ISSN 1505-7054 2014 Vol. 17 No. 3 www.medycynasrodowiskowa.pl W numerze: 3 WWA ryzyko zdrowotne 3 Berylowce w migdałkach 3 Pył w migdałkach dzieci 3 Bierne palenie metale w migdałkach 3 Metale ciężkie w mleku kobiet 3 Metale we włosach dzieci 3 Mikroorganizmy w środowisku pracy 3 Narkotyki w ściekach Content: 3 PAHs health risk 3 Alkaline earth metals in adenoids 3 Dust in children s adenoids 3 Passive smoking metals in adenoids 3 Heavy metals in breast milk 3 Metals in hair of children 3 Microorganisms in work environment 3 Drugs in wastewater
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine Czasopismo Journal Instytutu Medycyny Pracy of Institute of Occupational Medicine i Zdrowia Środowiskowego w Sosnowcu and Environmental Health in Sosnowiec oraz Polskiego Towarzystwa and Polish Society Medycyny Środowiskowej of Environmental Medicine Ukazuje się cztery razy w roku It is published four times a year ZESPÓŁ REDAKCYJNY / EDITORIAL STAFF Redaktor Naczelny / Editor-in-Chief Zastępcy Redaktora Naczelnego / Deputy Editors Redaktor Tematyczny / Feature Editor Sekretarz Redakcji / Co-editor Redaktor Statystyczny / Statistical Editor Redaktor Językowy / Lingual Editor Sekretariat / Editorial Office Webmaster RADA PROGRAMOWA / EDITORIAL BOARD Przewodniczący Rady Programowej / Chairperson Członkowie z Polski / Polish Editorial Board Prof. dr hab. n. hum. Irena Adamek, Kraków Dr n. med. Edmund Anczyk, Sosnowiec Dr n. med. Piotr Z. Brewczyński, Sosnowiec Dr n. med. Zdzisław Brzeski, Lublin Prof. dr hab. n. med. Marian Dróżdż, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Jerzy Filikowski, Gdynia Dr hab. n. med. prof. nadzw. Rafał Górny, Warszawa Prof. dr hab. n. med. Jan Grzesik, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Janusz Hałuszka, Kraków Prof. dr hab. n. med. Wojciech Hanke, Łódź Prof. dr hab. Zofia Ignasiak, Wrocław Prof. dr hab. n. med. Marek Jakubowski, Łódź Prof. dr hab. n. med. Gerard Jonderko, Katowice Dr hab. n. med. Joanna Kasznia-Kocot, Katowice Prof. dr hab. n. med. Marcin Kamiński, Katowice Prof. dr hab. n. med. Emilia Kolarzyk, Kraków Prof. dr hab. n. med. Aleksandra Kochańska-Dziurowicz, Katowice Prof. dr hab. n. przyr. Jerzy Kwapuliński, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Henryka Langauer-Lewowicka, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Zbigniew Rudkowski Prof. dr hab. n. med. Jan Grzesik Prof. dr hab. n. med. Janusz Hałuszka lek. med. Maja Muszyńska-Graca mgr Karina Erenkfeit dr hab. n. o zdr. Krzysztof Pawlicki Maria Berezowska mgr Liwia Dudzińska mgr Mariusz Migała Prof. dr hab. n. med. Gerard Jonderko Dr n. med. Danuta O. Lis, Sosnowiec Prof. dr hab. n. farm. Jan Ludwicki, Warszawa Prof. dr hab. n. med. Kazimierz Marek, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Jacek Musiał, Kraków Prof. dr hab. n. med. Zofia Olszowy, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Janusz Pach, Kraków Dr hab. n. med. prof. nadzw. Krystyna Pawlas, Wrocław Dr n. med. Natalia Pawlas, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Władysław Pierzchała, Katowice Prof. dr hab. n. med. Zbigniew Rudkowski, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Bolesław Samoliński, Warszawa Prof. dr hab. n. med. Andrzej Sobczak, Katowice Prof. dr hab. n. med. Jerzy A. Sokal, Sosnowiec Prof. dr hab. n. med. Neonila Szeszenia-Dąbrowska, Łódź Prof. dr hab. n. hum. Beata Tobiasz-Adamczyk, Kraków Prof. dr hab. n. med. Barbara Zahorska-Markiewicz, Katowice Prof. dr hab. n. med. Jan E. Zejda, Katowice Prof. dr hab. n. med. Brunon Zemła, Gliwice Dr hab. n. med. Renata Złotkowska, Katowice Prof. dr hab. inż. Jerzy Zwoździak, Wrocław Członkowie Zagraniczni / International Editorial Board Alena Bartonova, PhD, Oslo, Norway Prof. David Bellinger, PhD, Boston, USA Stephan Boese O Reilly, MD, MPH, PhD, Munich,Germany Karin Broberg Palmgren, MSc, PhD, Lund, Sweden Prof. Dmitri Chvoryk, MD, PhD, Grodno, Belarus Eva Csobod, MD, PhD, Szentendre, Hungary Miroslav Dostal, MD, Praha, Czech Republic Prof. Gyula Dura, MD, PhD, Budapest, Hungary Ruth Etzel, MD, PhD, WHO Geneva, Switzerland Donato Greco, MD, Rome, Italy Prof. Helmut Greim, MD, PhD, Munich, Germany Prof. Philippe Hartemann, MD, PhD, Nancy, France Peter van den Hazel, MD, Arnhem, Netherlands Prof. Diane E. Heck, MD, PhD, New York, USA Dorota Jarosińska, MD, PhD, EEA, Copenhagen, Denmark Prof. Ludmiła Klimackaja, MD, PhD, Krasnoyarsk, Russia Hannu Komulainen, MD, Kuopio, Finland Jan Koval, MD, Presov, Slovakia Prof. Jean Krutmann, MD, PhD, Düsseldorf, Germany Ruzena Kubinova, MD, Praha, Czech Republic Won Jin Lee, MD, MPH, PhD, Seoul, Republic of Korea Prof. Robert Malina, Dr h.c.m., PhD, Bay City, USA Dainius Martuzevicius, PhD, Kaunas, Lithuania Mark D. Miller, MD, MPH, Oackland, USA Hans Moshammer, MD, PhD, Wien, Austria Prof. Karl Ernst von Muehlendahl, MD, PhD, Osnabrück, Germany Prof. Yuriy Nechytaylo MD, PhD Tchernivtsi, Ukraine Assoc. prof. Dan Norbäck, PhD, Uppsala, Sweden Peter Ohnsorge, MD, Wurzburg, Germany Mathias Otto, PhD, DSc (Eng), Osnabrück, Germany Anna Paldy, MD, MPH, PhD, Budapest, Hungary Prof. Roberto Ronchetti, MD, PhD, Rome, Italy Peter Rudnai, MD, Budapest, Hungary Prof. Tore Sanner, MD, PhD, Oslo, Norway Piersante Sestini, MD, Siena, Italy Birute Skerliene, MD, PhD, Vilnius, Lithuania Prof. Staffan Skerfving, MD, PhD, Lund, Sweden Prof. Anne Steenhout, MD, PhD, Brussels, Belgium Loreta Strumylaite, MD, PhD, Kaunas, Lithuania Andrzej Szpakow, MD, PhD, Grodno, Belarus Prof. Gerhard Winnecke, MD, PhD, Düsseldorf, Germany
Adres Redakcji i Wydawcy: Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego oraz Polskie Towarzystwo Medycyny Środowiskowej ul. Kościelna 13 41-200 Sosnowiec tel. (32) 266-08-85 wew. 201, 202 fax (32) 266-11-24 e-mail: ms@ imp.sosnowiec.pl Editorial office and publisher s address: Institute of Occupational Medicine and Environmental Health and Polish Society of Environmental Medicine Kościelna 13 Str. 41-200 Sosnowiec, Poland Tel. +48 (32) 266-08-85 ext. 201, 202 Fax: +48 (32) 266-11-24 e-mail: ms@ imp.sosnowiec.pl Warunki prenumeraty: Cena prenumeraty rocznej dla instytucji wynosi 160 zł (40 zł za jeden numer), dla odbiorców indywidualnych 100 zł (25 zł za jeden numer). Zamówienie prosimy kierować na adres: Redakcja Medycyny Środowiskowej - Environmental Medicine ul. Kościelna 13 41-200 Sosnowiec lub e-mail: ms@imp.sosnowiec.pl Zakup numeru bieżącego i numerów archiwalnych możliwy jest po dokonaniu wpłaty na konto Instytutu Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego w Sosnowcu nr: 13 1160 2202 0000 0000 7623 3258 Wpłat tytułem opłaty członkowskiej można dokonywać na konto Polskiego Towarzystwa Medycyny Środowiskowej nr 56 1020 2498 0000 8502 0172 1018 Osoby zainteresowane zamieszczeniem reklamy w czasopiśmie Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine prosimy o kontakt z redakcją Czasopismo ukazuje się w wersji pierwotnej drukowanej oraz w wersji elektronicznej na stronie www.medycynasrodowiskowa.pl Kwartalnik Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine jest współfinansowany ze środków Ministerstwa Nauki i Szkolnictwa Wyższego Subscription conditions: Annual subscription for institutions: 160 zł (40 zl one volume). Annual subscription for individuals: 100 zł (25 zl one volume). Subscription orders should be sent to the following