3. Arsenico - Giornale Italiano di Medicina del Lavoro ed Ergonomia ...
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G Ital Med Lav Erg 2009; 31:1, 5-32 © PI-ME, Pavia 2009 http://gimle.fsm.it I N T E R F E R E N T I E N D O C R I N I SCHEDE MONOGRAFICHE 3 ARSENICO E. Sturchio 1 , C. Minoia 2 , M. Zanellato 1 , A. Masotti 3 , E. Leoni 2 , C. Sottani 2 , G. Biamonti 4 , A. Ronchi 2 , L. Casorri 1 , S. Signorini 5 , M. Imbriani 6 1 Istituto Superiore per la Prevenzione e la Sicurezza sul Lavoro Dipartimento Installazioni di Produzione e Insediamenti Antropici, Roma 2 Laboratorio di Misure Ambientali e Tossicologiche “Fondazione Salvatore Maugeri”, Pavia 3 Laboratorio di Espressione Genica-Microarrays Ospedale Pediatrico Bambino Gesù, Roma 4 Istituto di Genetica Molecolare, Consiglio Nazionale delle Ricerche, Pavia 5 Direttore Scientifico Centro di Ricerca ISPESL “Fondazione Salvatore Maugeri”, Pavia 6 Direttore Scientifico Centrale “Fondazione Salvatore Maugeri”, Cattedra di Medicina del Lavoro, Università degli Studi di Pavia 1. Presenza nell’ambiente L’arsenico (As) nell’ambiente deriva da sorgenti naturali e antropogeniche. È comunemente legato a carbonio, ferro, ossigeno e zolfo, con i quali forma composti arsenicali inorganici e organici in diversi stati di ossidazione. Le proprietà chimico-fisiche delle diverse specie sono determinanti sul potenziale effetto tossico. 2. Dati chimici e fisici L’As elementare non è solubile in acqua (Tabella 1), i sali arsenicali sono più o meno solubili in funzione del pH e dell’ambiente ionico. As può esistere in quattro stati di ossidazione: - 3, 0, +3 e +5. In condizioni riducenti, lo stato di valenza +3 come arsenito (As III ) è la forma dominante mentre la valenza +5 come arsenato (As V ) è la forma più stabile in condizioni ossidanti (WHO, 2001). As III e As V inorganici sono le specie prevalenti in acque naturali, nelle quali possono essere presenti in concentrazione inferiore l’acido monometilarsonico (MMA), l’acido dimetilarsinico (DMA) e le specie arsenicali monometilate (MMA III ) e dimetilate trivalenti (DMA III ). Ulteriori specie arsenicali rilevate in acqua di mare e in acqua dolce potrebbero rappresentare fino al 20% di As totale (IARC, 2004). 3. Sorgenti espositive per la popolazione generale Per l’uomo la principale fonte di esposizione non occupazionale ad As è rappresentata dalla dieta. In particolare il contributo totale di As inorganico è del 17-24%. Per quanto attiene al dettaglio di quali alimenti contengano le quantità maggiori di As si rimanda al paragrafo 6 della presente scheda monografica. Nella prevalenza dei paesi europei ed extraeuropei l’acqua destinata al Tabella 1. Proprietà chimico-fisiche di As Nome Arsenico Simbolo As Numero atomico 33 Gruppo 15, (Va) Periodo 4 Serie chimica metalloidi (non metalli) CAS 7740-38-2 RTECS CG0525000 ICSC 0013 Aspetto cristalli fragili, grigi con aspetto metallico, inodore Massa atomica 74,9 Configurazione elettronica 1s 2 2s 2 p 6 3s 2 p 6 d 10 4s 2 p 3 Energia di prima ionizzazione 947,0 Energia di seconda 1798 ionizzazione Energia di terza 2735 ionizzazione Energia di quarta 4837 ionizzazione Stati di ossidazione -3, 0, +3, +5 Densità 5,7 g/cm 3 Punto di fusione 814° C Punto di ebollizione 615° C Solubilità in acqua insolubile Classe di cancerogenicità 1 Gruppo mutageno per le cellule germinali (DFG 2004) 3A Frasi R R 23/25 Frasi S S 1 / 2 - 20/21-28-45
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http://gimle.fsm.it<br />
I N T E R F E R E N T I E N D O C R I N I<br />
SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
3 ARSENICO<br />
E. Sturchio 1 , C. Minoia 2 , M. Zanellato 1 , A. Masotti 3 , E. Leoni 2 , C. Sottani 2 , G. Biamonti 4 , A. Ronchi 2 ,<br />
L. Casorri 1 , S. Signorini 5 , M. Imbriani 6<br />
1 Istituto Superiore per la Prevenzione e la Sicurezza sul <strong>Lavoro</strong><br />
Dipartimento Installazioni <strong>di</strong> Produzione e Inse<strong>di</strong>amenti Antropici, Roma<br />
2 Laboratorio <strong>di</strong> Misure Ambientali e Tossicologiche “Fondazione Salvatore Maugeri”, Pavia<br />
3 Laboratorio <strong>di</strong> Espressione Genica-Microarrays Osp<strong>ed</strong>ale Pe<strong>di</strong>atrico Bambino Gesù, Roma<br />
4 Istituto <strong>di</strong> Genetica Molecolare, Consiglio Nazionale <strong>del</strong>le Ricerche, Pavia<br />
5 Direttore Scientifico Centro <strong>di</strong> Ricerca ISPESL “Fondazione Salvatore Maugeri”, Pavia<br />
6 Direttore Scientifico Centrale “Fondazione Salvatore Maugeri”, Catt<strong>ed</strong>ra <strong>di</strong> Me<strong>di</strong>cina <strong>del</strong> <strong>Lavoro</strong>, Università degli Stu<strong>di</strong> <strong>di</strong> Pavia<br />
1. Presenza nell’ambiente<br />
L’arsenico (As) nell’ambiente deriva da sorgenti naturali<br />
e antropogeniche. È comunemente legato a carbonio,<br />
ferro, ossigeno e zolfo, con i quali forma composti arsenicali<br />
inorganici e organici in <strong>di</strong>versi stati <strong>di</strong> ossidazione.<br />
Le proprietà chimico-fisiche <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse specie sono<br />
determinanti sul potenziale effetto tossico.<br />
2. Dati chimici e fisici<br />
L’As elementare non è solubile in acqua (Tabella 1), i sali<br />
arsenicali sono più o meno solubili in funzione <strong>del</strong> pH e<br />
<strong>del</strong>l’ambiente ionico. As può esistere in quattro stati <strong>di</strong><br />
ossidazione: - 3, 0, +3 e +5. In con<strong>di</strong>zioni riducenti, lo<br />
stato <strong>di</strong> valenza +3 come arsenito (As III ) è la forma dominante<br />
mentre la valenza +5 come arsenato (As V ) è la<br />
forma più stabile in con<strong>di</strong>zioni ossidanti (WHO, 2001).<br />
As III e As V inorganici sono le specie prevalenti in acque<br />
naturali, nelle quali possono essere presenti in concentrazione<br />
inferiore l’acido monometilarsonico (MMA), l’acido<br />
<strong>di</strong>metilarsinico (DMA) e le specie arsenicali monometilate<br />
(MMA III ) e <strong>di</strong>metilate trivalenti (DMA III ). Ulteriori<br />
specie arsenicali rilevate in acqua <strong>di</strong> mare e in<br />
acqua dolce potrebbero rappresentare fino al 20% <strong>di</strong> As<br />
totale (IARC, 2004).<br />
<strong>3.</strong> Sorgenti espositive per la popolazione generale<br />
Per l’uomo la principale fonte <strong>di</strong> esposizione non occupazionale<br />
ad As è rappresentata dalla <strong>di</strong>eta. In particolare<br />
il contributo totale <strong>di</strong> As inorganico è <strong>del</strong> 17-24%.<br />
Per quanto attiene al dettaglio <strong>di</strong> quali alimenti contengano<br />
le quantità maggiori <strong>di</strong> As si rimanda al paragrafo<br />
6 <strong>del</strong>la presente sch<strong>ed</strong>a monografica. Nella prevalenza<br />
dei paesi europei <strong>ed</strong> extraeuropei l’acqua destinata al<br />
Tabella 1. Proprietà chimico-fisiche <strong>di</strong> As<br />
Nome <strong>Arsenico</strong><br />
Simbolo As<br />
Numero atomico 33<br />
Gruppo 15, (Va)<br />
Periodo 4<br />
Serie chimica metalloi<strong>di</strong> (non metalli)<br />
CAS 7740-38-2<br />
RTECS CG0525000<br />
ICSC 0013<br />
Aspetto cristalli fragili, grigi con<br />
aspetto metallico, inodore<br />
Massa atomica 74,9<br />
Configurazione elettronica 1s 2 2s 2 p 6 3s 2 p 6 d 10 4s 2 p 3<br />
Energia <strong>di</strong> prima ionizzazione 947,0<br />
Energia <strong>di</strong> seconda 1798<br />
ionizzazione<br />
Energia <strong>di</strong> terza 2735<br />
ionizzazione<br />
Energia <strong>di</strong> quarta 4837<br />
ionizzazione<br />
Stati <strong>di</strong> ossidazione -3, 0, +3, +5<br />
Densità 5,7 g/cm 3<br />
Punto <strong>di</strong> fusione 814° C<br />
Punto <strong>di</strong> ebollizione 615° C<br />
Solubilità in acqua insolubile<br />
Classe <strong>di</strong> cancerogenicità 1<br />
Gruppo mutageno per le<br />
cellule germinali (DFG 2004) 3A<br />
Frasi R R 23/25<br />
Frasi S S 1 / 2 - 20/21-28-45
6 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
consumo umano è la principale fonte <strong>di</strong> esposizione ad<br />
As inorganico. Al riguardo è interessante evidenziare che<br />
in uno stu<strong>di</strong>o Environmental Protection Agency (EPA)<br />
l’acqua potabile conteneva negli US una concentrazione<br />
me<strong>di</strong>a <strong>di</strong> 2 µg/l <strong>di</strong> As. Secondo quanto riportato da un<br />
altro autore (Karagas, 1998) il 12% <strong>del</strong>le risorse idriche <strong>di</strong><br />
superficie (regioni <strong>del</strong> centro nord degli Stati Uniti) e il<br />
12% <strong>del</strong>le forniture <strong>di</strong> acque sotterranee (regioni occidentali)<br />
presentano un contenuto <strong>del</strong>l’elemento superiore<br />
a 20 µg/l. Nel gennaio 2001, l’EPA ha adottato come<br />
standard per l’arsenico in acqua potabile un valore <strong>di</strong> 10<br />
µg/l che sostituisce quello prec<strong>ed</strong>ente <strong>di</strong> 50 µg/l (EPA,<br />
2001). L’entrata in vigore <strong>del</strong>la nuova MCL (Maximum<br />
Contaminant Level) è avvenuta il 23 gennaio 2006.<br />
Nel nostro Paese è stata evidenziata la presenza <strong>di</strong> concentrazioni<br />
anomale <strong>di</strong> As nelle acque, nei se<strong>di</strong>menti<br />
fluviali e marini e nei suoli <strong>del</strong> Lazio e <strong>del</strong>la Campania<br />
(Dall’Aglio, 1996). In con<strong>di</strong>zioni idrotermali questo elemento<br />
può essere selettivamente mobilizzato raggiungendo<br />
tenori anche <strong>del</strong>l’or<strong>di</strong>ne <strong>del</strong> mg/l.<br />
L’esposizione ambientale ad arsenico <strong>del</strong>la popolazione<br />
generale si può verificare nei pressi <strong>di</strong> fonderie e <strong>di</strong> inse<strong>di</strong>amenti<br />
antropici per la produzione <strong>di</strong> energia (centrali<br />
a carbone). L’esposizione può avvenire inoltre per<br />
contatto cutaneo, con suolo contaminato e meno frequentemente<br />
con antiparassitari contenenti arsenico.<br />
Una fonte <strong>di</strong> esposizione ad arsenico era rappresentata<br />
dal legno trattato con arsenocromato <strong>di</strong> rame (CCA)<br />
come agente preservante. Negli US il legno trattato con<br />
CCA era ampiamente utilizzato in molti residence e<br />
parchi gioco dai quali è stato gradualmente eliminato<br />
dal 200<strong>3.</strong><br />
4. Fonti ambientali<br />
L’arsenico, principalmente in forma inorganica, presenta<br />
una <strong>di</strong>ffusione ubiquitaria nel suolo, nell’aria e<br />
nell’acqua. L’arsenico proviene essenzialmente da sorgenti<br />
geochimiche <strong>ed</strong> è presente in composti derivanti<br />
dall’ossidazione <strong>di</strong> solfuri metallici (pirite, calcopirite, arsenopirite).<br />
L’arsenico è considerato un elemento in traccia tra i più<br />
“mobili” sia nell’idrosfera che in atmosfera. Nella crosta<br />
terrestre è naturalmente presente in concentrazioni relativamente<br />
basse (2 ppm). I livelli <strong>di</strong> arsenico nei suoli<br />
possono variare da 1 a 40 mg/kg (WHO, 2001), a causa<br />
<strong>di</strong> contaminazioni agricole e industriali (impiego <strong>di</strong><br />
fanghi <strong>di</strong> depurazione e utilizzo <strong>di</strong> detergenti e/o fertilizzanti<br />
a base <strong>di</strong> fosfati che contengono quantità apprezzabili<br />
<strong>di</strong> questo elemento).<br />
L’attività vulcanica e i microrganismi <strong>del</strong> suolo rilasciano<br />
As in aria e i suoi livelli variano, con valori inferiori<br />
in aree rurali (0,007-28 ng/m 3 ) e concentrazioni<br />
più elevate in aree urbane (3-200 ng/m 3 ) (WHO, 2001).<br />
Stu<strong>di</strong> condotti in Stati <strong>del</strong>l’Unione Europea hanno evidenziato<br />
valori <strong>di</strong> As nell’aria compresi tra 1-3 ng/m 3 in<br />
zone urbane e tra 20-30 ng/m 3 in quelle industriali<br />
(WHO, 2001).<br />
Nelle acque oceaniche l’As è presente in concentrazione<br />
pari a 0,3 µg/l mentre nelle acque continentali<br />
varia in genere tra 0,05 e 1,00 µg/l. Nelle acque naturali<br />
l’elemento è presente come ossianione solubile, arsenito<br />
III e arsenato V , in concentrazione <strong>di</strong> 1-10 µg/l<br />
(WHO, 2001) nelle acque incontaminate e <strong>di</strong> 100-5000<br />
µg/l nelle acque contaminate (in prossimità <strong>di</strong> zone minerarie).<br />
L’elevata mobilità <strong>di</strong> As <strong>di</strong>pende dal fatto che<br />
in ambiente ossidante l’elemento è presente nello stato<br />
<strong>di</strong> ossidazione +5 e non subisce processi rilevanti <strong>di</strong><br />
coprecipitazione o <strong>di</strong> adsorbimento, con l’eccezione<br />
<strong>del</strong>la coprecipitazione indotta da idrossi<strong>di</strong> <strong>di</strong> ferro. Il destino<br />
ambientale <strong>di</strong> As è stato <strong>di</strong>ffusamente stu<strong>di</strong>ato<br />
(Cullen e Reimer, 1989; Mandal e Suzuki, 2002; Nordstrom,<br />
2002). Ad esempio la zona <strong>di</strong> Strassegg in Gasen<br />
(Stiria, Austria) presenta una vasta area <strong>di</strong> mineralizzazione<br />
<strong>di</strong> arsenopirite (FeAsS), con la massa minerale<br />
tendenzialmente superficiale (Geiszinger, 2002). Al riguardo<br />
si sottolinea come questi terreni, arricchiti in As,<br />
con livelli che variavano da 700 a 4000 mg/kg, erano<br />
usati per l’agricoltura. L’antico sistema <strong>di</strong> sorgenti calde<br />
a Rhynie, nella Scozia nordorientale presentava livelli <strong>di</strong><br />
As che variavano da 15 a 300 mg/kg (Rice, 1995).<br />
Presso le sorgenti calde attive <strong>del</strong>la zona vulcanica <strong>di</strong><br />
Taupo, Nuova Zelanda, sono state rilevate concentrazioni<br />
<strong>di</strong> As che variavano da valori inferiori al limiti <strong>di</strong> rivelabilità<br />
a 1646 mg/kg (McKenzie, 2001). Un’area con<br />
estensione <strong>di</strong> almeno 10 km 2 presente a St. Elizabeth,<br />
Giamaica, ha evidenziato un’ulteriore anomalia geochimica,<br />
per cui le concentrazioni <strong>di</strong> As nel terreno erano<br />
prossime a 400 mg/kg (Lalor, 1999). Nei se<strong>di</strong>menti <strong>del</strong><br />
fiume Waikato in Nuova Zelanda, i valori <strong>del</strong>l’elemento<br />
nei terreni variavano da 7,9 a 1520 mg/kg (dati espressi<br />
s.s.) da cui derivava che gli organismi presenti nel se<strong>di</strong>mento,<br />
come i mitili d’acqua dolce e Hyri<strong>del</strong>la menziesi<br />
presentavano valori elevati <strong>di</strong> As (Hickey, 1995). La regione<br />
<strong>di</strong> Antofagasta (Cile <strong>del</strong> Nord) è un’area caratterizzata<br />
dal vulcanismo (Queirolo, 2000a) per cui in terreni<br />
e se<strong>di</strong>menti fluviali sono state rilevate concentrazioni<br />
elevate <strong>del</strong>l’elemento (Caceres, 1992). Un’ulteriore<br />
effetto osservato è che il mais e la patata coltivati su<br />
questi terreni presentavano valori <strong>di</strong> As sino a 2 mg/kg<br />
(Queirolo, 2000b).<br />
5. Metabolismo e specie chimiche<br />
L’As inorganico viene rapidamente assorbito da molte<br />
specie dopo esposizione orale e la percentuale è inferiore<br />
per via inalatoria e molto limitata dopo esposizione<br />
cutanea (NRC, 1999; WHO, 2001) (Figura 1).
