27. Monitoramento Biológico
Editor do Capítulo: Robert Lauwerys
Conteúdo
Princípios gerais
Vito Foà e Lorenzo Alessio
Garantia da Qualidade
D. Gompertz
Metais e Compostos Organometálicos
P. Hoet e Robert Lauwerys
Solventes orgânicos
Masayuki Ikeda
Químicos Genotóxicos
marja sorsa
Pesticidas
Marco Maroni e Adalberto Ferioli
Clique em um link abaixo para ver a tabela no contexto do artigo.
1. ACGIH, DFG e outros valores limite para metais
2. Exemplos de produtos químicos e monitoramento biológico
3. Monitoramento biológico para solventes orgânicos
4. Genotoxicidade de produtos químicos avaliados pela IARC
5. Biomarcadores e algumas amostras de células/tecidos e genotoxicidade
6. Carcinógenos humanos, exposição ocupacional e pontos finais citogenéticos
8. Exposição da produção e uso de pesticidas
9. Toxicidade aguda de OP em diferentes níveis de inibição de ACHE
10. Variações de DOR e PCHE e condições de saúde selecionadas
11. Atividades da colinesterase de pessoas saudáveis não expostas
12. Fosfatos de alquil urinários e pesticidas OP
13. Medições de alquil fosfatos urinários e OP
14. Metabólitos de carbamato urinário
15. Metabólitos de ditiocarbamato urinário
16. Índices propostos para monitoramento biológico de agrotóxicos
17. Valores-limite biológicos recomendados (a partir de 1996)
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Conceitos e Definições Básicos
No local de trabalho, as metodologias de higiene industrial podem medir e controlar apenas produtos químicos transportados pelo ar, enquanto outros aspectos do problema de possíveis agentes nocivos no ambiente dos trabalhadores, como absorção pela pele, ingestão e exposição não relacionada ao trabalho, permanecem não detectados e, portanto, descontrolado. O monitoramento biológico ajuda a preencher essa lacuna.
Monitorização Biológica foi definido em um seminário de 1980, patrocinado conjuntamente pela Comunidade Econômica Européia (EEC), Instituto Nacional de Segurança e Saúde Ocupacional (NIOSH) e Associação de Segurança e Saúde Ocupacional (OSHA) (Berlim, Yodaiken e Henman 1984) em Luxemburgo como “o medição e avaliação de agentes ou seus metabólitos em tecidos, secreções, excreções, ar expirado ou qualquer combinação destes para avaliar a exposição e o risco à saúde em comparação com uma referência apropriada”. O monitoramento é uma atividade repetitiva, regular e preventiva destinada a conduzir, se necessário, a ações corretivas; não deve ser confundido com procedimentos diagnósticos.
O monitoramento biológico é uma das três ferramentas importantes na prevenção de doenças por agentes tóxicos no ambiente geral ou ocupacional, sendo as outras duas a vigilância ambiental e a vigilância sanitária.
A sequência no possível desenvolvimento de tal doença pode ser esquematicamente representada da seguinte forma: fonte-agente químico exposto – dose interna – efeito bioquímico ou celular (reversível) – efeitos na saúde – doença. As relações entre monitoramento ambiental, biológico e de exposição e vigilância em saúde são mostradas na figura 1.
Figura 1. Relação entre monitoramento ambiental, biológico e de exposição e vigilância em saúde
Quando uma substância tóxica (um produto químico industrial, por exemplo) está presente no ambiente, ela contamina o ar, a água, os alimentos ou as superfícies em contato com a pele; a quantidade de agente tóxico nestes meios é avaliada através monitoramento ambiental.
Como resultado da absorção, distribuição, metabolismo e excreção, certo dose interna do agente tóxico (a quantidade líquida de um poluente absorvido ou passado pelo organismo durante um intervalo de tempo específico) é efetivamente entregue ao corpo e torna-se detectável nos fluidos corporais. Como resultado de sua interação com um receptor no órgão crítico (órgão que, sob condições específicas de exposição, apresenta o primeiro ou o mais importante efeito adverso), ocorrem eventos bioquímicos e celulares. Tanto a dose interna quanto os efeitos bioquímicos e celulares desencadeados podem ser medidos por meio de monitoramento biológico.
Vigilância de Saúde foi definido no seminário EEC/NIOSH/OSHA de 1980 acima mencionado como “o exame médico-fisiológico periódico de trabalhadores expostos com o objetivo de proteger a saúde e prevenir doenças”.
O monitoramento biológico e a vigilância em saúde fazem parte de um continuum que pode ir desde a medição de agentes ou seus metabólitos no organismo, por meio da avaliação de efeitos bioquímicos e celulares, até a detecção de sinais de comprometimento precoce reversível do órgão crítico. A detecção da doença estabelecida está fora do escopo dessas avaliações.
Objetivos do Monitoramento Biológico
O monitoramento biológico pode ser dividido em (a) monitoramento da exposição e (b) monitoramento do efeito, para os quais são utilizados indicadores de dose interna e de efeito, respectivamente.
O objetivo do monitoramento biológico da exposição é avaliar o risco à saúde por meio da avaliação da dose interna, obtendo uma estimativa da carga corporal biologicamente ativa do produto químico em questão. Sua justificativa é garantir que a exposição do trabalhador não atinja níveis capazes de provocar efeitos adversos. Um efeito é denominado “adverso” se houver comprometimento da capacidade funcional, diminuição da capacidade de compensar o estresse adicional, diminuição da capacidade de manter a homeostase (estado estável de equilíbrio) ou aumento da suscetibilidade a outras influências ambientais.
Dependendo do produto químico e do parâmetro biológico analisado, o termo dose interna pode ter diferentes significados (Bernard e Lauwerys 1987). Primeiro, pode significar a quantidade de um produto químico recentemente absorvido, por exemplo, durante um único turno de trabalho. A determinação da concentração do poluente no ar alveolar ou no sangue pode ser feita durante o próprio turno de trabalho ou até o dia seguinte (amostras de sangue ou ar alveolar podem ser coletadas até 16 horas após o término do período de exposição) . Em segundo lugar, no caso de o produto químico ter uma meia-vida biológica longa – por exemplo, metais na corrente sanguínea – a dose interna pode refletir a quantidade absorvida em um período de alguns meses.
Em terceiro lugar, o termo também pode significar a quantidade de produto químico armazenado. Nesse caso, representa um indicador de acúmulo que pode fornecer uma estimativa da concentração do produto químico em órgãos e/ou tecidos dos quais, uma vez depositado, é liberado lentamente. Por exemplo, medições de DDT ou PCB no sangue podem fornecer essa estimativa.
Finalmente, um valor de dose interna pode indicar a quantidade do produto químico no local onde ele exerce seus efeitos, fornecendo informações sobre a dose biologicamente efetiva. Um dos usos mais promissores e importantes dessa capacidade, por exemplo, é a determinação de adutos formados por produtos químicos tóxicos com proteína na hemoglobina ou com DNA.
A monitorização biológica dos efeitos visa identificar alterações precoces e reversíveis que se desenvolvam no órgão crítico e que, ao mesmo tempo, possam identificar indivíduos com sinais de efeitos adversos à saúde. Nesse sentido, o monitoramento biológico dos efeitos representa a principal ferramenta para a vigilância da saúde dos trabalhadores.
Principais métodos de monitoramento
O monitoramento biológico da exposição é baseado na determinação de indicadores de dose interna medindo:
Os fatores que afetam a concentração do produto químico e seus metabólitos no sangue ou na urina serão discutidos abaixo.
No que diz respeito à concentração no ar alveolar, além do nível de exposição ambiental, os fatores mais importantes envolvidos são a solubilidade e metabolismo da substância inalada, ventilação alveolar, débito cardíaco e duração da exposição (Brugnone et al. 1980).
O uso de adutos de DNA e hemoglobina no monitoramento da exposição humana a substâncias com potencial carcinogênico é uma técnica muito promissora para medição de exposições de baixo nível. (Deve-se notar, entretanto, que nem todas as substâncias químicas que se ligam a macromoléculas no organismo humano são genotóxicas, ou seja, potencialmente cancerígenas.) A formação de adutos é apenas uma etapa no complexo processo de carcinogênese. Outros eventos celulares, como a promoção e progressão do reparo do DNA, sem dúvida, modificam o risco de desenvolver uma doença como o câncer. Assim, atualmente, a medição de adutos deve ser vista como limitada apenas ao monitoramento da exposição a produtos químicos. Isso é discutido mais detalhadamente no artigo “Químicas genotóxicas” mais adiante neste capítulo.
O monitoramento biológico dos efeitos é realizado por meio da determinação de indicadores de efeito, ou seja, aqueles que podem identificar alterações precoces e reversíveis. Essa abordagem pode fornecer uma estimativa indireta da quantidade de produto químico ligado aos locais de ação e oferece a possibilidade de avaliar alterações funcionais no órgão crítico em uma fase precoce.
Infelizmente, podemos listar apenas alguns exemplos da aplicação desta abordagem, a saber, (1) a inibição da pseudocolinesterase por inseticidas organofosforados, (2) a inibição do ácido d-aminolevulínico desidratase (ALA-D) por chumbo inorgânico e (3) o aumento da excreção urinária de d-ácido glucárico e porfirinas em indivíduos expostos a produtos químicos que induzem enzimas microssomais e/ou a agentes porfirogênicos (por exemplo, hidrocarbonetos clorados).
Vantagens e Limitações do Monitoramento Biológico
Para substâncias que exercem sua toxicidade após entrarem no organismo humano, o monitoramento biológico fornece uma avaliação mais focada e direcionada do risco à saúde do que o monitoramento ambiental. Um parâmetro biológico que reflete a dose interna nos aproxima um pouco mais da compreensão dos efeitos adversos sistêmicos do que qualquer medição ambiental.
O monitoramento biológico oferece inúmeras vantagens sobre o monitoramento ambiental e, em particular, permite a avaliação de:
Apesar dessas vantagens, o monitoramento biológico ainda hoje sofre de limitações consideráveis, das quais as mais significativas são as seguintes:
Informações Necessárias para o Desenvolvimento de Métodos e Critérios de Seleção de Testes Biológicos
A programação do monitoramento biológico requer as seguintes condições básicas:
Nesse contexto, a validade de um teste é o grau em que o parâmetro em consideração prediz a situação como ela realmente é (ou seja, como instrumentos de medição mais precisos a mostrariam). A validade é determinada pela combinação de duas propriedades: sensibilidade e especificidade. Se um teste possui alta sensibilidade, isso significa que dará poucos falsos negativos; se possuir alta especificidade, dará poucos falsos positivos (CEC 1985-1989).
Relação entre exposição, dose interna e efeitos
O estudo da concentração de uma substância no ambiente de trabalho e a determinação simultânea dos indicadores de dose e efeito em sujeitos expostos permite obter informações sobre a relação entre a exposição ocupacional e a concentração da substância em amostras biológicas, e entre a últimos e os primeiros efeitos da exposição.
O conhecimento das relações entre a dose de uma substância e o efeito que ela produz é um requisito essencial para a implementação de um programa de monitoramento biológico. A avaliação deste relação dose-efeito baseia-se na análise do grau de associação existente entre o indicador de dose e o indicador de efeito e no estudo das variações quantitativas do indicador de efeito com cada variação do indicador de dose. (Veja também o capítulo Toxicologia, para uma discussão mais aprofundada das relações relacionadas à dose).
Com o estudo da relação dose-efeito é possível identificar a concentração da substância tóxica na qual o indicador de efeito supera os valores atualmente considerados não nocivos. Além disso, desta forma também pode ser possível examinar qual seria o nível sem efeito.
Como nem todos os indivíduos de um grupo reagem da mesma maneira, é necessário examinar o relação dose-resposta, ou seja, estudar como o grupo responde à exposição avaliando a aparência do efeito em comparação com a dose interna. O termo resposta denota a percentagem de indivíduos no grupo que apresentam uma variação quantitativa específica de um indicador de efeito em cada nível de dose.
Aplicações Práticas do Monitoramento Biológico
A aplicação prática de um programa de monitoramento biológico requer informações sobre (1) o comportamento dos indicadores utilizados em relação à exposição, especialmente aqueles relativos ao grau, continuidade e duração da exposição, (2) o intervalo de tempo entre o fim da exposição e a medição de os indicadores, e (3) todos os fatores fisiológicos e patológicos além da exposição que podem alterar os níveis dos indicadores.
Nos próximos artigos será apresentado o comportamento de alguns indicadores biológicos de dose e efeito que são utilizados para monitorar a exposição ocupacional a substâncias amplamente utilizadas na indústria. A utilidade prática e os limites serão avaliados para cada substância, com particular ênfase no tempo de amostragem e fatores interferentes. Tais considerações serão úteis no estabelecimento de critérios para a seleção de um teste biológico.
Tempo de amostragem
Ao selecionar o momento da amostragem, os diferentes aspectos cinéticos do produto químico devem ser levados em consideração; em particular, é essencial saber como a substância é absorvida pelo pulmão, trato gastrointestinal e pele, posteriormente distribuída pelos diferentes compartimentos do corpo, biotransformada e finalmente eliminada. Também é importante saber se o produto químico pode se acumular no corpo.
No que diz respeito à exposição a substâncias orgânicas, o tempo de colheita de amostras biológicas torna-se ainda mais importante tendo em conta as diferentes velocidades dos processos metabólicos envolvidos e consequentemente a excreção mais ou menos rápida da dose absorvida.
Fatores interferentes
O uso correto de indicadores biológicos requer um conhecimento profundo daqueles fatores que, embora independentes da exposição, podem, no entanto, afetar os níveis de indicadores biológicos. A seguir estão os tipos mais importantes de fatores interferentes (Alessio, Berlin e Foà 1987).
Fatores fisiológicos, incluindo dieta, sexo e idade, por exemplo, podem afetar os resultados. O consumo de peixes e crustáceos pode aumentar os níveis de arsênico urinário e mercúrio no sangue. Em indivíduos do sexo feminino com os mesmos níveis sanguíneos de chumbo que os do sexo masculino, os valores de protoporfirina eritrocitária são significativamente maiores em comparação com os de indivíduos do sexo masculino. Os níveis de cádmio urinário aumentam com a idade.
Dentre os hábitos pessoais que podem distorcer os níveis dos indicadores, destacam-se o tabagismo e o etilismo. Fumar pode causar absorção direta de substâncias naturalmente presentes nas folhas de tabaco (por exemplo, cádmio), ou de poluentes presentes no ambiente de trabalho que foram depositados nos cigarros (por exemplo, chumbo) ou de produtos de combustão (por exemplo, monóxido de carbono).
O consumo de álcool pode influenciar os níveis de indicadores biológicos, uma vez que substâncias como o chumbo estão naturalmente presentes nas bebidas alcoólicas. Bebedores pesados, por exemplo, apresentam níveis mais elevados de chumbo no sangue do que indivíduos de controle. A ingestão de álcool pode interferir na biotransformação e eliminação de compostos industriais tóxicos: com uma única dose, o álcool pode inibir o metabolismo de muitos solventes, por exemplo, tricloroetileno, xileno, estireno e tolueno, devido à competição com o álcool etílico por enzimas que são essenciais para a decomposição do etanol e dos solventes. A ingestão regular de álcool também pode afetar o metabolismo dos solventes de maneira totalmente diferente, acelerando o metabolismo do solvente, presumivelmente devido à indução do sistema oxidante do microssomo. Como o etanol é a substância mais importante capaz de induzir interferência metabólica, é aconselhável determinar indicadores de exposição a solventes apenas nos dias em que o álcool não foi consumido.
Há menos informações disponíveis sobre os possíveis efeitos das drogas nos níveis de indicadores biológicos. Foi demonstrado que a aspirina pode interferir na transformação biológica do xileno em ácido metilhipúrico, e o fenilsalicilato, medicamento amplamente utilizado como analgésico, pode aumentar significativamente os níveis de fenóis urinários. O consumo de preparações antiácidas à base de alumínio pode aumentar os níveis de alumínio no plasma e na urina.
Diferenças marcantes foram observadas em diferentes grupos étnicos no metabolismo de solventes amplamente utilizados, como tolueno, xileno, tricloroetileno, tetracloroetileno e metilclorofórmio.
Estados patológicos adquiridos podem influenciar os níveis de indicadores biológicos. O órgão crítico pode se comportar de forma anômala em relação aos testes de monitoramento biológico, tanto pela ação específica do agente tóxico quanto por outros motivos. Um exemplo de situações do primeiro tipo é o comportamento dos níveis de cádmio urinário: quando se instala a doença tubular cádmica, a excreção urinária aumenta acentuadamente e os níveis do teste já não refletem o grau de exposição. Um exemplo do segundo tipo de situação é o aumento nos níveis de protoporfirina eritrocitária observado em indivíduos com deficiência de ferro que não apresentam absorção anormal de chumbo.
