonio (CS₂) e il suo principale metabolita acido 2-tiotiazolidina-4-carbossilico (TTCA) sono metaboliti comuni a quasi tutti i DTC. Un aumento significativo delle concentrazioni urinarie di questi composti è stato osservato per diverse condizioni di esposizione e per vari pesticidi DTC. L'etilene tiourea (ETU) è un importante metabolita urinario dell'etilene-bis-ditiocarbammati. Può anche essere presente come impurità nelle formulazioni del mercato. Poiché l'ETU è stato determinato come teratogeno e cancerogeno nei ratti e in altre specie ed è stato associato a tossicità tiroidea, è stato ampiamente applicato per monitorare l'esposizione all'etilene-bis-ditiocarbammato. ETU non è specifico del composto, in quanto potrebbe derivare da maneb, mancozeb o zineb.

La misurazione dei metalli presenti nel DTC è stata proposta come approccio alternativo nel monitoraggio dell'esposizione al DTC. Nei lavoratori esposti al mancozeb è stato osservato un aumento dell'escrezione urinaria di manganese (tabella 8).

Tabella 8. Livelli di metaboliti urinari del ditiocarbammato misurati in studi sul campo

* Risultato medio secondo Maroni et al. 1992.
¹ TTCA = acido 2-tiotiazolidina-4-carbonilico.
² ETU = etilene tiourea.

 CS₂, TTCA e manganese si trovano comunemente nelle urine di soggetti non esposti. Pertanto, si raccomanda la misurazione dei livelli urinari di questi composti prima dell'esposizione. I campioni di urina devono essere raccolti la mattina dopo la cessazione dell'esposizione. Metodi analitici per le misure di CS₂, TTCA e ETU sono stati riportati da Maroni et al. (1992).

Piretroidi sintetici

Indicatori biologici di esposizione.

I piretroidi sintetici sono insetticidi simili alle piretrine naturali. I metaboliti urinari adatti per l'applicazione nel monitoraggio biologico dell'esposizione sono stati identificati attraverso studi con volontari umani. Il metabolita acido 3-(2,2'-dicloro-vinil)-2,2'-dimetil-ciclopropano acido carbossilico (Cl₂CA) viene escreto sia da soggetti trattati per via orale con permetrina e cipermetrina che dal bromo-analogo (Br₂CA) da soggetti trattati con deltametrina. Nei volontari trattati con cipermetrina è stato identificato anche un metabolita fenossi, l'acido 4-idrossi-fenossibenzoico (4-HPBA). Questi test, tuttavia, non sono stati spesso applicati nel monitoraggio delle esposizioni professionali a causa delle complesse tecniche analitiche richieste (Eadsforth, Bragt e van Sittert 1988; Kolmodin-Hedman, Swensson e Akerblom 1982). Negli applicatori esposti alla cipermetrina, i livelli urinari di Cl₂È stato riscontrato che il CA varia da 0.05 a 0.18 mg/l, mentre nei formulatori esposti ad a-cipermetrina, i livelli urinari di 4-HPBA sono risultati inferiori a 0.02 mg/l.

Per la determinazione dei metaboliti si raccomanda un periodo di raccolta delle urine di 24 ore iniziato dopo la fine dell'esposizione.

Organoclorurati

Indicatori biologici di esposizione.

Gli insetticidi organoclorurati (OC) sono stati ampiamente utilizzati negli anni '1950 e '1960. Successivamente, l'uso di molti di questi composti è stato interrotto in molti paesi a causa della loro persistenza e conseguente contaminazione dell'ambiente.

Il monitoraggio biologico dell'esposizione agli OC può essere effettuato attraverso la determinazione di pesticidi intatti o dei loro metaboliti nel sangue o nel siero (Dale, Curley e Cueto 1966; Barquet, Morgade e Pfaffenberger 1981). Dopo l'assorbimento, l'aldrin viene rapidamente metabolizzato in dieldrin e può essere misurato come dieldrin nel sangue. Endrin ha un'emivita molto breve nel sangue. Pertanto, la concentrazione ematica di endrin è utile solo per determinare i livelli di esposizione recenti. Anche la determinazione del metabolita urinario anti-12-idrossi-endrin si è dimostrata utile nel monitoraggio dell'esposizione all'endrin (van Sittert e Tordoir 1987).