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 7<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
Figura 1. Meccanismo <strong>di</strong> ingresso e metilazione <strong>del</strong>l’As inorganico nella cellula epatica. I principali processi, alterati<br />
dopo esposizione ad As, riguardano il riparo <strong>del</strong> DNA e i cambiamenti epigenetici, (mo<strong>di</strong>ficata da Salnikow, 2007)<br />
Dopo assorbimento per via <strong>di</strong>gestiva l’As inorganico subisce<br />
innanzitutto un processo <strong>di</strong> metilazione a livello<br />
epatico e nella prevalenza <strong>del</strong>le specie viene quin<strong>di</strong><br />
escreto. Il pathway metabolico comprende due reazioni<br />
sequenziali: la prima implica (Figura 2) la riduzione<br />
<strong>del</strong>la forma pentavalente (As V ) e la formazione <strong>di</strong> composti<br />
quali l’acido monometilarsonico (MMA V ) e l’acido<br />
<strong>di</strong>metilarsinico (DMA V ). Successivamente la metilazione<br />
ossidativa interessa anche As III , l’acido monometilarsonoso<br />
(MMA III ) e l’acido <strong>di</strong>metilarsinoso (DMA III ).<br />
Inoltre, solo nel ratto si ha anche la formazione <strong>di</strong> ossido<br />
<strong>di</strong> trimetilarsina (TMAO) (Wanibuchi, 1996).<br />
In vitro la riduzione non enzimatica <strong>di</strong> As V è indotta da<br />
tioli mentre quella per via enzimatica avviene ad opera<br />
<strong>del</strong>la purina nucleoside fosforilasi (PNP) e <strong>del</strong>la MMA V<br />
r<strong>ed</strong>uttasi. La metilazione ossidativa <strong>del</strong>le forme <strong>di</strong> As III è<br />
un processo enzimatico. Sono stati caratterizzati gli enzimi<br />
che metilano l’As nel fegato <strong>di</strong> ratto e <strong>di</strong> coniglio.<br />
Per la loro azione in vitro questi enzimi necessitano <strong>di</strong><br />
un tiolo e <strong>di</strong> S-adenosilmetionina, donatore <strong>di</strong> gruppi<br />
metilici (Aposhian, 2004; Thomas, 2001). L’enzima <strong>del</strong><br />
coniglio sembra poss<strong>ed</strong>ere due <strong>di</strong>verse attività <strong>di</strong> metilazione,<br />
una specifica per As III inorganico e l’altra per<br />
MMA III . L’enzima <strong>del</strong> ratto (AS3MT) possi<strong>ed</strong>e attività <strong>di</strong><br />
metiltransferasi e <strong>di</strong> r<strong>ed</strong>uttasi. L’uomo <strong>ed</strong> il topo possie-<br />
dono geni ortologhi a quello <strong>del</strong> ratto che co<strong>di</strong>fica per<br />
AS3MT (Thomas, 2004).<br />
Recentemente, è stata evidenziata nei ro<strong>di</strong>tori la presenza<br />
<strong>di</strong> un nuovo pathway metabolico (Figura 3), <strong>di</strong>verso<br />
rispetto a quello già riportato e valido anche per<br />
l’uomo (Figura 2) (Hayakawa, 2005).<br />
Secondo tale meccanismo, As III inorganico reagisce<br />
con il glutatione (GSH) <strong>di</strong>ventando As triglutatione<br />
(ATG), il quale viene metilato da AS3MT che trasferisce<br />
un gruppo metilico da SAM <strong>di</strong>ventando metil-arsenico<br />
<strong>di</strong>glutatione (MADG). A sua volta MADG porta alla formazione<br />
<strong>di</strong> <strong>di</strong>metilarsenico glutatione (DMAG), per ulteriore<br />
metilazione, oppure a MMA reagendo con glutatione.<br />
Le specie MADG e MMA sono quin<strong>di</strong> in equilibrio<br />
chimico in presenza <strong>di</strong> glutatione così come le<br />
specie DMAG e DMA. Quando però il glutatione è presente<br />
in concentrazione inferiore a 1 mM, le specie<br />
MADG e DMAG <strong>di</strong>ventano instabili in soluzione, si idrolizzano<br />
e si ossidano rispettivamente a MMA V e DMA V<br />
(Kobayashi, 2005).<br />
In<strong>di</strong>pendentemente dal pathway <strong>di</strong> metabolizzazione,<br />
l’esposizione ad As inorganico risulta dalla presenza<br />
nelle urine <strong>di</strong> DMA V , ma anche <strong>di</strong> piccole concentrazioni<br />
<strong>di</strong> As V inorganico <strong>ed</strong> organico e specie trivalenti,<br />
incluso il TMAO.
8 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
Figura 2. Reazioni chimiche coinvolte durante il metabolismo <strong>del</strong>l’As inorganico dopo assorbimento nell’organismo<br />
(valido per ro<strong>di</strong>tori e anche per l’uomo)<br />
Figura <strong>3.</strong> Reazioni chimiche coinvolte durante il metabolismo <strong>del</strong>l’arsenico inorganico nei ro<strong>di</strong>tori
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 9<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
Variazioni nel metabolismo <strong>del</strong>l’arsenico<br />
Il metabolismo <strong>del</strong>l’As inorganico varia in funzione <strong>del</strong>la<br />
specie e tra gruppi etnici (Loffr<strong>ed</strong>o, 2003; Vahter, 2000;<br />
Vahter, 1995). Nel topo e nel cane la metilazione è piuttosto<br />
rapida e la quota eliminata supera l’80% <strong>del</strong>la<br />
dose come DMA V attraverso le urine.<br />
L’uomo elimina relativamente più MMA V rispetto ad altre<br />
specie, suggerendo che è in grado <strong>di</strong> metilare più lentamente<br />
l’As. Questo potrebbe spiegare in parte la maggiore<br />
sensibilità <strong>del</strong>l’uomo, tenuto conto che la quota<br />
escreta per via urinaria <strong>di</strong> MMA V è pari al 10-20%, mentre<br />
per cani criceti, topi, conigli e ratti è risultato pari a 1-5%.<br />
Nell’urina umana circa il 10-30% è presente come As<br />
inorganico, il 10-20% come MMA V e il 60-70% come<br />
DMA V . Le concentrazioni <strong>di</strong> MMA V variano in alcuni<br />
gruppi etnici, mentre la variazione intrain<strong>di</strong>viduale <strong>del</strong><br />
metabolismo <strong>del</strong>l’As inorganico risulta essere stabile nel<br />
tempo. Ciò suggerisce l’esistenza <strong>di</strong> polimorfismi genetici<br />
nella regolazione degli enzimi che metabolizzano<br />
l’As, dai quali <strong>di</strong>pendono le <strong>di</strong>fferenze <strong>di</strong> tossicità correlate<br />
alla sua esposizione.<br />
Sarebbe opportuno che gli stu<strong>di</strong> sul metabolismo in vitro e<br />
sui meccanismi d’azione fossero condotti utilizzando cellule<br />
<strong>di</strong> tessuti umani rappresentativi (colture cellulari primarie),<br />
al fine <strong>di</strong> correlare i dati ottenuti con biomarcatori<br />
<strong>di</strong> esposizione e <strong>di</strong> effetto. Il metabolismo tessuto-specifico<br />
negli organi target è importante per inserire eventuali<br />
effetti farmacocinetici e farmaco<strong>di</strong>namici in mo<strong>del</strong>li cinetici<br />
e <strong>di</strong>namici, anche ai fini <strong>di</strong> una loro applicazione nella valutazione<br />
<strong>del</strong> rischio espositivo ad As (Huges, 2007).<br />
La metilazione <strong>del</strong>l’As inorganico a DMA V facilita l’escrezione<br />
urinaria <strong>di</strong> arsenico. La DMA V è risultata essere<br />
20 volte meno tossica rispetto ad As inorganico e<br />
ciò suggerisce che la metilazione rappresenta una reazione<br />
<strong>di</strong> detossificazione.<br />
L’evoluzione <strong>del</strong>le tecniche analitiche ha portato all’identificazione<br />
<strong>di</strong> MMA III e DMA III nelle urine <strong>di</strong> in<strong>di</strong>vidui<br />
esposti ad As inorganico (Aposhian, 2000; Del Razo,<br />
2001b; Mandal, 2001). Le specie organiche trivalenti non<br />
sono quin<strong>di</strong>, come ritenuto da <strong>di</strong>versi autori, dei prodotti<br />
interme<strong>di</strong> transitori. MMA III e DMA III sono potenti tossici<br />
in vivo e in vitro (Petrick, 2000 e 2001; Styblo, 2000). Inoltre,<br />
il DMA V , a dosi relativamente elevate, è un promotore <strong>di</strong><br />
tumore multi-organo nei ro<strong>di</strong>tori e un agente cancerogeno<br />
<strong>del</strong> tumore <strong>del</strong>la vescica nei ratti (Wanibuchi, 2004).<br />
La metilazione <strong>di</strong> As inorganico potrebbe non costituire<br />
un meccanismo <strong>di</strong> detossificazione ma <strong>di</strong> bioattivazione.<br />
6. Contributo <strong>del</strong>la <strong>di</strong>eta<br />
Numerosi stu<strong>di</strong> (Vaessen e Van Ooik, 1989; Munoz, 2000;<br />
Storelli e Marcotrigiano, 2001; WHO, 2001; Fattorini,<br />
2004; Argese, 2005; Hsiung e Huang, 2006; Schmeisser,<br />
2006; Liu, 2007) hanno confermato la presenza <strong>di</strong> elevate<br />
quantità <strong>di</strong> As in prodotti <strong>di</strong> origine marina destinati al<br />
consumo umano. Secondo alcuni autori (Mohri, 1990;<br />
Francesconi e Edmonds, 1997) la forma prevalente <strong>di</strong> As<br />
nei prodotti ittici è quella organica (arsenobetaina).<br />
Munoz (2000) ha invece rilevato un contenuto <strong>di</strong> As inorganico<br />
superiore all’11% <strong>di</strong> As totale. Nello stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Ghi<strong>di</strong>ni<br />
(2000) le concentrazioni <strong>di</strong> As variavano da 0,16 a<br />
33,1 mg/Kg. I valori più elevati erano presenti in pesci<br />
piatti (ghiozzi, sogliole, merluzzi) rispetto ad anguille, cefali<br />
e mormore. Da porre in evidenza che i campioni ittici<br />
prelevati in ambienti salmastri o in prossimità <strong>del</strong>le foci <strong>di</strong><br />
fiumi erano caratterizzati da un contenuto <strong>di</strong> As inferiore<br />
a 1 mg/Kg.<br />
Diversi stu<strong>di</strong> <strong>di</strong> total <strong>di</strong>et hanno confermato variazioni significative<br />
<strong>del</strong> contenuto <strong>di</strong> As in prodotti ittici provenienti<br />
da varie aree geografiche (Paesi Baschi: 0,004<br />
mg/Kg; Catalogna: 0,002 mg/Kg; Canada: 0,001 mg/Kg)<br />
e hanno riferito tale riscontro alle caratteristiche <strong>del</strong><br />
pesce consumato.<br />
Per quanto riguarda i crostacei i valori <strong>di</strong> As totale (2,3-<br />
149,2 mg/Kg) sono risultati superiori rispetto ai molluschi<br />
(1,2-24,2 mg/Kg) mentre non sono emerse <strong>di</strong>fferenze<br />
significative sul contenuto <strong>di</strong> As inorganico (crostacei:<br />
0,1-1,3 mg/Kg; molluschi: 0,1-1,6 mg/Kg).<br />
Allo stato attuale <strong>del</strong>le conoscenze appare comunque<br />
controversa l’influenza <strong>del</strong> consumo <strong>di</strong> crostacei e/o<br />
molluschi sui livelli urinari <strong>di</strong> As inorganico, arsenobetaina,<br />
MMA e DMA. Recentemente Soleo (2008) ha<br />
confermato una correlazione statisticamente significativa<br />
tra la presenza in urina <strong>del</strong>le forme chimiche sopraccitate<br />
e il consumo <strong>di</strong> crostacei e molluschi. Nel<br />
merito Buchet (1996) aveva determinato un incremento<br />
<strong>di</strong> DMA in urina senza variazioni <strong>del</strong> contenuto <strong>di</strong> As<br />
inorganico e <strong>di</strong> MMA. Stu<strong>di</strong> più recenti (Heinrich-<br />
Ramm 2001; Morton e Mason 2006) hanno confermato<br />
i dati <strong>di</strong> Buchet, per cui si può ipotizzare che il contenuto<br />
<strong>di</strong> As in crostacei e molluschi è in stretta correlazione<br />
con il livello <strong>di</strong> inquinamento marino <strong>di</strong> questo<br />
elemento. È stato <strong>di</strong>mostrato che il consumo <strong>di</strong> riso<br />
americano può elevare significativamente l’escrezione<br />
urinaria <strong>di</strong> DMA, confermando quin<strong>di</strong> che altri alimenti<br />
possono rappresentare una sorgente <strong>di</strong> As per la popolazione<br />
generale (Pearson, 2007). Diversi ricercatori<br />
concordano nel ritenere che il contributo prevalente <strong>di</strong><br />
As inorganico alla <strong>di</strong>eta sia riferibile al consumo <strong>di</strong> riso<br />
(Meacher, 2002; Meliker, 2006; Williams, 2007a). Per<br />
questo motivo la contaminazione da As <strong>del</strong>le cariossi<strong>di</strong><br />
è stata oggetto <strong>di</strong> numerose indagini (Schoof, 1998;<br />
Heitkemper, 2001; Alam, 2003; Kohlmeyer, 2003;<br />
Meharg e Rahman, 2003; D’Amato, 2004; Mehari, 2004).<br />
In ulteriori stu<strong>di</strong> sull’argomento Williams (2005) ha<br />
posto in evidenza che i livelli <strong>di</strong> As inorganico nel riso<br />
variano in funzione <strong>del</strong>la sua provenienza geografica,<br />
per cui campioni provenienti dal Bangladesh (80±3%)
10 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
e dall’In<strong>di</strong>a (81±4%) presentavano valori superiori <strong>di</strong> As<br />
rispetto a quelli <strong>di</strong> origine europea (64±1%) o americana<br />
(42±5%). Tuttavia indagini condotte da altri autori<br />
(Zavala e Dubury, 2008) hanno rilevato che nelle cariossi<strong>di</strong><br />
la concentrazione <strong>di</strong> As totale risulta più elevata<br />
in Europa e in America (0,16-0,19 mg/Kg) rispetto al<br />
continente asiatico e al sud America (In<strong>di</strong>a e Pakistan:<br />
0,051-0,053 mg/Kg; Bangladesh, Thailan<strong>di</strong>a e Venezuela:<br />
0,062-0,089 mg/Kg). Il contenuto <strong>di</strong> As totale in<br />
alimenti a base <strong>di</strong> riso è risultato variare tra 0,14 e 0,28<br />
mg/kg (Sun, 2008) e i valori più elevati erano riferibili a<br />
campioni <strong>di</strong> cracker e riso soffiato. La concentrazione <strong>di</strong><br />
As in olio e aceto presentava invece valori sensibilmente<br />
inferiori (0,01-0,03 mg/l), probabilmente a causa<br />
<strong>del</strong>la <strong>di</strong>luizione acquosa durante le fasi <strong>di</strong> preparazione.<br />
Per esprimere una valutazione tossicologica sulla presenza<br />
<strong>di</strong> As in campioni <strong>di</strong> riso è quin<strong>di</strong> necessario effettuare<br />
la speciazione <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse forme <strong>del</strong>l’elemento,<br />
essendo quella inorganica più tossica rispetto a<br />
quelle organiche (Petrick, 2000; Vahter e Concha,<br />
2001). Tale speciazione è stata condotta su campioni <strong>di</strong><br />
riso (bianco e integrale) nei quali l’As inorganico e il<br />
DMA rappresentavano le componenti principali (Caparra,<br />
2005; Mehari, 2008a,b,c, Smith 2006; William,<br />
2005 e 2006, 2007a).<br />
In un’ulteriore ricerca condotta da Signes-Pastor (2008)<br />
è emerso che il contenuto <strong>di</strong> As nel riso <strong>del</strong> Bengala occidentale<br />
era superiore rispetto a quello rilevato in altri<br />
prodotti agricoli e ciò conferma quin<strong>di</strong> i dati ottenuti da<br />
Meharg (2004). In questo caso la concentrazione <strong>di</strong> arsenico<br />
totale nelle cariossi<strong>di</strong> è risultata pari a 339 µg/Kg<br />
(valore me<strong>di</strong>o). Relativamente a prodotti <strong>di</strong> origine vegetale<br />
il contenuto <strong>di</strong> As è stato determinato in ravanelli<br />
(167 µg/Kg), carote (121 µg/Kg), patate (80 µg/Kg), cavolfiori<br />
(70 µg/Kg), pomodori (56 µg/Kg) e fagioli<br />
bianchi (41 µg/Kg). Si sottolinea che, ad eccezione <strong>del</strong><br />
riso soffiato per il quale la concentrazione <strong>di</strong> As inorganico<br />
(40 µg/Kg) era inferiore a quella <strong>di</strong> DMA (80<br />
µg/Kg), negli altri campioni analizzati la forma prevalente<br />
è risultata As III . Il riscontro <strong>di</strong> valori elevati <strong>di</strong> As<br />
inorganico nel riso bollito (380 µg/Kg) sarebbe invece<br />
riconducibile al contenuto elevato <strong>di</strong> As nell’acqua <strong>di</strong><br />
cottura, come confermato da prec<strong>ed</strong>enti lavori (Devesi,<br />
2001; Diaz, 1989; She, 1992).<br />
Valutazioni condotte sulla popolazione bengalese<br />
hanno confermato che il riso rappresenta circa il 70%<br />
<strong>del</strong>l’apporto calorico giornaliero (Signes, 2008) e attraverso<br />
i composites (piatti pronti al consumo) fornisce<br />
oltre il 90% <strong>del</strong>l’intake totale <strong>di</strong> As (Roychowdhury,<br />
2003). È evidente che in assenza <strong>di</strong> una <strong>di</strong>eta multivariata,<br />
se l’alimento prevalente è rappresentato dal riso,<br />
esso <strong>di</strong>venta la principale fonte <strong>di</strong> esposizione ad As totale<br />
e alla forma inorganica.<br />
Da un esame <strong>del</strong>la letteratura corrente risulta che in<br />
Bangladesh il consumo <strong>di</strong> acqua potabile contaminata<br />
da As costituisce la via più importante <strong>di</strong> esposizione<br />
alimentare (Mandal, 1998). Altri stu<strong>di</strong> ritengono che<br />
l’introduzione <strong>di</strong> riso e vegetali attraverso la <strong>di</strong>eta sia da<br />
ritenere un’ulteriore sorgente espositiva. Al riguardo<br />
una ricerca condotta da Roychowdhury (2008) ha posto<br />
in evidenza la presenza <strong>di</strong> una correlazione positiva tra<br />
il contenuto <strong>di</strong> As nel riso e nelle verdure e quello <strong>del</strong>l’acqua<br />
utilizzata per le irrigazioni dei campi nel <strong>del</strong>ta<br />
<strong>del</strong> Gange (Bengala). Quantitativi elevati <strong>di</strong> As totale<br />
sono stati rilevati nelle patate (335 µg/Kg) e in campioni<br />
<strong>di</strong> semi <strong>di</strong> cumino (107 µg/Kg) e curry (289 µg/Kg).<br />
Inoltre, valutazioni condotte su riso e verdure prima e<br />
dopo la cottura hanno confermato un aumento considerevole<br />
<strong>del</strong>le concentrazioni <strong>del</strong>la sostanza (riso: 239<br />
µg/Kg vs 569 µg/Kg; verdure: 85 µg/Kg vs 369 µg/Kg).<br />
È stata altresì ottenuta un’ampia variazione tra le forme<br />
inorganiche <strong>di</strong> As, superiore nel riso (As V /As III =3,2) rispetto<br />
alle verdure (As V /As III =2,3), la cui interpretazione<br />
deve tener conto <strong>di</strong> possibili reazioni <strong>di</strong> ossidazione durante<br />
la preparazione dei campioni e <strong>del</strong>le proc<strong>ed</strong>ure<br />
utilizzate.<br />
Relativamente ad altri alimenti (latte e derivati) è <strong>di</strong>sponibile<br />
un numero limitato <strong>di</strong> lavori scientifici. In uno<br />
stu<strong>di</strong>o condotto in Turchia nel 2008 (Ayar, 2008) sono<br />
state determinate le concentrazioni <strong>di</strong> As in campioni <strong>di</strong><br />
latte (0,02 mg/Kg), latte in polvere (0,10 mg/Kg) e gelato<br />
(0,09 mg/Kg). I valori relativi al formaggio sono risultati<br />
compresi tra 0,02 e 0,07 mg/Kg mentre un contenuto<br />
più elevato <strong>di</strong> As è stato determinato nel burro<br />
(0,15 mg/Kg) e nello yogurt (0,15 mg/Kg). È da sottolineare<br />
che i dati riportati risultano inferiori ai limiti stabiliti<br />
dal Codex Turkish Food (CTF) e dall’European Communities<br />
(0,1-1,0 mg/Kg) per quanto riguarda i livelli<br />
massimi <strong>di</strong> contaminanti negli alimenti. Infine, si ritiene<br />
opportuno segnalare una pubblicazione italiana (Licata,<br />