address: Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine Editorial Office Kościelna 13 Str. 41-200 Sosnowiec, Poland or e-mail: ms@imp.sosnowiec.pl Readers or institutions interested in subscribing the journal should send an order to the address of editorial office. Payments could be made to the account no. MILLENIUM Bank S.S. Oddział Katowice PL 13 1160 2202 0000 0000 7623 3258 BIC/SWIFT: BIGBPLPWXXX of the Institute of Occupational Medicine and Environmental Health in Sosnowiec Individuals interested in printing adverts in the magazine Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine are requested to contact editor s office Journal is published in the original printed version and on www.environmental-medicine-journal.eu Journal Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine is co-financed by the Ministry of Science and Higher Education Nakład: 100 egz. Edition: 100 copies Punktacja czasopisma: MNiSW (2012): 5 ICV (2012): 5,52 Czasopismo indeksowane jest przez: Arianta, Chemical Abstracts (CAS), Genamics Journal Seek, Google Scholar, IC Journals Master List, Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego, Polska Bibliografia Lekarska, Polish Scientific Journals Database, Ulrich stm International Periodicals Directory. ISSN 1505-7054
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 www.medycynasrodowiskowa.pl www.environmental-medicine-journal.eu ARTYKUŁ REDAKCYJNY Zagrożenia zdrowotne związane ze środowiskowym narażeniem na wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał................................................... 7 PRACE ORYGINALNE Udział rozpuszczalnych i nierozpuszczalnych form berylowców i Pb w pyle zawieszonym i w migdałkach gardłowych Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński................................................ 14 Kumulacja wybranych pierwiastków w migdałkach gardłowych dzieci w wyniku zjawiska wtórnego pylenia Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński................................................ 21 Znaczenie biernego palenia dla kumulacji berylowców i Pb w migdałkach gardłowych dzieci Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński................................................ 30 Zawartość metali ciężkich w mleku kobiet mieszkających na terenach uprzemysłowionych Jerzy Kwapuliński, Małgorzata Suflita, Piotr Z. Brewczyński, Tomasz Fulczyk, Małgorzata Bebek, Krzysztof Mitko, Ewelina Stykowska, Agata Trzcionka, Michał Swoboda............................. 39 Interakcja metali badana we włosach dzieci zamieszkałych na terenach przemysłowym i rolniczym Jerzy Kwapuliński, Jerzy Ciba, Agata Trzcionka, Jolanta Kluczka, Piotr Z. Brewczyński, Michał Swoboda, Tomasz Fulczyk, Błażej Szady, Ewelina Stykowska, Janina Trzcionka................................ 45 Analiza wybranych czynników wirulencji bakterii i drożdży izolowanych ze środowisk pracy w kompostowniach, garbarniach, muzeach Justyna Skóra, Beata Gutarowska.......................................................... 52 PRACE POGLĄDOWE Analiza ścieków jako nowa droga określenia ilości spożywanych narkotyków w społecznościach lokalnych. Przegląd literatury Marta Boroń, Krystyna Pawlas............................................................ 62 KOMUNIKATY Regulamin publikowania prac wskazówki dla Autorów............................................. 69
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 www.medycynasrodowiskowa.pl www.environmental-medicine-journal.eu EDITORIAL Health hazards involved with an environmental exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał................................................... 7 ORIGINAL PAPERS The part of soluble and insoluble forms of Pb, Be, Ba, Ca, Mg, Sr in particulate matter and in the pharyngeal tonsils Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński................................................ 14 Accumulation of selected elements in the pharyngeal tonsils of children as a result of secondary dust emission Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński................................................ 21 The importance of passive smoking in the accumulation of Pb, Be, Ba, Mg, Ca, Sr in the children adenoids Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński................................................ 30 Heavy metals content in breast milk of mothers living in industrial region Jerzy Kwapuliński, Małgorzata Suflita, Piotr Z. Brewczyński, Tomasz Fulczyk, Małgorzata Bebek, Krzysztof Mitko, Ewelina Stykowska, Agata Trzcionka, Michał Swoboda............................. 39 Metals interaction tested in children s hair originating from industrial and rural areas Jerzy Kwapuliński, Jerzy Ciba, Agata Trzcionka, Jolanta Kluczka, Piotr Z. Brewczyński, Michał Swoboda, Tomasz Fulczyk, Błażej Szady, Ewelina Stykowska, Janina Trzcionka................................ 45 Analysis of selected virulence factors of bacteria and yeast isolated from work environments in composting plants, tenneries, museums Justyna Skóra, Beata Gutarowska.......................................................... 52 REVIEW PAPERS Analysis of wastewater as a new approach to determine the amount of drugs intake by local communities. A review Marta Boroń, Krystyna Pawlas............................................................ 62 ANNOUNCEMENTS Instructions to Authors.................................................................... 73
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 www.medycynasrodowiskowa.pl www.environmental-medicine-journal.eu Od Redaktora Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) mają działanie mutagenne i kancerogenne, dostają się do organizmu drogą: pokarmową, oddechową i przez skórę. Stanowią poważne środowiskowe zagrożenie zdrowotne już od okresu prenatalnego. Artykuł redakcyjny przedstawia to zagrożenie, podaje aktualną sytuację w Polsce (por.: Narażenie inhalacyjne BaP MS 2010 [16] 2, 14 22). Kolejne 3 artykuły dotyczą berylowców, tj. metali ziem lekkich, alkalicznych, inaczej wapniowców. Są to: beryl (Be), magnez (Mg), wapń (Ca), stront (Sr), bar (Ba) i rad (Ra), oraz dodatkowo ołowiu (Pb metal ciężki) jako markerów obciążenia środowiskowego (nie badano radu). Oceniono stężenie berylowców w migdałkach pobranych po tonsilloectomii, obciążenie migdałków tymi metalami uważanymi przez Autorów za biomarkery środowiskowe oraz wpływ biernego palenia na obciążenie tymi pierwiastkami. W następnej pracy przedstawiono wyniki badań nad stężeniem w mleku kobiecym metali Cd, Pb, Zn, Ni, Mn, Fe, Cu. Kobiety mieszkały co najmniej 5 lat na Górnym Śląsku, Cieszynie i w Częstochowie i skład metali jako biomarkerów odniesiono do miejsca ich zamieszkania oraz do palenia papierosów. W kolejnej publikacji porównano stężenie metali (Pb, Cd, Ni, Co, Na, K, Mg, Zn, Cu, Mn, Fe i Ca) we włosach dzieci zamieszkałych na terenie przemysłowym i rolniczym. Ustalono relacje ilościowe współwystępowania poszczególnych metali. Oryginalne studium przedstawia badania szczepów bakterii i drożdży wyizolowanych z powietrza lub powierzchni, a występujących w środowiskach pracy jak garbarnia, kompostownia, muzeum. Badano wytwarzanie otoczek polisacharydowych, proteinazy, żelatynazy, lipazy, koagulazy, deoksyrybonukleazy, enterotoksyn, hemolizyny. Większość wykrytych czynników ma znaczenie chorobotwórcze w patologii zawodowej. Artykuł poglądowy przedstawia badania ścieków pod względem zawartości nielegalnych narkotyków. Jest to nowoczesna metoda pozwalająca na epidemiologiczną ocenę narkotyków zażywanych i wydalanych przez ludzi Uwaga Redaktora: W związku z opiniami pozytywnymi i negatywnymi przekazywanymi Redakcji na temat publikowanych artykułów wyjaśniamy, że za merytoryczną treść publikacji odpowiadają Autorzy i to do nich należy kierować uwagi i krytykę w formie listu do Redakcji celem publikacji. Należy spodziewać się, że nasi Autorzy zechcą wziąć udział w takiej dyskusji, co wzbogaci łamy czasopisma. Redaktor Naczelny Prof. dr hab. n. med. Zbigniew Rudkowski