Alterações fisiológicas no meio biológico - urina, por exemplo - em que se baseiam as determinações dos indicadores biológicos, podem influenciar os valores do teste. Para fins práticos, apenas amostras pontuais de urina podem ser obtidas de indivíduos durante o trabalho, e a densidade variável dessas amostras significa que os níveis do indicador podem flutuar amplamente no decorrer de um único dia.
Para superar esta dificuldade, é aconselhável eliminar amostras superdiluídas ou superconcentradas de acordo com a gravidade específica selecionada ou valores de creatinina. Em particular, a urina com gravidade específica inferior a 1010 ou superior a 1030 ou com uma concentração de creatinina inferior a 0.5 g/l ou superior a 3.0 g/l deve ser eliminada. Vários autores também sugerem ajustar os valores dos indicadores de acordo com a gravidade específica ou expressar os valores de acordo com o conteúdo de creatinina urinária.
Alterações patológicas no meio biológico também podem influenciar consideravelmente os valores dos indicadores biológicos. Por exemplo, em indivíduos anêmicos expostos a metais (mercúrio, cádmio, chumbo, etc.), os níveis sanguíneos do metal podem ser mais baixos do que seria esperado com base na exposição; isso se deve ao baixo nível de glóbulos vermelhos que transportam o metal tóxico na circulação sanguínea.
Portanto, quando as determinações de substâncias tóxicas ou metabólitos ligados aos glóbulos vermelhos são feitas em sangue total, é sempre aconselhável determinar o hematócrito, que dá uma medida da porcentagem de células sanguíneas no sangue total.
Exposição múltipla a substâncias tóxicas presentes no local de trabalho
No caso de exposição combinada a mais de uma substância tóxica presente no local de trabalho, podem ocorrer interferências metabólicas que podem alterar o comportamento dos indicadores biológicos e, assim, criar sérios problemas de interpretação. Em estudos humanos, as interferências foram demonstradas, por exemplo, na exposição combinada a tolueno e xileno, xileno e etilbenzeno, tolueno e benzeno, hexano e metiletilcetona, tetracloroetileno e tricloroetileno.
Em particular, deve-se notar que quando a biotransformação de um solvente é inibida, a excreção urinária de seu metabólito é reduzida (possível subestimação do risco), enquanto os níveis do solvente no sangue e no ar expirado aumentam (possível superestimação do risco).
Assim, em situações em que seja possível medir simultaneamente as substâncias e seus metabólitos para interpretar o grau de interferência inibitória, seria útil verificar se os níveis dos metabólitos urinários estão abaixo do esperado e ao mesmo tempo se a concentração dos solventes no sangue e/ou ar expirado é maior.
Interferências metabólicas foram descritas para exposições em que as substâncias individuais estão presentes em níveis próximos e, às vezes, abaixo dos valores-limite atualmente aceitos. As interferências, no entanto, geralmente não ocorrem quando a exposição a cada substância presente no local de trabalho é baixa.
Uso Prático de Indicadores Biológicos
Os indicadores biológicos podem ser usados para diversos fins na prática da saúde ocupacional, em particular para (1) controle periódico de trabalhadores individuais, (2) análise da exposição de um grupo de trabalhadores e (3) avaliações epidemiológicas. Os testes utilizados devem possuir as características de precisão, exatidão, boa sensibilidade e especificidade, a fim de minimizar o número possível de falsas classificações.
Valores de referência e grupos de referência
Um valor de referência é o nível de um indicador biológico na população em geral não exposta ocupacionalmente à substância tóxica em estudo. É necessário fazer referência a esses valores para comparar os dados obtidos por meio de programas de monitoramento biológico em uma população que se presume estar exposta. Os valores de referência não devem ser confundidos com valores-limite, que geralmente são os limites legais ou diretrizes para exposição ocupacional e ambiental (Alessio et al. 1992).
Quando é necessário comparar resultados de análises de grupos, deve-se conhecer a distribuição dos valores no grupo de referência e no grupo em estudo, pois só assim pode ser feita uma comparação estatística. Nesses casos, é fundamental tentar parear a população em geral (grupo de referência) com o grupo exposto por características semelhantes, como sexo, idade, estilo de vida e hábitos alimentares.
Para obter valores de referência confiáveis, deve-se garantir que os indivíduos que compõem o grupo de referência nunca tenham sido expostos às substâncias tóxicas, seja ocupacionalmente ou devido a condições particulares de poluição ambiental.
Na avaliação da exposição a substâncias tóxicas deve-se ter o cuidado de não incluir sujeitos que, embora não expostos diretamente à substância tóxica em questão, trabalhem no mesmo local de trabalho, pois se esses sujeitos estiverem, de fato, expostos indiretamente, a exposição do grupo pode ser subestimado.
Outra prática a ser evitada, embora ainda bastante difundida, é o uso como referência de valores relatados na literatura que são derivados de listas de casos de outros países e podem, muitas vezes, ter sido coletados em regiões onde existem diferentes situações de poluição ambiental.
Monitoramento periódico de trabalhadores individuais
O monitoramento periódico de trabalhadores individuais é obrigatório quando os níveis da substância tóxica na atmosfera do ambiente de trabalho se aproximam do valor limite. Sempre que possível, é aconselhável verificar simultaneamente um indicador de exposição e um indicador de efeito. Os dados assim obtidos devem ser comparados com os valores de referência e os valores-limite sugeridos para a substância em estudo (ACGIH 1993).
Análise de um grupo de trabalhadores
A análise de um grupo torna-se obrigatória quando os resultados dos indicadores biológicos utilizados podem ser fortemente influenciados por fatores independentes da exposição (dieta, concentração ou diluição da urina, etc.) e para os quais existe uma ampla gama de valores “normais”.
Para garantir que o estudo do grupo forneça resultados úteis, o grupo deve ser suficientemente numeroso e homogêneo quanto à exposição, sexo e, no caso de alguns agentes tóxicos, antiguidade no trabalho. Quanto mais os níveis de exposição forem constantes ao longo do tempo, mais confiáveis serão os dados. Uma investigação realizada em um local de trabalho onde os trabalhadores mudam frequentemente de departamento ou função terá pouco valor. Para uma avaliação correta de um estudo de grupo, não é suficiente expressar os dados apenas como valores médios e intervalo. A distribuição de frequência dos valores do indicador biológico em questão também deve ser levada em consideração.
Avaliações epidemiológicas
Os dados obtidos do monitoramento biológico de grupos de trabalhadores também podem ser utilizados em estudos epidemiológicos transversais ou prospectivos.
Estudos transversais podem ser usados para comparar as situações existentes em diferentes departamentos da fábrica ou em diferentes indústrias, a fim de estabelecer mapas de risco para os processos de fabricação. Uma dificuldade que pode ser encontrada neste tipo de aplicação depende do fato de que os controles de qualidade interlaboratoriais ainda não estão suficientemente difundidos; portanto, não se pode garantir que diferentes laboratórios produzirão resultados comparáveis.
Os estudos prospectivos servem para avaliar o comportamento ao longo do tempo dos níveis de exposição de modo a verificar, por exemplo, a eficácia de melhorias ambientais ou correlacionar o comportamento dos indicadores biológicos ao longo dos anos com o estado de saúde dos sujeitos monitorados. Os resultados desses estudos de longo prazo são muito úteis na solução de problemas envolvendo mudanças ao longo do tempo. Atualmente, o monitoramento biológico é usado principalmente como um procedimento adequado para avaliar se a exposição atual é considerada “segura”, mas ainda não é válido para avaliar situações ao longo do tempo. Um determinado nível de exposição considerado seguro hoje pode não mais ser considerado como tal em algum momento no futuro.
Aspectos Éticos
Algumas considerações éticas surgem em conexão com o uso do monitoramento biológico como uma ferramenta para avaliar a toxicidade potencial. Um dos objetivos desse monitoramento é reunir informações suficientes para decidir qual nível de determinado efeito constitui um efeito indesejável; na ausência de dados suficientes, qualquer perturbação será considerada indesejável. As implicações regulatórias e legais desse tipo de informação precisam ser avaliadas. Portanto, devemos buscar a discussão e o consenso da sociedade sobre as melhores maneiras de usar os indicadores biológicos. Em outras palavras, exige-se educação de trabalhadores, empregadores, comunidades e autoridades reguladoras quanto ao significado dos resultados obtidos pelo monitoramento biológico, para que ninguém fique indevidamente alarmado ou complacente.
Deve haver comunicação apropriada com o indivíduo sobre o qual o teste foi realizado sobre os resultados e sua interpretação. Além disso, se o uso de alguns indicadores é experimental ou não, deve ser claramente comunicado a todos os participantes.
O Código Internacional de Ética para Profissionais de Saúde Ocupacional, emitido pela Comissão Internacional de Saúde Ocupacional em 1992, afirma que “os testes biológicos e outras investigações devem ser escolhidos do ponto de vista de sua validade para proteção da saúde do trabalhador em questão, tendo em conta a sua sensibilidade, a sua especificidade e o seu valor preditivo”. Não devem ser utilizados testes “que não sejam confiáveis ou que não tenham um valor preditivo suficiente em relação aos requisitos da tarefa de trabalho”. (Veja o capítulo Problemas éticos para uma discussão mais aprofundada e o texto do Código.)
Tendências na regulamentação e aplicação
O monitoramento biológico pode ser realizado apenas para um número limitado de poluentes ambientais devido à disponibilidade limitada de dados de referência apropriados. Isso impõe limitações importantes ao uso do monitoramento biológico na avaliação da exposição.
A Organização Mundial da Saúde (OMS), por exemplo, propôs valores de referência baseados na saúde apenas para chumbo, mercúrio e cádmio. Esses valores são definidos como níveis no sangue e na urina não relacionados a nenhum efeito adverso detectável. A Conferência Americana de Higienistas Industriais Governamentais (ACGIH) estabeleceu índices de exposição biológica (BEIs) para cerca de 26 compostos; BEIs são definidos como “valores para determinantes que são indicadores do grau de exposição integrada a produtos químicos industriais” (ACGIH 1995).
As decisões que afetam a saúde, o bem-estar e a empregabilidade de trabalhadores individuais ou a abordagem de um empregador às questões de saúde e segurança devem ser baseadas em dados de boa qualidade. Isto é especialmente verdade no caso de dados de monitoramento biológico e, portanto, é responsabilidade de qualquer laboratório que realize trabalho analítico em amostras biológicas de populações de trabalho para garantir a confiabilidade, exatidão e precisão de seus resultados. Essa responsabilidade se estende desde o fornecimento de métodos e orientações adequados para a coleta de amostras até a garantia de que os resultados sejam devolvidos ao profissional de saúde responsável pelo atendimento individual do trabalhador de forma adequada. Todas essas atividades são cobertas pela expressão de garantia de qualidade.
A atividade central em um programa de garantia de qualidade é o controle e manutenção da exatidão e precisão analítica. Os laboratórios de monitoramento biológico geralmente se desenvolveram em um ambiente clínico e adotaram técnicas e filosofias de garantia de qualidade da disciplina de química clínica. De fato, as medições de substâncias químicas tóxicas e indicadores de efeitos biológicos no sangue e na urina não são essencialmente diferentes daquelas feitas em química clínica e em laboratórios de serviços de farmacologia clínica encontrados em qualquer grande hospital.
Um programa de garantia de qualidade para um analista individual começa com a seleção e estabelecimento de um método adequado. A próxima etapa é o desenvolvimento de um procedimento interno de controle de qualidade para manter a precisão; o laboratório precisa então se certificar da precisão da análise, e isso pode envolver uma avaliação externa da qualidade (veja abaixo). É importante reconhecer, entretanto, que a garantia de qualidade inclui mais do que esses aspectos do controle analítico de qualidade.
Seleção de método
Existem vários textos apresentando métodos analíticos em monitoramento biológico. Embora estes forneçam orientação útil, muito precisa ser feito pelo analista individual antes que dados de qualidade adequada possam ser produzidos. Central para qualquer programa de garantia de qualidade é a produção de um protocolo de laboratório que deve especificar em detalhes as partes do método que mais influenciam sua confiabilidade, exatidão e precisão. De fato, a acreditação nacional de laboratórios de química clínica, toxicologia e ciência forense geralmente depende da qualidade dos protocolos do laboratório. O desenvolvimento de um protocolo adequado geralmente é um processo demorado. Se um laboratório deseja estabelecer um novo método, geralmente é mais econômico obter de um laboratório existente um protocolo que tenha comprovado seu desempenho, por exemplo, por meio de validação em um programa internacional de garantia de qualidade estabelecido. Caso o novo laboratório esteja comprometido com uma técnica analítica específica, por exemplo, cromatografia gasosa em vez de cromatografia líquida de alta eficiência, muitas vezes é possível identificar um laboratório que tenha um bom histórico de desempenho e que use a mesma abordagem analítica. Os laboratórios geralmente podem ser identificados por meio de artigos de periódicos ou por meio de organizadores de vários esquemas nacionais de avaliação de qualidade.
Controle de Qualidade Interno
A qualidade dos resultados analíticos depende da precisão do método alcançado na prática, e isso, por sua vez, depende da adesão a um protocolo definido. A precisão é melhor avaliada pela inclusão de “amostras de controle de qualidade” em intervalos regulares durante uma execução analítica. Por exemplo, para controle de análises de chumbo no sangue, amostras de controle de qualidade são introduzidas na execução a cada seis ou oito amostras reais de trabalhadores. Métodos analíticos mais estáveis podem ser monitorados com menos amostras de controle de qualidade por execução. As amostras de controle de qualidade para análise de chumbo no sangue são preparadas a partir de 500 ml de sangue (humano ou bovino) ao qual é adicionado chumbo inorgânico; alíquotas individuais são armazenadas em baixa temperatura (Bullock, Smith e Whitehead 1986). Antes de cada novo lote ser colocado em uso, 20 alíquotas são analisadas em execuções separadas em diferentes ocasiões para estabelecer o resultado médio para este lote de amostras de controle de qualidade, bem como seu desvio padrão (Whitehead 1977). Essas duas figuras são usadas para configurar um gráfico de controle de Shewhart (figura 27.2). Os resultados da análise das amostras de controle de qualidade incluídas nas execuções subsequentes são plotados no gráfico. O analista então usa regras para aceitação ou rejeição de uma execução analítica, dependendo se os resultados dessas amostras estão dentro de dois ou três desvios padrão (DP) da média. Uma sequência de regras, validadas por modelagem computacional, foi sugerida por Westgard et al. (1981) para aplicação em amostras de controle. Essa abordagem do controle de qualidade é descrita em livros-texto de química clínica e uma abordagem simples para a introdução da garantia de qualidade é apresentada em Whitehead (1977). Deve-se enfatizar que essas técnicas de controle de qualidade dependem da preparação e análise de amostras de controle de qualidade separadamente das amostras de calibração que são usadas em cada ocasião analítica.
Figura 27.2 Gráfico de controle de Shewhart para amostras de controle de qualidade
Essa abordagem pode ser adaptada a uma variedade de ensaios de monitoramento biológico ou monitoramento de efeitos biológicos. Lotes de amostras de sangue ou urina podem ser preparados pela adição do material tóxico ou do metabólito a ser medido. Da mesma forma, sangue, soro, plasma ou urina podem ser divididos em alíquotas e armazenados congelados ou liofilizados para medição de enzimas ou proteínas. No entanto, deve-se ter cuidado para evitar o risco de infecção para o analista de amostras baseadas em sangue humano.
A adesão cuidadosa a um protocolo bem definido e a regras de aceitabilidade é um primeiro estágio essencial em um programa de garantia de qualidade. Qualquer laboratório deve estar preparado para discutir seu desempenho de controle e avaliação de qualidade com os profissionais de saúde que o utilizam e para investigar achados surpreendentes ou incomuns.
Avaliação Externa da Qualidade
Uma vez que um laboratório tenha estabelecido que pode produzir resultados com precisão adequada, a próxima etapa é confirmar a exatidão (“veracidade”) dos valores medidos, ou seja, a relação das medições feitas com a quantidade real presente. Este é um exercício difícil para um laboratório fazer sozinho, mas pode ser alcançado participando de um esquema externo regular de avaliação da qualidade. Estes têm sido uma parte essencial da prática da química clínica por algum tempo, mas não estão amplamente disponíveis para monitoramento biológico. A exceção é a análise de chumbo no sangue, onde os esquemas estão disponíveis desde a década de 1970 (por exemplo, Bullock, Smith e Whitehead 1986). A comparação dos resultados analíticos com os relatados por outros laboratórios analisando amostras do mesmo lote permite a avaliação do desempenho de um laboratório em comparação com outros, bem como uma medida de sua precisão. Vários esquemas de avaliação de qualidade nacionais e internacionais estão disponíveis. Muitos desses esquemas aceitam novos laboratórios, pois a validade da média dos resultados de um analito de todos os laboratórios participantes (tomada como uma medida da concentração real) aumenta com o número de participantes. Esquemas com muitos participantes também são mais capazes de analisar o desempenho do laboratório de acordo com o método analítico e, assim, aconselhar sobre alternativas aos métodos com características de baixo desempenho. Em alguns países, a participação em tal esquema é uma parte essencial da acreditação do laboratório. As diretrizes para o projeto e operação de esquemas de avaliação externa da qualidade foram publicadas pela OMS (1981).