2004) in cui è stata valutata la presenza <strong>di</strong> As e <strong>di</strong> altri<br />
metalli tossici in campioni <strong>di</strong> latte proveniente dalla Calabria.<br />
Il 30% dei campioni esaminati presentava una<br />
concentrazione tra 0,24 e 0,68 mg/Kg, superando i dati<br />
ottenuti da Cerutti (1999) (0,03-0,06 mg/Kg), Alais<br />
(2000) (0,04-0,10 mg/Kg) e Simsek (2000) (0,0002-0,05<br />
mg/Kg).<br />
7. Tossicità<br />
Gli effetti tossici <strong>del</strong>l’As sono correlati con lo stato <strong>di</strong> ossidazione<br />
<strong>del</strong>l’elemento (Hughes, 2002; WHO, 2001). Le<br />
specie trivalenti sono più tossiche rispetto a quelle pentavalenti,<br />
anche se i meccanismi non sono completamente<br />
definiti. Le specie trivalenti reagiscono <strong>di</strong>rettamente<br />
con i gruppi sulfidrilici <strong>del</strong>le proteine alterandone<br />
la struttura quaternaria.<br />
Altri siti <strong>di</strong> bin<strong>di</strong>ng sono le selenocisteine, atomi <strong>di</strong> selenio<br />
e <strong>di</strong> molibdeno (Kitchin, 2001). L’arsenato (As inorganico
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 11<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
pentavalente), possi<strong>ed</strong>e una struttura analoga rispetto al<br />
fosfato (Dixon, 1997) <strong>ed</strong> è in grado <strong>di</strong> sostituirlo in processi<br />
biochimici “critici”, determinando effetti tossici.<br />
Animali<br />
La DL50 (dose letale me<strong>di</strong>a) <strong>di</strong> As inorganico nei ro<strong>di</strong>tori<br />
<strong>di</strong>pende dallo stato <strong>di</strong> ossidazione <strong>del</strong>l’elemento e<br />
risulta compresa tra 10 a 90 mg/Kg (WHO, 2001). L’arsenito<br />
è 3-4 volte più tossico rispetto all’arsenato. Nel<br />
criceto la somministrazione i.p. <strong>di</strong> MMA III risulta maggiormente<br />
tossica rispetto all’As III inorganico. Nei ro<strong>di</strong>tori<br />
MMA V e DMA V sono meno tossici rispetto alla<br />
forma inorganica <strong>di</strong> As, con valori <strong>di</strong> DL50 che sono<br />
funzione <strong>del</strong>le modalità <strong>di</strong> somministrazione (≥ 470<br />
mg/Kg) (WHO, 2001).<br />
Gli effetti avversi, non cancerogeni, <strong>di</strong> As inorganico includono<br />
tossicità embrionale e fetale, teratogenicità,<br />
genotossicità (attraverso meccanismi <strong>di</strong> danno in<strong>di</strong>retto<br />
a DNA e cromosomi) e tossicità car<strong>di</strong>ovascolare.<br />
Uomo<br />
La DL50 orale è stata stimata pari a 1-2 mg/Kg (Ellenhorn,<br />
1997). L’esposizione cronica ad As inorganico<br />
può portare ad effetti cutanei, <strong>del</strong>lo sviluppo, ematologici,<br />
riproduttivi e vascolari (ATSDR, 2000; NRC, 1999;<br />
WHO, 2001) e causare anomalie specifiche alla nascita<br />
(<strong>di</strong>fetti <strong>del</strong> tubo neurale) (De Sesso, 1998). È stata riportata<br />
un’alterata funzione intellettuale in bambini <strong>del</strong><br />
Bangladesh esposti cronicamente a As inorganico<br />
(Wasserman, 2004). Il potenziale rapporto tra effetti tossici<br />
e le concentrazioni <strong>di</strong> specie arsenicali trivalenti<br />
metilate in campioni biologici dovrebbe essere confermata<br />
in popolazioni con arsenicosi.<br />
8. Suscettibilità in<strong>di</strong>viduale<br />
È stato riportato che le notevoli variazioni inter-in<strong>di</strong>viduali<br />
nel metabolismo <strong>del</strong>l’As possono essere dovute alla<br />
presenza <strong>di</strong> polimorfismi a carico <strong>di</strong> geni che co<strong>di</strong>ficano<br />
enzimi coinvolti nella metilazione <strong>del</strong>l’arsenico (Vahter,<br />
2000). Tale processo assume rilevanza in quanto le forme<br />
<strong>di</strong> arsenico organico sono meno tossiche <strong>di</strong> quello inorganico<br />
(processo <strong>di</strong> detossificazione). Nel ratto la metilazione<br />
<strong>del</strong>l’As avviene ad opera <strong>del</strong>l’enzima S-adenosill-metionina<br />
<strong>di</strong>pendente (AS3MT). Nel gene AS3MT <strong>del</strong>l’uomo<br />
sono noti i seguenti polimorfismi a singolo nucleotide<br />
(SNPs): R173W (C517T); M287T (T860C) e T306I<br />
(C917T) rilevati nella popolazione afro-americana e caucaso-americana<br />
(Wood, 2006). Di questi, il polimorfismo<br />
M287T è stato ampiamente stu<strong>di</strong>ato in popolazioni asiatiche,<br />
africane e caucasiche (Fujihara, 2008). La frequenza<br />
dei polimorfismi è risultata significativamente più<br />
bassa nella popolazione asiatica e questo suggerisce<br />
che il rischio collegato all’esposizione ad As potrebbe essere<br />
inferiore in queste popolazioni, nonostante la concentrazione<br />
<strong>del</strong>l’elemento nelle acque destinate al consumo<br />
umano risulti tra le più elevate riportate in letteratura<br />
(anche superiore a 1000 ppb).<br />
Un altro stu<strong>di</strong>o ha evidenziato che la variabilità in<strong>di</strong>viduale<br />
può essere collegata alla suscettibilità <strong>di</strong> contrarre<br />
tumori cutanei o lesioni da esposizione ad As. Oltre al<br />
gene AS3MT, anche il gene che co<strong>di</strong>fica per l’enzima<br />
che fosforila il nucleoside purina (PNP), un enzima che<br />
funziona da arsenato riduttasi, è coinvolto nel metabolismo<br />
<strong>del</strong>l’As. Tre polimorfismi esonici <strong>del</strong> gene PNP<br />
(His20His, Gly51Ser e Pro57Pro) sono stati collegati a<br />
forme <strong>di</strong> arsenicosi cutanea (De Chaudhuri, 2008).<br />
Da quanto evidenziato appare evidente che lo stu<strong>di</strong>o dei<br />
polimorfismi è <strong>di</strong> fondamentale importanza nella conoscenza<br />
dei meccanismi <strong>di</strong> trasformazione e metabolismo<br />
<strong>del</strong>l’As nell’uomo e nella valutazione dei rischi collegati<br />
alla sua esposizione.<br />
9. Cancerogenicità<br />
L’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro<br />
(IARC, 1987) e l’US EPA (1993), basandosi sulle evidenze<br />
nell’uomo, hanno classificato l’As inorganico<br />
come un cancerogeno inserendolo rispettivamente nel<br />
gruppo I e nel gruppo A. Il meccanismo <strong>di</strong> cancerogenesi<br />
indotto dall’As inorganico non è noto, ma vi sono<br />
evidenze che l’esposizione può generare ra<strong>di</strong>cali liberi e<br />
altre specie reattive nei sistemi biologici. I possibili meccanismi<br />
<strong>di</strong> cancerogenicità comprendono la genotossicità,<br />
lo stress ossidativo, l’inibizione <strong>del</strong>la riparazione <strong>del</strong><br />
DNA, la promozione <strong>del</strong>la tumorigenesi, la co-cancerogenesi,<br />
la proliferazione cellulare ma anche alterazioni<br />
<strong>del</strong>la trasduzione <strong>del</strong> segnale o la metilazione <strong>del</strong> DNA<br />
(Hughes, 2002; Kitchin, 2001; Rossman, 2003). Più meccanismi<br />
possono interagire tra loro.<br />
Animali<br />
Tests <strong>di</strong> cancerogenesi effettuati in <strong>di</strong>verse specie dopo<br />
somministrazione <strong>di</strong> As inorganico attraverso la <strong>di</strong>eta o<br />
l’acqua o dopo intubazione orale, hanno fornito risultati<br />
negativi (Hughes, 2002; Kitchin, 2001; Rossman, 2003). La<br />
mancanza <strong>di</strong> un mo<strong>del</strong>lo animale per lo stu<strong>di</strong>o <strong>del</strong>la cancerogenicità<br />
indotta da As non ha permesso <strong>di</strong> identificare<br />
il meccanismo che è in grado <strong>di</strong> indurre tale effetto.<br />
Recentemente sono stati effettuati esperimenti su topi<br />
transgenici (Chen, 2000; Germolec, 1997) dopo somministrazione<br />
<strong>di</strong> As utilizzando anche dosi relativamente elevate<br />
<strong>di</strong> raggi ultravioletti come co-cancerogeni (esposizione<br />
in utero) (Burns, 2004; Waalkes, 2004). In tali con<strong>di</strong>zioni<br />
gli animali esposti hanno sviluppato tumori.
12 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
I ratti esposti a elevati livelli <strong>di</strong> DMA V con la <strong>di</strong>eta o tramite<br />
l’acqua hanno sviluppato cancro a carico <strong>del</strong>la vescica<br />
(Arnold, 1999; Wei, 1999). Il DMA V è risultato<br />
anche la causa <strong>di</strong> tumore multi-organo nei ro<strong>di</strong>tori<br />
(Wanibuchi, 2004). Nei ratti a cui è stato somministrato<br />
TMAO nell’acqua, la frequenza <strong>del</strong>l’adenoma epatocellulare<br />
è significativamente aumentata rispetto al valore<br />
dei controlli (Shen, 2003b). Viceversa, la somministrazione<br />
<strong>di</strong> MMA V attraverso la <strong>di</strong>eta (Arnold, 2003) o con<br />
l’acqua (Shen, 2003a), non è risultata cancerogena per<br />
i ro<strong>di</strong>tori.<br />
Uomo<br />
È stata osservata l’insorgenza <strong>di</strong> cancro al polmone<br />
dopo esposizione occupazionale in lavoratori <strong>di</strong> fonderie,<br />
nei minatori e negli operai <strong>di</strong> industrie <strong>di</strong> antiparassitari<br />
(NRC, 1999; WHO, 2001). L’esposizione dovuta<br />
all’ingestione <strong>di</strong> acqua contaminata con As inorganico<br />
può determinare l’insorgenza <strong>di</strong> cancro <strong>del</strong>la pelle, <strong>del</strong>la<br />
vescica, <strong>del</strong> polmone, <strong>del</strong> rene e <strong>di</strong> altri organi (NRC,<br />
1999 e 2001; WHO, 2001).<br />
La stima quantitativa <strong>del</strong> rischio <strong>di</strong> sviluppare il cancro<br />
cutaneo corrisponde a un Oral Slope Factor <strong>di</strong> 1,5<br />
mg/Kg/<strong>di</strong>e mentre l’unità <strong>di</strong> rischio per l’acqua ingerita<br />
è stato stimato in 5x10 -5 µg/l (US EPA 1993). L’unità <strong>di</strong><br />
rischio per lo sviluppo <strong>di</strong> cancro dopo inalazione <strong>di</strong> As<br />
(stu<strong>di</strong> in soggetti professionalmente esposti) è risultata<br />
<strong>di</strong> 4,3 x 10 -3 µg/m 3 (U.S. EPA 1993).<br />
Una commissione <strong>del</strong>la National Academy of Science ha<br />
valutato gli effetti sanitari <strong>del</strong>l’As inorganico presente<br />
nell’acqua destinata al consumo umano riportando una<br />
stima <strong>del</strong>la probabilità teorica massima <strong>di</strong> rischio per<br />
tumore alla vescica e al polmone (NRC, 2001).<br />
Alla concentrazione <strong>di</strong> 10 µg/l <strong>di</strong> As nell’acqua, l’incidenza<br />
<strong>di</strong> cancro alla vescica in 10 5 in<strong>di</strong>vidui è pari a 12<br />
nelle donne e a 23 negli uomini. Per il cancro <strong>del</strong> polmone<br />
il tasso <strong>di</strong> incidenza (10 5 in<strong>di</strong>vidui) è 18 nelle femmine<br />
e 14 nei maschi. Queste stime <strong>di</strong> rischio sono più<br />
elevate rispetto a quelle utilizzate da EPA, in base alle<br />
quali è stato ridotto il livello massimo <strong>di</strong> As nelle acque<br />
potabili (MCL-Maximum Contaminant Level) da 50 a 10<br />
µg/l <strong>di</strong> As.<br />
10. Utilizzo <strong>di</strong> composti <strong>di</strong> As nella terapia antitumorale<br />
Come in prec<strong>ed</strong>enza evidenziato il metabolismo e la<br />
tossicità molecolare <strong>di</strong> As sono strettamente associati<br />
alla cancerogenesi e ciò vale anche per la sua attività<br />
antitumorale in trattamenti terapeutici. Si è ipotizzato<br />
che i cambiamenti epigenetici indotti dall’As potrebbero<br />
costituire gli “eventi chiave” <strong>del</strong> citato paradosso. È noto<br />
da tempo che l’As inibisce numerosi enzimi (NCR,<br />
1999): enzimi <strong>di</strong> ripazione <strong>del</strong> DNA, enzimi correlati con<br />
attività antiossidanti (tior<strong>ed</strong>ossina r<strong>ed</strong>uttasi), numerose<br />
metiltransferasi presenti nelle urine, e la perossidazione<br />
lipi<strong>di</strong>ca. Basse concentrazioni <strong>di</strong> As inibiscono la<br />
DNMT1 (DNA metil-transferasi 1) e DNMT3A (DNA<br />
metiltransferasi 3A) nei cheratinociti umani. Cambiamenti<br />
indotti dall’As nella metilazione <strong>del</strong> DNA possono<br />
avere gravi conseguenze nello sviluppo prima e dopo la<br />
nascita. È stato altresì <strong>di</strong>mostrato che l’arsenico potrebbe<br />
indurre cambiamenti epigenetici attraverso il sequestro<br />
dei gruppi metilici, limitando in tal modo le reazioni<br />
catalizzate da altre metiltransferasi cellulari, con<br />
conseguente ipometilazione <strong>del</strong>le citosine.<br />
Nel cancro si verificano cambiamenti nella metilazione<br />
<strong>del</strong> DNA con ridotta metilazione globale <strong>del</strong> genoma ma<br />
è anche incrementata la metilazione <strong>di</strong> <strong>di</strong>versi promotori<br />
gene specifici (oncosoppressori). Molti promotori <strong>di</strong><br />
geni <strong>di</strong> mammifero sono caratterizzati dalla presenza <strong>di</strong><br />
isole CpG. La metilazione <strong>del</strong>le citosine nei <strong>di</strong>nucleoti<strong>di</strong><br />
CpG induce il silenziamento <strong>del</strong> gene. La terapia farmacologica<br />
consiste quin<strong>di</strong> nell’inibizione <strong>del</strong>la DNA metiltransferasi<br />
con la conseguente riattivazione dei geni silenziati<br />
e l’inibizione <strong>del</strong>la crescita tumorale o la sensibilizzazione<br />
ad altre terapie anticancro. Più recentemente<br />
è stato evidenziato che il meccanismo antitumorale<br />
riferibile ad As 2 O 3 si verifica tramite la riattivazione<br />
<strong>di</strong> geni oncosoppressori silenziati attraverso la demetilazione<br />
<strong>del</strong> DNA, oltre che tramite l’induzione <strong>del</strong>l’apoptosi,<br />
come prec<strong>ed</strong>entemente evidenziato (Figura 4).<br />
Il As 2 O 3 è stato reintrodotto come agente antitumorale<br />
in seguito a stu<strong>di</strong> pionieristici condotti in Cina che prev<strong>ed</strong>evano<br />
la somministrazione <strong>di</strong> una mistura <strong>di</strong> erbe<br />
contenente anidride arseniosa per il trattamento <strong>del</strong>la<br />
leucemia acuta promielocitica (APL). Tali ricerche<br />
hanno <strong>di</strong>mostrato la marcata attività <strong>del</strong>la monoterapia<br />
con As 2 O 3 nel trattamento <strong>del</strong>la APL e hanno stimolato<br />
ulteriori approfon<strong>di</strong>menti da parte <strong>del</strong>la Food and Drug<br />
Administration (settembre 2000) per il trattamento <strong>del</strong>le<br />
reci<strong>di</strong>ve e <strong>del</strong>l’APL refrattaria. Il As 2 O 3 può anche essere<br />
utilizzato in combinazione con altri agenti chemioterapici<br />
per migliorarne il potenziale utilizzo. Trials clinici<br />
<strong>di</strong> fase I e II stanno valutando la fattibilità, la sicurezza<br />
e potenziali effetti <strong>del</strong>l’As in vari tipi <strong>di</strong> cancro<br />
(Xing, 2008).<br />
11. Meccanismo <strong>di</strong> azione <strong>del</strong>l’As come interferente<br />
endocrino<br />
La contaminazione da As nell’acqua destinata al consumo<br />
umano è considerata una grave problematica per<br />
la salute, poiché è associata a un aumentato rischio <strong>di</strong><br />
sviluppare <strong>di</strong>verse patologie (tumori <strong>del</strong>la pelle, <strong>del</strong> polmone,<br />
<strong>del</strong>la vescica e altri tumori, <strong>di</strong>abete <strong>di</strong> tipo 2) malattie<br />
vascolari e car<strong>di</strong>ovascolari, effetti sullo sviluppo e
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 13<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
Figura 4. Meccanismo antitumorale <strong>del</strong>l’As 2 O 3 me<strong>di</strong>ante modulazione epigenetica (le regioni ricche in CpG <strong>di</strong> promotori<br />
ipermetilati <strong>di</strong> geni oncosoppressori sono demetilate da As 2 O 3 attraverso l’inibizione <strong>di</strong> DNA metiltransferasi, DNMTs)<br />
(mo<strong>di</strong>ficata da Xing Cui, 2008)<br />
sulla riproduzione, effetti neurologici e cognitivi. Un aumento<br />
<strong>del</strong> rischio per la salute può verificarsi a basse<br />
dosi, corrispondenti 10-50 µg/l. Va tuttavia rilevato che<br />
in animali <strong>di</strong> laboratorio e in colture cellulari sono stati<br />
evidenziati effetti biologici a livelli sensibilmente inferiori.<br />
L’As può agire come un potente interferente endocrino,<br />
alterando la regolazione genica tramite interazione<br />
con i recettori degli ormoni steroidei [glucocorticoi<strong>di</strong><br />
(GR), mineralcorticoi<strong>di</strong> (MR), progesterone (PR) e<br />
androgeni (AR)] (Bodwell, 2006; Bodwell, 2004; Kaltreider,<br />
2001).<br />
Un’alterazione <strong>del</strong> metabolismo dei glucocorticoi<strong>di</strong> può<br />
avere conseguenze negative sullo sviluppo e in ultima<br />
analisi produrre effetti avversi alla salute. Microdosi <strong>di</strong><br />
As (0,1-1 µM) stimolano la trascrizione ormone-me<strong>di</strong>ata,<br />
mentre dosi più elevate (1-5 µM) ma non citotossiche<br />
possono determinare un effetto soppressivo.<br />
Utilizzando i GR come mo<strong>del</strong>lo rappresentativo per i recettori<br />
steroidei (SRs), si è evidenziato che l’As è in<br />
grado <strong>di</strong> alterare la regolazione <strong>del</strong>la trascrizione, suggerendo<br />
che il target sia l’apparato <strong>di</strong> trascrizione<br />
(Bodwell, 2004). Stu<strong>di</strong> <strong>di</strong> mutazione genica dei GR<br />
hanno confermato che l’azione <strong>del</strong>l’As coinvolge steps<br />
<strong>di</strong> attivazione prima <strong>del</strong> legame con il DNA e che effetti<br />
soppressivi utilizzano steps successivi al legame con il<br />
DNA. Tali osservazioni, considerata la similarità nella risposta<br />
dei quattro recettori degli ormoni steroidei, suggeriscono<br />
che il target degli effetti <strong>del</strong>l’As è parte <strong>del</strong>l’apparato<br />
che regola l’espressione genica invece <strong>del</strong><br />
recettore.<br />
L’azione <strong>del</strong>l’interferente endocrino può esplicarsi secondo<br />
<strong>di</strong>verse modalità: 1) aumentando o riducendo la<br />
quantità <strong>di</strong> ormone prodotta e l’attività metabolica; 2)<br />
determinando un effetto interferente tra ormone e il legame<br />
con i recettori. Nel merito Kaltreider non ha confermato<br />
che l’As sia in grado <strong>di</strong> interferire con il complesso<br />
ormone-recettore prima <strong>del</strong>l’entrata <strong>del</strong> complesso<br />
nel nucleo. I dati riportati da questi autori in<strong>di</strong>cano<br />
che i cambiamenti che avvengono all’interno <strong>del</strong><br />
nucleo implicano un’inibizione selettiva <strong>del</strong>la trascrizione<br />
<strong>del</strong> DNA che in con<strong>di</strong>zioni normali dovrebbe essere<br />
stimolata dal complesso glucocorticoide-GR (Figura<br />
5). Il meccanismo dettagliato <strong>del</strong>l’interferenza non<br />
è ancora noto (Kaltreider, 2001).