Per alcuni composti OC sono state dimostrate correlazioni significative tra la concentrazione di indicatori biologici e l'insorgenza di effetti tossici. I casi di tossicità dovuti all'esposizione all'aldrin e al dieldrin sono stati correlati a livelli di dieldrin nel sangue superiori a 200 μg/l. Una concentrazione di lindano nel sangue di 20 μg/l è stata indicata come livello critico superiore per quanto riguarda segni e sintomi neurologici. Non sono stati segnalati effetti avversi acuti in lavoratori con concentrazioni di endrin nel sangue inferiori a 50 μg/l. L'assenza di effetti avversi precoci (induzione degli enzimi microsomiali epatici) è stata dimostrata su esposizioni ripetute a endrin a concentrazioni urinarie di anti-12-idrossi-endrin inferiori a 130 μg/g di creatinina e su esposizioni ripetute a DDT a concentrazioni sieriche di DDT o DDE inferiori a 250 mg/l.

L'OC può essere trovato in basse concentrazioni nel sangue o nelle urine della popolazione generale. Esempi di valori osservati sono i seguenti: concentrazioni ematiche di lindano fino a 1 μg/l, dieldrin fino a 10 μg/l, DDT o DDE fino a 100 μg/l e anti-12-idrossi-endrin fino a 1 μg/g creatinina. Pertanto, si raccomanda una valutazione di base prima dell'esposizione.

Per i soggetti esposti, i campioni di sangue devono essere prelevati immediatamente dopo la fine di una singola esposizione. Per condizioni di esposizione a lungo termine, il momento della raccolta del campione di sangue non è critico. I campioni spot di urina per la determinazione dei metaboliti urinari devono essere raccolti al termine dell'esposizione.

Triazine

Indicatori biologici di esposizione.

La misurazione dell'escrezione urinaria dei metaboliti triazinici e del composto progenitore non modificato è stata applicata a soggetti esposti all'atrazina in studi limitati. La Figura 2 mostra i profili di escrezione urinaria dei metaboliti dell'atrazina di un lavoratore manifatturiero con esposizione cutanea all'atrazina compresa tra 174 e 275 μmol/turno di lavoro (Catenacci et al. 1993). Poiché altre clorotriazine (simazina, propazina, terbutilazina) seguono la stessa via di biotrasformazione dell'atrazina, i livelli di metaboliti triazinici dealchilati possono essere determinati per monitorare l'esposizione a tutti gli erbicidi clorotriazinici. 

Figura 2. Profili di escrezione urinaria dei metaboliti dell'atrazina

La determinazione dei composti non modificati nelle urine può essere utile come conferma qualitativa della natura del composto che ha generato l'esposizione. Per la determinazione dei metaboliti si raccomanda un periodo di raccolta delle urine di 24 ore iniziato all'inizio dell'esposizione.

Recentemente, utilizzando un saggio di immunoassorbimento enzimatico (test ELISA), un acido mercapturico coniugato di atrazina è stato identificato come il suo principale metabolita urinario nei lavoratori esposti. Questo composto è stato trovato in concentrazioni almeno 10 volte superiori a quelle di qualsiasi prodotto dealchilato. È stata osservata una relazione tra l'esposizione cumulativa cutanea e per inalazione e la quantità totale di acido mercapturico coniugato escreto in un periodo di 10 giorni (Lucas et al. 1993).

Derivati ​​cumarinici

Indicatori biologici di effetto.