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3, 7-13 www.medycynasrodowiskowa.pl www.environmental-medicine-journal.eu Zagrożenia zdrowotne związane ze środowiskowym narażeniem na wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) Health hazards involved with an environmental exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) (a, b, c) Monika Rusin (a, d) Ewa Marchwińska-Wyrwał Zakład Zdrowia Środowiskowego Wydział Zdrowia Publicznego Śląski Uniwersytet Medyczny w Katowicach Kierownik Zakładu: dr hab. n. przyr. E. Marchwińska-Wyrwał (a) koncepcja (b) opracowanie tekstu (c) zebranie piśmiennictwa (d) merytoryczny nadzór nad ostateczną wersją artykułu dr n. med. Monika Rusin dr hab. n. przyr. Ewa Marchwińska-Wyrwał STRESZCZENIE Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) są grupą związków należących do trwałych zanieczyszczeń organicznych, a część z nich wykazuje udowodnione działanie mutagenne i kancerogenne. Opisywany jest również ich wpływ na występowanie negatywnych skutków zdrowotnych takich jak urodzenia przedwczesne i niska urodzeniowa masa ciała noworodków. WWA dostają się do organizmu człowieka trzema drogami: pokarmową, oddechową i przezskórną, przy czym drogę przezskórną uważa się za najmniej istotną przy narażeniu środowiskowym. Ważne źródło emisji WWA do środowiska stanowi transport oraz sektor komunalny i przemysłowy. We wszystkich województwach Polski od 2005 roku monitorowany jest w powietrzu poziom benzo(a)pirenu (BaP), będącego wyznacznikiem stężenia wszystkich związków z grupy WWA. Pomimo obserwowanego od lat 90. stałego obniżania się stężenia BaP w powietrzu, na przeważającym obszarze kraju w dalszym ciągu notowane są przekroczenia jego poziomu dopuszczalnego (1 ng/m 3 ). W 2010 roku sytuacja ta dotyczyła wszystkich aglomeracji miejskich w Polsce, przy czym najwyższe, kilkunastokrotne przekroczenie dopuszczalnej normy, obserwowane było w województwie śląskim, na terenie aglomeracji rybnicko-jastrzębskiej. Spośród szesnastu województw w Polsce, w których w 2012 roku prowadzony był monitoring stężenia benzo(a)pirenu w powietrzu, brak przekroczeń dopuszczalnego poziomu tego związku odnotowany został jedynie w województwie lubelskim i podlaskim. Z powyższych danych wynika, że zanieczyszczenie środowiska związkami WWA w Polsce stanowić może poważne ryzyko zdrowotne. Wydaje się zatem konieczne podjęcie wszelkich działań zmierzających do ograniczenia narażenia populacji na te związki. Słowa kluczowe: wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne, benzo(a)piren, kancerogeny środowiskowe, masa urodzeniowa ABSTRACT Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) are compounds which belong to persistent organic pollutants group; some of which produce mutagenic and cancerogenic effects. These xenobiotics showed proven, negative effects on health preterm births and low infant birth weight. PAHs penetrate into the human body by three exposure pathways: inhalation, ingestion and skin contact, of which the skin contact pathway is the least important in the case of environmental exposure. Transport, and industrial and municipal sections are also an important source of these compounds. The level of benzo(a)pyrene (BaP) has been monitored in all the Polish provinces since 2005 in the air. BaP is a determinant of the level of all PAHs compounds. Despite of the permanent lowering of the level of BaP in the air since the Nadesłano: 13.05.2014 Zatwierdzono do druku: 3.07.2014 Niniejszy materiał jest udostępniony na licencji Creative Commons Uznanie autorstwa 3.0 PL. Pełne postanowienia tej licencji są dostępne pod: http://creativecommons.org/licenses/by/3.0/pl/legalcode
8 Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał: WWA w środowisku a ryzyko zdrowotne 90s, the limit level (1 ng/m 3 ) has been exceeded in most provinces of the country. In 2010 this situation concerned all Polish agglomerations and the biggest excess has been observed in the province of Silesia in the area of rybnicko-jastrzębska agglomeration. Of sixteen Polish provinces only Lublin and Podlasie provinces did not exceed the limit level, of BaP in the air in 2012. These data shows that a serious health risk may occur due to environmental pollution caused by PAHs compounds. It is necessary to take preventative action to limit a human exposure to these compounds. Key words: polycyclic aromatic hydrocarbons, benzo(a)pyrene, environmental carcinogens, birth weight WSTĘP Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) stanowią grupę związków opisywanych w literaturze światowej jako polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) lub polynuclear aromatic hydrocarbons (PNAs), co związane jest z ich budową związki te składają się z dwóch lub więcej pierścieni aromatycznych [1]. WWA zaliczane są do trwałych zanieczyszczeń organicznych (TZO, ang. persistent organic pollutants POPs), charakteryzujących się tendencją do bioakumulacji oraz długim okresem półtrwania w środowisku [2]. Do grupy WWA zaliczanych jest kilkaset związków, lecz w środowisku najczęściej oznaczanych jest 17 z nich, przede wszystkim tych, które cechują się największą toksycznością, takich jak: acenaften, acenaftylen, antracen, benzo(a)antracen, benzo(a)pi-ren, benzo(e)piren, benzo(b)fluoranten, benzo(j)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(g,h,i)perylen, chryzen, dibenzo(a,h)antracen, fluoranten, fluoren, fenantren, piren oraz indeno(1,2,3-cd)piren [3]. WWA w środowisku nigdy nie występują pojedynczo, zawsze w formie mieszaniny [4]. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne występują powszechnie, a ich główne źródło emisji stanowią procesy spalania w sektorze komunalnym i mieszkaniowym oraz procesy produkcyjne, szczególnie produkcja koksu. Szacuje się, że w Polsce ponad 80% obecnych w powietrzu WWA jest rezultatem spalania paliw kopalnych [5]. Istotne źródło emisji WWA stanowi również sektor transportu spalanie paliw w silnikach zarówno Diesla, jak i benzynowych. Źródłem indywidualnego narażenia na wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne są niektóre sposoby przygotowania żywności (grillowanie, wędzenie) oraz palenie tytoniu [6,7,8]. Szacuje się, że w środowisku domowym osoby palącej stężenie samego benzo(a)pirenu w powietrzu może wynosić nawet 22 ng/m 3 [9]. Benzo(a)piren (BaP) jest najpowszechniej występującym w środowisku przedstawicielem wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych [10]. W Polsce stężenie benzo(a)pirenu w powietrzu traktowane jest jako wyznacznik poziomu wszystkich związków z grupy WWA. Związek ten jest oznaczany w sieci stacji pomiarowych, wchodzących w skład Państwowego Monitoringu Środowiska. Prawie 