14 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
Figura 5. Meccanismo <strong>di</strong> interferenza <strong>del</strong>l’arsenico con il complesso glucocorticoide-GR (mo<strong>di</strong>ficato da Kaltreider, 2001)<br />
L’As interferisce con i recettori degli estrogeni (ER), sia<br />
in vivo sia in colture cellulari. A dosi non citotossiche (1-<br />
50 µmol/Kg <strong>di</strong> arsenito) l’elemento sopprime fortemente<br />
la trascrizione genica ER-<strong>di</strong>pendente <strong>del</strong> gene<br />
<strong>del</strong> 17β-estra<strong>di</strong>olo (E2) <strong>del</strong>la vitellogenina II inducibile<br />
(stu<strong>di</strong>o condotto sul fegato <strong>del</strong>l’embrione <strong>di</strong> pulcino).<br />
In colture cellulari, livelli non citotossici <strong>di</strong> As (0,25-3<br />
µmol pari a circa 20-225 ppb) inibiscono in modo significativo<br />
l’attivazione genica E2-me<strong>di</strong>ata da un gene reporter<br />
ER-regolato e <strong>di</strong> un gene GREB1 ER-regolato<br />
nella linea cellulare MCF-7 <strong>del</strong> tumore mammario.<br />
Gli effetti <strong>del</strong>l’As sulla regolazione genica ER-<strong>di</strong>pendente<br />
sono simili a quelli <strong>di</strong> altri recettori steroidei. Una<br />
<strong>di</strong>fferenza specifica è la mancanza <strong>di</strong> un aumento significativo<br />
<strong>del</strong>l’espressione genica alle dosi più basse<br />
anche se il(i) meccanismo(i) attraverso il quale l’As altera<br />
la regolazione genica attraverso gli ER e gli altri<br />
SRs non è a tutt’oggi conosciuto.<br />
L’As è un interferente endocrino ma agisce con un meccanismo<br />
<strong>di</strong>verso dai composti organici con caratteristiche<br />
<strong>di</strong> EDCs, molti dei quali agiscono come ormone<br />
mimetici e come agonisti o antagonisti competitivi. Infatti<br />
gli stu<strong>di</strong> relativi ad As e SRs in<strong>di</strong>cano che l’elemento<br />
non è un agonista <strong>del</strong>l’attivazione degli SR e non<br />
agisce come antagonista competitivo o non competitivo<br />
(Bodwell, 2006 e 2004).<br />
L’As altera la capacità <strong>del</strong> complesso SRs-As <strong>di</strong> legarsi<br />
al DNA nel processo <strong>di</strong> regolazione <strong>del</strong>la trascrizione<br />
genica. Gli effetti <strong>del</strong>l’As sul recettore estrogenico e gli<br />
altri 4 recettori steroidei (GR, AR, PR <strong>ed</strong> MR) sono molto<br />
simili per cui piccole sequenze assolute o identità strutturali<br />
entro le DBD (DNA Bin<strong>di</strong>ng Domain) potrebbero<br />
essere un target comune per l’As (Bodwell, 2006).<br />
Stu<strong>di</strong> recenti (J. C. Davey, 2008) hanno evidenziato effetti<br />
simili <strong>del</strong>l’As sul TR (Thyroid Hormone Receptor) e<br />
sul RAR (Retinoic Acid Receptor) i cui domini <strong>di</strong> legame<br />
al DNA <strong>di</strong>fferiscono significativamente da quelli <strong>di</strong> GR.<br />
Ciò porta a ritenere che i recettori stessi non sono il<br />
target <strong>del</strong>l’As e che altre proteine o pathway <strong>di</strong> regolazione<br />
rappresentino il reale target.<br />
In mo<strong>del</strong>li animali basse concentrazioni <strong>di</strong> As possono<br />
alterare i processi <strong>di</strong> sviluppo che coinvolgono TR. Sia<br />
acido retinoico (RA) sia l’ormone tiroideo (TH) rappresentano<br />
fattori critici per il normale sviluppo e per le funzioni<br />
<strong>del</strong> soggetto adulto e alterazioni nei pathways regolati<br />
da queste sostanze sono state associate a <strong>di</strong>versi<br />
processi patologici (Davey, 2008). Nell’uomo una forte<br />
carenza <strong>di</strong> ormoni tiroidei alla nascita nell’uomo porta a
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 15<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
cretinismo, con caratteristico ritardo mentale, bassa statura<br />
e per<strong>di</strong>ta <strong>del</strong>l’u<strong>di</strong>to. Gravi carenze riscontrabili alla<br />
nascita possono essere risolte con la somministrazione<br />
<strong>di</strong> ormoni, ma non si esclude la possibilità <strong>di</strong> trascurare<br />
gli effetti meno evidenti alla nascita (Galton, 2005; Oppenheimer<br />
e Samuels, 1983; Raz e Kelley, 1997).<br />
Stu<strong>di</strong> epidemiologici condotti in bambini esposti a dosi<br />
elevate <strong>di</strong> As attraverso l’acqua destinata al consumo<br />
umano hanno evidenziato anche effetti sulle funzioni cognitive<br />
(Wasserman, 2004). In passato si riteneva che gli<br />
effetti derivanti dall’esposizione ad As fossero transienti<br />
e reversibili, questo anche in considerazione <strong>del</strong> fatto<br />
che l’elemento non si accumula nel corpo come avviene<br />
invece per i composti organici persistenti o metalli come<br />
mercurio e piombo e che all’epoca non si conosceva la<br />
capacità <strong>del</strong>l’As <strong>di</strong> agire sul DNA sia inducendo mutazioni<br />
che cambiando lo stato epigenetico <strong>del</strong> genoma.<br />
Stu<strong>di</strong> più recenti supportano la convinzione che l’As<br />
agisca sul signalling ormonale durante varie fasi <strong>del</strong>lo<br />
sviluppo per cui non si escludono effetti a lungo termine.<br />
(Liu, 2006a; Shen, 2006; Waalkes, 2004a).<br />
Conseguentemente, tenuto conto che esistono evidenze<br />
sul ruolo <strong>di</strong> As come interferente endocrino è importante<br />
valutare l’impatto complessivo sulla salute<br />
umana in modo da pervenire a una caratterizzazione <strong>del</strong><br />
possibile rischio espositivo, in particolare per categorie<br />
<strong>di</strong> soggetti sensibili. (Smith, 2006; Wasserman, 2004).<br />
Gli ER rivestono un ruolo importante nell’eziologia e<br />
nella risposta terapeutica al tumore <strong>del</strong>la mammella,<br />
<strong>del</strong>l’ovaio e <strong>del</strong>l’utero. Inoltre influiscono <strong>di</strong>rettamente<br />
sulla crescita e sull’aggressività <strong>del</strong> cancro <strong>del</strong>la mammella<br />
mentre gli agonisti <strong>ed</strong> antagonisti degli ER esercitano<br />
un ruolo nella promozione e nell’inibizione <strong>del</strong><br />
cancro al seno e <strong>di</strong> altri tumori ER <strong>di</strong>pendenti. Da ciò<br />
deriva che quei composti chimici che sono in grado <strong>di</strong><br />
alterare l’attività degli ER, possono contribuire all’eziologia,<br />
progressione o regressione <strong>del</strong>la patologia.<br />
Allo stato attuale <strong>del</strong>le conoscenze non vi sono sufficienti<br />
evidenze per affermare che l’esposizione ad As attraverso<br />
il consumo quoti<strong>di</strong>ano <strong>di</strong> acqua <strong>di</strong> rete contaminata<br />
possa determinare un incremento <strong>del</strong>l’incidenza<br />
<strong>di</strong> cancro <strong>del</strong>la mammella o <strong>di</strong> altri tumori ER <strong>di</strong>pendenti.<br />
Non si esclude un ruolo <strong>del</strong>l’As nel causare alterazioni<br />
nella trasduzione <strong>del</strong> segnale (signalling), con<strong>di</strong>zione alla<br />
quale alcuni autori hanno associato anche possibili patologie<br />
car<strong>di</strong>ovascolari.<br />
Ad esempio, un recente stu<strong>di</strong>o condotto da Waalkes ha<br />
evidenziato che l’esposizione ad As inorganico nei topi<br />
aumenta l’incidenza <strong>di</strong> cancerogenesi nella prole. L’ipometilazione<br />
dei promotori dei recettori ER porta a un<br />
overexpression (Chen, 2004; Liu, 2006a; Liu, 2006b;<br />
Shen, 2006).<br />
Gli ER rivestono un ruolo importante nel normale sviluppo<br />
e funzione <strong>del</strong> fegato e nella cancerogenesi a carico<br />
<strong>di</strong> questo organo in sistemi sperimentali. Al ri-<br />
guardo si sottolinea come l’esposizione ad As presente<br />
nell’acqua destinata al consumo umano sia stata associata<br />
con un aumento <strong>del</strong> rischio <strong>di</strong> cancro epatico, per<br />
cui è possibile che gli effetti <strong>del</strong>l’As sugli ER possano incidere<br />
in modo significativo su questa patologia. Lo<br />
stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Waalkes sull’esposizione fetale ad As suggerisce<br />
l’esistenza <strong>di</strong> un imprinting correlato agli ER che<br />
svolge un ruolo importante nell’induzione <strong>di</strong> specifiche<br />
patologie nel soggetto adulto.<br />
12. Stu<strong>di</strong> <strong>di</strong> espressione genica<br />
La tecnologia microarrays è stata recentemente utilizzata<br />
su un mo<strong>del</strong>lo animale (topo), per valutare le variazioni<br />
<strong>di</strong> espressione genica e gli effetti a lungo termine<br />
<strong>del</strong>l’ingestione <strong>di</strong> dosi crescenti <strong>di</strong> As presenti in<br />
acqua (Andrew, 2007). Tale stu<strong>di</strong>o ha evidenziato una<br />
variazione statisticamente significativa <strong>di</strong> trascritti coinvolti<br />
in processi <strong>di</strong> angiogenesi, metabolismo <strong>di</strong> lipi<strong>di</strong>,<br />
trasporto <strong>di</strong> ossigeno, apoptosi, ciclo cellulare e risposta<br />
immunitaria. L’alterazione <strong>di</strong> questi pathways è stata rilevata<br />
anche in un mo<strong>del</strong>lo cellulare (epatociti <strong>di</strong> ratto)<br />
unitamente alla deregolazione <strong>di</strong> recettori ormonali e<br />
<strong>di</strong>versi oncogeni (Chen, 2001).<br />
Un’ulteriore ricerca, condotta sullo stesso tipo <strong>di</strong> mo<strong>del</strong>lo<br />
sperimentale, ha invece <strong>di</strong>mostrato che somministrando<br />
acqua contaminata da arsenito <strong>di</strong> so<strong>di</strong>o 0,01%<br />
si sviluppava iperplasia uroteliale vescicale a <strong>di</strong>stanza <strong>di</strong><br />
4 settimane, con accumulo <strong>di</strong> As III inorganico a carico<br />
<strong>del</strong> tessuto vescicale. (Simeonova, 2000). I geni alterati<br />
erano coinvolti nei meccanismi <strong>di</strong> crescita cellulare<br />
(quali c-fos, c-jun e EGR-1) e <strong>di</strong> blocco <strong>di</strong> GADD153 e<br />
GADD45. Si è pertanto ipotizzato che l’effetto <strong>del</strong>l’As sia<br />
in grado <strong>di</strong> determinare un incremento proliferativo<br />
<strong>del</strong>le cellule uroepiteliali come possibile causa <strong>di</strong> insorgenza<br />
<strong>di</strong> tumore.<br />
Per quanto riguarda l’effetto <strong>del</strong>l’As nell’uomo, uno<br />
stu<strong>di</strong>o condotto su una popolazione <strong>del</strong> Bangladesh<br />
esposta per via cronica ad acqua contaminata (Argos,<br />
2006) ha posto in evidenza che in alcuni soggetti erano<br />
presenti lesioni cutanee riferibili all’elemento. Dopo<br />
estrazione <strong>del</strong>l’RNA dai linfociti <strong>di</strong> sangue periferico<br />
(soggetti con presenza e non <strong>del</strong>le citate lesioni) sono<br />
state condotte indagini <strong>di</strong> laboratorio con la tecnica dei<br />
microarrays. I pathways alterati riguardavano lo splicing<br />
<strong>del</strong>l’RNA, il processamento e il metabolismo <strong>del</strong>l’RNA<br />
messaggero, l’alterazione <strong>di</strong> complessi ribonucleoproteici<br />
e dei processi <strong>di</strong> traduzione e fol<strong>di</strong>ng proteico.<br />
La modalità <strong>di</strong> azione <strong>del</strong>l’As (MOA) è stata oggetto <strong>di</strong><br />
recenti review (Kitchin, 2001; Rossman, 2003; Kligerman<br />
e Tennant, 2006) che hanno sottolineato l’importanza<br />
<strong>di</strong> alcuni fattori quali la dose espositiva e la<br />
sua durata, la valutazione <strong>del</strong> sistema biologico o cellulare<br />
e le specie arsenicali. Stu<strong>di</strong> recenti (Ahlborn,
16 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
2008) hanno <strong>di</strong>mostrato che alle dosi più elevate <strong>di</strong> As<br />
(10 ppm) si verificava una significativa alterazione dei<br />
pathways relativi alla regolazione <strong>del</strong>l’actina nel citoscheletro,<br />
MAPK, Jak-Stat, Tight junction, Toll-like, fosfati<strong>di</strong>linositolo<br />
e i pathways <strong>di</strong> signalling <strong>del</strong>l’insulina.<br />
In<strong>di</strong>cativamente 20 geni mostrano una dose risposta,<br />
includendo quelli associati alla cancerogenesi o alla<br />
crescita tumorale tra cui ciclina D1, CLIC4, efrina A1,<br />
STAT3 e DNA metiltransferasi 3a. Dosi uguali o inferiori<br />
a 1 ppm solo raramente erano in grado <strong>di</strong> indurre alterazioni<br />
significative dei suddetti pathways. In tal caso,<br />
le specie arsenicali potevano contribuire alla cancerogenesi<br />
come co-cancerogeni/mutageni (ad es. esposizione<br />
a raggi UV, fumo, deficit nella <strong>di</strong>eta) (Rossman,<br />
2002 e 2004) (Figura 6).<br />
Sebbene alle dosi più elevate <strong>di</strong> As non siano stati correlati<br />
in passato cambiamenti trascrizionali nei geni<br />
identificati con la cancerogenesi, l’ultimo stu<strong>di</strong>o citato<br />
suggerisce che essi potrebbero svolgere un ruolo negli<br />
sta<strong>di</strong> precoci <strong>del</strong>la cancerogenesi epiteliale <strong>ed</strong> essere<br />
quin<strong>di</strong> considerati potenziali biomarcatori.<br />
Più recentemente un altro stu<strong>di</strong>o ha evidenziato come la<br />
<strong>di</strong>stribuzione sub-cellulare <strong>del</strong>la proteina PCBP2 (poly-<br />
C bin<strong>di</strong>ng protein 2) possa essere alterata dopo esposi-<br />
zione ad arsenito <strong>di</strong> so<strong>di</strong>o. (Fujimura K, 2008). La proteina<br />
PCBP2 è un componente <strong>del</strong>l’α-complex <strong>del</strong>l’mRNA<br />
<strong>del</strong>l’α-globina umana che aumenta la stabilità<br />
<strong>del</strong>l’RNA messaggero, facilita la traduzione <strong>di</strong> trascritti<br />
cellulari e virali <strong>ed</strong> è anche implicata in altri importanti<br />
processi biologici quali la regolazione trascrizionale e il<br />
silenziamento traduzionale. Appare quin<strong>di</strong> chiaro come<br />
l’effetto <strong>del</strong>l’esposizione ad As debba essere meglio<br />
compresa al fine <strong>di</strong> chiarire il complesso meccanismo <strong>di</strong><br />
regolazione genica in tali sistemi.<br />
1<strong>3.</strong> MicroRNA<br />
I microRNA (miRNA), costituiti da brevi sequenze <strong>di</strong><br />
RNA non co<strong>di</strong>ficante, sono stati ampiamente stu<strong>di</strong>ati in<br />
questi ultimi anni per la loro attività regolatoria post-trascrizionale,<br />
in grado <strong>di</strong> alterare in modo significativo l’espressione<br />
genica. Un recente stu<strong>di</strong>o ha valutato se l’esposizione<br />
cellulare a fattori che sono in grado <strong>di</strong> indurre<br />
anomalie <strong>del</strong>lo sviluppo o cancro possa variare<br />
anche il profilo dei miRNA (Marsit, 2006). È stato rilevato<br />
che la mancanza <strong>di</strong> acido folico o l’esposizione ad<br />
arsenito <strong>di</strong> so<strong>di</strong>o inducevano un’aumentata espressione<br />
Figura 6. Mappa <strong>del</strong>le interazioni tra i possibili meccanismi d’azione <strong>del</strong>la carcinogenesi indotta dall’As (i geni<br />
espressi in modo <strong>di</strong>fferenziato nella cute <strong>di</strong> topi K6/ODC, in seguito a esposizione a 10 ppm <strong>di</strong> arsenito <strong>di</strong> so<strong>di</strong>o<br />
per 30 giorni, sono identificati dai riquadri, con i relativi andamenti <strong>di</strong> up- o down-regolazione in<strong>di</strong>cati dalle frecce)<br />
(mo<strong>di</strong>ficato da Ahlborn, 2008)
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
<strong>di</strong> miRNA, mentre un irraggiamento con raggi γ non<br />
provocava alcuna alterazione.<br />
È stato <strong>di</strong>mostrato che l’esposizione cronica ad arsenico<br />
inorganico e ai suoi metaboliti me<strong>di</strong>ante somministrazione<br />
<strong>di</strong> acqua elevava l’insorgenza <strong>di</strong> tumore cutaneo<br />
in topi transgenici K6/ODC. Al fine <strong>di</strong> identificare potenziali<br />
biomarcatori e i possibili meccanismi <strong>di</strong> cancerogenesi,<br />
sono stati condotti stu<strong>di</strong> sui profili <strong>di</strong> espressione<br />
genica nei citati animali previa somministrazione<br />
<strong>di</strong> 0- 0,05- 0,25 e 10 ppm <strong>di</strong> so<strong>di</strong>o arsenito. È emerso<br />
che la carenza <strong>di</strong> acido folico amplificava negli animali<br />
la risposta al trattamento con As, con conseguente interferenza<br />
con la normale proliferazione e <strong>di</strong>fferenziazione<br />
cellulare. Tale esperimento conferma che la carenza<br />
<strong>di</strong> acido folico rappresenta un fattore <strong>di</strong> suscettibilità<br />
nutrizionale nella genesi <strong>del</strong> tumore cutaneo indotta<br />
da As (Nelson, 2007).<br />
Un altro stu<strong>di</strong>o ha evidenziato come l’interazione tra<br />