I rodenticidi cumarinici inibiscono l'attività degli enzimi del ciclo della vitamina K nel fegato dei mammiferi, compreso l'uomo (figura 3), provocando una riduzione dose-correlata della sintesi dei fattori della coagulazione vitamina K-dipendenti, in particolare il fattore II (protrombina) , VII, IX e X. Gli effetti anticoagulanti compaiono quando i livelli plasmatici dei fattori della coagulazione sono scesi al di sotto di circa il 20% del normale.

Figura 3. Ciclo della vitamina K

Questi antagonisti della vitamina K sono stati raggruppati in composti cosiddetti di “prima generazione” (es. warfarin) e di “seconda generazione” (es. ).

La determinazione del tempo di protrombina è ampiamente utilizzata nel monitoraggio dell'esposizione alle cumarine. Tuttavia, questo test è sensibile solo a una diminuzione del fattore di coagulazione di circa il 20% dei normali livelli plasmatici. Il test non è adatto per rilevare gli effetti precoci dell'esposizione. A tale scopo si raccomanda la determinazione della concentrazione di protrombina nel plasma.

In futuro, questi test potrebbero essere sostituiti dalla determinazione dei precursori del fattore della coagulazione (PIVKA), che sono sostanze rilevabili nel sangue solo in caso di blocco del ciclo della vitamina K da parte delle cumarine.

Con condizioni di esposizione prolungata, il tempo di raccolta del sangue non è critico. In caso di sovraesposizione acuta, il monitoraggio biologico deve essere effettuato per almeno cinque giorni dopo l'evento, in considerazione della latenza dell'effetto anticoagulante. Per aumentare la sensibilità di questi test, si raccomanda la misurazione dei valori basali prima dell'esposizione.

Indicatori biologici di esposizione.

La misurazione delle cumarine non modificate nel sangue è stata proposta come test per monitorare l'esposizione umana. Tuttavia, l'esperienza nell'applicazione di questi indici è molto limitata principalmente perché le tecniche analitiche sono molto più complesse (e meno standardizzate) rispetto a quelle necessarie per monitorare gli effetti sul sistema della coagulazione (Chalermchaikit, Felice e Murphy 1993).

Erbicidi fenossi

Indicatori biologici di esposizione.

Gli erbicidi fenossilici sono scarsamente biotrasformati nei mammiferi. Nell'uomo, oltre il 95% di una dose di acido 2,4-diclorofenossiacetico (2,4-D) viene escreto immodificato nelle urine entro cinque giorni e l'acido 2,4,5-triclorofenossiacetico (2,4,5-T) e anche l'acido 4-cloro-2-metilfenossiacetico (MCPA) viene escreto per lo più immodificato attraverso le urine entro pochi giorni dall'assorbimento orale. La misurazione dei composti immodificati nelle urine è stata applicata nel monitoraggio dell'esposizione professionale a questi erbicidi. Negli studi sul campo, è stato riscontrato che i livelli urinari dei lavoratori esposti variano da 0.10 a 8 μg/l per 2,4-D, da 0.05 a 4.5 μg/l per 2,4,5-T e da meno di 0.1 μg/l a 15 μg/l per MCPA. Si raccomanda un periodo di raccolta delle urine di 24 ore a partire dalla fine dell'esposizione per la determinazione dei composti immodificati. Metodi analitici per la misurazione degli erbicidi fenossidici nelle urine sono stati riportati da Draper (1982).

Composti di ammonio quaternario

Indicatori biologici di esposizione.

Diquat e paraquat sono erbicidi scarsamente biotrasformati dall'organismo umano. A causa della loro elevata solubilità in acqua, sono facilmente escreti immodificati nelle urine. Nei lavoratori esposti al paraquat sono state spesso osservate concentrazioni di urina inferiori al limite di rilevamento analitico (0.01 μg/l); mentre nei paesi tropicali sono state misurate concentrazioni fino a 0.73 μg/l dopo una manipolazione impropria del paraquat. Concentrazioni urinarie di diquat inferiori al limite di rilevamento analitico (0.047 μg/l) sono state riportate per soggetti con esposizioni cutanee da 0.17 a 1.82 μg/h ed esposizioni per inalazione inferiori a 0.01 μg/h. Idealmente, per l'analisi dovrebbe essere utilizzato il campionamento delle urine delle 24 ore raccolte al termine dell'esposizione. Quando ciò non è pratico, è possibile utilizzare un campione puntuale alla fine della giornata lavorativa.