Na ausência de esquemas de avaliação externa de qualidade estabelecidos, a precisão pode ser verificada usando materiais de referência certificados que estão disponíveis comercialmente para uma gama limitada de analitos. As vantagens das amostras distribuídas por esquemas externos de avaliação de qualidade são que (1) o analista não tem conhecimento prévio do resultado, (2) é apresentada uma faixa de concentrações e (3) como métodos analíticos definitivos não precisam ser empregados, os materiais envolvidos são mais baratos.
Controle de qualidade pré-analítico
O esforço gasto na obtenção de uma boa exatidão e precisão laboratorial é desperdiçado se as amostras apresentadas ao laboratório não forem coletadas no momento correto, se tiverem sofrido contaminação, se deterioraram durante o transporte ou foram rotuladas de forma inadequada ou incorreta. Também é má prática profissional submeter indivíduos a amostragem invasiva sem cuidar adequadamente dos materiais amostrados. Embora a amostragem muitas vezes não esteja sob o controle direto do analista de laboratório, um programa completo de monitoramento biológico de qualidade deve levar esses fatores em consideração e o laboratório deve garantir que as seringas e recipientes de amostra fornecidos estejam livres de contaminação, com instruções claras sobre técnica de amostragem e armazenamento e transporte de amostras. Atualmente é reconhecida a importância do horário correto da coleta de amostras dentro do turno ou semana de trabalho e sua dependência da toxicocinética do material amostrado (ACGIH 1993; HSE 1992), devendo essa informação ser disponibilizada aos profissionais de saúde responsáveis pela coleta das amostras .
Controle de qualidade pós-analítico
Resultados analíticos de alta qualidade podem ser de pouca utilidade para o indivíduo ou profissional de saúde se não forem comunicados ao profissional de forma interpretável e no momento certo. Cada laboratório de monitoramento biológico deve desenvolver procedimentos de notificação para alertar o profissional de saúde que submete as amostras a resultados anormais, inesperados ou confusos a tempo de permitir que ações apropriadas sejam tomadas. A interpretação dos resultados laboratoriais, especialmente as alterações na concentração entre amostras sucessivas, muitas vezes depende do conhecimento da precisão do ensaio. Como parte da gestão da qualidade total, desde a coleta de amostras até a devolução dos resultados, os profissionais de saúde devem receber informações sobre a precisão e exatidão do laboratório de monitoramento biológico, bem como faixas de referência e limites consultivos e estatutários, a fim de ajudá-los na interpretação dos resultados.
Metais tóxicos e compostos organometálicos como alumínio, antimônio, arsênico inorgânico, berílio, cádmio, cromo, cobalto, chumbo, chumbo alquílico, mercúrio metálico e seus sais, compostos orgânicos de mercúrio, níquel, selênio e vanádio foram todos reconhecidos por algum tempo como que representam riscos potenciais à saúde das pessoas expostas. Em alguns casos, foram estudados estudos epidemiológicos sobre as relações entre a dose interna e o efeito/resposta resultante em trabalhadores ocupacionalmente expostos, permitindo assim propor valores-limite biológicos baseados na saúde (ver tabela 1).
Tabela 1. Metais: Valores de referência e valores-limite biológicos propostos pela Conferência Americana de Higienistas Industriais Governamentais (ACGIH), Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG) e Lauwerys e Hoet (L e H)
Metal |
Amostra |
Referência1 valores* |
Limite ACGIH (BEI)2 |
Limite DFG (BAT)3 |
Limite L e H4 (TMPC) |
alumínio |
Soro/plasma Urina |
<1 μg/100 ml <30 μg/g |
200 μg/l (final do turno) |
150 μg/g (final do turno) |
|
Antimônio |
Urina |
<1 μg/g |
35 μg/g (final do turno) |
||
Arsênico |
Urina (soma de arsênico inorgânico e metabólitos metilados) |
<10 μg/g |
50 μg/g (final da semana de trabalho) |
50 μg/g (se TWA: 0.05 mg/m3 ); 30 μg/g (se TWA: 0.01 mg/m3 ) (fim do turno) |
|
Berílio |
Urina |
<2 μg/g |
|||
Cádmio |
Sangue Urina |
<0.5 μg/100 ml <2 μg/g |
0.5 μg/100 ml 5 μg/g |
1.5 μg/100 ml 15 μg / l |
0.5 μg/100 ml 5 μg/g |
Chromium (compostos solúveis) |
Soro/plasma Urina |
<0.05 μg/100 ml <5 μg/g |
30 μg/g (fim de turno, fim de semana de trabalho); 10 μg/g (aumento durante o turno) |
30 μg/g (final do turno) |
|
Cobalto |
Soro/plasma Sangue Urina |
<0.05 μg/100 ml <0.2 μg/100 ml <2 μg/g |
0.1 μg/100 ml (fim do turno, fim da semana de trabalho) 15 μg/l (fim do turno, fim da semana de trabalho) |
0.5 μg/100 ml (EKA)** 60 μg/l (EKA)** |
30 μg/g (fim do turno, fim da semana de trabalho) |
Conduzir |
Sangue (chumbo) ZPP no sangue Urina (chumbo) ALA urina |
<25 μg/100 ml <40 μg/100 ml de sangue <2.5μg/g Hb <50 μg/g <4.5 mg/g |
30 μg/100 ml (não crítico) |
feminino <45 anos: 30 μg/100 ml masculino: 70 μg/100 ml feminino <45 anos: 6 mg/l; masculino: 15 mg/l |
40 μg/100 ml 40 μg/100 ml de sangue ou 3 μg/g Hb 50 μg/g 5 mg / g |
Manganês |
Sangue Urina |
<1 μg/100 ml <3 μg/g |
|||
Mercúrio inorgânico |
Sangue Urina |
<1 μg/100 ml <5 μg/g |
1.5 μg/100 ml (fim do turno, fim da semana de trabalho) 35 μg/g (pré-turno) |
5 μg/100 ml 200 μg / l |
2 μg/100 ml (final do turno) 50 μg/g (final do turno) |
Níquel (compostos solúveis) |
Soro/plasma Urina |
<0.05 μg/100 ml <2 μg/g |
45 μg/l (EKA)** |
30 μg/g |
|
Selênio |
Soro/plasma Urina |
<15 μg/100 ml <25 μg/g |
|||
Vanádio |
Soro/plasma Sangue Urina |
<0.2 μg/100 ml <0.1 μg/100 ml <1 μg/g |
70 μg/g de creatinina |
50 μg/g |
* Os valores de urina são por grama de creatinina.
** EKA = Equivalentes de exposição para materiais cancerígenos.
1 Tirada com algumas modificações de Lauwerys e Hoet 1993.
2 Da ACGIH 1996-97.
3 De DFG 1996.
4 Concentrações máximas admissíveis provisórias (TMPCs) tiradas de Lauwerys e Hoet 1993.
Um problema na busca de medições precisas e precisas de metais em materiais biológicos é que as substâncias metálicas de interesse estão frequentemente presentes no meio em níveis muito baixos. Quando o monitoramento biológico consiste em colher e analisar a urina, como costuma acontecer, geralmente é feito em amostras “spot”; a correção dos resultados para a diluição da urina é, portanto, geralmente aconselhável. A expressão dos resultados por grama de creatinina é o método de padronização mais utilizado. As análises realizadas em amostras de urina muito diluídas ou muito concentradas não são confiáveis e devem ser repetidas.
alumínio
Na indústria, os trabalhadores podem ser expostos a compostos inorgânicos de alumínio por inalação e possivelmente também por ingestão de pó contendo alumínio. O alumínio é pouco absorvido por via oral, mas sua absorção é aumentada pela ingestão simultânea de citratos. A taxa de absorção do alumínio depositado no pulmão é desconhecida; a biodisponibilidade é provavelmente dependente das características físico-químicas da partícula. A urina é a principal via de excreção do alumínio absorvido. A concentração de alumínio no soro e na urina é determinada pela intensidade de uma exposição recente e pela carga corporal de alumínio. Em pessoas expostas não ocupacionalmente, a concentração de alumínio no soro geralmente é inferior a 1 μg/100 ml e na urina raramente excede 30 μg/g de creatinina. Em indivíduos com função renal normal, a excreção urinária de alumínio é um indicador mais sensível da exposição ao alumínio do que sua concentração no soro/plasma.
Dados de soldadores sugerem que a cinética de excreção de alumínio na urina envolve um mecanismo de duas etapas, a primeira tendo uma meia-vida biológica de cerca de oito horas. Em trabalhadores expostos por vários anos, ocorre efetivamente algum acúmulo do metal no corpo e as concentrações de alumínio no soro e na urina também são influenciadas pela carga corporal de alumínio. O alumínio é armazenado em vários compartimentos do corpo e excretado desses compartimentos em taxas diferentes ao longo de muitos anos. Alta acumulação de alumínio no corpo (osso, fígado, cérebro) também foi encontrada em pacientes que sofrem de insuficiência renal. Pacientes em diálise correm risco de toxicidade óssea e/ou encefalopatia quando sua concentração sérica de alumínio excede cronicamente 20 μg/100 ml, mas é possível detectar sinais de toxicidade em concentrações ainda mais baixas. A Comissão das Comunidades Européias recomendou que, para evitar a toxicidade do alumínio, a concentração de alumínio no plasma nunca deve exceder 20 μg/100 ml; um nível acima de 10 μg/100 ml deve levar a um aumento da frequência de monitoramento e vigilância da saúde, e uma concentração superior a 6 μg/100 ml deve ser considerada como evidência de acúmulo excessivo da carga corporal de alumínio.
Antimônio
O antimônio inorgânico pode entrar no organismo por ingestão ou inalação, mas a taxa de absorção é desconhecida. Os compostos pentavalentes absorvidos são excretados principalmente com a urina e os compostos trivalentes através das fezes. A retenção de alguns compostos de antimônio é possível após exposição prolongada. As concentrações normais de antimônio no soro e na urina estão provavelmente abaixo de 0.1 μg/100 ml e 1 μg/g de creatinina, respectivamente.
Um estudo preliminar em trabalhadores expostos ao antimônio pentavalente indica que uma exposição média ponderada no tempo a 0.5 mg/m3 levaria a um aumento na concentração de antimônio urinário de 35 μg/g de creatinina durante o plantão.
Arsênico inorgânico
O arsênico inorgânico pode entrar no organismo através dos tratos gastrointestinal e respiratório. O arsênico absorvido é eliminado principalmente pelos rins, inalterado ou após metilação. O arsênico inorgânico também é excretado na bile como um complexo de glutationa.
Após uma única exposição oral a uma dose baixa de arsenato, 25 e 45% da dose administrada é excretada na urina em um e quatro dias, respectivamente.
Após a exposição ao arsênico inorgânico trivalente ou pentavalente, a excreção urinária consiste em 10 a 20% de arsênico inorgânico, 10 a 20% de ácido monometilarsônico e 60 a 80% de ácido cacodílico. Após a exposição ocupacional ao arsênico inorgânico, a proporção da espécie de arsênico na urina depende do momento da amostragem.
Os organoarsênicos presentes nos organismos marinhos também são facilmente absorvidos pelo trato gastrointestinal, mas são excretados na maior parte inalterados.
Os efeitos tóxicos de longo prazo do arsênico (incluindo os efeitos tóxicos nos genes) resultam principalmente da exposição ao arsênico inorgânico. Portanto, o monitoramento biológico visa avaliar a exposição a compostos inorgânicos de arsênio. Para tanto, a determinação específica de arsênio inorgânico (comoi), ácido monometilarsônico (MMA) e ácido cacodílico (DMA) na urina é o método de escolha. No entanto, como o consumo de frutos do mar ainda pode influenciar a taxa de excreção de DMA, os trabalhadores testados devem abster-se de comer frutos do mar nas 48 horas anteriores à coleta de urina.
Em pessoas não ocupacionalmente expostas ao arsênico inorgânico e que não consumiram recentemente um organismo marinho, a soma dessas três espécies de arsênico geralmente não excede 10 μg/g de creatinina urinária. Valores mais altos podem ser encontrados em áreas geográficas onde a água potável contém quantidades significativas de arsênico.
Estima-se que, na ausência de consumo de frutos do mar, uma exposição média ponderada no tempo a 50 e 200 μg/m3 arsênico inorgânico leva a concentrações urinárias médias da soma dos metabólitos (comoi, MMA, DMA) em amostras de urina pós-turno de 54 e 88 μg/g de creatinina, respectivamente.
No caso de exposição a compostos de arsênico inorgânicos menos solúveis (por exemplo, arsenieto de gálio), a determinação de arsênico na urina refletirá a quantidade absorvida, mas não a dose total entregue ao corpo (pulmão, trato gastrointestinal).
O arsênico no cabelo é um bom indicador da quantidade de arsênico inorgânico absorvido durante o período de crescimento do cabelo. O arsênico orgânico de origem marinha não parece ser absorvido pelo cabelo no mesmo grau que o arsênico inorgânico. A determinação da concentração de arsênico ao longo do comprimento do cabelo pode fornecer informações valiosas sobre o tempo de exposição e a duração do período de exposição. No entanto, a determinação de arsênio no cabelo não é recomendada quando o ar ambiente estiver contaminado por arsênio, pois não será possível distinguir entre arsênio endógeno e arsênio depositado externamente no cabelo. Os níveis de arsênico no cabelo geralmente estão abaixo de 1 mg/kg. O arsênico nas unhas tem o mesmo significado que o arsênico no cabelo.
Tal como acontece com os níveis de urina, os níveis de arsênico no sangue podem refletir a quantidade de arsênico recentemente absorvida, mas a relação entre a intensidade da exposição ao arsênico e sua concentração no sangue ainda não foi avaliada.
Berílio
A inalação é a principal via de absorção de berílio para pessoas ocupacionalmente expostas. A exposição a longo prazo pode resultar no armazenamento de quantidades apreciáveis de berílio nos tecidos pulmonares e no esqueleto, o último local de armazenamento. A eliminação do berílio absorvido ocorre principalmente através da urina e apenas em menor grau nas fezes.
Os níveis de berílio podem ser determinados no sangue e na urina, mas atualmente essas análises podem ser usadas apenas como testes qualitativos para confirmar a exposição ao metal, uma vez que não se sabe até que ponto as concentrações de berílio no sangue e na urina podem ser influenciadas por recentes exposição e pela quantidade já armazenada no corpo. Além disso, é difícil interpretar os limitados dados publicados sobre a excreção de berílio em trabalhadores expostos, porque geralmente a exposição externa não foi adequadamente caracterizada e os métodos analíticos têm diferentes sensibilidades e precisão. Os níveis urinários e séricos normais de berílio estão provavelmente abaixo
2 μg/g de creatinina e 0.03 μg/100 ml, respectivamente.
No entanto, o achado de uma concentração normal de berílio na urina não é evidência suficiente para excluir a possibilidade de exposição anterior ao berílio. Com efeito, nem sempre se verificou aumento da excreção urinária de berílio nos trabalhadores, embora estes tenham estado expostos ao berílio no passado e tenham consequentemente desenvolvido granulomatose pulmonar, doença caracterizada por granulomas múltiplos, isto é, nódulos de tecido inflamatório, encontrados em os pulmões.
Cádmio
No ambiente ocupacional, a absorção de cádmio ocorre principalmente por inalação. No entanto, a absorção gastrointestinal pode contribuir significativamente para a dose interna de cádmio. Uma característica importante do cádmio é sua longa meia-vida biológica no corpo, excedendo
10 anos. Nos tecidos, o cádmio está principalmente ligado à metalotioneína. No sangue, liga-se principalmente aos glóbulos vermelhos. Tendo em vista a propriedade de acumulação do cádmio, qualquer programa de monitoramento biológico de grupos populacionais expostos cronicamente ao cádmio deve tentar avaliar tanto a exposição atual quanto a exposição integrada.
Por meio da ativação de nêutrons, atualmente é possível realizar in vivo medições das quantidades de cádmio acumuladas nos principais locais de armazenamento, os rins e o fígado. No entanto, essas técnicas não são utilizadas rotineiramente. Até agora, na vigilância da saúde dos trabalhadores na indústria ou em estudos de larga escala na população em geral, a exposição ao cádmio costuma ser avaliada indiretamente por meio da medição do metal na urina e no sangue.