80% całkowitej emisji tego związku do atmosfery pochodzi z procesów spalania w sektorze komunalnym i mieszkaniowym. Znacznie mniejszy udział w jego emisji mają procesy produkcyjne (14,1%) oraz sektor transportu (6,4%) [11]. Powszechność występowania benzo(a)pirenu w środowisku bytowania człowieka, stwierdzone właściwości rakotwórcze oraz jego zdolność kumulowania się w organizmach żywych stwarza poważne ryzyko zdrowotne. Celem pracy jest wykazanie środowiskowego narażenia populacji na wysokie stężenia wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych, w tym benzo(a)pirenu. OBECNOŚĆ WIELOPIERŚCIENIOWYCH WĘGLOWODORÓW AROMATYCZNYCH W ŚRODOWISKU Powietrze Przez wiele lat w Polsce emisja WWA utrzymywała się na stałym wysokim poziomie i należała do najwyższych w Europie. Dopiero od lat 90. obserwowany jest systematyczny spadek stężenia WWA w powietrzu (w miastach Górnego Śląska wynoszący od 54% do 95%), jednak pomimo tego, na przeważającym obszarze kraju stężenie benzo(a)pirenu w powietrzu przekracza poziom dopuszczalny 1 ng/m 3 [12]. W roku 2005, na mocy Dyrektywy Parlamentu Europejskiego i Rady nr 2004/107/WE z dnia 15 grudnia 2004 roku, w sprawie arsenu, kadmu, rtęci, niklu i wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych, w Polsce został wprowadzony obowiązek wykonywania pomiarów zawartości benzo(a)pirenu w pyle [13]. Wyniki pomiarów stężenia tego związku w powietrzu wykazują, iż w większości województw oraz na terenie dużych aglomeracji miejskich w Polsce, średnioroczne wartości wielokrotnie przekraczają
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał: WWA w środowisku a ryzyko zdrowotne 9 poziom dopuszczalny. Pomiary stężenia benzo(a)pirenu w powietrzu atmosferycznym, wykonywane na terenie dużych aglomeracji miejskich w Polsce w 2010 roku, wykazały wielokrotne przekroczenia poziomu dopuszczalnego omawianego związku (ryc. 1). Najwyższe średnioroczne stężenie benzo(a)pirenu, przekraczające ponad osiemnastokrotnie wartość dopuszczalną, odnotowane zostało w tym czasie w obrębie aglomeracji rybnickojastrzębskiej, w województwie śląskim, i wynosiło 18,16 ng/m 3. Średnie stężenia benzo(a)pirenu, przekraczające prawie 10-krotnie poziom dopuszczalny, zaobserwowane były w tym okresie w aglomeracji górnośląskiej (8,81 ng/m 3 ), krakowskiej (8,16 ng/m 3 ) oraz łódzkiej (7,95 ng/m 3 ). Najniższe średnie stężenie benzo(a)pirenu odnotowano w obrębie aglomeracji warszawskiej; w tym przypadku również został przekroczony poziom dopuszczalny (1,02 ng/m 3 ) [14]. Stężenie średnie roczne benzo(a)pirenu w powietrzu [ng/m³) 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 o A. bydgoska A. górnośląska A. krakowska A. łódzka A. rybnicko-jastrzębska A. szczecińska A. trójmiejska A. warszawska A. wrocławska Ryc. 1.Stężenie średnie roczne benzo(a)pirenu w powietrzu w dużych aglomeracjach miejskich w 2010 roku [źródło: GIOŚ] Fig. 1. Annual average concentration of benzo(a)pyrene in the air in large agglomerations in 2010 [source: GIOŚ] W roku 2012 pomiary stężeń benzo(a)pirenu w powietrzu prowadzone były w 123 stacjach monitoringowych (tabela I). W roku tym najwyższe średnioroczne stężenia benzo(a)pirenu odnotowane zostały w obrębie województwa łódzkiego, małopolskiego i śląskiego, przekraczając ponad 8-krotnie poziom dopuszczalny [15]. Brak przekroczeń wartości dopuszczalnej benzo(a)pirenu w powietrzu został zaobserwowany jedynie w województwie lubelskim. W porównaniu średnich stężeń benzo(a)pirenu w powietrzu pomiędzy poszczególnymi województwami Polski nie było brane pod uwagę województwo podlaskie, ze względu na dostępność wyników pomiarów pochodzących tylko z jednej stacji monitoringowej. Tabela I. Stężenie roczne benzo(a)pirenu w powietrzu atmosferycznym w 15 województwach Polski w 2012 r. [źródło: GIOŚ] Table I. Annual concentration of benzo(a)pyrene in ambient air in 15 Polish provinces in 2012 [source: GIOŚ] Województwo Stężenia średnioroczne benzo(a)pirenu [ng/m 3 ] Wartość średnia Zakres wartości [ng/m 3 ] [ng/m 3 ] Dolnośląskie 5,74 1,22 13,55 Kujawsko-pomorskie 2,21 0,44 4,99 Lubelskie 0,72 0,44 0,84 Lubuskie 1,86 1,67 2,09 Łódzkie 8,85 4,53 19,21 Małopolskie 8,83 2,93 18,99 Mazowieckie 5,18 3,13 7,07 Opolskie 6,72 4,56 8,87 Podkarpackie 4,97 3,24 6,32 Pomorskie 3,23 1,17 7,43 Śląskie 8,6 4,6 15,11 Świętokrzyskie 6,73 5,98 8,41 Warmińsko-mazurskie 3,0 0,79 4,92 Wielkopolskie 3,9 1,64 5,57 Zachodniopomorskie 3,06 1,78 5,4 Gleba Szacuje się, że na świecie przeciętna zawartość WWA w glebach na terenach dużych miast wynosi 600 3000 µg/kg [16, 17, 18], przy czym najwyższe stężenia omawianych związków obserwowane są w pobliżu ulic charakteryzujących się wzmożonym ruchem samochodowym oraz na terenach przemysłowych [16, 19]. W Polsce stężenie WWA w glebach w ciągu ostatnich kilkunastu lat uległo niewielkim zmianom (tabela II). Zgodnie z wynikami ostatniego badania jakości gleb ornych, przeprowadzonego przez Instytut Uprawy, Nawożenia i Gleboznawstwa (IUNG) w 2010 roku, stężenie sumy 13 związków z grupy WWA w glebie pobranej w 198 z 216 punktów badawczych nie przekraczało 1000 µg/kg i nie wykazywało istotnego jej zanieczyszczenia wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi (klasa zanieczyszczenia 0, 1, 2). Jedynie gleba pobrana w 18 punktach pomiarowych została zakwalifikowana jako zanieczyszczona WWA (3 klasa zanieczyszczenia); na glebie tej nie powinna być prowadzona uprawa [20].
10 Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał: WWA w środowisku a ryzyko zdrowotne Na podstawie analizy wyników pomiarów jakości gleb, przeprowadzonych w latach 1995-2010 przez IUNG, można stwierdzić, że w ciągu ostatnich 20-25 lat uległa zmniejszeniu ilość punktów pomiarowych, z których pobrana gleba cechowała się najniższym stopniem zanieczyszczenia WWA (klasa 0-78 punktów w 1995 roku, 50 punktów w 2010 roku), natomiast zwiększyła się ilość punktów pomiarowych gleb należących do klasy 1 i 2 (klasa 1: 1995 rok 93 punkty, 2010 rok 113 punktów; klasa 2: 1995 rok 28 punktów, 2010 rok 35 punktów; tabela II). Tabela II. Stopień zanieczyszczenia gleb ornych Polski przez WWA w latach 1995 2010 na podstawie wyników badań Instytutu Upraw, Nawożenia i Gleboznawstwa [20] Table II. Contamination of PAHs among Polish arable soils in 1995 2010 on the basis of the results of the Institute of Soil Science and Plant Cultivation [20] Klasa zanieczyszczenia Stężenie Ilość punktów badawczych WWA w danym roku [µg/kg] 1995 2000 2005 2010 0 200 78 71 47 50 1 201 600 93 108 117 113 2 601 1000 28 26 31 35 3 1001 5000 16 11 21 18 4 > 5000 1 0 0 0 Suma punktów badawczych 216 216 216 216 Klasyfikacja wg Rozporządzenia Ministra Środowiska (Dz. U. 165, poz. 1359, 2002) Gleby niezanieczyszczone 1000 205 205 200 202 Gleby zanieczyszczone >1000 11 11 16 14 Suma punktów badawczych 216 216 216 216 DROGI NARAŻENIA CZŁOWIEKA NA WIELOPIERŚCIENIOWE WĘGLOWODORY AROMATYCZNE; SKUTKI ZDROWOTNE WWA dostają się do organizmu człowieka trzema drogami: pokarmową, oddechową i przezskórną, przy czym drogę przezskórną uznaje się za najmniej istotną przy narażeniu środowiskowym [4]. W narażeniu drogą pokarmową, najwyższe stężenia benzo(a)pirenu oznaczane są w produktach spożywczych, cechujących się wysoką zawartością tłuszczu (do 58,2 µg/kg), ponadto w rybach i owocach morza (do 11,2 µg/kg), zbożach (do 5,4 µg/kg) i mięsie (do 4,6 µg/kg), natomiast najniższe w warzywach (do 0,48 µg/kg) oraz mleku i produktach mlecznych (do 1,6 µg/kg) [21]. Szacuje się, że dzienne pobranie benzo(a)pirenu wraz z żywnością wynosi przeciętnie 0,5 305 ng/dzień dla mieszkańca Stanów Zjednoczonych, 70 190 ng/dzień dla mieszkańca Iranu i Korei Południowej oraz odpowiednio 160 320 ng/dzień, 73 140 ng/dzień i 4,2 35 ng/dzień, odpowiednio dla mieszkańców państw europejskich: Włoch, Hiszpanii i Republiki Czeskiej [22]. Wyniki badań wskazują, że dzienne pobranie wraz z żywnością mieszaniny ośmiu kancerogennych WWA w Polsce wynosi 3078 ng, podczas gdy średnie ich pobranie przez konsumentów państw Unii Europejskiej wynosi 1729 ng/dzień [23]. Poszczególne związki należące do grupy wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych charakteryzują się zróżnicowaną lipofilnością. Cecha ta wpływa na wielkość absorbcji omawianych związków w organizmie człowieka [4]. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne są związkami wykazującymi udowodnione działanie mutagenne; wpływają one ponadto w sposób negatywny na przebieg procesów endokrynologicznych, reprodukcyjnych oraz rozwojowych [6, 24]. Jednak najistotniejszym efektem zdrowotnym narażenia organizmu człowieka na WWA jest udowodniony wpływ dziewięciu związków z tej grupy na inicjowanie procesu nowotworowego. Najsilniejszym działaniem kancerogennym charakteryzują się szczególnie dwa związki z grupy WWA benzo(a)piren i dibenzo(a,h)antracen; dla związków tych względne współczynniki kancerogenności, ustanowione przez Nisbeta i LaGoya, wynoszą odpowiednio 1 i 5 [4, 25]. Międzynarodowa Agencja Badań nad Rakiem (International Agency for Research on Cancer IARC) zakwalifikowała benzo(a)piren do grupy związków wykazujących udowodnione działanie rakotwórcze (grupa 1) [26]. Związki rakotwórcze są substancjami działającymi bezprogowo, co wiąże z ryzykiem powstania zmian nowotworowych przy narażeniu na każde stężenie substancji [27]. Narażenie na benzo(a)piren drogą oddechową stwarza prawdopodobieństwo rozwoju nowotworów płuc. W przypadku ekspozycji zawodowej grupę szczególnego ryzyka stanowią pracownicy koksowni [28]. W województwie śląskim, w populacji mężczyzn pochodzących z miast o wysokim stężeniu BaP w powietrzu, a więc narażonych środowiskowo na związki WWA, obserwowany jest wysoki odsetek zachorowań na nowotwory płuc [29]. Udowodniony został również wpływ wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych na występowanie porodów przedwczesnych i zaburzeń
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał: WWA w środowisku a ryzyko zdrowotne 11 związanych ze wzrostem płodu, jednak mechanizm tego działania nie został do końca poznany. Jednakże wiadome jest, że związki te wiążą się ze strukturą DNA łożyska, wykazując działanie mutagenne, oraz stwarzając ryzyko poronień samoistnych we wczesnym okresie ciąży [6, 30 35]. Transport przezłożyskowy WWA inicjuje powstanie stresu oksydacyjnego, wpływającego negatywnie na układ nerwowy oraz hormonalny płodu [36]. Badania przeprowadzone przez Choi i wsp. w latach 2000 2003 na dwóch kohortach kobiet ciężarnych w Krakowie oraz Nowym Jorku, wykazały istnienie zależności pomiędzy prenatalnym narażeniem na WWA a obniżeniem wybranych parametrów fizycznych w grupie noworodków pochodzących z ciąż donoszonych. Masa ciała noworodków była niższa średnio o 68,75 g w przypadku grupy krakowskiej oraz o 177,57 g w przypadku grupy z Nowego Jorku. Obniżenie długości ciała noworodka wynosiło 0,48 cm, a obwód główki był mniejszy o 0,21 cm w przypadku grupy krakowskiej [6, 24]. W badaniach przeprowadzonych przez Sanyal i Li wykazano, że narażenie na benzo(a)piren oraz 7,12- dimetylobenzo[α]antracen (DMBA) podczas procesu organogenezy prowadzi do znaczącego obniżenia masy i długości ciała płodu. Mózg oraz układ nerwowy płodu są organami najbardziej wrażliwymi na oddziaływanie wspomnianych związków [30]. Potwierdzeniem tej hipotezy są również Wormleya i wsp. W badaniach tych wykazano, że przezłożyskowe narażenie na benzo(a)piren wpływa negatywnie na receptory umieszczone w hipokampie strukturze znajdującej się w płacie skroniowym kory mózgowej, odpowiedzialnej za procesy zapamiętywania i uczenia się [31]. Perera i wsp. wykazali zależność pomiędzy liczbą powiązań WWA-DNA mierzonych we krwi pępowinowej, a masą i długością ciała oraz obwodem główki noworodków [37 41]. Badania Vassileva wykazały istnienie zależności pomiędzy narażeniem kobiet ciężarnych na pył zawierający wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (ang. polycyclic organic matter POM) w zakresie stężeń od 0,269 do 2,830 µg/m 3 powietrza, a wczesną umieralnością noworodków oraz występowaniem urodzeń przedwczesnych i urodzeń dzieci z niską urodzeniową masą ciała [42]. W badaniach prowadzonych w dużych miastach Aglomeracji Śląskiej wykazano wysoką korelację pomiędzy zawartością benzo(a)pirenu w powietrzu, a liczbą urodzeń dzieci z niską masą urodzeniową [43]. Wobec udowodnionego wpływu wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych na występowanie wielu negatywnych skutków zdrowotnych, konieczne jest prowadzenie działań mających na celu ograniczenie narażenia populacji na te związki. Najskuteczniejszym działaniem byłaby likwidacja źródeł niskiej emisji, poprzez zmianę sposobu ogrzewania mieszkań, ponieważ spalanie węgla w sektorze komunalnym wciąż stanowi najpoważniejsze źródło emisji WWA [44]. Niepokój budzi fakt występowania benzo(a)pirenu w stężeniach wielokrotnie przekraczających średnioroczne wartości normatywne we wszystkich aglomeracjach miejskich oraz w czternastu województwach w Polsce; przekroczeń nie odnotowano jedynie w województwie lubelskim i podlaskim. WNIOSKI 1. Środowiskowe narażenie na wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne stanowi poważne ryzyko zdrowotne. 2. Ograniczenie niskiej emisji i obniżenie stężenia WWA we wszystkich elementach środowiska przynajmniej do poziomów dopuszczalnych pozwoli zmniejszyć środowiskowe narażenie na te związki. 3. Istotnym, a często pomijanym w literaturze, efektem zdrowotnym narażenia na WWA, jest, oprócz działania kancerogennego i mutagennego, wpływ tych związków na występowanie negatywnych skutków zdrowotnych związanych z urodzeniami urodzeń przedwczesnych i niskiej urodzeniowej masy ciała noworodków. PIŚMIENNICTWO 1. Kubiak M.S.: Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) ich występowanie w środowisku i w żywności. Probl Hig Epidemiol 2013; 94(1): 31-36. 2. Trojanowska M., Świetlik R.: Ocena ryzyka nowotworowego związanego z narażeniem inhalacyjnym na benzo(a)piren w wybranych miastach Polski. Med Śr 2013; 16(2): 14-22. 3. Sapota A.: Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne dokumentacja proponowanych wartości dopuszczalnych poziomów narażenia zawodowego. Podstawy i Metody Oceny Środowiska Pracy 2002; 2(32): 179-208. 4. Smolik E. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA). Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego. http://www.ietu.katowice.pl/wpr/dokumenty/materialy_szko leniowe/szkol2/10-smolik.pdf 5. Bochenek D., Bancarzewska M., Górska A. i wsp.: Ochrona Środowiska 2013. Główny Urząd Statystyczny, Warszawa, 2013. 6. Choi H., Jędrychowski W., Spengler J. i wsp.: International studies and prenatal exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons and fetal growth. Environ Health Perspect 2006; 114(11): 1744-1750.