miRNA e target, che porta alla repressione traduzionale<br />
<strong>del</strong> gene, possa essere facilmente soppressa in particolari<br />
con<strong>di</strong>zioni <strong>di</strong> stress ossidativo tra cui anche l’esposizione<br />
ad arsenito <strong>di</strong> so<strong>di</strong>o 0,1 mM (Bhattacharyya,<br />
2006). Tale osservazione, se confermata anche in vivo,<br />
complicherebbe ulteriormente la comprensione dei<br />
meccanismi <strong>di</strong> azione <strong>di</strong> questo interferente.<br />
14. Meto<strong>di</strong> <strong>di</strong> analisi<br />
14.1. Determinazione <strong>di</strong> arsenico totale e speciazione<br />
<strong>di</strong> forme organiche<br />
Nella determinazione <strong>di</strong> As totale in matrici biologiche<br />
sono state utilizzate <strong>di</strong>verse tecniche strumentali<br />
(B’Hymer, 2004; Francescani, 2004; Gong, 2002; Mandal,<br />
2004; WHO, 2001) e tra queste, se ci si limita alle tecniche<br />
routinarie, risultano la spettrometria a fluorescenza<br />
atomica (AFS), la spettrometria <strong>di</strong> assorbimento atomico<br />
con tecnica <strong>di</strong> generazione <strong>del</strong>l’idruro (HGAAS) abbinata<br />
a trappola criogenica e tubo <strong>di</strong> quarzo, la spettrometria <strong>di</strong><br />
assorbimento atomico con atomizzazione elettrotermica<br />
(ETAAS), la spettrometria <strong>di</strong> massa con sorgente a<br />
plasma induttivo (ICP-MS) sia in versione singolo quadrupolo,<br />
sia in versione ad alta risoluzione. Relativamente<br />
a quest’ultima strumentazione la determinazione <strong>di</strong> As<br />
presenta due or<strong>di</strong>ni <strong>di</strong> <strong>di</strong>fficoltà: a) il primo riconducibile<br />
alla formazione <strong>del</strong>lo ione molecolare 40 Ar 35 Cl in grado <strong>di</strong><br />
provocare un’interferenza spettrale sull’isotopo 75 As; b)<br />
un’ulteriore problematica deriva dall’effetto matrice <strong>del</strong><br />
campione biologico (urina, sangue, siero) con conseguente<br />
interferenza non spettrale (Amarasiriwardena,<br />
1998). In questi ultimi la versione ICP-MS in singolo quadrupolo<br />
è stata interfacciata a una cella <strong>di</strong> reazione <strong>di</strong>namica<br />
(DRC) e più raramente a una cella <strong>di</strong> collisione<br />
per eliminare le interferenze poliatomiche e questa solu-<br />
zione, economicamente più vantaggiosa <strong>del</strong>la configurazione<br />
ad alta risoluzione ha rappresentato una soluzione<br />
valida per campioni <strong>di</strong> urina, siero e sangue intero. Va rilevato<br />
che è comunque necessaria una mineralizzazione<br />
preventiva <strong>del</strong>la matrice biologica con trattamento in<br />
forno a microonde in contenitori pressurizzati in Teflon e<br />
utilizzo <strong>di</strong> adeguata miscela acida. Questa soluzione offre<br />
<strong>di</strong>versi vantaggi per quanto riguarda la fase preparativa,<br />
in quanto permette il trattamento contemporaneo <strong>di</strong> un<br />
<strong>di</strong>screto numero <strong>di</strong> campioni con tempi più brevi rispetto<br />
ai sistemi convenzionali. Allo stesso tempo garantisce un<br />
adeguato controllo dei fenomeni <strong>di</strong> inquinamento accidentale<br />
da As. In merito alla preparazione <strong>del</strong> campione<br />
verranno evidenziate in un successivo paragrafo le relative<br />
problematiche, in particolare quando è richiesta la<br />
speciazione <strong>del</strong>le forme arsenicali inorganiche <strong>ed</strong> organiche.<br />
In quest’ultimo decennio, la determinazione <strong>di</strong> As totale<br />
è risultata un in<strong>di</strong>catore biologico utilizzato prevalentemente<br />
come test <strong>di</strong> screening, anche per stu<strong>di</strong> sulla popolazione<br />
generale. Viceversa si sono intensificate le<br />
meto<strong>di</strong>che analitiche per la speciazione <strong>del</strong>l’As in <strong>di</strong>verse<br />
matrici biologiche, in grado quin<strong>di</strong> <strong>di</strong> consentire<br />
una <strong>di</strong>fferenziazione tra le <strong>di</strong>verse forme chimiche <strong>di</strong> As<br />
organico e inorganico. Un requisito fondamentale <strong>di</strong><br />
questa speciazione è che la preparazione <strong>del</strong> campione<br />
all’analisi non determini alterazioni <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse forme<br />
chimiche originarie <strong>del</strong>l’elemento.<br />
Recentemente Heitland e Koster (2008) hanno utilizzato<br />
un metodo routinario per la determinazione in urina che<br />
utilizza la cromatografia liquida a elevate prestazioni interfacciandola<br />
alla ICP-MS. Va evidenziato che questi<br />
autori hanno impiegato un metodo validato e controlli <strong>di</strong><br />
qualità sia interni, sia esterni. Il LOD <strong>del</strong> metodo, riferito<br />
ad As III e As V , al monometilarsonato V e all’arsenobetaina<br />
è risultato pari a 1 µg/l. I citati autori hanno considerato<br />
tale valore adeguato per un’applicabilità <strong>del</strong> metodo<br />
anche a stu<strong>di</strong> sulla popolazione generale e residente<br />
nella Germania <strong>del</strong> nord. Un ulteriore aspetto è che la<br />
strumentazione ICP-MS era <strong>di</strong> tipo convenzionale e<br />
quin<strong>di</strong> sicuramente più accessibile <strong>del</strong>la DRC-ICP-MS o<br />
<strong>del</strong> Sector Field ad alta risoluzione. La stessa tecnica<br />
strumentale HPLC-ICP-MS è stata impiegata da Morton<br />
e Mason (2006) per la determinazione <strong>di</strong> arsenito III , arsenato<br />
V , arsenobetaina, acido monometilarsonoso III e<br />
acido <strong>di</strong>metilarsinico V in urina umana, verificando l’applicabilità<br />
<strong>del</strong> metodo in una ricerca condotta su un<br />
gruppo <strong>di</strong> popolazione generale inglese. In uno stu<strong>di</strong>o<br />
recente condotto su 210 soggetti maschi giapponesi non<br />
professionalmente esposti ad As Hata, (2007) ha fatto ricorso<br />
all’HPLC-ICP-MS per la determinazione <strong>di</strong> arsenito<br />
III , arsenato V , acido monometilarsonoso III , acido <strong>di</strong>metilarsinico<br />
V , arsenobetaina, arsenocolina, ossido <strong>di</strong> trimetilarsina<br />
oltre a forme metaboliche non identificabili. Gli<br />
stessi autori hanno determinato la concentrazione totale
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
<strong>di</strong> As in urina, per cui è risultato possibile stabilire il contributo<br />
percentuale fornito dalle varie forme inorganiche<br />
e organiche. Si ritiene opportuno esaminare più in dettaglio<br />
la proc<strong>ed</strong>ura <strong>di</strong> analisi impiegata da Hata per evidenziare<br />
le caratteristiche <strong>del</strong>la fase preparativa e l’ottimizzazione<br />
dei parametri strumentali. Innanzitutto i<br />
campioni <strong>di</strong> urina erano <strong>di</strong>luiti 1:9 (v/v) con acqua ultrapura,<br />
previa centrifugazione dei m<strong>ed</strong>esimi a 3000 rpm<br />
per 10 minuti. La strumentazione HPLC utilizzava una resina<br />
a scambio cationico per la separazione dei composti<br />
arsenicali, la fase mobile era invece costituita da<br />
HNO 3 5mM/ NH 4 NO 3 mM e acido 2,6-piri<strong>di</strong>n<strong>di</strong>carbossilico<br />
5 mM. Nel lavoro citato gli autori hanno fatto riferimento<br />
per la determinazione ICP-MS ai parametri forniti<br />
da Inoue (1999). In queste con<strong>di</strong>zioni il LOD è stato<br />
quantificato in 0,1 µg/l per ciascun composto <strong>di</strong> As. Va<br />
rilevato che l’accuratezza <strong>del</strong> metodo impiegato è stata<br />
valutata me<strong>di</strong>ante analisi <strong>di</strong> materiale certificato (NIES<br />
CRM n. 18) per acido <strong>di</strong>metilarsonico, arsenobetaina e<br />
arsenico totale.<br />
Anche in uno stu<strong>di</strong>o condotto su un gruppo <strong>di</strong> popolazione<br />
in<strong>di</strong>ana (area <strong>del</strong> Bengala est) Mandal (2004) ha<br />
utilizzato la HPLC-ICP-MS effettuando analisi con la<br />
speciazione <strong>del</strong>le forme arsenicali su <strong>di</strong>verse matrici<br />
biologiche quali urina, siero, globuli rossi, unghie e capelli.<br />
In questo caso si tratta <strong>di</strong> un gruppo <strong>di</strong> popolazione<br />
esposta attraverso il consumo <strong>di</strong> acqua destinata<br />
al consumo umano (per l’urina umana le forme ricercate<br />
erano le seguenti: arsenito III , arsenato V , arsenobetaina,<br />
acido monometilarsonico V , acido <strong>di</strong>metilarsenioso<br />
III e acido <strong>di</strong>metilarsinico V ).<br />
Un’ulteriore proc<strong>ed</strong>ura con impiego <strong>del</strong>la cromatografia<br />
a scambio ionico abbinata a ICP-MS è stata riportata da<br />
Xie (2006). Un aspetto particolare <strong>di</strong> questo metodo è<br />
che quattro forme arsenicali, corrispondenti a As III , As V ,<br />
acido monometilarsonoso III e acido <strong>di</strong>metilarsinico V sono<br />
state determinate utilizzando una colonna a scambio<br />
anionico e NaOH come ad<strong>di</strong>tivo <strong>di</strong> fase mobile. Viceversa,<br />
per l’acido monometilarsonico, l’acido <strong>di</strong>metilarsinico<br />
e l’arsenobetaina è stata impiegata una colonna<br />
scambio cationico e in questo caso la fase mobile era costituita<br />
da acido nitrico 70 mM. Tra i vantaggi <strong>di</strong> questa<br />
proc<strong>ed</strong>ura sono risultati bassi LOD (0,75 µg/l), una buona<br />
separazione cromatografica <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse forme arsenicali<br />
e un’elevata ripetibilità analitica. Per verificare l’accuratezza<br />
<strong>del</strong> metodo proposto è stato utilizzato come materiale<br />
certificato il NIST SRM 2670a.<br />
Lindberg (2007) ha invece posto a confronto tre meto<strong>di</strong>che,<br />
ritenute dagli autori come quelle oggi maggiormente<br />
utilizzate per la speciazione <strong>del</strong>le forme inorganiche<br />
e organiche in urina consistenti in: a) cromatografia<br />
liquida ad elevate prestazioni interfacciata a tecnica<br />
<strong>del</strong>l’idruro e spettrometria <strong>di</strong> massa con sorgente a<br />
plasma induttivo; b); cromatografia liquida ad elevate<br />
prestazioni interfacciata a tecnica <strong>di</strong> generazione <strong>del</strong>l’i-<br />
druro e a spettrometria <strong>di</strong> fluorescenza atomica; c)<br />
spettrometria <strong>di</strong> assorbimento atomico abbinata a tecnica<br />
<strong>di</strong> generazione <strong>del</strong>l’idruro.<br />
L’obiettivo degli autori era <strong>di</strong> verificare la possibilità <strong>di</strong><br />
identificare una tecnica strumentale alternativa a ICP-<br />
MS, anche al fine <strong>di</strong> contenere i costi analitici e <strong>di</strong> investimento.<br />
Attraverso confronti interlaboratoriali si è evidenziato<br />
che la comparazione dei dati ottenuti me<strong>di</strong>ante<br />
HPLC-HG-ICP-MS e HPLC-HG-AFS ha fornito un’elevata<br />
correlazione per arsenico inorganico, acido metilarsonico<br />
e acido <strong>di</strong>metilarsinico. Il confronto intralaboratoriale<br />
tra le tecniche strumentali ha evidenziato un correlazione<br />
statisticamente significativa per tutte le forme <strong>di</strong><br />
arsenico considerate, inclusa la somma <strong>del</strong>le forme inorganiche<br />
e quella <strong>del</strong>le forme organiche. La conclusione<br />
<strong>di</strong> Lindberg è stata quin<strong>di</strong> che la HPLC-HG-AFS è sicuramente<br />
una tecnica caratterizzata da un’elevata qualità,<br />
in grado <strong>di</strong> rappresentare quin<strong>di</strong> una valida alternativa<br />
alla HPLC-HG-ICP-MS. Una considerazione su questo<br />
stu<strong>di</strong>o non può esimersi dal sottolineare che il confronto<br />
non è stato condotto sulla base dei valori <strong>di</strong> incertezza<br />
estesa relativa, che sicuramente avrebbe potuto contribuire<br />
a fornire una visione maggiormente atten<strong>di</strong>bile<br />
<strong>del</strong>le conclusioni dei citati autori.<br />
Un dato che può sorprendere è il ricorso alla HG (tecnica<br />
<strong>di</strong> generazione <strong>del</strong>l’idruro) che rappresenta una<br />
tecnica non recente ma che comunque mantiene una<br />
sua vali<strong>di</strong>tà e utilità nella speciazione <strong>del</strong>le forme arsenicali.<br />
Al riguardo anche un recente lavoro <strong>di</strong> Sur e Dunemann<br />
(2004) ha fatto ricorso all’HPLC-HG-AAS nella<br />
determinazione <strong>di</strong> cinque prevalenti forme arsenicali in<br />
urina (As inorganico trivalente e pentavalente, acido<br />
monometilarsonico, acido <strong>di</strong>metilarsinico e trimetilarsina<br />
ossido, TMAO). I LODs erano compresi tra 1,1 µg/l<br />
per TMAO e 2,6 µg/l per As V .<br />
Relativamente all’As la determinazione prev<strong>ed</strong>eva l’arsenito<br />
III , l’arsenato V , l’acido monometilarsonoso III , l’acido<br />
<strong>di</strong>metilarsinico V e l’arsenobetaina. Va rilevato che l’As è<br />
stato determinato come 75 As 12 CHH + (m/z 89), maggiormente<br />
sensibile <strong>di</strong> 75 As.<br />
Va rilevato che per le <strong>di</strong>verse forme arsenicali il LOD variava<br />
da 2 a 10 µg/l. Nel merito si osserva che la sensibilità<br />
analitica non è certamente ottimale per stu<strong>di</strong> sulla<br />
popolazione generale, in particolare se mirati a definire<br />
i Valori <strong>di</strong> Riferimento <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse forme arsenicali.<br />
Un aspetto <strong>del</strong>la speciazione <strong>del</strong>le forme arsenicali ha interessato<br />
in questi ultimi anni altre matrici biologiche<br />
oltre all’urina e ai campioni ematici. Ci si riferisce ad<br />
esempio all’analisi <strong>di</strong> capelli (Yáñez 2005) che sempre<br />
più spesso viene proposta come in<strong>di</strong>catore biologico da<br />
utilizzare in stu<strong>di</strong> epidemiologici per valutare l’esposizione<br />
ad As <strong>di</strong> gruppi <strong>di</strong> popolazione generale. In questo<br />
caso assume significato biologico la determinazione <strong>del</strong><br />
contenuto endogeno <strong>del</strong> capello per cui occorre provv<strong>ed</strong>ere<br />
a rimuovere la quota esogena (esterna alla super-
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
ficie <strong>del</strong> capello) in quanto sensibile a fenomeni <strong>di</strong> contaminazione<br />
ambientale (almeno per As inorganico). Gli<br />
autori sopraccitati hanno quin<strong>di</strong> utilizzato la HPLC-HG-<br />
ICP-MS e il metodo è stato applicato in un’indagine condotta<br />
su due gruppi <strong>di</strong> popolazione residenti a Esquina e<br />
Illipata, due villaggi <strong>del</strong>l’Acatama Desert in Cile. La determinazione<br />
analitica ha interessato la speciazione <strong>di</strong><br />
quattro forme chimiche: As III , As V , acido metilarsonico III<br />
e acido <strong>di</strong>metilarsinico V . Questa indagine ha permesso <strong>di</strong><br />
evidenziare che circa il 98% <strong>del</strong>l’As presente nel capello<br />
<strong>del</strong>le due popolazioni era costituito da As inorganico<br />
(As III +As V ) mentre le forme metilate rappresentavano<br />
una quota inferiore al 2% <strong>del</strong>la concentrazione totale <strong>del</strong>l’elemento.<br />
Inoltre la quantità <strong>di</strong> As presente nel capello<br />
è risultata correlata con l’età dei soggetti.<br />
L’esempio sopra riportato evidenzia come l’evoluzione<br />
analitica e metodologica abbia coinvolto altre matrici, garantendo<br />
l’acquisizione <strong>di</strong> dati epidemiologici non accessibili<br />
con il convenzionale ricorso alla misura <strong>di</strong> As totale.<br />
Un’ulteriore applicazione, coerente con l’ultima affermazione<br />
riportata è riferibile alla speciazione <strong>del</strong>l’arsenico<br />
in campioni <strong>di</strong> sangue umano me<strong>di</strong>ante HPLC-<br />
ICP-MS (Yoshiyasu, 2008). In questo stu<strong>di</strong>o campioni<br />
ematici erano esposti ad arsina (AsH 3 ) per 90 minuti a<br />
temperatura ambiente osservando una parziale emolisi.<br />
L’analisi <strong>di</strong> campioni <strong>di</strong> plasma, separati per centrifugazione<br />
ha evidenziato la presenza <strong>di</strong> As III come prodotto<br />
<strong>di</strong> degradazione <strong>di</strong> AsH 3 e <strong>di</strong> un addotto <strong>di</strong> As non identificato.<br />
I campioni <strong>di</strong> plasma sottoposti a ultrafiltrazione<br />
e rianalizzati non hanno evidenziato la presenza <strong>del</strong>lo<br />
stesso composto nel plasma. Ad<strong>di</strong>zionando AsH 3 a<br />
campioni <strong>di</strong> plasma (bianco) e <strong>di</strong> sangue emolizzato è<br />
stata rilevata la presenza <strong>di</strong> As III ma non <strong>del</strong>l’addotto e<br />