A cinética detalhada da ação do cádmio em humanos ainda não está totalmente elucidada, mas para fins práticos as seguintes conclusões podem ser formuladas com relação à importância do cádmio no sangue e na urina. Em trabalhadores recém-expostos, os níveis de cádmio no sangue aumentam progressivamente e após quatro a seis meses atingem uma concentração correspondente à intensidade da exposição. Em pessoas com exposição contínua ao cádmio por um longo período, a concentração de cádmio no sangue reflete principalmente a ingestão média durante os últimos meses. A influência relativa da carga corporal de cádmio no nível de cádmio no sangue pode ser mais importante em pessoas que acumularam uma grande quantidade de cádmio e foram removidas da exposição. Após cessar a exposição, o nível de cádmio no sangue diminui relativamente rápido, com uma meia-vida inicial de dois a três meses. Dependendo da carga corporal, o nível pode, no entanto, permanecer mais alto do que em indivíduos de controle. Vários estudos em humanos e animais indicaram que o nível de cádmio na urina pode ser interpretado da seguinte forma: na ausência de superexposição aguda ao cádmio e desde que a capacidade de armazenamento do córtex renal não seja excedida ou nefropatia induzida por cádmio tenha ainda não ocorreu, o nível de cádmio na urina aumenta progressivamente com a quantidade de cádmio armazenada nos rins. Nessas condições, que prevalecem principalmente na população em geral e em trabalhadores moderadamente expostos ao cádmio, existe uma correlação significativa entre o cádmio urinário e o cádmio nos rins. Se a exposição ao cádmio for excessiva, os locais de ligação do cádmio no organismo tornam-se progressivamente saturados e, apesar da exposição contínua, a concentração de cádmio no córtex renal se estabiliza.
A partir desta fase, o cádmio absorvido não pode mais ser retido naquele órgão e é rapidamente excretado na urina. Então, nesta fase, a concentração de cádmio urinário é influenciada tanto pela carga corporal quanto pela ingestão recente. Se a exposição for continuada, alguns indivíduos podem desenvolver danos renais, o que dá origem a um aumento adicional do cádmio urinário como resultado da liberação do cádmio armazenado no rim e da diminuição da reabsorção do cádmio circulante. No entanto, após um episódio de exposição aguda, os níveis de cádmio na urina podem aumentar rápida e brevemente sem refletir um aumento na carga corporal.
Estudos recentes indicam que a metalotioneína na urina tem o mesmo significado biológico. Têm sido observadas boas correlações entre a concentração urinária de metalotioneína e de cádmio, independentemente da intensidade da exposição e do estado da função renal.
Os níveis normais de cádmio no sangue e na urina são geralmente abaixo de 0.5 μg/100 ml e
2 μg/g de creatinina, respectivamente. Eles são maiores em fumantes do que em não fumantes. Em trabalhadores expostos cronicamente ao cádmio, o risco de insuficiência renal é insignificante quando os níveis urinários de cádmio nunca excedem 10 μg/g de creatinina. Deve ser evitada uma acumulação de cádmio no organismo que conduza a uma excreção urinária superior a este nível. No entanto, alguns dados sugerem que certos marcadores renais (cujo significado para a saúde ainda é desconhecido) podem tornar-se anormais para valores urinários de cádmio entre 3 e 5 μg/g de creatinina, por isso parece razoável propor um valor-limite biológico inferior de 5 μg/g de creatinina . Para o sangue, foi proposto um limite biológico de 0.5 μg/100 ml para exposição prolongada. É possível, no entanto, que no caso da população em geral exposta ao cádmio por meio de alimentos ou tabaco ou nos idosos, que normalmente sofrem um declínio da função renal, o nível crítico no córtex renal possa ser menor.
Chromium
A toxicidade do cromo é atribuída principalmente aos seus compostos hexavalentes. A absorção de compostos hexavalentes é relativamente maior do que a absorção de compostos trivalentes. A eliminação ocorre principalmente pela urina.
Em pessoas não ocupacionalmente expostas ao cromo, a concentração de cromo no soro e na urina geralmente não excede 0.05 μg/100 ml e 2 μg/g de creatinina, respectivamente. A exposição recente a sais solúveis de cromo hexavalente (por exemplo, em galvanoplastia e soldadores de aço inoxidável) pode ser avaliada monitorando o nível de cromo na urina no final do turno de trabalho. Estudos realizados por diversos autores sugerem a seguinte relação: uma exposição TWA de 0.025 ou 0.05 mg/m3 o crómio hexavalente está associado a uma concentração média no final do período de exposição de 15 ou 30 μg/g de creatinina, respetivamente. Esta relação é válida apenas em uma base de grupo. Após a exposição a 0.025 mg/m3 cromo hexavalente, o valor limite inferior de confiança de 95% é de aproximadamente 5 μg/g de creatinina. Outro estudo entre soldadores de aço inoxidável descobriu que uma concentração urinária de cromo da ordem de 40 μg/l corresponde a uma exposição média de 0.1 mg/m3 trióxido de cromo.
O cromo hexavalente atravessa prontamente as membranas celulares, mas uma vez dentro da célula, é reduzido a cromo trivalente. A concentração de cromo nos eritrócitos pode ser um indicador da intensidade da exposição ao cromo hexavalente durante o tempo de vida das hemácias, mas isso não se aplica ao cromo trivalente.
Até que ponto o monitoramento do cromo na urina é útil para a estimativa de risco à saúde ainda precisa ser avaliado.
Cobalto
Uma vez absorvido, por inalação e, em certa medida, por via oral, o cobalto (com meia-vida biológica de alguns dias) é eliminado principalmente pela urina. A exposição a compostos solúveis de cobalto leva a um aumento da concentração de cobalto no sangue e na urina.
As concentrações de cobalto no sangue e na urina são influenciadas principalmente pela exposição recente. Em indivíduos expostos não ocupacionalmente, o cobalto urinário geralmente está abaixo de 2 μg/g de creatinina e o cobalto sérico/plasmático abaixo de 0.05 μg/100 ml.
Para exposições TWA de 0.1 mg/m3 e 0.05 mg/m3, foram relatados níveis urinários médios variando de cerca de 30 a 75 μg/l e 30 a 40 μg/l, respectivamente (usando amostras no final do turno). O tempo de amostragem é importante, pois há um aumento progressivo dos níveis urinários de cobalto durante a semana de trabalho.
Em trabalhadores expostos a óxidos de cobalto, sais de cobalto ou pó de cobalto em uma refinaria, um TWA de 0.05 mg/m3 foi encontrado para levar a uma concentração média de cobalto de 33 e 46 μg/g de creatinina na urina coletada no final do turno na segunda e sexta-feira, respectivamente.
Conduzir
O chumbo inorgânico, uma toxina cumulativa absorvida pelos pulmões e pelo trato gastrointestinal, é claramente o metal mais extensivamente estudado; assim, de todos os contaminantes metálicos, a confiabilidade dos métodos para avaliar a exposição recente ou carga corporal por métodos biológicos é maior para o chumbo.
Em uma situação de exposição estável, o chumbo no sangue total é considerado o melhor indicador da concentração de chumbo nos tecidos moles e, portanto, da exposição recente. No entanto, o aumento dos níveis de chumbo no sangue (Pb-B) torna-se progressivamente menor com o aumento dos níveis de exposição ao chumbo. Quando a exposição ocupacional foi prolongada, a cessação da exposição não está necessariamente associada a um retorno de Pb-B a um valor pré-exposição (de fundo) devido à liberação contínua de chumbo dos depósitos de tecidos. Os níveis normais de chumbo no sangue e na urina são geralmente abaixo de 20 μg/100 ml e 50 μg/g de creatinina, respectivamente. Esses níveis podem ser influenciados pelos hábitos alimentares e pelo local de residência dos sujeitos. A OMS propôs 40 μg/100 ml como a concentração máxima individual tolerável de chumbo no sangue para trabalhadores adultos do sexo masculino e 30 μg/100 ml para mulheres em idade reprodutiva. Em crianças, concentrações mais baixas de chumbo no sangue têm sido associadas a efeitos adversos no sistema nervoso central. O nível de chumbo na urina aumenta exponencialmente com o aumento de Pb-B e em uma situação de estado estacionário é principalmente um reflexo da exposição recente.
A quantidade de chumbo excretada na urina após a administração de um agente quelante (por exemplo, CaEDTA) reflete o pool mobilizável de chumbo. Em indivíduos de controle, a quantidade de chumbo excretada na urina dentro de 24 horas após a administração intravenosa de um grama de EDTA geralmente não excede 600 μg. Parece que sob exposição constante, os valores de chumbo quelatável refletem principalmente o sangue e o pool de chumbo dos tecidos moles, com apenas uma pequena fração derivada dos ossos.
Uma técnica de fluorescência de raios X foi desenvolvida para medir a concentração de chumbo nos ossos (falanges, tíbia, calcâneo, vértebras), mas atualmente o limite de detecção da técnica restringe seu uso a pessoas expostas ocupacionalmente.
A determinação de chumbo no cabelo foi proposta como um método para avaliar o pool de chumbo mobilizável. No entanto, em ambientes ocupacionais, é difícil distinguir entre o chumbo incorporado endogenamente no cabelo e aquele simplesmente adsorvido em sua superfície.
A determinação da concentração de chumbo na dentina circunpulpar de dentes decíduos (dentes de leite) tem sido usada para estimar a exposição ao chumbo durante a primeira infância.
Parâmetros que refletem a interferência do chumbo nos processos biológicos também podem ser usados para avaliar a intensidade da exposição ao chumbo. Os parâmetros biológicos usados atualmente são coproporfirina na urina (COPRO-U), ácido delta-aminolevulínico na urina (ALA-U), protoporfirina eritrocitária (EP ou protoporfirina de zinco), ácido delta-aminolaevulínico desidratase (ALA-D), e pirimidina-5'-nucleotidase (P5N) em glóbulos vermelhos. Em situações de estado estacionário, as mudanças nesses parâmetros são positivamente (COPRO-U, ALA-U, EP) ou negativamente (ALA-D, P5N) correlacionadas com os níveis de chumbo no sangue. A excreção urinária de COPRO (principalmente o isômero III) e ALA começa a aumentar quando a concentração de chumbo no sangue atinge um valor de cerca de 40 μg/100 ml. A protoporfirina eritrocitária começa a aumentar significativamente em níveis de chumbo no sangue de cerca de 35 μg/100 ml em homens e 25 μg/100 ml em mulheres. Após o término da exposição ocupacional ao chumbo, a protoporfirina eritrocitária permanece elevada desproporcionalmente aos níveis atuais de chumbo no sangue. Neste caso, o nível de EP está melhor correlacionado com a quantidade de chumbo quelatável excretado na urina do que com o chumbo no sangue.
A deficiência leve de ferro também causará uma concentração elevada de protoporfirina nos glóbulos vermelhos. As enzimas dos glóbulos vermelhos, ALA-D e P5N, são muito sensíveis à ação inibitória do chumbo. Dentro da faixa de níveis de chumbo no sangue de 10 a 40 μg/100 ml, há uma estreita correlação negativa entre a atividade de ambas as enzimas e o chumbo no sangue.
Chumbo Alquílico
Em alguns países, o chumbo tetraetila e o chumbo tetrametila são usados como agentes antidetonantes em combustíveis automotivos. O chumbo no sangue não é um bom indicador de exposição ao chumbo tetraalquila, enquanto o chumbo na urina parece ser útil para avaliar o risco de superexposição.
Manganês
No ambiente ocupacional, o manganês entra no corpo principalmente pelos pulmões; a absorção pelo trato gastrointestinal é baixa e provavelmente depende de um mecanismo homeostático. A eliminação do manganês ocorre pela bile, com apenas pequenas quantidades excretadas na urina.
As concentrações normais de manganês na urina, sangue e soro ou plasma são geralmente inferiores a 3 μg/g de creatinina, 1 μg/100 ml e 0.1 μg/100 ml, respectivamente.
Parece que, individualmente, nem o manganês no sangue nem o manganês na urina estão correlacionados com os parâmetros de exposição externa.
Aparentemente, não há relação direta entre a concentração de manganês no material biológico e a gravidade da intoxicação crônica por manganês. É possível que, após a exposição ocupacional ao manganês, efeitos adversos precoces no sistema nervoso central já possam ser detectados em níveis biológicos próximos aos valores normais.
Mercúrio Metálico e seus Sais Inorgânicos
A inalação representa a principal via de absorção do mercúrio metálico. A absorção gastrointestinal de mercúrio metálico é insignificante. Os sais de mercúrio inorgânico podem ser absorvidos pelos pulmões (inalação de aerossol de mercúrio inorgânico), bem como pelo trato gastrointestinal. A absorção cutânea de mercúrio metálico e seus sais inorgânicos é possível.
A meia-vida biológica do mercúrio é da ordem de dois meses no rim, mas é muito mais longa no sistema nervoso central.
O mercúrio inorgânico é excretado principalmente nas fezes e na urina. Pequenas quantidades são excretadas pelas glândulas salivares, lacrimais e sudoríparas. O mercúrio também pode ser detectado no ar expirado durante algumas horas após a exposição ao vapor de mercúrio. Sob condições de exposição crônica, existe, pelo menos com base no grupo, uma relação entre a intensidade da exposição recente ao vapor de mercúrio e a concentração de mercúrio no sangue ou na urina. As primeiras investigações, durante as quais amostras estáticas foram usadas para monitorar o ar geral da sala de trabalho, mostraram que uma concentração média de mercúrio-ar, Hg-ar, de 100 μg/m3 corresponde a níveis médios de mercúrio no sangue (Hg–B) e na urina (Hg–U) de 6 μg Hg/100 ml e 200 a 260 μg/l, respectivamente. Observações mais recentes, particularmente aquelas que avaliam a contribuição do microambiente externo próximo ao trato respiratório dos trabalhadores, indicam que o ar (μg/m3)/urina (μg/g creatinina)/sangue (μg/100ml) relação de mercúrio é de aproximadamente 1/1.2/0.045. Vários estudos epidemiológicos sobre trabalhadores expostos ao vapor de mercúrio demonstraram que, para exposição prolongada, os níveis de efeito crítico de Hg–U e Hg–B são aproximadamente 50 μg/g de creatinina e 2 μg/100 ml, respectivamente.
No entanto, alguns estudos recentes parecem indicar que sinais de efeitos adversos no sistema nervoso central ou no rim já podem ser observados em níveis de mercúrio urinário abaixo de 50 μg/g de creatinina.
Os níveis urinários e sanguíneos normais estão geralmente abaixo de 5 μg/g de creatinina e 1 μg/100 ml, respectivamente. Esses valores podem ser influenciados pelo consumo de peixe e pelo número de obturações de amálgama de mercúrio nos dentes.
Compostos Orgânicos de Mercúrio
Os compostos orgânicos de mercúrio são facilmente absorvidos por todas as vias. No sangue, encontram-se principalmente nos glóbulos vermelhos (cerca de 90%). Uma distinção deve ser feita, entretanto, entre os compostos alquílicos de cadeia curta (principalmente metilmercúrio), que são muito estáveis e resistentes à biotransformação, e os derivados aril ou alcoxialquil, que liberam mercúrio inorgânico in vivo. Para estes últimos compostos, a concentração de mercúrio no sangue, assim como na urina, é provavelmente indicativa da intensidade da exposição.
Em condições de estado estacionário, o mercúrio no sangue total e no cabelo se correlaciona com a carga corporal de metilmercúrio e com o risco de sinais de envenenamento por metilmercúrio. Em pessoas cronicamente expostas ao alquil mercúrio, os primeiros sinais de intoxicação (parestesia, distúrbios sensoriais) podem ocorrer quando o nível de mercúrio no sangue e no cabelo excede 20 μg/100 ml e 50 μg/g, respectivamente.
Níquel
O níquel não é uma toxina cumulativa e quase toda a quantidade absorvida é excretada principalmente pela urina, com meia-vida biológica de 17 a 39 horas. Em indivíduos expostos não ocupacionalmente, as concentrações de níquel na urina e no plasma são geralmente inferiores a 2 μg/g de creatinina e 0.05 μg/100 ml, respectivamente.
As concentrações de níquel no plasma e na urina são bons indicadores de exposição recente ao níquel metálico e seus compostos solúveis (por exemplo, durante a galvanoplastia de níquel ou produção de baterias de níquel). Valores dentro dos intervalos normais geralmente indicam exposição não significativa e valores aumentados são indicativos de superexposição.
Para trabalhadores expostos a compostos solúveis de níquel, um valor limite biológico de 30 μg/g de creatinina (final do turno) foi provisoriamente proposto para o níquel na urina.
Em trabalhadores expostos a compostos de níquel ligeiramente solúveis ou insolúveis, níveis aumentados nos fluidos corporais geralmente indicam absorção significativa ou liberação progressiva da quantidade armazenada nos pulmões; no entanto, quantidades significativas de níquel podem ser depositadas no trato respiratório (cavidades nasais, pulmões) sem qualquer elevação significativa de sua concentração plasmática ou urinária. Portanto, valores “normais” devem ser interpretados com cautela e não necessariamente indicam ausência de risco à saúde.