La determinazione dei livelli sierici di paraquat è utile a fini prognostici in caso di avvelenamento acuto: è probabile che sopravvivano pazienti con livelli sierici di paraquat fino a 0.1 μg/l ventiquattro ore dopo l'ingestione.

I metodi analitici per la determinazione del paraquat e del diquat sono stati rivisti da Summers (1980).

Pesticidi vari

4,6-Dinitro-o-cresolo (DNOC).

DNOC è un erbicida introdotto nel 1925, ma l'uso di questo composto è stato progressivamente diminuito a causa della sua elevata tossicità per le piante e per l'uomo. Poiché le concentrazioni di DNOC nel sangue sono correlate in una certa misura con la gravità degli effetti avversi sulla salute, è stata proposta la misurazione del DNOC invariato nel sangue per il monitoraggio delle esposizioni professionali e per la valutazione del decorso clinico degli avvelenamenti.

Pentaclorofenolo.

Il pentaclorofenolo (PCP) è un biocida ad ampio spettro con azione pesticida contro erbe infestanti, insetti e funghi. Le misurazioni della PCP immodificata nel sangue o nelle urine sono state raccomandate come indici idonei nel monitoraggio delle esposizioni professionali (Colosio et al. 1993), poiché questi parametri sono significativamente correlati con il carico corporeo della PCP. Nei lavoratori con esposizione prolungata al PCP il momento della raccolta del sangue non è critico, mentre i campioni di urina dovrebbero essere raccolti la mattina dopo l'esposizione.

Un metodo multiresiduo per la misurazione di pesticidi alogenati e nitrofenolici è stato descritto da Shafik et al. (1973b).

Altri test proposti per il monitoraggio biologico dell'esposizione ai pesticidi sono elencati nella tabella 9.

Tabella 9. Altri indici proposti in letteratura per il monitoraggio biologico dell'esposizione ai pesticidi

Conclusioni

Gli indicatori biologici per il monitoraggio dell'esposizione ai pesticidi sono stati applicati in una serie di studi sperimentali e sul campo.

Alcuni test, come quelli per la colinesterasi nel sangue o per pesticidi selezionati non modificati nelle urine o nel sangue, sono stati convalidati da una vasta esperienza. Per questi test sono stati proposti limiti di esposizione biologica (tabella 10). Altri test, in particolare quelli per i metaboliti ematici o urinari, soffrono di maggiori limitazioni a causa di difficoltà analitiche oa causa di limitazioni nell'interpretazione dei risultati.

Tabella 10. Valori limite biologici raccomandati (a partire dal 1996)

¹ Gli indici di esposizione biologica (BEI) sono raccomandati dalla Conferenza americana degli igienisti industriali governativi (ACGIH 1995).
² I valori di tolleranza biologica (BAT) sono raccomandati dalla Commissione tedesca per l'indagine sui pericoli per la salute dei composti chimici nell'area di lavoro (DFG 1992).
³ I limiti biologici basati sulla salute (HBBL) sono raccomandati da un gruppo di studio dell'OMS (WHO 1982a).
⁴ I valori limite biologici (BLV) sono proposti da un gruppo di studio del Comitato scientifico sui pesticidi della Commissione internazionale per la salute sul lavoro (Tordoir et al. 1994). In caso di superamento di tale valore è necessaria una valutazione delle condizioni di lavoro.

Questo campo è in rapido sviluppo e, data l'enorme importanza dell'utilizzo di indicatori biologici per valutare l'esposizione a queste sostanze, saranno continuamente sviluppati e convalidati nuovi test.

Di ritorno