ciò a portato a ritenere che la formazione <strong>di</strong> quest’ultimo<br />
derivasse dagli eritrociti e dall’emolisi indotta da<br />
AsH 3 . L’ipotesi finale è che dopo esposizione ad arsina,<br />
pur con tutte le limitazioni caratteristiche <strong>del</strong>lo stu<strong>di</strong>o in<br />
vitro, si abbia la formazione <strong>di</strong> un addotto <strong>di</strong> As nei globuli<br />
rossi che può quin<strong>di</strong> rappresentare un in<strong>di</strong>catore<br />
biologico <strong>di</strong> intossicazione acuta ad AsH 3 .<br />
La speciazione <strong>del</strong>le forme arsenicali urinarie ha interessato<br />
anche la metabolizzazione <strong>di</strong> arsenozuccheri, che<br />
sono comuni costituenti <strong>di</strong> alghe marine, incluse specie<br />
che vengono consumate dall’uomo. In un lavoro <strong>di</strong> Francesconi<br />
(1997) è stata utilizzata la HPLC-ICP-MS per la<br />
determinazione <strong>del</strong>le forme metaboliche presenti in<br />
urina <strong>di</strong> un soggetto volontario dopo ingestione <strong>di</strong> un<br />
prodotto sintetico contenente un arsenozucchero durante<br />
quattro giorni (durata <strong>del</strong>l’esperimento). L’80% <strong>di</strong><br />
As era escreto in quattro giorni e l’inizio <strong>del</strong>l’escrezione<br />
è avvenuto dopo 13 ore dalla somministrazione <strong>del</strong> prodotto.<br />
Sono stati rilevati almeno 12 <strong>di</strong>fferenti composti<br />
dei quali solo 3 sono stati identificati. L’acido <strong>di</strong>metilarsinico<br />
rappresentava il 67% <strong>del</strong> totale dei composti arsenicali<br />
escreti. È stato possibile identificare anche un<br />
nuovo metabolita, il <strong>di</strong>metilarsinoetanolo, pari a circa il<br />
5% <strong>del</strong>la concentrazione totale <strong>di</strong> As eliminata con le<br />
urine <strong>ed</strong> erano inoltre presenti tracce <strong>di</strong> trimetilarsina<br />
ossido. Non è stato possibile identificare un metabolita,<br />
pari al 20% <strong>del</strong>la quota totale <strong>di</strong> As escreta.<br />
14.2 Influenza <strong>del</strong>la conservazione e <strong>del</strong>la fase<br />
preparativa <strong>del</strong> campione<br />
La stabilità <strong>del</strong>le specie arsenicali, in particolare quelle<br />
trivalenti escrete nelle urine è un punto critico per l’analisi<br />
<strong>di</strong> speciazione poiché il numero <strong>di</strong> informazioni e<br />
dati <strong>di</strong>sponibili per le varie forme è piuttosto limitato, se<br />
non ad<strong>di</strong>rittura esiguo per una matrice come quella<br />
ematica.<br />
In un lavoro <strong>di</strong> Feldmann (1999) è stato verificato l’effetto<br />
<strong>del</strong> tempo e <strong>del</strong>la temperatura <strong>di</strong> conservazione <strong>del</strong><br />
campione sulla stabilità <strong>di</strong> arsenito e arsenato ma anche<br />
<strong>del</strong>l’acido monometilasonico, <strong>del</strong>l’acido <strong>di</strong>metilarsinico e<br />
<strong>di</strong> arsenobetaina. Gli autori hanno sperimentato temperature<br />
<strong>di</strong> conservazione comprese tra 25°C e -20 o C per<br />
un tempo variabile tra 1 e 8 mesi dalla raccolta <strong>del</strong> campione.<br />
Evitando l’uso <strong>di</strong> conservanti ad<strong>di</strong>zionati all’urina<br />
le quattro citate forme chimiche sono risultate stabili per<br />
almeno 2 mesi se la conservazione era effettuata a +4<br />
o C o congelando le urine (-20 o C). Da questi stu<strong>di</strong> è<br />
inoltre emerso che la “matrice urina” presentava un<br />
comportamento <strong>di</strong>verso, presumibilmente in funzione<br />
<strong>del</strong>la sua composizione (o grado <strong>di</strong> <strong>di</strong>luizione). Infatti,<br />
mentre alcuni campioni hanno evidenziato una concentrazione<br />
stabile <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse forme <strong>di</strong> As quando erano<br />
conservati a +4 o C o a -20 o C, altre urine erano caratterizzate<br />
da variazioni significative <strong>del</strong>la concentrazione<br />
dei composti arsenicali, sebbene le modalità seguite fossero<br />
in entrambi i casi le m<strong>ed</strong>esime.<br />
Lo stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Feldmann ha inoltre confermato che l’ad<strong>di</strong>zione<br />
<strong>di</strong> sostanze conservanti all’urina non produceva un<br />
miglioramento significativo <strong>del</strong>la stabilità degli analiti e<br />
che anzi in alcuni casi determinava per<strong>di</strong>te significative.<br />
Tra gli ad<strong>di</strong>tivi sperimentati risultavano la so<strong>di</strong>o azide, l’acido<br />
benzoico, il benziltrimetilammonio che sono sostanze<br />
caratterizzate da attività battericida. Ciò è stato rilevato<br />
soprattutto per As III e per As V dopo ad<strong>di</strong>zione <strong>di</strong> HCl 0,1<br />
mol/l (concentrazione finale <strong>del</strong> campione).<br />
Indagini analoghe condotte da Larsen (1993) erano pervenute<br />
alla conclusione che le concentrazioni <strong>di</strong> acido<br />
<strong>di</strong>metilarsinico, <strong>di</strong> acido metilarsonico e <strong>di</strong> arsenobetaina<br />
in urina erano relativamente costanti nel tempo<br />
mentre si verificava una rapida ossidazione <strong>di</strong> As III ad<br />
As V . Per contro Palacios (1997) ha riportato che As V ,<br />
acido monometilarsonico, acido <strong>di</strong>metilarsinico e arsenobetaina<br />
erano stabili per 64 giorni se la conservazione<br />
era effettuata a +4 o C. Relativamente all’arsenobetaina i<br />
dati <strong>di</strong> Feldmann si riferiscono a un campione <strong>di</strong> urina
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
ottenuto da un soggetto volontario dopo aggiunta standard<br />
<strong>di</strong> 50 µg/l e hanno evidenziato occasionalmente<br />
che in campioni conservati sino a 8 mesi questa forma<br />
chimica subiva una parziale biotrasformazione compresa<br />
tra il 2% e il 6%.<br />
Secondo quanto riportato da Chen (2005) l’analisi <strong>del</strong>le<br />
forme arsenicali in campioni <strong>di</strong> urina ottenuti da soggetti<br />
volontari (pH 5,5-7,0) e analizzando il NIST 2670 (pH 4,4)<br />
hanno confermato la stabilità degli analiti sino a 6 mesi<br />
se i campioni biologici erano conservati a -20 o C. Le<br />
forme oggetto <strong>di</strong> valutazione erano As III , As V , acido monometilarsonico,<br />
acido <strong>di</strong>metilarsinico e arsenobetaina.<br />
Gli stessi autori hanno effettuato ulteriori valutazioni <strong>del</strong>le<br />
per<strong>di</strong>te <strong>di</strong> As (<strong>di</strong>verse forme chimiche) sia durante la centrifugazione<br />
<strong>del</strong> campione, sia per effetto <strong>del</strong>la filtrazione<br />
<strong>del</strong>l’urina. Nel primo caso è stata raccolto il se<strong>di</strong>mento<br />
ottenuto da 50 ml <strong>di</strong> urina che è stato quin<strong>di</strong> solubilizzato<br />
in HNO 3 70% e quin<strong>di</strong> trasferito in forno a microonde. La<br />
quantità <strong>di</strong> As nel se<strong>di</strong>mento è stata analizzata me<strong>di</strong>ante<br />
HG-AAS. Per quanto riguarda la filtrazione <strong>del</strong>l’urina 10<br />
ml <strong>di</strong> campione (urina tale e quale, urina con aggiunta<br />
standard) sono stati sud<strong>di</strong>visi in 2 aliquote la prima <strong>del</strong>le<br />
quali non è stata sottoposta a trattamento mentre la seconda<br />
è stata filtrata su substrato <strong>di</strong> porosità pari a 0,45<br />
µm. Le conclusioni <strong>del</strong>lo stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Ching Chen sono state<br />
le seguenti: a) le per<strong>di</strong>te <strong>di</strong> As insolubile riferibili al se<strong>di</strong>mento<br />
sono risultate inferiori al 5%; b) la per<strong>di</strong>ta <strong>di</strong> As<br />
dopo centrifugazione era compresa tra il 6% e il 50% a<br />
conferma <strong>del</strong> fatto che l’As insolubile rimosso durante la<br />
centrifugazione poteva determinare una sottostima <strong>del</strong>la<br />
reale esposizione. Il commento finale è che negli stu<strong>di</strong> <strong>di</strong><br />
conservazione e <strong>di</strong> pretrattamento <strong>del</strong> campione <strong>di</strong> urina<br />
intervengono numerose variabili, per cui una comparazione<br />
tra i dati riportati in letteratura non appare <strong>del</strong> tutto<br />
convincente se non ad<strong>di</strong>rittura contrad<strong>di</strong>ttoria. Si evidenzia<br />
quin<strong>di</strong> la necessità <strong>di</strong> pre<strong>di</strong>sporre un protocollo<br />
dettagliato che tenga conto dei fattori preanalitici, <strong>del</strong> pH<br />
dei campioni <strong>di</strong> urina all’inizio e al termine <strong>del</strong>la conservazione<br />
(momento <strong>di</strong> effettuazione <strong>del</strong>l’analisi), <strong>del</strong>la tecnica<br />
strumentale utilizzata, <strong>del</strong> LOD, <strong>del</strong> grado <strong>di</strong> incertezza<br />
<strong>del</strong>le misure, in quanto alcune variabili possono<br />
rappresentare dei fattori <strong>di</strong> confon<strong>di</strong>mento.<br />
Va peraltro osservato che per quanto riguarda materiali<br />
biologici come capelli e unghie la stabilità <strong>del</strong>le forme<br />
chimiche è sicuramente maggiore. Per l’analisi <strong>del</strong>l’arsenico<br />
totale, come per i meto<strong>di</strong> <strong>di</strong> speciazione, questi campioni<br />
sono preparati generalmente secondo la proc<strong>ed</strong>ura<br />
<strong>del</strong>l’Agenzia Internazionale per l’Energia Atomica (IAEA).<br />
Dopo accurato lavaggio, per eliminare l’As esogeno che<br />
deriva dalla contaminazione <strong>del</strong>l’aria, 100 mg <strong>di</strong> campione<br />
<strong>di</strong> capelli sono posti in un contenitore <strong>di</strong> Teflon,<br />
trattati con acetone e quin<strong>di</strong> lavati con acqua ultrapura.<br />
Le unghie sono trattate similmente ai capelli dopo spazzolatura.<br />
I campioni sono pesati prima <strong>del</strong>l’analisi<br />
(Mandal, 2003). In proc<strong>ed</strong>ure <strong>di</strong> lavaggio più rigorose per<br />
la rimozione completa <strong>del</strong>la contaminazione superficiale,<br />
le unghie sono incubate per 20 minuti in Triton-X100 1%<br />
(v/v) prima <strong>del</strong>l’analisi. Resta da verificare comunque se<br />
le con<strong>di</strong>zioni <strong>di</strong> preparazione possono mo<strong>di</strong>ficare la concentrazione<br />
iniziale <strong>del</strong>le varie forme chimiche ma in<br />
questo caso la verifica risulta notevolmente <strong>di</strong>fficoltosa in<br />
quanto non sono possibili aggiunte standard alla matrice.<br />
15. <strong>Arsenico</strong> e biomarcatori<br />
Nel caso <strong>del</strong>l’esposizione ambientale e occupazionale<br />
ad As è stata oggetto <strong>di</strong> maggiore utilizzazione l’analisi<br />
<strong>del</strong>l’urina e in misura minore <strong>del</strong> sangue. Nella fase iniziali<br />
<strong>di</strong> impiego <strong>di</strong> questi in<strong>di</strong>catori biologici si è privilegiata<br />
la determinazione <strong>del</strong> contenuto totale <strong>di</strong> As e solo<br />
successivamente, con l’evoluzione tecnico strumentale<br />
si è fatto ricorso al riconoscimento <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse forme<br />
arsenicali nei flui<strong>di</strong> biologici considerati. Al riguardo ulteriori<br />
approfon<strong>di</strong>menti e ricerche si rendono necessarie<br />
per l’identificazione <strong>di</strong> ulteriori forme metaboliche<br />
(arsenozuccheri) in quanto l’alimentazione può rappresentare<br />
un significativo fattore <strong>di</strong> confon<strong>di</strong>mento nell’interpretazione<br />
<strong>del</strong> dato finale.<br />
L’arsenico urinario è un biomarcatore che può essere impiegato,<br />
tenuto conto <strong>del</strong>le premesse sopra riportate, sia<br />
per stu<strong>di</strong> su gruppi <strong>di</strong> popolazione generale sia per il monitoraggio<br />
<strong>di</strong> soggetti professionalmente esposti ad As<br />
(Hughes, 2006). Trattandosi <strong>di</strong> un biomarcatore <strong>di</strong> esposizione<br />
recente è evidente che l’utilizzo <strong>del</strong>l’As in urina<br />
può risultare estremamente utile nel caso in cui l’esposizione<br />
sia continuativa, come ad esempio si verifica in alcune<br />
popolazioni asiatiche dove la contaminazione <strong>del</strong>l’acqua<br />
destinata al consumo umano rappresenta una<br />
fonte costante <strong>di</strong> intake <strong>di</strong> arsenico inorganico, con evidenti<br />
riflessi sulla dose quoti<strong>di</strong>anamente assunta con gli<br />
alimenti. Viceversa, risultano evidenti i limiti <strong>di</strong> utilizzazione<br />
<strong>del</strong>l’As urinario nel caso <strong>di</strong> soggetti professionalmente<br />
esposti, se la durata <strong>del</strong>l’esposizione inalatoria ad<br />
As non è continuativa. Tale considerazione vale, in misura<br />
anche maggiore, per il contenuto <strong>di</strong> As nel sangue o nel<br />
plasma, in quanto in questo compartimento la concentrazione<br />
<strong>di</strong> As e <strong>del</strong>le eventuali forme chimiche presenti,<br />
tende a decrescere ancora più rapidamente.<br />
Una tipologia <strong>di</strong> in<strong>di</strong>catori biologici, per certi versi più<br />
accessibile, è rappresentata dall’analisi dei capelli e<br />
<strong>del</strong>le unghie che possono venir considerati come biomarcatori<br />
a me<strong>di</strong>o e lungo termine. Al riguardo si fa<br />
presente che la velocità <strong>di</strong> crescita <strong>del</strong> capello è stimata<br />
pari a 1 cm/mese per cui dalla sua analisi si possono ottenere<br />
informazioni su un periodo me<strong>di</strong>o lungo <strong>di</strong> esposizione<br />
o limitandosi ai segmenti più recenti (vicini alla<br />
cute) si può arrivare a definire una sorta <strong>di</strong> calendario<br />
<strong>del</strong>l’esposizione più recente (Karagas, 1996 e 2000).<br />
Tuttavia la preparazione dei campioni, come in prece-
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
denza dettagliato, può risultare complessa <strong>ed</strong> esporre al<br />
rischio <strong>di</strong> contaminazione accidentale da As, dovendo<br />
ricorrere a reattivi per operazioni <strong>di</strong> lavaggio (acetone,<br />
soluzione acquosa <strong>di</strong> Triton X-100 1%). Un in<strong>di</strong>scutibile<br />
limite <strong>di</strong> questo tipo <strong>di</strong> analisi è la mancanza <strong>di</strong> una correlazione<br />
statisticamente significativa tra contenuto <strong>di</strong><br />
As nelle unghie <strong>ed</strong> esposizione pregressa alle forme<br />
inorganiche <strong>del</strong>l’elemento (Slotnick, 2006).<br />
Un’esigenza sempre più avvertita è quin<strong>di</strong> quella <strong>di</strong> arrivare<br />
a identificare nuovi biomarcatori <strong>di</strong> esposizione,<br />
in grado <strong>di</strong> evidenziare a quale livello espositivo si possono<br />
manifestare in soggetti suscettibili effetti avversi<br />
alla salute, in assenza totale <strong>di</strong> sintomi clinici. Analoga<br />
considerazione vale per gli in<strong>di</strong>catori <strong>di</strong> effetto in<br />
quanto i dati resi eventualmente <strong>di</strong>sponibili potrebbero<br />
essere utilizzati per verificare l’esistenza <strong>di</strong> una correlazione<br />
dose/riposta, anche a bassi livelli <strong>di</strong> concentrazione.<br />
Un esempio <strong>di</strong> potenziale biomarker <strong>di</strong> effetto per<br />
l’As inorganico potrebbe essere rappresentato dalla misura<br />
<strong>del</strong> TGFα in cellule uroteliali esfoliate <strong>del</strong>la vescica,<br />
acquisendo contemporaneamente valori sul contenuto<br />
<strong>di</strong> As nelle urine previa determinazione <strong>del</strong>le relative<br />
forme arsenicali (Valenzuela, 2007).<br />
Ulteriori e possibili biomarcatori <strong>di</strong> effetto potrebbero essere<br />
la clastogenicità nei linfociti periferici (Maki e<br />
Paakkanen, 1998), la presenza <strong>di</strong> micronuclei nella mucosa<br />
orale e nelle cellule <strong>del</strong>la vescica (Biggs, 1997) e<br />
l’induzione <strong>del</strong>l’enzima emeossigenasi (Del Razo, 2001a).<br />
Considerando che i meccanismi coinvolti nella tossicità arsenico-indotta<br />
e nella tumorigenesi risultano <strong>di</strong>fferenti<br />
sono stati utilizzati stu<strong>di</strong> in vitro con cellule umane e animali<br />
per identificare le modalità d’azione responsabili degli<br />
effetti citotossici e genotossici indotti dall’As inorganico.<br />
Ad esempio, si ritiene che danni al DNA arsenico-indotti<br />
siano riconducibili, in parte o in toto a fenomeni <strong>di</strong> stress<br />
ossidativo. Molecole reattive prodotte in un ambiente<br />