Selênio
O selênio é um oligoelemento essencial. Os compostos solúveis de selênio parecem ser facilmente absorvidos pelos pulmões e pelo trato gastrointestinal. O selênio é excretado principalmente na urina, mas quando a exposição é muito alta, também pode ser excretado no ar exalado na forma de vapor de dimetilseleneto. As concentrações normais de selênio no soro e na urina dependem da ingestão diária, que pode variar consideravelmente em diferentes partes do mundo, mas geralmente fica abaixo de 15 μg/100 ml e 25 μg/g de creatinina, respectivamente. A concentração de selênio na urina é principalmente um reflexo da exposição recente. A relação entre a intensidade da exposição e a concentração de selênio na urina ainda não foi estabelecida.
Parece que a concentração no plasma (ou soro) e na urina reflete principalmente a exposição de curto prazo, enquanto o conteúdo de selênio dos eritrócitos reflete mais exposição de longo prazo.
Medir o selênio no sangue ou na urina fornece algumas informações sobre o status do selênio. Atualmente, é mais usado para detectar uma deficiência do que uma superexposição. Uma vez que os dados disponíveis relativos ao risco para a saúde da exposição a longo prazo ao selénio e à relação entre o risco potencial para a saúde e os níveis no meio biológico são demasiado limitados, não pode ser proposto qualquer valor-limite biológico.
Vanádio
Na indústria, o vanádio é absorvido principalmente por via pulmonar. A absorção oral parece baixa (menos de 1%). O vanádio é excretado na urina com uma meia-vida biológica de cerca de 20 a 40 horas e, em menor grau, nas fezes. O vanádio urinário parece ser um bom indicador de exposição recente, mas a relação entre a absorção e os níveis de vanádio na urina ainda não foi suficientemente estabelecida. Tem sido sugerido que a diferença entre as concentrações urinárias de vanádio pós-turno e pré-turno permite a avaliação da exposição durante o dia de trabalho, enquanto o vanádio urinário dois dias após o término da exposição (segunda-feira de manhã) refletiria o acúmulo do metal no corpo . Em pessoas expostas não ocupacionalmente, a concentração de vanádio na urina é geralmente inferior a 1 μg/g de creatinina. Foi proposto um valor-limite biológico provisório de 50 μg/g de creatinina (final do turno) para o vanádio na urina.
Introdução
Solventes orgânicos são voláteis e geralmente solúveis na gordura corporal (lipofílicos), embora alguns deles, por exemplo, metanol e acetona, também sejam solúveis em água (hidrofílicos). Eles têm sido amplamente empregados não apenas na indústria, mas também em produtos de consumo, como tintas, tintas, diluentes, desengordurantes, agentes de limpeza a seco, removedores de manchas, repelentes e assim por diante. Embora seja possível aplicar o monitoramento biológico para detectar efeitos à saúde, por exemplo, efeitos no fígado e nos rins, para fins de vigilância da saúde de trabalhadores expostos ocupacionalmente a solventes orgânicos, é melhor usar o monitoramento biológico em vez de “ exposição” a fim de proteger a saúde dos trabalhadores da toxicidade desses solventes, porque esta é uma abordagem sensível o suficiente para dar avisos bem antes que quaisquer efeitos à saúde possam ocorrer. A triagem de trabalhadores quanto à alta sensibilidade à toxicidade de solvente também pode contribuir para a proteção de sua saúde.
Resumo da Toxicocinética
Os solventes orgânicos são geralmente voláteis em condições padrão, embora a volatilidade varie de solvente para solvente. Assim, a principal via de exposição em ambientes industriais é a inalação. A taxa de absorção através da parede alveolar dos pulmões é muito maior do que através da parede do trato digestivo, e uma taxa de absorção pulmonar de cerca de 50% é considerada típica para muitos solventes comuns, como o tolueno. Alguns solventes, por exemplo, dissulfeto de carbono e N,N-dimetilformamida no estado líquido, podem penetrar na pele humana intacta em quantidades grandes o suficiente para serem tóxicos.
Quando esses solventes são absorvidos, uma parte é exalada na respiração sem nenhuma biotransformação, mas a maior parte é distribuída em órgãos e tecidos ricos em lipídeos devido à sua lipofilicidade. A biotransformação ocorre principalmente no fígado (e também em outros órgãos em menor extensão), e a molécula do solvente torna-se mais hidrofílica, normalmente por um processo de oxidação seguido de conjugação, para ser excretada via rim na urina como metabólito(s) ). Uma pequena porção pode ser eliminada inalterada na urina.
Assim, três materiais biológicos, urina, sangue e ar exalado, estão disponíveis para monitoramento de exposição a solventes do ponto de vista prático. Outro fator importante na seleção de materiais biológicos para monitoramento da exposição é a velocidade de desaparecimento da substância absorvida, para a qual a meia-vida biológica, ou o tempo necessário para que uma substância diminua à metade de sua concentração original, é um parâmetro quantitativo. Por exemplo, os solventes desaparecem da respiração exalada muito mais rapidamente do que os metabólitos correspondentes da urina, o que significa que eles têm uma meia-vida muito mais curta. Dentro dos metabólitos urinários, a meia-vida biológica varia dependendo da rapidez com que o composto original é metabolizado, de modo que o tempo de amostragem em relação à exposição é muitas vezes de importância crítica (ver abaixo). Uma terceira consideração na escolha de um material biológico é a especificidade do produto químico alvo a ser analisado em relação à exposição. Por exemplo, o ácido hipúrico é um marcador de exposição ao tolueno usado há muito tempo, mas não é apenas formado naturalmente pelo corpo, mas também pode ser derivado de fontes não ocupacionais, como alguns aditivos alimentares, e não é mais considerado um indicador confiável marcador quando a exposição ao tolueno é baixa (menos de 50 cm3/m3). De um modo geral, os metabólitos urinários têm sido amplamente utilizados como indicadores de exposição a vários solventes orgânicos. O solvente no sangue é analisado como uma medida qualitativa de exposição porque geralmente permanece no sangue por um tempo mais curto e reflete mais a exposição aguda, enquanto o solvente na respiração exalada é difícil de usar para estimar a exposição média porque a concentração na respiração diminui tanto rapidamente após cessar a exposição. Solvente na urina é um candidato promissor como medida de exposição, mas precisa de validação adicional.
Testes de exposição biológica para solventes orgânicos
Ao aplicar o monitoramento biológico para exposição a solventes, o tempo de amostragem é importante, conforme indicado acima. A Tabela 1 mostra os tempos de amostragem recomendados para solventes comuns no monitoramento da exposição ocupacional diária. Quando o próprio solvente for analisado, deve-se prestar atenção para evitar possíveis perdas (por exemplo, evaporação para o ar ambiente), bem como contaminação (por exemplo, dissolução do ar ambiente na amostra) durante o processo de manuseio da amostra. Caso as amostras precisem ser transportadas para um laboratório distante ou armazenadas antes da análise, deve-se tomar cuidado para evitar perdas. O congelamento é recomendado para metabólitos, enquanto a refrigeração (mas sem congelamento) em um recipiente hermético sem espaço para ar (ou mais preferencialmente, em um frasco de headspace) é recomendada para análise do próprio solvente. Em análises químicas, o controle de qualidade é essencial para resultados confiáveis (para detalhes, consulte o artigo “Garantia de qualidade” neste capítulo). Ao relatar os resultados, a ética deve ser respeitada (ver capítulo Problemas éticos em outro lugar no enciclopédia).
Tabela 1. Alguns exemplos de produtos químicos alvo para monitoramento biológico e tempo de amostragem
Solvente |
Alvo químico |
Urina/sangue |
Tempo de amostragem1 |
Dissulfeto de carbono |
Ácido 2-tiotiazolidina-4-carboxílico |
Urina |
O F |
N,N-dimetil-formamida |
N-Metilformamida |
Urina |
M Tu W Th F |
2-Etoxietanol e seu acetato |
Ácido etoxiacético |
Urina |
Th F (fim do último turno de trabalho) |
Hexano |
2,4-hexanodiona Hexano |
Urina Sangue |
M Tu W Th F confirmação da exposição |
Metanol |
Metanol |
Urina |
M Tu W Th F |
Estireno |
Ácido mandélico ácido fenilglioxílico Estireno |
Urina Urina Sangue |
O F O F confirmação da exposição |
Tolueno |
Ácido hipúrico o-Cresol Tolueno Tolueno |
Urina Urina Sangue Urina |
Tu W Th F Tu W Th F confirmação da exposição Tu W Th F |
Tricloroetileno |
Ácido tricloroacético (TCA) Triclorocompostos totais (soma de TCA e tricloroetanol livre e conjugado) Tricloroetileno |
Urina Urina Sangue |
O F O F confirmação da exposição |
Xilenos2 |
Ácidos metilhipúricos Xilenos |
Urina Sangue |
Tu W Th F Tu W Th F |
1 Fim do turno de trabalho, salvo indicação em contrário: os dias da semana indicam os dias de amostragem preferidos.
2 Três isômeros, separadamente ou em qualquer combinação.
Fonte: Resumido da OMS 1996.
Vários procedimentos analíticos são estabelecidos para muitos solventes. Os métodos variam dependendo do produto químico alvo, mas a maioria dos métodos desenvolvidos recentemente usa cromatografia gasosa (GC) ou cromatografia líquida de alta eficiência (HPLC) para separação. O uso de um amostrador automático e processador de dados é recomendado para um bom controle de qualidade em análises químicas. Quando o próprio solvente no sangue ou na urina deve ser analisado, uma aplicação da técnica de headspace em GC (headspace GC) é muito conveniente, especialmente quando o solvente é suficientemente volátil. A Tabela 2 descreve alguns exemplos dos métodos estabelecidos para solventes comuns.
Tabela 2. Alguns exemplos de métodos analíticos para monitoramento biológico de exposição a solventes orgânicos
Solvente |
Alvo químico |
Sangue/urina |
Método Analítico |
Dissulfeto de carbono |
2-Tiotiazolidina-4- |
Urina |
Cromatógrafo líquido de alto desempenho com detecção ultravioleta (UV-HPLC) |
N, N-dimetilformamida |
N-Metilformamida |
Urina |
Cromatógrafo a gás com detecção termiônica de chama (FTD-GC) |
2-Etoxietanol e seu acetato |
Ácido etoxiacético |
Urina |
Extração, derivatização e cromatografia gasosa com detecção de ionização de chama (FID-GC) |
Hexano |
2,4-hexanodiona Hexano |
Urina Sangue |
Extração, (hidrólise) e FID-GC Headspace FID-GC |
Metanol |
Metanol |
Urina |
Headspace FID-GC |
Estireno |
Ácido mandélico ácido fenilglioxílico Estireno |
Urina Urina Sangue |
Dessalinização e UV-HPLC Dessalinização e UV-HPLC Headspace FID-GC |
Tolueno |
Ácido hipúrico o-Cresol Tolueno Tolueno |
Urina Urina Sangue Urina |
Dessalinização e UV-HPLC Hidrólise, extração e FID-GC Headspace FID-GC Headspace FID-GC |
Tricloroetileno |
Ácido tricloroacético Compostos triclorototais (soma de TCA e tricloroetanol livre e conjugado) Tricloroetileno |
Urina Urina Sangue |
Colorimetria ou esterificação e cromatografia gasosa com detecção por captura de elétrons (ECD-GC) Oxidação e colorimetria, ou hidrólise, oxidação, esterificação e ECD-GC Headspace ECD-GC |
Xilenos |
Ácidos metilhipúricos (três isômeros, separadamente ou em combinação) |
Urina |
Headspace FID-GC |
Fonte: Resumido da OMS 1996.
Avaliação
Uma relação linear dos indicadores de exposição (listados na tabela 2) com a intensidade de exposição aos solventes correspondentes pode ser estabelecida por meio de uma pesquisa com trabalhadores expostos ocupacionalmente a solventes ou por exposição experimental de voluntários humanos. Nesse sentido, a ACGIH (1994) e a DFG (1994), por exemplo, estabeleceram o índice de exposição biológica (BEI) e o valor de tolerância biológica (BAT), respectivamente, como os valores nas amostras biológicas que são equivalentes ao ocupacional limite de exposição para produtos químicos transportados pelo ar - ou seja, valor-limite (TLV) e concentração máxima no local de trabalho (MAK), respectivamente. Sabe-se, no entanto, que o nível do produto químico alvo em amostras obtidas de pessoas não expostas pode variar, refletindo, por exemplo, costumes locais (por exemplo, alimentos) e que diferenças étnicas podem existir no metabolismo do solvente. Portanto, é desejável estabelecer valores-limite por meio do estudo da população local de interesse.
Ao avaliar os resultados, a exposição não ocupacional ao solvente (por exemplo, através do uso de produtos de consumo contendo solvente ou inalação intencional) e a exposição a produtos químicos que dão origem aos mesmos metabólitos (por exemplo, alguns aditivos alimentares) devem ser cuidadosamente excluídas. Caso haja uma grande diferença entre a intensidade da exposição ao vapor e os resultados do monitoramento biológico, a diferença pode indicar a possibilidade de absorção pela pele. O tabagismo irá suprimir o metabolismo de alguns solventes (por exemplo, tolueno), enquanto a ingestão aguda de etanol pode suprimir o metabolismo do metanol de maneira competitiva.
O monitoramento biológico humano usa amostras de fluidos corporais ou outro material biológico facilmente obtido para a medição da exposição a substâncias específicas ou inespecíficas e/ou seus metabólitos ou para a medição dos efeitos biológicos dessa exposição. O monitoramento biológico permite estimar a exposição individual total através de diferentes vias de exposição (pulmões, pele, trato gastrointestinal) e diferentes fontes de exposição (ar, dieta, estilo de vida ou ocupação). Sabe-se também que, em situações de exposição complexas, que ocorrem com muita frequência nos locais de trabalho, diferentes agentes de exposição podem interagir uns com os outros, potencializando ou inibindo os efeitos dos compostos individuais. E como os indivíduos diferem em sua constituição genética, eles exibem variabilidade em sua resposta a exposições químicas. Assim, pode ser mais razoável procurar efeitos precoces diretamente nos indivíduos ou grupos expostos do que tentar prever perigos potenciais dos padrões complexos de exposição a partir de dados pertencentes a compostos únicos. Essa é uma vantagem do biomonitoramento genético para efeitos precoces, uma abordagem que emprega técnicas que se concentram em dano citogenético, mutações pontuais ou adutos de DNA em tecido humano substituto (consulte o artigo “Princípios gerais” neste capítulo).
O que é genotoxicidade?
A genotoxicidade dos agentes químicos é um caráter químico intrínseco, baseado no potencial eletrofílico do agente para se ligar a tais sítios nucleofílicos nas macromoléculas celulares como o ácido desoxirribonucléico, DNA, portador da informação hereditária. A genotoxicidade é, portanto, a toxicidade manifestada no material genético das células.
A definição de genotoxicidade, conforme discutido em um relatório de consenso (IARC 1992), é ampla e inclui efeitos diretos e indiretos no DNA: (1) a indução de mutações (genéticas, cromossômicas, genômicas, recombinatórias) que no nível molecular são semelhantes a eventos conhecidos por estarem envolvidos na carcinogênese, (2) eventos substitutos indiretos associados à mutagênese (por exemplo, síntese não programada de DNA (UDS) e troca de cromátides irmãs (SCE) ou (3) danos ao DNA (por exemplo, a formação de adutos ), o que pode eventualmente levar a mutações.
Genotoxicidade, Mutagenicidade e Carcinogenicidade
As mutações são alterações hereditárias permanentes nas linhas celulares, seja horizontalmente nas células somáticas ou verticalmente nas células germinais (sexuais) do corpo. Ou seja, as mutações podem afetar o próprio organismo por meio de alterações nas células do corpo, ou podem ser transmitidas a outras gerações por meio da alteração das células sexuais. A genotoxicidade, portanto, precede a mutagenicidade, embora a maior parte da genotoxicidade seja reparada e nunca se expresse como mutações. As mutações somáticas são induzidas a nível celular e caso levem à morte celular ou a malignidades, podem manifestar-se como várias desordens dos tecidos ou do próprio organismo. Pensa-se que as mutações somáticas estejam relacionadas com os efeitos do envelhecimento ou com a indução de placas ateroscleróticas (ver a figura 1 e o capítulo sobre Câncer).
Figura 1. Visão esquemática do paradigma científico em toxicologia genética e efeitos na saúde humana
Mutações na linhagem de células germinativas podem ser transferidas para o zigoto – o óvulo fertilizado – e ser expressas na geração da prole (veja também o capítulo Sistema Reprodutor). Os distúrbios mutacionais mais importantes encontrados no recém-nascido são induzidos pela má segregação dos cromossomos durante a gametogênese (o desenvolvimento das células germinativas) e resultam em síndromes cromossômicas graves (por exemplo, trissomia do cromossomo 21 ou síndrome de Down e monossomia X ou síndrome de Turner).
O paradigma da genotoxicologia da exposição aos efeitos antecipados pode ser simplificado como mostrado na figura 1.
A relação da genotoxicidade com a carcinogenicidade é bem apoiada por vários fatos de pesquisa indireta, conforme mostrado na figura 2.
Figura 2. As inter-relações de genotoxicidade e carcinogenicidade
Essa correlação fornece a base para a aplicação de biomarcadores de genotoxicidade a serem usados no monitoramento humano como indicadores de risco de câncer.