12 Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał: WWA w środowisku a ryzyko zdrowotne 7. Kubiak M.S.: Analiza poziomu zanieczyszczeń WWA w wybranych wyrobach mięsnych poddanych przemysłowym warunkom wędzenia. Bromat Chem Toksykol 2012; 45(4): 1264-1270. 8. Ciecierska M., Teodorska M., Dasiewicz K. i wsp.: Zawartość wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych oraz ich zależności w produktach mięsnych wędzonych. Bromat Chem Toksykol 2010; 43(1): 93-100. 9. Chuang J.C., Mack G.A., Kuhlman M.R. i wsp.: Polycylic aromatic hydrocarbons and their derivatives in indor and outdoor air in an 8-home study. Atmospheric Environment, Part B, Urban Atmosphere 1991; 25: 369-380. 10. Perera F., Tang D., Whyatt R. i wsp.: DNA damage form polycyclic aromatic hydrocarbons measured by benzoapyrene- DNA adducts in mothers and newborns from northern Manhattan, the World Trade Center area, Poland, and China. Cancer Epidemiol Biomarkers Prev 2005; 14(3): 709-714. 11. Bochenek D., Falandysz M., Jabłonowski G. i wsp.: Ochrona środowiska 2011. Główny Urząd Statystyczny, Warszawa, 2011. 12. Moździerz A., Juszko-Piekut M., Stojko J.: Analiza poziomów stężeń B(a)P w powietrzu atmosferycznym miast Górnego Śląska w latach 1983-2005. Med Śr 2011; 14(2): 15-23. 13. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 3 marca 2008 roku w sprawie poziomów niektórych substancji w powietrzu (Dz. U. 2008 nr 47, poz. 281). 14. Iwanek J., Kobus D., Mitosek G. i wsp.: Jakość powietrza w Polsce w roku 2010 w świetle wyników pomiarów prowadzonych w ramach PMŚ. Państwowy Monitoring Środowiska, Inspekcja Ochrony Środowiska. Warszawa, 2011. 15. Iwanek J., Kobus D., Kostrzewa J. i wsp.: Zanieczyszczenie powietrza wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi w Polsce w 2012 r. Inspekcja Ochrony Środowiska. Warszawa, 2013. 16. Menzie C.A., Potocki B.B., Santodonato J.: Exposure to carcinogenic PAHs in the environment. Environmental Science and Technology 1992; 26: 1278-1284. 17. Trapido M.: Polycyclic aromatic hydrocarbons in Estonian soil: contamination and profiles. Environmental Pollution 1999; 105: 67-74. 18. Mielke H.W., Wang G., Gonzales C.R. i wsp.: PAH and metal mixtures in New Orleans soils and sediments. Science of the Total Environment 2001; 281: 217-227. 19. Harrison R.M., Smith D.J.T., Piou C.A. i wsp.: Comparative receptor modelling study of airborne particulate pollutants in Birmingham (United Kingdom), Coimbra (Portugal) and Lahore (Pakistan). Atmospheric Environment 1997; 31: 3309-3321. 20. Siebielec G., Smreczak B., Klimkowicz-Pawlas A. i wsp.: Monitoring chemizmu gleb ornych w Polsce w latach 2010-2012. Instytut Uprawy, Nawożenia i Gleboznawstwa. Puławy, 2012. 21. Jakszyn P., Agudo A., Ibanez R. i wsp.: Food content of potential carcinogenesis. Barcelona, Catalan Institute of Oncology, 2004. 22. Choi H., Harrison R., Komulainen H. i wsp.: Polycyclic aromatic hydrocarbons. Guidelines for Indoor Air Quality: Selected Pollutants. Geneva: World Health Organization, 2010. 23. Wieczorek J, Wieczorek Z.: Pobranie wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych z żywnością. Bromat Chem Toksykol 2011; 44(3): 725-731. 24. Choi H., Rauh V., Garfinkel R. i wsp.: Prenatal exposure to airborne polycyclic aromatic hydrocarbons and risk of intrauterine growth restriction. Environ Health Perspect 2008; 116(5): 658-665. 25. Nisbet I.C.T., LaGoy P.K.: Toxic (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Reg Toxicol Pharmacol 1992; 16: 290-300. 26. International Agency for Research on Cancer, IARC, 2012. Agents Classified by the IARC Monographs, vol. 1-103. 27. Brzeźnicki S., Bonczarowska M., Gromiec J.P.: Najwyższe dopuszczalne stężenia wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych (WWA). Obecny stan prawny i propozycje zmian. Med Pr 2009; 60(3): 179-185. 28. Talaska G., Underwood P., Maier A. i wsp.: Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), nitro-pahs and related environmental compounds: bilogical markers of exposure and effects. Environ Health Perspect 1996; 104(5): 901-906. 29. Kapka I., Zemła B.F., Kozłowska A. i wsp.: Jakość powietrza atmosferycznego a zapadalność na nowotwory płuc w wybranych miejscowościach i powiatach województwa śląskiego. Przegl Epidemiol 2009; 63: 439-444. 30. Sanyal M.K., Li Y.L.: Deleteriuos effects of polynuclear aromatic hydrocarbons on blood vascular system of the rat fetus. Birth Defects Res B Dev Reprod Toxicol 2007; 80: 367-373. 31. Wormley D.D., Chirwa S., Nayyar T. i wsp.: Inhaled benzo[a]pyrene impairs long-term potentiation in the F1 generation rat dentate gyrus. Cell Mol Biol 2004; 50: 715-721. 32. Li Z., Sjodin A., Romanoff L.C. i wsp.: Evaluation of exposure reduction to indoor air pollution in stove intervention projects in Peru by urinary biomonitoring of polycyclic aromatic hydrocarbon metabolites. Environ Int 2011; 37: 1157-1163. 33. Sram R.J., Binkova B., Dejmek J. i wsp.: Ambient air pollution and pregnancy outcomes: a review of the literature. Environ Health Perspect 2005; 113: 375-382. 34. Manchester D.K., Bowman E.D., Parker N.B. i wsp.: Determinants of polycyclic aromatic hydrocarbons-dna adducts in human placenta. Cancer Res 1992; 52: 1499-1503. 35. Wu J., Hou H., Ritz B. i wsp.: Exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons and missed abortion in early pregnancy in a Chinese population. Sci Total Environ 2010; 408: 2312-2318. 36. Donaldson K., Stone V., Borm P.J. i wsp.: Oxidative stress and calcium signaling in the adverse effects of environmental particles (PM10). Free Radic Biol Med 2003; 34: 1369-1382. 37. Perera F., Whyatt R., Jędrychowski W. i wsp.: A study of the effects of environmental polycyclic aromatic hydrocarbons on birth outcomes in Poland. Am J Epidemiol 1998; 147: 309-314. 38. Perera F.P., Rauh V., Tsai W.Y. i wsp.: Effects of transplacental exposure to environmental pollutants on birth outcomes in multiethnic population. Environ Health Perspect 2003; 111: 201-205. 39. Perera F.P., Rauh V., Whyatt R.M.: Molecular evidence of an interaction between prenatal environmental exposures and birth outcomes in a multiethnic population. Environ Health Perspect 2004; 112: 626-630. 40. Perera F., Tang D., Rauh V. i wsp.: Relationships among polycyclic aromatic hydrocarbon-dna adducts, proximity to the World Trade Center, and effects on fetal growth. Environ Health Perspect 2005; 113(8): 1062-1067. 41. Perera F.P., Rauh V., Whyatt R.M. i wsp.: A summary of recent findings on birth outcomes and developmental effects of prenatal ETS, PAH and pesticide exposures. Neurotoxicology 2005; 26: 573-578. 42. Vassilev Z.P., Robson M.G., Klotz J.B.: Outdoor exposure to airborne polycyclic organic matter and adverse reproductive outcomes: a pilot study. Am J Ind Med 2001; 40: 255-262.
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Monika Rusin, Ewa Marchwińska-Wyrwał: WWA w środowisku a ryzyko zdrowotne 13 43. Rusin M.: Rozprawa doktorska na stopień doktora nauk medycznych: Urodzenia martwe i niska urodzeniowa masa ciała noworodków a jakość powietrza w województwie śląskim. Śląski Uniwersytet Medyczny, Wydział Farmaceutyczny z Oddziałem Medycyny Laboratoryjnej. Sosnowiec, 2014. 44. Czarnomski K.: Trwałe zanieczyszczenia organiczne w środowisku. Niska emisja. Instytut Ochrony Środowiska. Warszawa, 2009. Adres do korespondencji: dr n. med. Monika Rusin Zakład Zdrowia Środowiskowego Wydział Zdrowia Publicznego Śląski Uniwersytet Medyczny ul. Piekarska 18, 41-902 Bytom tel. 32 397-65-29 e-mail: mrusin@sum.edu.pl