cellulare sottoposto a stress ossidativo sono in grado <strong>di</strong><br />
provocare danni a livello dei cromosomi e interferire con<br />
la <strong>di</strong>visione cellulare. Quest’ultimo effetto sarebbe riferibile<br />
a interferenze con il fuso mitotico (Kligerman, 2005)<br />
che possono portare ad aneuploi<strong>di</strong>a, instabilità genetica,<br />
inizializzazione <strong>del</strong>le cellule, e potenzialmente indurre la<br />
formazione <strong>di</strong> tumori. Stu<strong>di</strong> in vitro dovrebbero essere integrati<br />
da stu<strong>di</strong> in animali e in popolazioni umane. Secondo<br />
alcuni autori lo stress ossidativo è una potenziale<br />
risposta all’esposizione ad As che potrebbe portare a<br />
cancerogenesi (Hughes e Kitchin, 2006). Nel merito sarebbe<br />
altresì opportuno indagare il significato e l’utilità<br />
<strong>di</strong> altri biomarcatori <strong>di</strong> effetto <strong>del</strong>lo stress ossidativo indotto<br />
da As (8- idrossi-deossiguanosina, isoprostani urinari,<br />
etc.). In particolare sarebbe utile stu<strong>di</strong>are l’espressione<br />
<strong>di</strong> geni che co<strong>di</strong>ficano enzimi <strong>di</strong> riparazione (8-ossiguanina-DNA<br />
glicolasi). Questi stu<strong>di</strong> potrebbero<br />
anche permettere <strong>di</strong> identificare i pathways responsabili<br />
degli effetti cancerogeni <strong>del</strong>l’As inorganico.<br />
16. Concentrazioni <strong>di</strong> riferimento <strong>del</strong>l’intake alimentare<br />
La via prevalente <strong>di</strong> esposizione ad As per la popolazione<br />
generale è quella alimentare. Nel caso <strong>del</strong>la popolazione<br />
americana adulta l’intake giornaliero stimato<br />
varia tra 2 e 92 µg/<strong>di</strong>e (Tao e Bolger, 1998). Valori superiori<br />
sono stati riportati da Waranabe nel 2004 (515<br />
µg/<strong>di</strong>e) e più recentemente (2007) da Kile (174 µg/<strong>di</strong>e)<br />
su un gruppo <strong>di</strong> popolazione adulta residente in Bangladesh.<br />
È interessante sottolineare che le <strong>di</strong>fferenze<br />
emerse negli ultimi due stu<strong>di</strong> citati potrebbero <strong>di</strong>pendere<br />
dall’area geografica considerata, non sottovalutando<br />
tuttavia il <strong>di</strong>verso approccio metodologico seguito<br />
dagli autori. Nella ricerca pubblicata nel 2004<br />
l’impiego <strong>del</strong>la proc<strong>ed</strong>ura <strong>del</strong> Market-Basket prev<strong>ed</strong>eva<br />
l’acquisto <strong>di</strong> alimenti <strong>di</strong>rettamente nei supermercati,<br />
mentre i prodotti analizzati da Kile erano già cucinati e<br />
quin<strong>di</strong> pronti al consumo (metodo <strong>del</strong> “Duplicato <strong>del</strong>la<br />
Dieta”). È evidente che lo stu<strong>di</strong>o realizzato da Kile era<br />
caratterizzato da un’accuratezza maggiore in quanto<br />
considerava l’influenza <strong>di</strong> variabili importanti (ad<br />
esempio: tipologia <strong>di</strong> <strong>di</strong>eta, quantità e modalità <strong>di</strong> coltivazione<br />
e preparazione degli alimenti) (Turconi, 2007;<br />
WHO, 1985). Il limite che caratterizza la strategia <strong>di</strong><br />
“Duplicato <strong>del</strong>la Dieta” è la sua applicabilità su gruppi<br />
ristretti <strong>di</strong> popolazione, per cui i dati ottenuti non possono<br />
essere estesi a soggetti che non possi<strong>ed</strong>ono le<br />
m<strong>ed</strong>esime caratteristiche (sesso, etnia, area geografica)<br />
<strong>del</strong> gruppo ai quali si riferiscono.<br />
Prendendo in considerazione altre aree geografiche<br />
Muñoz (2005) ha riportato i valori <strong>di</strong> intake relativi a Canada<br />
(51 µg/<strong>di</strong>e), Regno Unito (68 µg/<strong>di</strong>e), Cile (77<br />
µg/<strong>di</strong>e), Nuova Zelanda (149 µg/<strong>di</strong>e), Giappone (192<br />
µg/<strong>di</strong>e) e Spagna (291 µg/<strong>di</strong>e).<br />
Il parametro più comunemente usato per la valutazione<br />
<strong>del</strong> rischio ad As è rappresentato dall’Intake Giornaliero<br />
Tollerabile Provvisorio (PTDI) che per l’As inorganico è<br />
pari a 2,1 µg/Kg/<strong>di</strong>e (Joint Fao/WHO, 1989). Tale dato<br />
rappresenta un importante riferimento, soprattutto nell’ambito<br />
<strong>di</strong> stu<strong>di</strong> <strong>di</strong> monitoraggio <strong>del</strong>le popolazioni<br />
esposte ad esempio attraverso fonti naturali (acqua<br />
contaminata). Ciò al fine <strong>di</strong> contenere entro una soglia<br />
stabilita dalla comunità scientifica internazionale la<br />
concentrazione <strong>di</strong> intake <strong>di</strong> As inorganica per la popolazione.<br />
Nel 1981 l’Organizzazione Mon<strong>di</strong>ale <strong>del</strong>la Sanità<br />
(OMS) aveva infatti comunicato l’intake giornaliero <strong>di</strong><br />
As inorganico associato a insorgenza precoce <strong>di</strong> lesioni<br />
<strong>del</strong>la pelle (1,0 mg/<strong>di</strong>e). In seguito, <strong>di</strong>versi stu<strong>di</strong> hanno<br />
indagato gli effetti derivanti dall’assunzione <strong>di</strong> una<br />
quantità eccessiva <strong>di</strong> As inorganico e tra questi hanno<br />
riferito alterazioni a carico <strong>del</strong>l’apparato circolatorio e<br />
<strong>del</strong> sistema nervoso ma anche tumori <strong>del</strong>la pelle, <strong>del</strong>la<br />
vescica, <strong>del</strong> rene, <strong>del</strong> polmone e <strong>del</strong> fegato (USEPA,<br />
1988; Bates 1992; Chen, 1992; National Research<br />
Council, 1999). Da un’analisi <strong>del</strong>la letteratura risulta che
22 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
alcuni autori utilizzano l’Intake Settimanale Tollerabile<br />
Provvisorio (PTWI), ritenuto più adeguato per contaminanti<br />
in grado <strong>di</strong> accumularsi nell’organismo per cui è<br />
importante stabilire un limite <strong>di</strong> intake entro un intervallo<br />
<strong>di</strong> tempo definito. Il PTWI è pari a 15 µg/Kg/settimana<br />
<strong>di</strong> As che equivale a 146 µg/<strong>di</strong>e <strong>di</strong> As per un soggetto<br />
adulto <strong>di</strong> 68 Kg <strong>di</strong> peso corporeo.<br />
17. Valutazione dei valori <strong>di</strong> arsenico in liqui<strong>di</strong><br />
biologici<br />
La concentrazione urinaria <strong>di</strong> arsenico può variare,<br />
anche sensibilmente, in funzione <strong>del</strong>l’area geografica<br />
considerata. In <strong>di</strong>verse popolazioni la <strong>di</strong>eta e l’acqua potabile<br />
sono le principali fonti <strong>di</strong> esposizione per soggetti<br />
non professionalmente esposti ad As inorganico. In alcune<br />
aree degli US e <strong>del</strong> continente asiatico i livelli <strong>di</strong><br />
As sono significativamente elevati. La determinazione<br />
Tabella 2. Valori <strong>di</strong> riferimento <strong>di</strong> As urinario e forme metaboliche espresse in µg/l<br />
<strong>del</strong>l’elemento in campioni <strong>di</strong> urine e sangue è stata impiegata<br />
come in<strong>di</strong>catore <strong>di</strong> esposizione recente (NRC,<br />
1999). Ulteriori biomarcatori sono rappresentati dal<br />
contenuto <strong>di</strong> As in capelli e unghie. Tali matrici possono<br />
essere utilizzate per valutare esposizioni pregresse<br />
ad As. I livelli urinari <strong>di</strong> As inorganico e dei metaboliti<br />
metilati nella popolazione generale sono influenzati<br />
da fattori antropici locali e localizzati. Hall ha<br />
evidenziato correlazioni significative tra i livelli <strong>di</strong> As<br />
nell’acqua e la concentrazione <strong>di</strong> As in urine e sangue<br />
in una popolazione <strong>del</strong> Bangladesh esposta ad elevate<br />
concentrazioni. È stata determinata una concentrazione<br />
me<strong>di</strong>a <strong>di</strong> 100 µg/l, che ha ampiamente superato<br />
la concentrazione <strong>di</strong> As massima ammissibile stabilita<br />
dalla WHO (10 µg/l) e il valore soglia stabilito per la<br />
prevalenza dei paesi in via <strong>di</strong> sviluppo (50 µg/l). Chatterjee<br />
e Nordstrom hanno riferito analoghe situazioni<br />
per altre zone <strong>del</strong>l’Asia (Myanmar, Nepal, Cambogia,<br />
Laos, Vietnam e In<strong>di</strong>a).
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 23<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
Nel successivo paragrafo vengono dettagliati e commentati<br />
in funzione <strong>del</strong>l’area geografica i livelli me<strong>di</strong> rilevati <strong>di</strong><br />
As inorganico e dei suoi principali metaboliti urinari.<br />
Da una valutazione dei dati riportati in Tabella 2 e Figura 7<br />
emerge che nella popolazione giapponese il 99% dei campioni<br />
urinari esaminati presenta un livello me<strong>di</strong>o <strong>di</strong> As superiore<br />
a 10 µg/l e in oltre il 50% dei campioni la concentrazione<br />
<strong>di</strong> As supera i 50 µg/l. Questi valori in<strong>di</strong>cano che<br />
la popolazione giapponese non esposta professionalmente<br />
assume As dalla <strong>di</strong>eta, non escludendo l’influenza<br />
<strong>del</strong>la contaminazione <strong>del</strong> suolo. In particolare dall’analisi<br />
<strong>del</strong>le forme metaboliche <strong>di</strong> As urinario risulta che l’acido<br />
<strong>di</strong>metilarsinico è presente a livelli superiori nei paesi asiatici,<br />
come Cina, Corea e Giappone, rispetto a quelli europei<br />
(Italia, Germania) o sud americani (Cile, Messico). Hata<br />
conclude che i livelli <strong>di</strong> DMA, più elevati in Giappone,<br />
siano riferibili a un’alimentazione povera <strong>di</strong> carne. Infatti, lo<br />
stu<strong>di</strong>o condotto su 210 volontari maschi ha evidenziato<br />
che una riduzione <strong>del</strong>l’assunzione <strong>di</strong> pesce rispetto alla<br />
carne comporta una <strong>di</strong>minuzione dei livelli urinari <strong>di</strong> DMA,<br />
la cui emivita è stimata in circa 20 ore. Pertanto, poiché l’As<br />
è rapidamente metabolizzato e escreto nelle urine, l’As totale,<br />
l’As inorganico e la somma <strong>di</strong> As inorg + MMA + DMA<br />
in urina sono considerati biomarcatori <strong>di</strong> esposizione recente.<br />
È inoltre risultato dallo stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Hata un valore me-<br />
<strong>di</strong>ano <strong>di</strong> As inorganico + acido monometilarsonico + acido<br />
<strong>di</strong>metilarsinico nella popolazione giapponese pari a 54,0<br />
µg/l. È stato quin<strong>di</strong> stabilito che, in accordo con l’American<br />
Conference of Governmental Industrial Hygienists (Documentation<br />
of Biological Exposure Index) (ACGIH), il valore<br />
<strong>di</strong> riferimento <strong>di</strong> As inorganico+MMA+DMA per la popolazione<br />
giapponese è 50 µg/l, mentre è <strong>di</strong> 25 µg/l per l’Europa<br />
e 10 µg/l per gli Stati Uniti. Per quanto riguarda i livelli<br />
<strong>di</strong> esposizione ad As <strong>del</strong>la popolazione americana, lo<br />
stu<strong>di</strong>o condotto dai Centers for Deseases Control and Prevention<br />
(CDC) ha riportato nel documento National Health<br />
and Nutrition Examination Survey (NHANES 2003-2004)<br />
che la concentrazione me<strong>di</strong>a <strong>di</strong> As totale era pari a 7,3 µg/l<br />
nelle femmine (n= 1276) e pari a 9,5 µg/l nei maschi<br />
(n=1281). In questo lavoro sono stati determinati anche i<br />
valori <strong>di</strong> 6 composti organici <strong>di</strong> As tra i quali arsenobetaina,<br />
acido <strong>di</strong>metilarsinico, acido arsenico, acido arsenoso, arsenocolina<br />
e ossido <strong>di</strong> trimetilarsina (Caldwell, in stampa).<br />
Dalla valutazione dei dati è emerso che ad eccezione <strong>di</strong> arsenobetaina<br />
e acido <strong>di</strong>metilarsinico gli altri 4 metaboliti<br />
erano presenti nella popolazione generale in modeste<br />
quantità con una percentuale che variava dal 7,6 allo 0,3%,<br />
considerando che il limite inferiore <strong>di</strong> rilevabilità <strong>del</strong> metodo<br />
(LOD) era compreso tra 0,6 1,2 µg/l. Gli autori hanno<br />
confermato una correlazione tra l’aumento dei livelli <strong>di</strong> As<br />
Figura 7. Valori <strong>di</strong> riferimento <strong>di</strong> As urinario e forme metaboliche espresse in µg/l in varie aree geografiche
24 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
Figura 8. Valore minimo e massimo <strong>di</strong> As (µg/l) in sangue (Mandal 2003 e 2004)<br />
totale urinario e arsenobetaina, mentre in con<strong>di</strong>zioni <strong>di</strong><br />
basse esposizioni l’acido <strong>di</strong>metilarsinico è il metabolita<br />
presente in concentrazione più elevata. Il valore me<strong>di</strong>o <strong>di</strong><br />
arsenobetaina urinaria ottenuto in 2557 soggetti era pari a<br />
3,71 µg/l con intervallo compreso tra 3,33 e 4,14 µg/l e il<br />
valore me<strong>di</strong>o <strong>di</strong> acido <strong>di</strong>metilarsinico era pari a 1,55 µg/l<br />
(1,31-1,83 µg/l).<br />
In questi paesi le possibili fonti <strong>di</strong> esposizione sono inferiori<br />
rispetto all’area orientale. Nel sud-ovest degli<br />
Stati Uniti e nord <strong>del</strong> Messico l’esposizione <strong>del</strong>la popolazione<br />
generale ad As è limitata alle popolazioni <strong>di</strong> origine<br />
ispanica.<br />
Considerazioni <strong>di</strong>fferenti valgono per la popolazione in<strong>di</strong>ana<br />
e cinese, in particolare per quella residente in Bengala,<br />
Bangladesh e Mongolia. Dallo stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Rahman<br />
(2001) e Chowdhury (2004) risulta che la popolazione<br />
monitorata (86.000 persone in Bengala e 18.000 in Bangladesh)<br />
presentava un contenuto <strong>di</strong> As inorganico urinario<br />
(me<strong>di</strong>ana) rispettivamente <strong>di</strong> 180 e 280 µg/l. Questa<br />
valutazione è considerata ad oggi non esaustiva (Le,<br />
2000) in quanto non si <strong>di</strong>spone <strong>di</strong> dati relativi alle forme<br />
organiche <strong>di</strong> As (DMA V e MMA V ). L’autore conclude che<br />
sono necessari ulteriori stu<strong>di</strong> sulle conseguenze tossicologiche<br />
<strong>del</strong>le forme trivalenti, quali prodotti interme<strong>di</strong> <strong>di</strong><br />
metilazione, per comprendere a fondo il meccanismo <strong>di</strong><br />
detossificazione dovuto al pathway <strong>di</strong> metilazione <strong>del</strong>l’As.<br />
Per questo motivo è fondamentale <strong>di</strong>sporre dei livelli urinari<br />
<strong>di</strong> As organico e <strong>del</strong>le forme trivalenti ritenute responsabili<br />
<strong>del</strong>l’effetto tossico <strong>del</strong>l’elemento.<br />
Sangue<br />
Nello stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Mandal (2003 e 2004) è stata determinata<br />
la concentrazione <strong>di</strong> As inorganico e <strong>del</strong>le forme<br />
metaboliche in sangue, urina, unghie e capelli in due<br />
gruppi <strong>di</strong> popolazione in<strong>di</strong>ana. Il “gruppo A” era costituito<br />
da popolazione esposta (n=41) mentre il “gruppo<br />
B” da popolazione <strong>di</strong> controllo (n=25). In questo secondo<br />
caso, i soggetti coinvolti nel monitoraggio biologico<br />
hanno sospeso l’assunzione <strong>di</strong> acqua due anni<br />
prima <strong>del</strong>l’anno <strong>del</strong>l’indagine, continuando tuttavia ad<br />
assumere alimenti <strong>di</strong> provenienza locale (In<strong>di</strong>a, regione<br />
interna <strong>del</strong> Bangladesh).<br />
Per quanto riguarda il sangue nella popolazione <strong>di</strong> controllo<br />
è stata rilevata una concentrazione me<strong>di</strong>a <strong>di</strong> As<br />
totale pari a 26,3 µg/l, <strong>di</strong> cui 7,48 µg/l in plasma e 18,7<br />
µg/l in eritrociti (RBCs). Tale valore è stato espresso in<br />
µg/l anche per le emazie al fine <strong>di</strong> verificare la <strong>di</strong>stribuzione<br />
<strong>del</strong>l’As nel sangue nei due <strong>di</strong>versi compartimenti.<br />
Nella successiva figura (Figura 8) sono riportati i valori<br />
minimi e massimi <strong>di</strong> As totale nella popolazione <strong>del</strong><br />
“gruppo B” (controllo) rilevati in campioni <strong>di</strong> eritrociti, in<br />
plasma e in sangue intero.<br />
Nello stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Mandal è stata evidenziata una concentrazione<br />
eritrocitaria me<strong>di</strong>a <strong>di</strong> arsenobetaina pari a 5,13<br />
µg/kg e <strong>di</strong> DMA V pari a 25,1 µg/kg. Anche nel compartimento<br />
plasmatico la concentrazione <strong>di</strong> DMA V (2,56 µg/l)<br />
è risultata superiore a quella <strong>di</strong> arsenobetaina (1,28 µg/l).<br />
I dati sono riassunti in Tabella 3 <strong>di</strong> seguito riportata.