Toxicidade genética na identificação de perigos
O papel das alterações genéticas na carcinogênese ressalta a importância dos testes de toxicidade genética na identificação de potenciais carcinógenos. Vários métodos de teste de curto prazo foram desenvolvidos que são capazes de detectar alguns dos pontos finais na genotoxicidade supostamente relevantes na carcinogênese.
Várias pesquisas extensas foram realizadas para comparar a carcinogenicidade dos produtos químicos com os resultados obtidos ao examiná-los em testes de curto prazo. A conclusão geral é que, como nenhum teste único validado pode fornecer informações sobre todos os pontos finais genéticos mencionados acima; é necessário testar cada produto químico em mais de um ensaio. Além disso, o valor dos testes de curto prazo de toxicidade genética para a previsão de carcinogenicidade química tem sido discutido e revisado repetidamente. Com base nessas análises, um grupo de trabalho da Agência Internacional de Pesquisa sobre o Câncer (IARC) concluiu que a maioria dos carcinógenos humanos dá resultados positivos em testes de curto prazo usados rotineiramente, como o Salmonella ensaio e os ensaios de aberração cromossômica (tabela 1). No entanto, deve-se perceber que os carcinógenos epigenéticos - como compostos hormonalmente ativos que podem aumentar a atividade genotóxica sem serem eles próprios genotóxicos - não podem ser detectados por testes de curto prazo, que medem apenas a atividade genotóxica intrínseca de uma substância.
Tabela 1. Genotoxicidade de produtos químicos avaliados nos Suplementos 6 e 7 das Monografias da IARC (1986)
Classificação de carcinogenicidade |
Razão de evidência para genotoxicidade/carcinogenicidade |
% |
1: carcinógenos humanos |
24/30 |
80 |
2A: prováveis carcinógenos humanos |
14/20 |
70 |
2B: possíveis carcinógenos humanos |
72/128 |
56 |
3: não classificável |
19/66 |
29 |
Biomonitoramento Genético
O monitoramento genético utiliza métodos de toxicologia genética para monitoramento biológico de efeitos genéticos ou avaliação de exposição genotóxica em um grupo de indivíduos com exposição definida em um local de trabalho ou através do ambiente ou estilo de vida. Assim, o monitoramento genético tem o potencial de identificação precoce de exposições genotóxicas em um grupo de pessoas e permite a identificação de populações de alto risco e, portanto, prioridades de intervenção. O uso de biomarcadores preditivos em uma população exposta é justificado para economizar tempo (em comparação com técnicas epidemiológicas) e evitar efeitos finais desnecessários, como o câncer (figura 3).
Figura 3. A preditividade dos biomarcadores permite que ações preventivas sejam tomadas para diminuir os riscos à saúde em populações humanas
Os métodos atualmente usados para biomonitoramento de exposição genotóxica e efeitos biológicos precoces estão listados na tabela 2. As amostras usadas para biomonitoramento devem atender a vários critérios, incluindo a necessidade de serem facilmente obtidas e comparáveis com o tecido-alvo.
Tabela 2. Biomarcadores no monitoramento genético da exposição à genotoxicidade e as amostras de células/tecidos mais comumente usadas.
Marcador de monitoramento genético |
Amostras de células/tecidos |
Aberrações cromossômicas (AC) |
Linfócitos |
Trocas de cromátides irmãs (SCE) |
Linfócitos |
Micronúcleos (MN) |
Linfócitos |
Mutações pontuais (por exemplo, gene HPRT) |
Linfócitos e outros tecidos |
adutos de DNA |
DNA isolado de células/tecidos |
Adutos de proteína |
hemoglobina, albumina |
quebras de DNA |
DNA isolado de células/tecidos |
ativação do oncogene |
DNA ou proteínas específicas isoladas |
Mutações/oncoproteínas |
Várias células e tecidos |
Reparação de DNA |
Células isoladas de amostras de sangue |
Os tipos de danos ao DNA molecularmente reconhecíveis incluem a formação de adutos de DNA e a reorganização da sequência de DNA. Esses tipos de dano podem ser detectados por medições de adutos de DNA usando várias técnicas, por exemplo, pós-marcação com 32P ou a detecção de anticorpos monoclonais para adutos de DNA. A medição das quebras da fita de DNA é convencionalmente realizada usando eluição alcalina ou ensaios de desenrolamento. As mutações podem ser detectadas pelo sequenciamento do DNA de um gene específico, por exemplo, o gene HPRT.
Apareceram vários relatórios metodológicos que discutem as técnicas da tabela 2 em detalhes (CEC 1987; IARC 1987, 1992, 1993).
A genotoxicidade também pode ser monitorada indiretamente por meio da medição de adutos proteicos, ou seja, na hemoglobina em vez do DNA, ou pelo monitoramento da atividade de reparo do DNA. Como estratégia de medição, a atividade de monitoramento pode ser única ou contínua. Em todos os casos, os resultados devem ser aplicados para o desenvolvimento de condições de trabalho seguras.
Biomonitoramento Citogenético
Uma lógica teórica e empírica liga o câncer ao dano cromossômico. Eventos mutacionais que alteram a atividade ou a expressão dos genes do fator de crescimento são etapas fundamentais na carcinogênese. Muitos tipos de câncer têm sido associados a aberrações cromossômicas específicas ou inespecíficas. Em várias doenças humanas hereditárias, a instabilidade cromossômica está associada ao aumento da suscetibilidade ao câncer.
A vigilância citogenética de pessoas expostas a produtos químicos cancerígenos e/ou mutagênicos ou radiação pode trazer à tona efeitos sobre o material genético dos indivíduos envolvidos. Estudos de aberração cromossômica de pessoas expostas à radiação ionizante têm sido aplicados para dosimetria biológica por décadas, mas resultados positivos bem documentados ainda estão disponíveis apenas para um número limitado de carcinógenos químicos.
Danos cromossômicos reconhecíveis microscopicamente incluem aberrações cromossômicas estruturais (CA), nas quais ocorreu uma alteração grosseira na morfologia (forma) de um cromossomo, e por trocas de cromátides irmãs (SCE). SCE é a troca simétrica de materiais cromossômicos entre duas cromátides irmãs. Os micronúcleos (MN) podem surgir de fragmentos cromossômicos acêntricos ou de cromossomos inteiros atrasados. Esses tipos de mudanças são ilustrados na figura 4.
Figura 4. Cromossomos de linfócitos humanos em metáfase, revelando uma mutação cromossômica induzida (seta apontando para um fragmento acêntrico)
Os linfócitos do sangue periférico em humanos são células adequadas para serem utilizadas em estudos de vigilância devido à sua fácil acessibilidade e porque podem integrar a exposição ao longo de um tempo de vida relativamente longo. A exposição a uma variedade de mutagênicos químicos pode resultar em frequências aumentadas de CAs e/ou SCEs em linfócitos sanguíneos de indivíduos expostos. Além disso, a extensão do dano está aproximadamente correlacionada com a exposição, embora isso tenha sido demonstrado apenas com alguns produtos químicos.
Quando os testes citogenéticos em linfócitos do sangue periférico mostram que o material genético foi danificado, os resultados podem ser usados para estimar o risco apenas no nível da população. Uma frequência aumentada de CAs em uma população deve ser considerada uma indicação de risco aumentado de câncer, mas os testes citogenéticos não permitem, como tal, predizer o risco individual de câncer.
O significado para a saúde do dano genético somático visto através da janela estreita de uma amostra de linfócitos do sangue periférico tem pouco ou nenhum significado para a saúde de um indivíduo, uma vez que a maioria dos linfócitos portadores de dano genético morre e é substituída.
Problemas e seu controle em estudos de biomonitoramento humano
Um desenho de estudo rigoroso é necessário na aplicação de qualquer método de biomonitoramento humano, uma vez que muitos fatores interindividuais que não estão relacionados com a(s) exposição(ões) química(s) específica(s) de interesse podem afetar as respostas biológicas estudadas. Como os estudos de biomonitoramento humano são tediosos e difíceis em muitos aspectos, um planejamento prévio cuidadoso é muito importante. Ao realizar estudos citogenéticos humanos, a confirmação experimental do potencial de dano cromossômico do(s) agente(s) expositor(es) deve ser sempre um pré-requisito experimental.
Em estudos de biomonitoramento citogenético, dois tipos principais de variações foram documentados. A primeira inclui fatores técnicos associados a discrepâncias na leitura das lâminas e às condições de cultivo, especificamente ao tipo de meio, temperatura e concentração de produtos químicos (como bromodesoxiuridina ou citocalasina-B). Além disso, os tempos de amostragem podem alterar os rendimentos de aberrações cromossômicas e, possivelmente, também os achados da incidência de SCE, por meio de alterações nas subpopulações de linfócitos T e B. Nas análises de micronúcleos, diferenças metodológicas (por exemplo, uso de células binucleadas induzidas por citocalasina-B) afetam claramente os resultados da pontuação.
As lesões induzidas no DNA dos linfócitos por exposição química que levam à formação de aberrações cromossômicas estruturais, troca de cromátides irmãs e micronúcleos devem persistir in vivo até que o sangue seja retirado e então in vitro até que o linfócito cultivado comece a síntese de DNA. É, portanto, importante pontuar as células diretamente após a primeira divisão (no caso de aberrações cromossômicas ou micronúcleos) ou após a segunda divisão (trocas de cromátides-irmãs) para obter a melhor estimativa do dano induzido.
A pontuação constitui um elemento extremamente importante na biomonitorização citogenética. As lâminas devem ser aleatórias e codificadas para evitar viés de pontuação tanto quanto possível. Critérios de pontuação consistentes, controle de qualidade e análises e relatórios estatísticos padronizados devem ser mantidos. A segunda categoria de variabilidade se deve às condições associadas aos sujeitos, como idade, sexo, medicamentos e infecções. As variações individuais também podem ser causadas pela suscetibilidade genética a agentes ambientais.
É fundamental obter um grupo de controle simultâneo que seja o mais parecido possível em fatores internos, como sexo e idade, bem como em fatores como tabagismo, infecções virais e vacinas, consumo de álcool e drogas e exposição a raios-x . Além disso, é necessário obter estimativas qualitativas (categoria de trabalho, anos de exposição) e quantitativas (por exemplo, amostras de ar da zona respiratória para análise química e metabólitos específicos, se possível) ou exposição ao(s) agente(s) genotóxico(s) putativo(s) no local de trabalho. Atenção especial deve ser dada ao tratamento estatístico adequado dos resultados.
Relevância do biomonitoramento genético para avaliação de risco de câncer
O número de agentes repetidamente mostrados para induzir alterações citogenéticas em humanos ainda é relativamente limitado, mas os carcinógenos mais conhecidos induzem danos nos cromossomos dos linfócitos.
A extensão do dano é uma função do nível de exposição, como foi demonstrado ser o caso, por exemplo, de cloreto de vinila, benzeno, óxido de etileno e agentes anticancerígenos alquilantes. Mesmo que os pontos finais citogenéticos não sejam muito sensíveis ou específicos no que diz respeito à detecção de exposições que ocorrem nos ambientes ocupacionais atuais, os resultados positivos de tais testes muitas vezes levaram à implementação de controles higiênicos, mesmo na ausência de evidências diretas relacionando danos cromossômicos somáticos a resultados adversos à saúde.
A maior parte da experiência com a aplicação do biomonitoramento citogenético deriva de situações ocupacionais de “alta exposição”. Muito poucas exposições foram confirmadas por vários estudos independentes, e a maioria deles foi realizada usando o biomonitoramento de aberrações cromossômicas. O banco de dados da Agência Internacional de Pesquisa sobre o Câncer lista em seus volumes atualizados 43–50 das Monografias da IARC um total de 14 carcinógenos ocupacionais nos grupos 1, 2A ou 2B, para os quais existem dados citogenéticos humanos positivos disponíveis que são, na maioria dos casos, suportado pela citogenética animal correspondente (tabela 3). Este banco de dados limitado sugere que há uma tendência para os produtos químicos cancerígenos serem clastogênicos e que a clastogenicidade tende a estar associada a carcinógenos humanos conhecidos. Muito claramente, no entanto, nem todos os carcinógenos induzem dano citogenético em humanos ou animais experimentais. in vivo. Casos em que os dados de animais são positivos e os achados humanos são negativos podem representar diferenças nos níveis de exposição. Além disso, as exposições humanas complexas e de longo prazo no trabalho podem não ser comparáveis com experimentos animais de curto prazo.
Tabela 3. Carcinógenos humanos comprovados, prováveis e possíveis para os quais existe exposição ocupacional e para os quais os pontos finais citogenéticos foram medidos em humanos e animais experimentais
Achados citogênicos1 |
||||||
Humanos |
Animais |
|||||
Agente/exposição |
CA |
SCE |
MN |
CA |
SCE |
MN |
GRUPO 1, carcinógenos humanos |
||||||
Arsênico e compostos de arsênico |
? |
? |
|
+ |
|
+ |
Amianto |
|
? |
|
- |
|
- |
Benzeno |
+ |
|
|
+ |
+ |
+ |
Bis(clorometil)éter e clorometilmetil éter (grau técnico) |
(+) |
|
|
- |
|
|
Ciclofosfamida |
+ |
+ |
|
+ |
+ |
+ |
Compostos de cromo hexavalente |
+ |
+ |
|
+ |
+ |
+ |
Melfalano |
+ |
+ |
|
+ |
|
|
compostos de níquel |
+ |
- |
|
? |
|
|
Radão |
+ |
|
|
- |
|
|
Fumo do tabaco |
+ |
+ |
+ |
|
+ |
|
Cloreto de vinilo |
+ |
? |
|
+ |
+ |
+ |
GRUPO 2A, Prováveis carcinógenos humanos |
||||||
Acrilonitrilo |
- |
|
|
- |
|
- |
Adriamicina |
+ |
+ |
|
+ |
+ |
+ |
Cádmio e compostos de cádmio |
- |
(-) |
|
- |
|
|
Cisplatina |
|
+ |
|
+ |
+ |
|
Epicloridrina |
+ |
|
|
? |
+ |
- |
Dibrometo de etileno |
- |
- |
|
- |
+ |
- |
Óxido de etileno |
+ |
+ |
+ |
+ |
+ |
+ |
Formaldeído |
? |
? |
|
- |
|
- |
GRUPO 2B, Possíveis carcinógenos humanos |
||||||
Herbicidas clorofenoxi (2,4-D e 2,4,5-T) |
- |
- |
|
+ |
+ |
- |
DDT |
? |
|
|
+ |
|
- |
dimetilformamida |
(+) |
|
|
|
- |
- |
compostos de chumbo |
? |
? |
|
? |
- |
? |
Estireno |
+ |
? |
+ |
? |
+ |
+ |
2,3,7,8-Tetraclorodibenzo-para-dioxina |
? |
|
|
- |
- |
- |
Vapores de soldagem |
+ |
+ |
|
- |
- |
|
1 CA, aberração cromossômica; SCE, troca de cromátides irmãs; MN, micronúcleos.
(–) = relação negativa para um estudo; – = relação negativa;
(+) = relação positiva para um estudo; + = relação positiva;
? = inconclusivo; área em branco = não estudado
Fonte: IARC, 1987; atualizado através dos volumes 43–50 das monografias da IARC.
Os estudos de genotoxicidade em humanos expostos incluem vários pontos finais além dos pontos finais cromossômicos, como danos ao DNA, atividade de reparo do DNA e adutos no DNA e nas proteínas. Alguns desses pontos finais podem ser mais relevantes do que outros para a previsão de risco carcinogênico. Alterações genéticas estáveis (por exemplo, rearranjos cromossômicos, deleções e mutações pontuais) são altamente relevantes, uma vez que esses tipos de danos são conhecidos por estarem relacionados à carcinogênese. A importância dos adutos de DNA depende de sua identificação química e da evidência de que resultam da exposição. Alguns endpoints, como SCE, UDS, SSB, quebra da fita de DNA, são potenciais indicadores e/ou marcadores de eventos genéticos; no entanto, seu valor é reduzido na ausência de uma compreensão mecanicista de sua capacidade de levar a eventos genéticos. Claramente, o marcador genético mais relevante em humanos seria a indução de uma mutação específica que tem sido diretamente associada ao câncer em roedores expostos ao agente em estudo (figura 5).
Figura 5. Relevância de diferentes efeitos de biomonitoramento genético para risco potencial de câncer
Considerações éticas para biomonitoramento genético
Os rápidos avanços nas técnicas de genética molecular, a maior velocidade de sequenciamento do genoma humano e a identificação do papel dos genes supressores de tumor e dos proto-oncogenes na carcinogênese humana levantam questões éticas na interpretação, comunicação e uso desse tipo de informação pessoal. As técnicas de rápida melhoria para a análise de genes humanos logo permitirão a identificação de ainda mais genes de suscetibilidade herdados em indivíduos saudáveis e assintomáticos (US Office of Technology Assessment 1990), prestando-se a serem usados na triagem genética.