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3, 14-20 www.medycynasrodowiskowa.pl www.environmental-medicine-journal.eu Udział rozpuszczalnych i nierozpuszczalnych form berylowców i Pb w pyle zawieszonym i w migdałkach gardłowych The part of soluble and insoluble forms of Pb, Be, Ba, Ca, Mg, Sr in particulate matter and in the pharyngeal tonsils Maria Gerycka 1 (b, c, d), Ewa Nogaj 2 (d, e) 3 (a, e), Jerzy Kwapuliński 1 Studia doktoranckie, Śląski Uniwersytet Medyczny w Katowicach 2 Śląski Uniwersytet Medyczny, Katedra Toksykologii, Sosnowiec Kierownik: dr hab. D. Wiechuła 3 Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego, Sosnowiec Dyrektor: dr n. med. P.Z. Brewczyński (a) koncepcja (b) zebranie materiału do badań (c) badania laboratoryjne (d) statystyka i interpretacja wyników (e) opracowanie tekstu i piśmiennictwa STRESZCZENIE Wstęp. Migdałek gardłowy na podstawie dotychczasowych badań, uznany został jako dobry biomarker ekspozycji, dzięki swojemu położeniu w głównym strumieniu wdychanego powietrza i wiele pierwiastków może być w nim kumulowanych. Celem niniejszych badań było ustalenie, jaki udział posiadają formy rozpuszczalne i nierozpuszczalne związków poszczególnych pierwiastków w pyle zawieszonym w kumulacji Pb, Be, Ba, Sr, Ca, Mg w migdałkach gardłowych. Materiał i metody. Zawartość badanych pierwiastków określono w 86 próbkach migdałków gardłowych dzieci mieszkających w Tychach oraz w 76 migdałkach dzieci z Chorzowa, jak również w pyłach zawieszonych w powietrzu, występujących w formie rozpuszczalnej i nierozpuszczalnej. Wyszczególnione współczynniki k 1, k 2 obecne w równaniu podziału pozwalają wskazać na większe znaczenie frakcji rozpuszczalnej lub nierozpuszczalnej danego pierwiastka obecnej we wdychanym pyle zawieszonym. Wyniki. Wartości współczynników w równaniu podziału potwierdziły znaczenie płci dziecka oraz zwróciły uwagę na możliwość ich obszarowego zróżnicowania w odniesieniu do biernego palenia, w stopniu kumulowania w migdałkach gardłowych Pb, Be, Ba, Sr, Mg, Ca. Wnioski. Równanie podziału pozwala ocenić względne udziały poszczególnych frakcji w odniesieniu do ogólnej zawartości danego pierwiastka w migdałkach gardłowych. ABSTRACT Introduction. Previous studies have confirmed that the pharyngeal tonsil is a good biomarker of exposure due to its position relative to inhaled air so that multiple elements can be accumulated in this organ. The aim of the study is to determine the share of soluble and insoluble compounds of individual elements in suspended particles in the accumulation of Pb, Be, Ba, Sr, Ca,Mg by the pharyngeal tonsils. Material and methods. The content of the analyzed elements is defined in 86 samples of pharyngeal tonsils from children living in Tychy and in 76 samples of pharyngeal tonsils from children living in Chorzów, as well as in the suspended particles in the air occurring in soluble and insoluble form. The specified coefficients k 1, k 2 present in the equation division allow the indication the greater importance of soluble and insoluble fraction of an element present in the inhaled air. Results. The value of the coefficients in the equation division based on gender confirmed its importance. Conclusions. The values detect area variation in relation to passive smoking in the extent of accumulation of Pb, Be, Ba, Sr, Mg, Ca in pharyngeal tonsils. Key words: pharyngeal tonsil, equation division, suspended particles Słowa kluczowe: migdałek gardłowy, równanie podziału, pyły zawieszone Nadesłano: 7.04.2014 Zatwierdzono do druku: 25.07.2014 Niniejszy materiał jest udostępniony na licencji Creative Commons Uznanie autorstwa 3.0 PL. Pełne postanowienia tej licencji są dostępne pod: http://creativecommons.org/licenses/by/3.0/pl/legalcode
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński: Berylowce i Pb w pyle zawieszonym i w migdałkach gardłowych 15 WSTĘP Wcześniejsze badania pierwiastków nad występowaniem wielu pierwiastków, m.in.: Cu, Ca, Fe, Mn, Al, Ba, Cd, Zn, Cr w migdałkach gardłowych [1 10] uzasadniły zainteresowanie się rolą poszczególnych form rozpuszczalnych i nierozpuszczalnych berylowców i Pb w wodzie obecnych w pyle zawieszonym w procesie ich kumulowania w migdałkach gardłowych. Migdałki gardłowe w przypadku powyższych pierwiastków wykazały się określoną, m.in. wiekiem dziecka, różną kumulacją poszczególnych pierwiastków. W procesie ich kumulacji podczas oddychania ważnym jest, że migdałek gardłowy zlokalizowany jest w głównym strumieniu wdychanego powietrza. Powyższa kumulacja pierwiastków w tkance migdałka modyfikowana jest także tzw. fazą dostępności toksykologicznej, polegającą na odpowiednio różnym udziale rozpuszczalnych w wodzie związków tych pierwiastków w pyle zawieszonym jak również wybiórczymi zdolnościami migdałka gardłowego do kumulowania metali przez tkankę tego narządu. Dlatego też ze względu na płeć dzieci, zamieszkałych w bezpośrednim lub daleko sięgającym oddziaływaniu pyłów przemysłowych, mogą pojawić się różnice w stopniu intoksykacji migdałków gardłowych. Proces kumulacji pierwiastków, jakkolwiek może być selektywnie wybiórczy, to jednak w przypadku charakterystycznej dla emisji pierwiastków należy spodziewać się odpowiednich współzależności w występowaniu pierwiastków w migdałku gardłowym. Prawdopodobnym jest, że migdałki gardłowe nie tylko dzięki swojej specyficznej lokalizacji w strumieniu wdychanych zanieczyszczeń pyłowych, lecz również ze względu na przeważający jednorodny, ciągły wpływ pyłów z emisji elektrowni, leżących blisko siebie w promieniu ok. 20 km (ryc. 1), mogą być wykorzystane do oceny narażenia populacji dziecięcej [11, 12, 13]. Podkreślić należy, iż poziom zawartości pierwiastków w migdałkach gardłowych może być zróżnicowany nie tylko ich obecnością w pyle, lecz także względnym udziałem form rozpuszczalnych i nierozpuszczalnych związków chemicznych w śluzie pokrywającym migdałki gardłowe. Ponadto nie bez znaczenia pozostaje fakt, że obszary zamieszkania dzieci na ogół mają charakter niepowtarzalny: topograficznie, meteorologicznie i chemicznie. Dlatego zasadna jest odpowiedź na pytanie jaki udział mają formy rozpuszczalne i nierozpuszczalne Pb, Be, Ca, Mg, Ba, Sr w wodzie redystylowanej, obecne w pyle zawieszonym, lecz również w śluzie na migdałkach gardłowych lub osadzających się siłami adhezji. Dlatego głównym celem badań było określenie udziału obecności w pyłach zawieszonych rozpuszczalnych i nierozpuszczalnych form berylowców i Pb w wodzie redystylowanej, w ich kumulacji w migdałkach gardłowych. Cel ten ma charakter poznawczy, bowiem pierwiastki te nie były dotąd oznaczane w tym narządzie. Beryl uważany jest za pierwiastek o silnych własnościach kancerogennych w odniesieniu do układu oddechowego. Bar i stront posiadają duże powinowactwo w procesach chemicznych podobnych do Ca i Mg. Wyniki badań mogą mieć ewentualnie zastosowanie do wykorzystania migdałków gardłowych jako pomocniczego biomarkera ekspozycji na berylowce lub Pb w programach screeningowych. Odpowiedź na to pytanie można uzyskać wykorzystując równanie podziału [14, 15]. C M k 1 C rozpuszcz k 2 C nierozpuszcz C M średnia zawartość danego pierwiastka w migdałku [µg/g], C rozpuszcz średnia zawartość danego pierwiastka we frakcji rozpuszczalnej pyłu zawieszonego [µg/g] w wodzie redestylowanej, C nierozpuszcz średnia zawartość danego pierwiastka we frakcji nierozpuszczalnej pyłu zawieszonego [µg/g] w wodzie redestylowanej, k 1 współczynnik charakteryzujący udział danego pierwiastka w formie części rozpuszczalnej pyłu zawieszonego w wodzie redestylowanej, k 2 współczynnik charakteryzujący udział danego pierwiastka w formie części nierozpuszczalnej pyłu zawieszonego w wodzie redestylowanej. Wyszczególnione współczynniki k 1, k 2 pozwalają wskazać na większe znaczenie frakcji rozpuszczalnej bądź nierozpuszczalnej obecnej we wdychanym pyle zawieszonym. W przypadku, gdy k 1 k 2, to wówczas obecność danego pierwiastka pochodzi w głównej mierze na podstawie sorpcji związków rozpuszczalnych w pyle zawieszonym. Chorzów Katowice Tychy Ryc. 1. Lokalizacja miast zamieszkałych przez badaną grupę dzieci (Tychy i Chorzów) Fig. 1. Location of the cities inhabited by a group of studied children (Tychy and Chorzów)