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 25<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
Tabella <strong>3.</strong> Concentrazione <strong>di</strong> As e forme metaboliche in eritrociti e plasma<br />
Nota: gli autori hanno espresso il contenuto <strong>di</strong> As in eritrociti in µg/Kg.<br />
Tabella 4. Concentrazione <strong>di</strong> As e forme metaboliche in urina<br />
Ciò <strong>di</strong>mostra che le forme metilate trivalenti <strong>di</strong> As, quali<br />
MMA III e DMA III non sono presenti nei globuli rossi e<br />
che nel plasma sono presenti solo le forme ossidate<br />
(MMA V e DMA V ).<br />
Si ritiene quin<strong>di</strong> che gli eritrociti siano in grado <strong>di</strong> inglobare<br />
DMA come DMA III dai quali può essere<br />
espulso in forma ossidata come DMA V . Il lavoro <strong>di</strong><br />
Mandal risulta uno dei più recenti sulla identificazione<br />
<strong>del</strong>le forme molecolari <strong>di</strong> As nel sangue e conferma i<br />
dati prec<strong>ed</strong>enti, quali quelli <strong>di</strong> Schiobara (2001) e <strong>di</strong> Le<br />
(2000). Risulta evidente che ulteriori valutazioni sono<br />
necessarie per approfon<strong>di</strong>re il meccanismo <strong>di</strong> trasporto<br />
<strong>del</strong>le forme organiche nei vari compartimenti<br />
<strong>del</strong> sangue.<br />
Tuttavia, poiché l’As si ritrova nel sangue entro poche<br />
ore dall’assorbimento, può essere impiegato solo come<br />
biomarcatore <strong>di</strong> esposizione recente. Al contrario tra le<br />
matrici biologiche capelli e unghie sono considerate un<br />
buon in<strong>di</strong>catore <strong>di</strong> esposizione cronica ad As.<br />
Urina<br />
La concentrazione <strong>di</strong> As<br />
urinario correla in modo<br />
statisticamente significativo<br />
con la presenza<br />
<strong>di</strong> questo elemento nell’acqua<br />
destinata al<br />
consumo umano (r 2 =<br />
0,991, P= 0,83).<br />
Nella Tabella 4 si riportano<br />
i valori ottenuti da<br />
Mandal, le concentrazioni<br />
minime e massime,<br />
il valore me<strong>di</strong>o <strong>del</strong>le<br />
forme <strong>di</strong> As organiche<br />
presenti in urina. Da<br />
una valutazione dei dati<br />
è emerso che nella popolazione<br />
<strong>di</strong> controllo<br />
erano presenti le forme<br />
trivalenti <strong>di</strong> As in elevata<br />
concentrazione, con<br />
una positività <strong>del</strong> 12%<br />
per MMA III e <strong>del</strong> 44%<br />
per DMA III . Poiché tale<br />
popolazione aveva interrotto<br />
l’assunzione <strong>di</strong><br />
acqua continuando ad<br />
assumere prodotti <strong>di</strong><br />
origine locale si ritiene<br />
che la via alimentare<br />
abbia rappresentato<br />
una sorgente <strong>di</strong> esposizione<br />
<strong>di</strong> importanza notevole<br />
per le popolazioni<br />
oggetto <strong>di</strong> stu<strong>di</strong>o. Dall’analisi dei dati è emerso anche<br />
che l’As totale in urina è 25 volte inferiore rispetto alla<br />
popolazione esposta ad acqua contaminata.<br />
Capelli e unghie<br />
Nell’utilizzo <strong>di</strong> questi in<strong>di</strong>catori un’importante considerazione<br />
preliminare consiste nell’escludere una<br />
contaminazione esogena <strong>del</strong> capello da As. Al riguardo<br />
occorre verificare che non sia stata utilizzata<br />
per l’igiene <strong>del</strong>la persona acqua contaminata da As.<br />
Successivamente sono richieste accurate proc<strong>ed</strong>ure<br />
<strong>di</strong> lavaggio <strong>del</strong>la matrice, anche se la rimozione <strong>di</strong> As<br />
<strong>di</strong> origine esogena è più complessa dal punto <strong>di</strong> vista<br />
operativo e potrebbe comportare per<strong>di</strong>te <strong>di</strong> analita<br />
(Hindmarsh, 2002).<br />
L’As assorbito si accumula nei capelli e nelle unghie<br />
legandosi ai gruppi sulfidrilici <strong>del</strong>la cheratina come As
26 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE <strong>3.</strong> ARSENICO<br />
Tabella 5. Concentrazione (µg/g) <strong>di</strong> As in unghie e capelli<br />
trivalente. I valori me<strong>di</strong> nei capelli sono inferiori a 1<br />
µg/g (Hindmarsh, 2002) mentre nelle unghie variano<br />
da 1,5 a 7,7 µg/g (Agahian, 1990; Hinwood, 2003). L’elemento<br />
è presente nei capelli soprattutto come As<br />
inorganico e modeste quantità <strong>di</strong> arsenico metilato<br />
(Yamauchi, 1989), mentre, secondo stu<strong>di</strong> condotti<br />
sugli animali, l’arsenobetaina non si accumulerebbe<br />
nei capelli (Vahter, 1983). Recentemente, Mandal<br />
(2003) ha analizzato l’As nei capelli e nelle unghie determinando<br />
le concentrazioni <strong>di</strong> specie metilate trivalenti<br />
e <strong>di</strong> specie ossidate. I dati sono riassunti in Tabella<br />
5 e posti a confronto con stu<strong>di</strong> prec<strong>ed</strong>enti <strong>di</strong><br />
Ioamid e Arnold.<br />
È stato confermato che in questo tipo <strong>di</strong> matrice l’arsenobetaina<br />
è assente e che le forme più tossiche, quali<br />
quelle trivalenti, sono invece presenti come acido <strong>di</strong>metilarsinico.<br />
È risultato dagli stu<strong>di</strong> condotti che nella popolazione <strong>di</strong><br />
controllo la concentrazione <strong>di</strong> As totale era notevolmente<br />
minore (64 volte inferiore nei capelli e 39 volte<br />
inferiore nelle unghie) rispetto alla popolazione esposta<br />
(Arnold, 1990).<br />
Latte materno e sangue <strong>del</strong> funicolo<br />
I livelli <strong>di</strong> As inorganico e <strong>del</strong>le forme organiche metilate<br />
nel latte materno variano in funzione <strong>del</strong>le aree<br />
geografiche considerate in quanto correlati alle caratteristiche<br />
geologiche <strong>del</strong>le <strong>di</strong>fferenti regioni e al contenuto<br />
<strong>del</strong>l’elemento nell’acqua destinata al consumo<br />
umano. In letteratura gli stu<strong>di</strong> sulla determinazione <strong>di</strong><br />
As in latte materno<br />
sono in numero limitato<br />
e riguardano il continente<br />
sudamericano<br />
(Argentina), l’Europa<br />
(Germania) e l’In<strong>di</strong>a<br />
(Bangladesh).<br />
Concha (1998) ha stu<strong>di</strong>ato<br />
un gruppo <strong>di</strong> popolazione<br />
an<strong>di</strong>na<br />
(n=30) e la concentrazione<br />
me<strong>di</strong>ana <strong>di</strong> As è<br />
risultata pari a 3,2<br />
µg/Kg con un intervallo<br />
compreso tra 0,83 e 7,6<br />
µg/Kg. Questo dato è<br />
stato considerato un livello<br />
<strong>di</strong> esposizione<br />
elevato ad As, soprattutto<br />
se confrontato<br />
con i livelli europei rilevati<br />
nella popolazione<br />
t<strong>ed</strong>esca, per la quale il<br />
valore me<strong>di</strong>o <strong>di</strong> As nel latte materno è risultato <strong>di</strong> 0,20<br />
µg/l (Sternowsky, 2002). Nello stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Concha<br />
(1998) è stata anche valutata la correlazione tra la<br />
concentrazione me<strong>di</strong>a rilevata nel latte (2,0 µg/Kg) e<br />
quella in sangue intero e urina. In quest’ultima matrice<br />
è stata determinata la concentrazione <strong>del</strong>le <strong>di</strong>verse<br />
forme organiche. L’As in sangue è risultato pari<br />
a 9,6 µg/l, mentre in urina è risultato pari a 400 µg/l,<br />
<strong>di</strong> cui 330 µg/l <strong>di</strong> As inorganico+MMA+DMA (valore<br />
me<strong>di</strong>o).<br />
Questo stu<strong>di</strong>o ha <strong>di</strong>mostrato che non esiste una correlazione<br />
statisticamente significativa tra concentrazione<br />
<strong>di</strong> As in latte materno e sangue o urina. I valori<br />
elevati <strong>di</strong> As riscontrati in urina hanno infatti fornito<br />
una correlazione negativa (r 2 =0,22; P=0,18) con quelli<br />
<strong>del</strong> latte materno. La ricerca sopraccitata è stata considerata<br />
da altri autori (Sternowsky, 2002) un importante<br />
riferimento in quanto la popolazione oggetto <strong>di</strong><br />
monitoraggio era residente in una zona priva <strong>di</strong> qualsiasi<br />
inse<strong>di</strong>amento industriale e l’alimentazione non<br />
prev<strong>ed</strong>eva l’assunzione <strong>di</strong> pesce. Per tale motivo si è<br />
reso necessario correlare i risultati anche con l’intake<br />
alimentare. Esaminando l’acqua consumata è risultata<br />
un’assunzione <strong>di</strong> As superiore a 200 µg/<strong>di</strong>e.<br />
Pur non essendo ancora noto il meccanismo <strong>di</strong> trasporto<br />
<strong>di</strong> questo elemento, si ritiene che la secrezione<br />
dei <strong>di</strong> questo metallo sia basato su un meccanismo<br />
omeostatico che coinvolge proteine carriers. Si ritiene<br />
nel merito che i livelli <strong>di</strong> As nel sangue <strong>del</strong> funicolo<br />
(1,7 µg/l) correlano con il contenuto <strong>del</strong>l’elemento nel<br />
latte materno. Ulteriori conferme provengono dallo<br />
stu<strong>di</strong>o <strong>di</strong> Hall (2007). Un gruppo <strong>di</strong> donne (n=104) in
G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1 27<br />
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<strong>3.</strong> ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE<br />
Bangladesh ha evidenziato un valore me<strong>di</strong>o <strong>di</strong> As nel<br />
sangue materno <strong>di</strong> 11,9 µg/l. Questo dato presentava<br />
una correlazione positiva (r=0,93, p= 0,0001) con la<br />
concentrazione me<strong>di</strong>a <strong>del</strong> sangue <strong>del</strong> funicolo ombelicale<br />
(15,7 µg/l). Anche l’analisi <strong>di</strong> metaboliti organici<br />
<strong>di</strong> As ha confermato questo riscontro. L’applicazione<br />
<strong>del</strong>le attuali tecniche strumentali, altamente selettive<br />
e specifiche nel riconoscimento <strong>del</strong>le forme metaboliche<br />
<strong>di</strong> As, ha permesso <strong>di</strong> rendere <strong>di</strong>sponibili informazioni<br />
utili, in particolare sulla presenza <strong>di</strong> metaboliti<br />
organoarsenicali in sangue materno o <strong>del</strong> funicolo.<br />
In sangue materno e ombelicale è stata rilevata ad<br />
esempio la stessa percentuale <strong>di</strong> DMA e MMA, con<br />
un valore pari al 43% e 30% <strong>del</strong> contenuto totale <strong>di</strong><br />
As. In questo stu<strong>di</strong>o si è osservato che una <strong>di</strong>eta fortificata<br />
con acido folico può influenzare il pathway<br />
metabolico e favorire il processo <strong>di</strong> detossificazione<br />
<strong>del</strong>l’organismo.<br />
18. Valori <strong>di</strong> As in soggetti esposti<br />
L’esposizione professionale ad As per via inalatoria<br />
può interessare operai occupati in fonderie, in impianti<br />
<strong>di</strong> combustione <strong>del</strong> carbone o in siti industriali<br />
per la produzione <strong>di</strong> antiparassitari contenenti As, ma<br />
anche la popolazione che risi<strong>ed</strong>e in prossimità <strong>di</strong><br />
queste industrie può essere soggetta ad una potenziale<br />
esposizione ad As.<br />
Walker e Griffin (1998) hanno utilizzato un mo<strong>del</strong>lo<br />
per la valutazione <strong>del</strong>l’esposizione per prev<strong>ed</strong>ere la<br />
concentrazione <strong>di</strong> As urinario <strong>di</strong> bambini che vivevano<br />
a Superfund. Applicando questo mo<strong>del</strong>lo a dati specifici<br />
<strong>del</strong> sito considerato, la concentrazione <strong>di</strong> As urinario<br />
prevista concordava ragionevolmente con le<br />
concentrazioni urinarie <strong>di</strong> arsenico misurate. Il rischio<br />
previsto <strong>di</strong> esposizione ad As inorganico utilizzando i<br />
dati sito-specifici nel mo<strong>del</strong>lo <strong>di</strong> esposizione erano<br />
minori rispetto a quelli previsti utilizzando valori <strong>di</strong> default.<br />
I risultati <strong>di</strong> questi stu<strong>di</strong>, nei quali sono stati utilizzati<br />
dati <strong>di</strong> biomonitoraggio, hanno mostrato che<br />
l’approccio corrente nella valutazione <strong>del</strong> rischio, nel<br />
quale si utilizzano valori <strong>di</strong> default, potrebbe portare a<br />
una sovrastima <strong>del</strong> rischio.<br />
Polissar (1990) ha valutato i livelli espositivi ad As in<br />
una popolazione residente nei pressi <strong>di</strong> una fonderia.<br />
Sono state ritrovate elevate concentrazioni <strong>di</strong> As urinario<br />
principalmente in bambini <strong>di</strong> età inferiore a 6<br />
anni che vivevano a circa 0,5 miglia dalla fonderia. Il<br />
portarsi le mani alla bocca costituiva, con ogni probabilità,<br />
la sorgente maggiore <strong>di</strong> esposizione in<br />
questi bambini. L’esposizione ad As inorganico poteva<br />
verificarsi anche durante la vita prenatale attraverso<br />
il consumo materno <strong>di</strong> acqua contenente elevate<br />
concentrazioni <strong>del</strong>l’analita. Non sono ancora<br />
noti in dettaglio gli effetti provocati da questo tipo <strong>di</strong><br />
esposizione.<br />
19. Conclusioni<br />
L’arsenico è un contaminante ambientale ubiquitario e<br />
nell’uomo può causare una serie <strong>di</strong> patologie che includono<br />
lesioni cutanee (iperpigmentazione, melanosi,<br />
cheratosi), problemi all’apparato respiratorio (tosse<br />
cronica, respiro corto, bronchite), effetti sul sistema<br />
nervoso (neuropatie, <strong>di</strong>sor<strong>di</strong>ni neurocomportamentali,<br />
per<strong>di</strong>ta <strong>di</strong> memoria, basso quoziente intellettivo, <strong>di</strong>sturbo<br />
<strong>del</strong>l’attenzione, cancro in numerosi organi<br />
(pelle, polmone, vescica) <strong>ed</strong> effetti sul sistema riproduttivo<br />
(complicazioni durante la gravidanza, anomalie<br />
fetali, parto prematuro, basso peso alla nascita), oltre<br />
a patologie car<strong>di</strong>ovascolari e <strong>di</strong>abete.<br />
Per evidenziare e documentare un’esposizione cronica<br />
l’analisi dei livelli <strong>di</strong> As inorganico in acque destinate<br />
al consumo umano e la misura dei livelli <strong>del</strong>le<br />
forme arsenicali in urina rappresentano indubbiamente<br />
strategie <strong>di</strong> monitoraggio in<strong>di</strong>viduale utili e per<br />
certi versi in<strong>di</strong>spensabili per un’accurata caratterizzazione<br />
<strong>del</strong> rischio espositivo. Evidenze recenti hanno<br />
confermato che l’origine etnica <strong>del</strong> gruppo <strong>di</strong> popolazione<br />
considerato è una variabile importante nel determinare<br />
gli effetti avversi alla salute riferibili ad As.<br />
Le tecniche strumentali oggi <strong>di</strong>sponibili permettono <strong>di</strong><br />
definire i valori <strong>di</strong> riferimento <strong>di</strong> As e <strong>del</strong>le sue forme<br />
metaboliche in gruppi <strong>di</strong> popolazione generale. La <strong>di</strong>sponibilità<br />
<strong>di</strong> dati <strong>di</strong> letteratura in merito all’esposizione<br />
e agli effetti tossicologici <strong>del</strong>l’As inorganico necessità<br />
<strong>di</strong> ulteriori conoscenze tra le quali assumono<br />
carattere prioritario quelle <strong>di</strong> seguito elencate: a) ulteriori<br />
approfon<strong>di</strong>menti analitici sulle specie organiche<br />
<strong>di</strong> As, in particolare quelle assunte con gli alimenti;<br />
b) informazioni sulle popolazioni potenzialmente<br />
suscettibili; c) sviluppo <strong>di</strong> biomarcatori <strong>di</strong> effetto<br />
e loro validazione, in particolare alla bassi dosi<br />
espositive <strong>del</strong>l’elemento; d) meccanismo <strong>di</strong> azione<br />
<strong>del</strong>l’As inorganico come interferente endocrino e<br />
come cancerogeno, eventualmente identificando le<br />
specie arsenicali responsabili <strong>di</strong> questi effetti; e) sviluppo<br />
<strong>di</strong> bioin<strong>di</strong>catori molecolari attraverso lo stu<strong>di</strong>o<br />
<strong>del</strong>le variazioni <strong>di</strong> espressione genica.<br />
In conclusione si ritiene che gli stu<strong>di</strong> sul meccanismo<br />
<strong>di</strong> azione <strong>di</strong> As come cancerogeno in esperimenti in<br />
vitro e nell’uomo rappresentino un necessario contributo<br />
alla comunità scientifica e per il legislatore. La<br />
necessità <strong>di</strong> fornire risposte esaurienti ai futuri orientamenti<br />
<strong>del</strong>la ricerca scientifica secondo il protocollo<br />
in prec<strong>ed</strong>enza sintetizzato rappresenta quin<strong>di</strong>, rispetto<br />
al target finale enunciato, un percorso obbligato e per<br />
certi versi inderogabile.
28 G Ital M<strong>ed</strong> Lav Erg 2009; 31:1<br />
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