Muitas questões de interesse social e ético serão levantadas se a aplicação da triagem genética logo se tornar uma realidade. Atualmente, cerca de 50 traços genéticos de metabolismo, polimorfismos enzimáticos e reparo de DNA são suspeitos de sensibilidades a doenças específicas, e um teste de diagnóstico de DNA está disponível para cerca de 300 doenças genéticas. Deve-se realizar qualquer triagem genética no local de trabalho? Quem deve decidir quem fará o teste e como as informações serão usadas nas decisões de emprego? Quem terá acesso às informações obtidas da triagem genética e como os resultados serão comunicados à(s) pessoa(s) envolvida(s)? Muitas dessas questões estão fortemente ligadas às normas sociais e aos valores éticos vigentes. O objetivo principal deve ser a prevenção da doença e do sofrimento humano, mas deve-se respeitar a própria vontade e as premissas éticas do indivíduo. Algumas das questões éticas relevantes que devem ser respondidas bem antes do início de qualquer estudo de biomonitoramento no local de trabalho são apresentadas na tabela 4 e também são discutidas no capítulo Problemas éticos.
Tabela 4. Alguns princípios éticos relativos à necessidade de saber em estudos de biomonitoramento genético ocupacional
Grupos a quem a informação é dada |
|||
Informação dada |
Pessoas estudadas |
unidade de saúde ocupacional |
Empregador |
O que está sendo estudado |
|||
Por que o estudo é realizado |
|||
Existem riscos envolvidos |
|||
Problemas de confidencialidade |
|||
Preparação para possíveis melhorias higiênicas, reduções de exposição indicadas |
Tempo e esforço devem ser colocados na fase de planejamento de qualquer estudo de biomonitoramento genético, e todas as partes necessárias - os funcionários, empregadores e o pessoal médico do local de trabalho colaborador - devem ser bem informados antes do estudo e os resultados divulgados para depois do estudo também. Com os devidos cuidados e resultados confiáveis, o biomonitoramento genético pode ajudar a garantir locais de trabalho mais seguros e melhorar a saúde dos trabalhadores.
Introdução
A exposição humana aos agrotóxicos tem características diferentes conforme ocorre durante a produção industrial ou uso (tabela 1). A formulação de produtos comerciais (por meio da mistura de princípios ativos com outros coformulantes) apresenta algumas características de exposição em comum com o uso de agrotóxicos na agricultura. De fato, uma vez que a formulação é normalmente realizada por pequenas indústrias que fabricam muitos produtos diferentes em operações sucessivas, os trabalhadores são expostos a cada um dos vários pesticidas por um curto período de tempo. Na saúde pública e na agricultura, o uso de uma variedade de compostos é geralmente a regra, embora em algumas aplicações específicas (por exemplo, desfolha do algodão ou programas de controle da malária) um único produto possa ser usado.
Tabela 1. Comparação das características de exposição durante a produção e uso de agrotóxicos
Exposição na produção |
Exposição no uso |
|
Duração da exposição |
Contínuo e prolongado |
Variável e intermitente |
Grau de exposição |
Razoavelmente constante |
Extremamente variável |
Tipo de exposição |
Para um ou poucos compostos |
A numerosos compostos em sequência ou concomitantemente |
Absorção cutânea |
Fácil de controlar |
Variável de acordo com os procedimentos de trabalho |
Monitoramento de ambiente |
Útil |
Raramente informativo |
Monitorização Biológica |
Complementar ao monitoramento ambiental |
Muito útil quando disponível |
Fonte: OMS 1982a, modificado.
A medição de indicadores biológicos de exposição é particularmente útil para usuários de pesticidas onde as técnicas convencionais de avaliação de exposição através do monitoramento do ar ambiente são pouco aplicáveis. A maioria dos pesticidas são substâncias lipossolúveis que penetram na pele. A ocorrência de absorção percutânea (pele) torna o uso de indicadores biológicos muito importante na avaliação do nível de exposição nessas circunstâncias.
Inseticidas Organofosforados
Indicadores biológicos de efeito:
As colinesterases são as enzimas alvo responsáveis pela toxicidade dos organofosforados (OP) para espécies de insetos e mamíferos. Existem dois tipos principais de colinesterases no organismo humano: acetilcolinesterase (ACHE) e colinesterase plasmática (PCHE). OP causa efeitos tóxicos em humanos através da inibição da acetilcolinesterase sináptica no sistema nervoso. A acetilcolinesterase também está presente nos glóbulos vermelhos, onde sua função é desconhecida. A colinesterase plasmática é um termo genérico que abrange um grupo não homogêneo de enzimas presentes nas células gliais, plasma, fígado e alguns outros órgãos. PCHE é inibido por OPs, mas sua inibição não produz desarranjos funcionais conhecidos.
A inibição da atividade de ACHE e PCHE no sangue está altamente correlacionada com a intensidade e a duração da exposição ao OP. Blood ACHE, sendo o mesmo alvo molecular responsável pela toxicidade aguda de OP no sistema nervoso, é um indicador mais específico do que PCHE. No entanto, a sensibilidade do sangue ACHE e PCHE à inibição de OP varia entre os compostos OP individuais: na mesma concentração sanguínea, alguns inibem mais ACHE e outros mais PCHE.
Existe uma correlação razoável entre a atividade de ACHE no sangue e os sinais clínicos de toxicidade aguda (tabela 2). A correlação tende a ser melhor à medida que a taxa de inibição é mais rápida. Quando a inibição ocorre lentamente, como nas exposições crônicas de baixo nível, a correlação com a doença pode ser baixa ou totalmente inexistente. Deve-se notar que a inibição de ACHE no sangue não é preditiva para efeitos crônicos ou tardios.
Tabela 2. Gravidade e prognóstico da toxicidade aguda de OP em diferentes níveis de inibição da ACE
DOR inibição (%) |
Nível de envenenamento |
Sintomas clínicos |
Prognóstico |
50-60 |
Suave |
Fraqueza, dor de cabeça, tontura, náusea, salivação, lacrimejamento, miose, espasmo brônquico moderado |
Convalescença em 1-3 dias |
60-90 |
Moderado |
Fraqueza abrupta, distúrbios visuais, salivação excessiva, sudação, vómitos, diarreia, bradicardia, hipertonia, tremores das mãos e da cabeça, marcha perturbada, miose, dor no peito, cianose das membranas mucosas |
Convalescença em 1-2 semanas |
90-100 |
Grave |
Tremor abrupto, convulsões generalizadas, distúrbios psíquicos, cianose intensa, edema pulmonar, coma |
Morte por insuficiência respiratória ou cardíaca |
Variações nas atividades da DOR e da PCHE foram observadas em pessoas saudáveis e em condições fisiopatológicas específicas (tabela 3). Assim, a sensibilidade desses testes no monitoramento da exposição ao OP pode ser aumentada adotando-se valores individuais de pré-exposição como referência. As atividades da colinesterase após a exposição são então comparadas com os valores basais individuais. Deve-se usar os valores de referência da atividade da colinesterase populacional apenas quando os níveis de colinesterase pré-exposição não são conhecidos (tabela 4).
Tabela 3. Variações das atividades de ACHE e PCHE em pessoas saudáveis e em condições fisiopatológicas selecionadas
Condição |
atividade ACHE |
atividade PCHE |
Pessoas saudáveis |
||
variação interindividual1 |
10-18% |
15-25% |
variação intraindividual1 |
3-7% |
6% |
Diferenças sexuais |
Não |
10-15% maior no sexo masculino |
Idade |
Reduzido até 6 meses |
|
Body Mass |
Correlação positiva |
|
colesterol sérico |
Correlação positiva |
|
Variação sazonal |
Não |
Não |
variação circadiana |
Não |
Não |
Menstruação |
Diminuição |
|
Gravidez |
Diminuição |
|
Condições patológicas |
||
Atividade reduzida |
Leucemia, neoplasia |
Doença hepática; uremia; Câncer; insuficiência cardíaca; Reações alérgicas |
Atividade aumentada |
Policitemia; talassemia; outras discrasias sanguíneas congênitas |
Hipertireoidismo; outras condições de alta taxa metabólica |
1 Fonte: Augustinsson 1955 e Gage 1967.
Tabela 4. Atividades de colinesterase de pessoas saudáveis sem exposição a OP medidas com métodos selecionados
Método |
Sexo |
DOR* |
PCCHE* |
Michel1 (DpH/h) |
masculina feminina |
0.77 0.08 ± 0.75 0.08 ± |
0.95 0.19 ± 0.82 0.19 ± |
Titular1 (mmol/min ml) |
masculino feminino |
13.2 0.31 ± |
4.90 0.02 ± |
Ellman's modificado2 (UI/ml) |
masculina feminina |
4.01 0.65 ± 3.45 0.61 ± |
3.03 0.66 ± 3.03 0.68 ± |
* resultado médio, ± desvio padrão.
Fonte: 1 Leis 1991. 2 Alcini et ai. 1988.
O sangue deve preferencialmente ser amostrado dentro de duas horas após a exposição. A punção venosa é preferível à extração de sangue capilar de um dedo ou lóbulo da orelha porque o ponto de amostragem pode ser contaminado com pesticida residente na pele de indivíduos expostos. Três amostras sequenciais são recomendadas para estabelecer uma linha de base normal para cada trabalhador antes da exposição (OMS 1982b).
Vários métodos analíticos estão disponíveis para a determinação de ACHE e PCHE no sangue. Segundo a OMS, o método espectrofotométrico de Ellman (Ellman et al. 1961) deve servir como método de referência.
Indicadores biológicos de exposição.
A determinação na urina de metabólitos derivados da porção alquil fosfato da molécula de OP ou dos resíduos gerados pela hidrólise da ligação P-X (figura 1) tem sido utilizada para monitorar a exposição ao OP.
Figura 1. Hidrólise de inseticidas OP
Metabolitos de fosfato de alquil.
Os metabólitos de fosfato de alquil detectáveis na urina e o principal composto original do qual eles podem se originar estão listados na tabela 5. Os fosfatos de alquil urinários são indicadores sensíveis de exposição a compostos de OP: a excreção desses metabólitos na urina geralmente é detectável em um nível de exposição em qual a inibição da colinesterase plasmática ou eritrocitária não pode ser detectada. A excreção urinária de fosfatos de alquila foi medida para diferentes condições de exposição e para vários compostos OP (tabela 6). A existência de uma relação entre as doses externas de OP e as concentrações urinárias de alquil fosfato foi estabelecida em alguns estudos. Em alguns estudos, também foi demonstrada uma relação significativa entre a atividade da colinesterase e os níveis de alquil fosfato na urina.
Tabela 5. Fosfatos de alquil detectáveis na urina como metabólitos de pesticidas OP
Metabólito |
Abreviação |
Principais compostos parentais |
Monometilfosfato |
MMP |
malatião, paratião |
Dimetilfosfato |
DMP |
Diclorvos, triclorfom, mevinfos, malaoxon, dimetoato, fenclorfos |
Dietilfosfato |
DEP |
Paraoxon, demeton-oxon, diazinon-oxon, diclorfentiona |
Dimetiltiofosfato |
DMTP |
Fenitrotiona, fenclorfos, malatião, dimetoato |
Dietiltiofosfato |
DETP |
Diazinon, demeton, paration, fenclorfos |
Dimetilditiofosfato |
DMDTP |
Malatião, dimetoato, azinfos-metil |
Dietilditiofosfato |
DEDTP |
Dissulfoton, forato |
ácido fenilfosfórico |
Leptofos, EPN |
Tabela 6. Exemplos de níveis de alquil fosfatos urinários medidos em várias condições de exposição a OP
Compound |
Condição de exposição |
Via de exposição |
Concentrações de metabólitos1 (mg/L) |
Paratião2 |
Envenenamento não fatal |
Oral |
DEP = 0.5 DETP = 3.9 |
Dissulfoton2 |
Formuladores |
Dérmico/inalação |
DEP = 0.01-4.40 DETP = 0.01-1.57 DEDTP = <0.01-05 |
Forado2 |
Formuladores |
Dérmico/inalação |
DEP = 0.02-5.14 DETP = 0.08-4.08 DEDTP = <0.01-0.43 |
Malatião3 |
Pulverizadores |
Dérmica |
DMDTP = <0.01 |
Fenitrotion3 |
Pulverizadores |
Dérmica |
DMP = 0.01-0.42 DMTP = 0.02-0.49 |
Monocrotophos4 |
Pulverizadores |
Dérmico/inalação |
DMP = <0.04-6.3/24 h |
1 Para abreviações, consulte a tabela 27.12 [BMO12TE].
2 Dillon e Ho 1987.
3 Richer 1993.
4 van Sittert e Dumas 1990.
Os fosfatos de alquil são geralmente excretados na urina em um curto período de tempo. Amostras coletadas logo após o final da jornada de trabalho são adequadas para determinação de metabólitos.
A medição de fosfatos de alquila na urina requer um método analítico bastante sofisticado, baseado na derivatização dos compostos e na detecção por cromatografia gás-líquido (Shafik et al. 1973a; Reid e Watts 1981).
Resíduos hidrolíticos.
p-Nitrofenol (PNP) é o metabólito fenólico do paration, metilparation e etil paration, EPN. A medição de PNP na urina (Cranmer 1970) tem sido amplamente utilizada e provou ser bem-sucedida na avaliação da exposição ao paration. A PNP urinária correlaciona-se bem com a dose absorvida de paration. Com níveis urinários de PNP de até 2 mg/l, a absorção do paration não causa sintomas e observa-se pouca ou nenhuma redução das atividades da colinesterase. A excreção de PNP ocorre rapidamente e os níveis urinários de PNP tornam-se insignificantes 48 horas após a exposição. Assim, amostras de urina devem ser coletadas logo após a exposição.
Carbamatos
Indicadores biológicos de efeito.
Os pesticidas carbamato incluem inseticidas, fungicidas e herbicidas. A toxicidade dos carbamatos inseticidas é devida à inibição da ACHE sináptica, enquanto outros mecanismos de toxicidade estão envolvidos para carbamatos herbicidas e fungicidas. Assim, apenas a exposição aos inseticidas carbamato pode ser monitorada através do ensaio da atividade da colinesterase em hemácias (ACHE) ou plasma (PCHE). ACHE é geralmente mais sensível aos inibidores de carbamato do que a PCHE. Os sintomas colinérgicos foram geralmente observados em trabalhadores expostos ao carbamato com uma atividade de ACHE no sangue inferior a 70% do nível basal individual (OMS 1982a).
A inibição das colinesterases pelos carbamatos é rapidamente reversível. Portanto, resultados falsos negativos podem ser obtidos se decorrer muito tempo entre a exposição e a amostragem biológica ou entre a amostragem e a análise. Para evitar tais problemas, recomenda-se que as amostras de sangue sejam coletadas e analisadas em até quatro horas após a exposição. Deve-se dar preferência aos métodos analíticos que permitem a determinação da atividade da colinesterase imediatamente após a coleta de sangue, conforme discutido para os organofosforados.
Indicadores biológicos de exposição.
A medição da excreção urinária de metabólitos de carbamato como um método para monitorar a exposição humana até agora foi aplicada apenas a alguns compostos e em estudos limitados. A Tabela 7 resume os dados relevantes. Uma vez que os carbamatos são prontamente excretados na urina, amostras coletadas logo após o término da exposição são adequadas para determinação de metabólitos. Métodos analíticos para as medições de metabólitos de carbamato na urina foram relatados por Dawson et al. (1964); DeBernardinis e Wargin (1982) e Verberk et al. (1990).
Tabela 7. Níveis de metabólitos urinários de carbamato medidos em estudos de campo
Compound |
índice biológico |
Condição de exposição |
Concentrações ambientais |
Resultados |
Referências |
Carbaryl |
a-naftol a-naftol a-naftol |
formuladores misturador/aplicadores população não exposta |
0.23–0.31 mg/m3 |
x=18.5 mg/l1 , máx. taxa de excreção = 80 mg/dia x=8.9 mg/l, faixa = 0.2–65 mg/l faixa = 1.5–4 mg/l |
OMS 1982a |
Pirimicarbe |
metabólitos I2 e V3 |
aplicadores |
faixa = 1–100 mg/l |
Verberk et ai. 1990 |
1 Intoxicações sistêmicas foram ocasionalmente relatadas.
2 2-dimetilamino-4-hidroxi-5,6-dimetilpirimidina.
3 2-metilamino-4-hidroxi-5,6-dimetilpirimidina.
x = desvio padrão.
Ditiocarbamatos
Indicadores biológicos de exposição.
Os ditiocarbamatos (DTC) são fungicidas amplamente utilizados, agrupados quimicamente em três classes: tiurames, dimetilditiocarbamatos e etileno-bis-ditiocarbamatos.
Dissulfeto de carbono (CS2) e seu principal metabólito ácido 2-tiotiazolidina-4-carboxílico (TTCA) são metabólitos comuns a quase todos os CDT. Um aumento significativo nas concentrações urinárias desses compostos foi observado para diferentes condições de exposição e para vários pesticidas DTC. A etileno tioureia (ETU) é um importante metabólito urinário dos etileno-bis-ditiocarbamatos. Também pode estar presente como uma impureza em formulações de mercado. Uma vez que o ETU foi determinado como um teratógeno e um carcinógeno em ratos e em outras espécies e tem sido associado à toxicidade da tireoide, ele tem sido amplamente aplicado para monitorar a exposição ao etileno-bis-ditiocarbamato. A ETU não é específica de um composto, pois pode ser derivada de maneb, mancozeb ou zineb.
A medição dos metais presentes no DTC foi proposta como uma abordagem alternativa no monitoramento da exposição ao DTC. Aumento da excreção urinária de manganês foi observado em trabalhadores expostos ao mancozebe (tabela 8).
Tabela 8. Níveis de metabólitos urinários de ditiocarbamato medidos em estudos de campo
Compound |
índice biológico |
Condição de exposição |
Concentrações ambientais* ± desvio padrão |
Resultados ± desvio padrão |
Referências |
Ziram |
Dissulfeto de carbono (CS2) TTCA1 |
formuladores formuladores |
1.03 ± 0.62 mg/m3 |
3.80 ± 3.70 mg/l 0.45 ± 0.37 mg/l |
Maroni et ai. 1992 |
Manebe/Mancozebe |
ETU2 |
aplicadores |
faixa = < 0.2–11.8 mg/l |
Kurttio et al. 1990 |
|
Mancozeb |
Manganês |
aplicadores |
57.2 mg/m3 |
pré-exposição: 0.32 ± 0.23 mg/g de creatinina; pós-exposição: 0.53 ± 0.34 mg/g de creatinina |
Canosa et al. 1993 |
* Resultado médio segundo Maroni et al. 1992.
1 TTCA = ácido 2-tiotiazolidina-4-carbonílico.
2 ETU = etileno tioureia.
CS2, TTCA e manganês são comumente encontrados na urina de indivíduos não expostos. Assim, recomenda-se a medição dos níveis urinários desses compostos antes da exposição. As amostras de urina devem ser coletadas na manhã seguinte ao término da exposição. Métodos analíticos para as medições de CS2, TTCA e ETU foram relatados por Maroni et al. (1992).
Piretroides Sintéticos
Indicadores biológicos de exposição.
Os piretróides sintéticos são inseticidas semelhantes às piretrinas naturais. Metabólitos urinários adequados para aplicação no monitoramento biológico da exposição foram identificados por meio de estudos com voluntários humanos. O metabólito ácido 3-(2,2'-dicloro-vinil)-2,2'-dimetil-ciclopropano ácido carboxílico (Cl2CA) é excretado tanto por indivíduos administrados oralmente com permetrina e cipermetrina quanto pelo bromo-análogo (Br2CA) por indivíduos tratados com deltametrina. Nos voluntários tratados com cipermetrina, também foi identificado um metabólito fenoxi, o ácido 4-hidroxifenoxibenzóico (4-HPBA). Esses testes, no entanto, não têm sido frequentemente aplicados no monitoramento de exposições ocupacionais por causa das complexas técnicas analíticas necessárias (Eadsforth, Bragt e van Sittert 1988; Kolmodin-Hedman, Swensson e Akerblom 1982). Em aplicadores expostos a cipermetrina, os níveis urinários de Cl2Verificou-se que CA varia de 0.05 a 0.18 mg/l, enquanto em formuladores expostos a a-cipermetrina, os níveis urinários de 4-HPBA foram encontrados abaixo de 0.02 mg/l.
Um período de coleta de urina de 24 horas iniciado após o término da exposição é recomendado para determinações de metabólitos.
Organoclorados
Indicadores biológicos de exposição.
Os inseticidas organoclorados (OC) foram amplamente utilizados nas décadas de 1950 e 1960. Posteriormente, o uso de muitos desses compostos foi descontinuado em muitos países devido à sua persistência e consequente contaminação do meio ambiente.
O monitoramento biológico da exposição a OC pode ser realizado através da determinação de pesticidas intactos ou seus metabólitos no sangue ou soro (Dale, Curley e Cueto 1966; Barquet, Morgade e Pfaffenberger 1981). Após a absorção, o aldrin é rapidamente metabolizado em dieldrin e pode ser medido como dieldrin no sangue. Endrin tem uma meia-vida muito curta no sangue. Portanto, a concentração sanguínea de endrina é útil apenas para determinar os níveis de exposição recente. A determinação do metabólito urinário anti-12-hidroxi-endrina também provou ser útil no monitoramento da exposição à endrina (van Sittert e Tordoir 1987).
Correlações significativas entre a concentração de indicadores biológicos e o início de efeitos tóxicos foram demonstradas para alguns compostos OC. Casos de toxicidade devido à exposição a aldrin e dieldrin foram relacionados a níveis de dieldrin no sangue acima de 200 μg/l. Uma concentração de lindano no sangue de 20 μg/l foi indicada como o nível crítico superior no que diz respeito aos sinais e sintomas neurológicos. Nenhum efeito adverso agudo foi relatado em trabalhadores com concentrações de endrina no sangue abaixo de 50 μg/l. A ausência de efeitos adversos precoces (indução de enzimas microssomais hepáticas) foi demonstrada em exposições repetidas a endrina em concentrações urinárias de anti-12-hidroxiendrina abaixo de 130 μg/g de creatinina e em exposições repetidas a DDT em concentrações séricas de DDT ou DDE abaixo de 250 mg/l.
OC pode ser encontrado em baixas concentrações no sangue ou na urina da população em geral. Exemplos de valores observados são os seguintes: concentrações sanguíneas de lindano até 1 μg/l, dieldrin até 10 μg/l, DDT ou DDE até 100 μg/l e anti-12-hidroxiendrina até 1 μg/g creatinina. Assim, recomenda-se uma avaliação inicial antes da exposição.
Para indivíduos expostos, as amostras de sangue devem ser coletadas imediatamente após o término de uma única exposição. Para condições de exposição prolongada, o tempo de coleta da amostra de sangue não é crítico. Amostras pontuais de urina para determinação de metabólitos urinários devem ser coletadas no final da exposição.
Triazinas
Indicadores biológicos de exposição.
A medição da excreção urinária de metabólitos triazínicos e do composto original não modificado foi aplicada a indivíduos expostos à atrazina em estudos limitados. A Figura 2 mostra os perfis de excreção urinária de metabólitos de atrazina de um trabalhador industrial com exposição dérmica à atrazina variando de 174 a 275 μmol/turno de trabalho (Catenacci et al. 1993). Uma vez que outras clorotriazinas (simazina, propazina, terbutilazina) seguem a mesma via de biotransformação da atrazina, os níveis de metabólitos triazínicos desalquilados podem ser determinados para monitorar a exposição a todos os herbicidas de clorotriazina.
Figura 2. Perfis de excreção urinária de metabólitos de atrazina
A determinação de compostos não modificados na urina pode ser útil como confirmação qualitativa da natureza do composto que gerou a exposição. Um período de coleta de urina de 24 horas iniciado no início da exposição é recomendado para a determinação do metabólito.
Recentemente, usando um ensaio imunossorvente ligado a enzima (teste ELISA), um conjugado de ácido mercaptúrico de atrazina foi identificado como seu principal metabólito urinário em trabalhadores expostos. Este composto foi encontrado em concentrações pelo menos 10 vezes maiores que as de qualquer produto desalquilado. Foi observada uma relação entre a exposição cumulativa dérmica e por inalação e a quantidade total de conjugado de ácido mercaptúrico excretado durante um período de 10 dias (Lucas et al. 1993).
Derivados de Cumarina
Indicadores biológicos de efeito.
Os rodenticidas cumarínicos inibem a atividade das enzimas do ciclo da vitamina K no fígado de mamíferos, incluindo humanos (figura 3), causando assim uma redução dose-dependente da síntese de fatores de coagulação dependentes da vitamina K, nomeadamente o fator II (protrombina) , VII, IX e X. Os efeitos anticoagulantes aparecem quando os níveis plasmáticos dos fatores de coagulação caem abaixo de aproximadamente 20% do normal.
Figura 3. Ciclo da vitamina K
Esses antagonistas da vitamina K foram agrupados nos chamados compostos de “primeira geração” (por exemplo, varfarina) e compostos de “segunda geração” (por exemplo, brodifacume, difenacume), os últimos caracterizados por uma meia-vida biológica muito longa (100 a 200 dias ).
A determinação do tempo de protrombina é amplamente utilizada no monitoramento da exposição a cumarinas. No entanto, este teste é sensível apenas a uma diminuição do fator de coagulação de aproximadamente 20% dos níveis plasmáticos normais. O teste não é adequado para detecção de efeitos precoces de exposição. Para tanto, recomenda-se a determinação da concentração plasmática de protrombina.
No futuro, esses testes podem ser substituídos pela determinação dos precursores do fator de coagulação (PIVKA), que são substâncias detectáveis no sangue apenas no caso de bloqueio do ciclo da vitamina K por cumarinas.
Com condições de exposição prolongada, o tempo de coleta de sangue não é crítico. Em casos de superexposição aguda, o monitoramento biológico deve ser feito por pelo menos cinco dias após o evento, tendo em vista a latência do efeito anticoagulante. Para aumentar a sensibilidade desses testes, recomenda-se a medição dos valores basais antes da exposição.
Indicadores biológicos de exposição.
A medição de cumarinas não modificadas no sangue foi proposta como um teste para monitorar a exposição humana. No entanto, a experiência na aplicação desses índices é muito limitada principalmente porque as técnicas analíticas são muito mais complexas (e menos padronizadas) em comparação com as necessárias para monitorar os efeitos no sistema de coagulação (Chalermchaikit, Felice e Murphy 1993).
Herbicidas Fenoxi
Indicadores biológicos de exposição.
Os herbicidas fenoxi dificilmente são biotransformados em mamíferos. Em humanos, mais de 95% de uma dose de ácido 2,4-diclorofenoxiacético (2,4-D) é excretada inalterada na urina em cinco dias, e o ácido 2,4,5-triclorofenoxiacético (2,4,5-T) e ácido 4-cloro-2-metilfenoxiacético (MCPA) também são excretados na maior parte inalterados pela urina dentro de alguns dias após a absorção oral. A medição de compostos inalterados na urina tem sido aplicada no monitoramento da exposição ocupacional a esses herbicidas. Em estudos de campo, os níveis urinários de trabalhadores expostos variaram de 0.10 a 8 μg/l para 2,4-D, de 0.05 a 4.5 μg/l para 2,4,5-T e abaixo de 0.1 μg/l a 15 μg/l para MCPA. Recomenda-se um período de 24 horas de coleta de urina a partir do final da exposição para a determinação de compostos inalterados. Métodos analíticos para as medições de herbicidas fenoxi na urina foram relatados por Draper (1982).
Compostos de amônio quaternário
Indicadores biológicos de exposição.
Diquat e paraquat são herbicidas pouco biotransformados pelo organismo humano. Devido à sua elevada solubilidade em água, são facilmente excretados inalterados na urina. Concentrações de urina abaixo do limite de detecção analítica (0.01 μg/l) foram frequentemente observadas em trabalhadores expostos ao paraquat; enquanto em países tropicais, concentrações de até 0.73 μg/l foram medidas após o manuseio incorreto do paraquat. Concentrações urinárias de diquat inferiores ao limite de detecção analítica (0.047 μg/l) foram relatadas para indivíduos com exposições dérmicas de 0.17 a 1.82 μg/he exposições por inalação inferiores a 0.01 μg/h. Idealmente, amostras de 24 horas de urina coletadas no final da exposição devem ser usadas para análise. Quando isso não for prático, uma amostra pontual no final do dia de trabalho pode ser usada.
A determinação dos níveis de paraquat no soro é útil para fins de prognóstico em caso de intoxicação aguda: pacientes com níveis de paraquat no soro de até 0.1 μg/l vinte e quatro horas após a ingestão provavelmente sobreviverão.
Os métodos analíticos para determinação de paraquat e diquat foram revisados por Summers (1980).
Pesticidas diversos
4,6-Dinitro-o-cresol (DNOC).
O DNOC é um herbicida introduzido em 1925, mas o uso desse composto vem diminuindo progressivamente devido à sua alta toxicidade para as plantas e para o homem. Uma vez que as concentrações de DNOC no sangue se correlacionam até certo ponto com a gravidade dos efeitos adversos à saúde, a medida de DNOC inalterado no sangue foi proposta para monitorar exposições ocupacionais e para avaliação do curso clínico de envenenamentos.
Pentaclorofenol.
O pentaclorofenol (PCP) é um biocida de amplo espectro com ação pesticida contra ervas daninhas, insetos e fungos. As medições de PCP inalterado no sangue ou na urina foram recomendadas como índices adequados no monitoramento de exposições ocupacionais (Colosio et al. 1993), porque esses parâmetros estão significativamente correlacionados com a carga corporal de PCP. Em trabalhadores com exposição prolongada ao PCP o horário da coleta de sangue não é crítico, enquanto as amostras de urina devem ser coletadas na manhã seguinte à exposição.
Um método de múltiplos resíduos para a medição de pesticidas halogenados e nitrofenólicos foi descrito por Shafik et al. (1973b).
Outros testes propostos para o monitoramento biológico da exposição a pesticidas estão listados na tabela 9.
Tabela 9. Outros índices propostos na literatura para o monitoramento biológico da exposição a agrotóxicos
Compound |
índice biológico |
|
Urina |
Sangue |
|
Bromofos |
Bromofos |
Bromofos |
Captan |
Tetrahidroftalimida |
|
Carbofurano |
3-Hidroxicarbofurano |
|
Clordimeforme |
4-cloro-o-derivados de toluidina |
|
Clorobenzilato |
p,p-1-Diclorobenzofenona |
|
Dicloropropeno |
Metabólitos do ácido mercaptúrico |
|
Fenitrotion |
p-Nitrocresol |
|
ferbam |
Tiram |
|
Fluazifop-Butil |
Fluazifope |
|
Flufenoxurão |
Flufenoxurão |
|
glifosato |
glifosato |
|
Malatião |
Malatião |
Malatião |
compostos organoestânicos |
Estanho |
Estanho |
Trifenomorfo |
Morfolina, trifenilcarbinol |
|
Ziram |
Tiram |
Conclusões
Indicadores biológicos para monitorar a exposição a pesticidas têm sido aplicados em vários estudos experimentais e de campo.
Alguns testes, como aqueles para colinesterase no sangue ou para pesticidas não modificados selecionados na urina ou no sangue, foram validados por ampla experiência. Limites de exposição biológica foram propostos para esses testes (tabela 10). Outros testes, em particular os de metabólitos sanguíneos ou urinários, sofrem maiores limitações por dificuldades analíticas ou por limitações na interpretação dos resultados.
Tabela 10. Valores-limite biológicos recomendados (a partir de 1996)
Compound |
índice biológico |
NO1 |
BAT2 |
HBBL3 |
BLV4 |
inibidores de ACHE |
DOR no sangue |
70% |
70% |
% 70 |
|
DNO |
DNOC no sangue |
20 mg/l, |
|||
Lindano |
Lindano no sangue |
0.02mg / l |
0.02mg / l |
||
Paratião |
PNP na urina |
0.5mg / l |
0.5mg / l |
||
Pentaclorofenol (PCP) |
PCP na urina PCP no plasma |
2 mg / l 5 mg / l |
0.3mg / l 1 mg / l |
||
Dieldrin/Aldrin |
Dieldrin no sangue |
100 mg / l |
|||
endrin |
Anti-12-hidroxiendrina na urina |
130 mg / l |
|||
DDT |
DDT e DDE no soro |
250 mg / l |
|||
Cumarinas |
Tempo de protrombina no plasma Concentração de protrombina no plasma |
10% acima da linha de base 60% da linha de base |
|||
MCPA |
MCPA na urina |
0.5 mg / l |
|||
2,4-D |
2,4-D na urina |
0.5 mg / l |
1 Os índices de exposição biológica (BEIs) são recomendados pela Conferência Americana de Higienistas Industriais Governamentais (ACGIH 1995).
2 Os valores de tolerância biológica (BATs) são recomendados pela Comissão Alemã para a Investigação de Riscos à Saúde de Compostos Químicos na Área de Trabalho (DFG 1992).
3 Os limites biológicos baseados na saúde (HBBLs) são recomendados por um Grupo de Estudo da OMS (OMS 1982a).
4 Os valores-limite biológicos (BLVs) são propostos por um Grupo de Estudos do Comitê Científico de Pesticidas da Comissão Internacional de Saúde Ocupacional (Tordoir et al. 1994). A avaliação das condições de trabalho é necessária se este valor for excedido.
Este campo está em rápido desenvolvimento e, dada a enorme importância da utilização de indicadores biológicos para avaliar a exposição a estas substâncias, novos testes serão continuamente desenvolvidos e validados.
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