16 Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński: Berylowce i Pb w pyle zawieszonym i w migdałkach gardłowych MATERIAŁ I METODY Materiał badawczy stanowiły 162 próby całych migdałków gardłowych od dzieci zdrowych, usunięte ze wskazań lekarskich, w tym 86 migdałków pochodziło od dzieci mieszkających w Tychach, a 76 od dzieci z Chorzowa. Na przeprowadzenie badań uzyskano zgodę Komisji Bioetycznej Śląskiej Akademii Medycznej w Katowicach nr NN-6501-255/I/04/05. W ankiecie rodzice ujawniali fakt palenia przynajmniej 5 papierosów w obecności dziecka w domu. Migdałki Migdałki gardłowe po uprzednim zważeniu na wadze ZMP WA-32 z dokładnością 1 10 5 g, zostały poddane mineralizacji w łaźni piaskowej za pomocą 5 cm 3 kwasu azotowego (V) (Supra Pure Merck), aż do momentu uzyskania klarownych roztworów. Jeśli dany roztwór nie był w pełni klarowny to dodawano kilka kropel nadtlenku wodoru. Pyły zawieszone Wydajność separowania pyłów za pomocą aspiratorów w ciągu 1 godziny zapewniły uzyskanie masy pyłu na wykonanie oznaczenia badanych pierwiastków z dokładnością stosowanej metody instrumentalnej. Pyły w Tychach i w Chorzowie były pobierane równocześnie, zawsze o godzinie 11.00, za pomocą aspiratorów powietrza AP700 w ciągu godziny z zastosowaniem separatorów poszczególnych frakcji pyłu, by zapewnić uzyskanie pyłu przynajmniej o masie 120 mg. Wyboru sześciu punktów poboru dokonano na wybranych osiedlach i przy szkołach zgodnie z danymi WSSE Katowice. Zebrane pyły poddano frakcjonowaniu za pomocą 50 cm³ wody redystylowanej na formę rozpuszczalną i nierozpuszczalną za pomocą twardych sączków. Frakcję rozpuszczalną odparowano do sucha do stałej masy. Suchą postać frakcji rozpuszczalnej i nierozpuszczalnej pyłu o znanej masie poddano mineralizacji na gorąco 1 cm 3 1:1 40% HF i 65% HNO 3, a pozostałość po mineralizacji dodatkowo roztworzono w 10 cm 3 HNO 3 (V). Próby pyłów w Tychach i w Chorzowie pobierano 13 razy w ciągu roku w okresie wiosenno jesiennym. Jest to zasadniczy okres zabaw dzieci na powietrzu. Zawartość berylowców i Pb we wszystkich próbkach została oznaczona metodą ICP AES przy pomocy spektrometru SOLAR 2000, w certyfikowanym laboratorium Głównego Instytutu Górnictwa w Katowicach (AB 146). Dokładność oznaczeń 0,01 µg/g sprawdzono przy pomocy dodatku wzorca firmy Merck. Natomiast wykrywalność była równa: 0,005 µg/g, czułość: 0,01 µg/g oraz precyzja: r 0,999. Analizę statystyczną uzyskanych wyników opracowano za pomocą programu Statistica for Windows ver 7.1. Zastosowana metoda była dodatkowo walidowana w oparciu o wzorce zawartości berylowców i Pb odpowiadająca zakresami ich występowania w badanych próbach, we współpracy z Zakładem Chemii Nieorganicznej Politechniki Śląskiej. Różnice w oznaczeniach wykonane w Głównym Instytucie Górnictwa w Katowicach oraz na Politechnice Śląskiej wynosiły: Pb 3,8%, Ba 4,3%, Be 3,9%, Sr 4,0%, Ca 1,8%, Mg 2,2%. WYNIKI BADAŃ Dyskusję o udziale związków pierwiastków występujących w formie rozpuszczalnej i nierozpuszczalnej w pyle zawieszonym w powietrzu, przeprowadzono na poziomie występowania tych pierwiastków w migdałkach gardłowych odpowiadających średniej geometrycznej, gdyż często występowanie zawartości badanych metali miało charakter nieparametryczny, najczęściej prawostronnie rozwinięty. oraz stopniem zanieczyszczenia powietrza w Tychach i Chorzowie (tab. I i tab. II). Odchylenie standardowe nie przekraczało 9,5% danej wartości. Normalność rozkładu występowania poszczególnych zawartości berylowców i Pb w migdałkach gardłowych oceniono testem Kołgomorowa-Smirnowa z poprawką Lilieforsa oraz Testem Shapiro-Wilka. W przypadku nielicznych przykładów rozkładu normalnego użyto Testu t-studenta. Gdy rozkład odbiegał od normalnego rozkładu to zastosowano test U Manna-Whitneya. Za istotne statystycznie przyjmowano hipotezy, których prawdopodobieństwo wynosiło przynajmniej 95% (α 0,05). W analizie sposobu udziału związków chemicznych berylowców i Pb występujących w pyle zawieszonym, dodatkowo rozważano zmiany ze względu na płeć oraz jednoczesne oddziaływanie biernego palenia (Environmental Tobacco Smoke ETS). Równanie podziału Tychy Porównanie odpowiednich współczynników występujących w równaniach podziału zestawionych w tab. III wskazują, że obecność Pb w migdałkach chłopców i dziewczynek determinowana jest obecnością zarówno frakcji rozpuszczalnej jak i nierozpuszczalnej. Z kolei Ba w większym stopniu obecny jest w migdałkach chłopców i dziewczynek na podsta-
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński: Berylowce i Pb w pyle zawieszonym i w migdałkach gardłowych 17 Tabela I. Zawartość berylowców i Pb w pyłach zawieszonych i migdałkach gardłowych dzieci zamieszkałych w Tychach (średnia geometryczna, µg/g) Table I. Content of given elements and Pb suspended dust and in adenoids of children living in Tychy (geometric mean, µg/g) wie adsorpcji i działania sił adhezji na powierzchni migdałków, co potwierdzają ok. 1,5 2,0 razy mniejsze współczynniki podziału w porównaniu do udziału frakcji nierozpuszczalnej (chłopcy: 4,3 i dziewczynki: 3,48). Znaczenie frakcji rozpuszczalnej ze względu na płeć jest podobne (chłopcy: 2,2 i dziewczynki: 2,04). Charakterystyczne jest zachowanie się Ca w migdałkach, a mianowicie ujemny znak przy współczynniku k 1 wskazuje na możliwość antagonistycznego oddziaływania na obecność w migdałkach innych ksenobiotyków np. Pb lub Ba. Z kolei duża wartość współczynnika k 2 charakteryzującego udział frakcji nierozpuszczalnej rzędu 45 dla migdałków chłopców i 60 dla migdałków dziewczynek wskazuje, że Ca, którego udział w pyle zawieszonym jest bardzo duży może być absorbowany w śluzie w trakcie oddychania. Ujemna wartość współczynnika k 1 dla Ca w odniesieniu do migdałków chłopców 4,67 i do migdałków dziewczynek 5,67 interpretujemy jako pewien niedobór tego pierwiastka w tym narządzie, który w dalszej kolejności jest uzupełniany w trakcie procesu oddychania. Ten rodzaj zachowania się Ca potwierdził się także w przypadku dzieci dodatkowo narażonych na ETS. Odpowiednie współczynniki podkreślające znaczenie frakcji nierozpuszczalnej są także duże rzędu 55 u dzieci narażonych na ETS i 58 u dzieci nienarażonych. W podobny sposób zachowuje się Sr podczas procesu jego kumulacji w migdałkach dzieci zarówno narażonych jak i nienarażonych na dym tytoniowy, prawdopodobnie jest to wyrazem chemopodobnych właściwości Ca i Sr. Z kolei Ba w migdałkach dzieci narażonych na ETS obecny jest w podobnych proporcjach zarówno z części związków rozpuszczalnych jak i z nierozpuszczalnych, natomiast ta swoista równowaga ustępuje jeśli uwzględnimy wartości współczynników podziału charakteryzujące migdałki dzieci nienarażonych. Wówczas znaczenie frakcji rozpuszczalnej związków Ba opisuje współczynnik podziału 2,64, a znaczenie części nierozpuszczalnej związków Ba większy współczynnik rzędu 4,6. Tabela II. Zawartość berylowców i Pb w pyłach zawieszonych i migdałkach gardłowych dzieci zamieszkałych w Chorzowie (średnia geometryczne, µg/g) Table II. Content of given elements and Pb in suspended dust and in adenoids of children living in Chorzów (geometric mean, µg/g) Pyły Migdałki Pyły Migdałki Metal Frakcja rozpuszczalna Frakcja nierozpuszczalna Chłopcy n 39 Dziewczynki n 47 Narażone na ETS n 44 Nienarażone na ETS n 42 Metal Frakcja rozpuszczalna Frakcja nierozpuszczalna Chłopcy n 40 Dziewczynki n 36 Narażone na ETS n 34 Nienarażone na ETS n 42 Pb 0,22 0,14 0,51 0,54 0,51 0,55 Be 0,001 0,001 0,01 0,02 0,01 0,01 Ca 43,7 19,1 664 817 709 794 Mg 6,59 2,04 1303 1360 1344 1326 Ba 0,25 0,14 1,06 1,01 0,93 1,15 Sr 0,19 0,13 0,49 0,58 0,48 0,62 Istotność różnic (significance of differences) Pyły: Pb p 0,01, Be ni Ca p 0,008, Mg p 0,02 Ba p 0,05, Sr p 0,005 Płeć (gender) Pb, Be, Ba, Sr ni Ca p 0,04, Mg p 0,05 ETS Be, Pb ni Ca p 0,03, Ba p 0,05 Mg p 0,04, Sr p 0,05 Pb 1,03 0,91 0,70 0,73 0,63 0,78 Be 0,002 0,001 0,01 0,01 0,01 0,01 Ca 0,5 130 593 554 510 628 Mg 383 18,2 724 740 741 724 Ba 2,58 0,48 0,33 0,35 0,36 0,32 Sr 0,004 0,38 0,46 0,42 0,41 0,46 Istotność różnic (significance of differences) Pyły: Pb, Be ni Sr, Mg, Ca p 0,000 Ba p 0,01 Płeć (gender) Pb, Be, Ba, Sr, Mg ni Ca p 0,05 ETS Be, Ba, Sr ni Ca p 0,01 Mg p 0,05
18 Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński: Berylowce i Pb w pyle zawieszonym i w migdałkach gardłowych Tabela III. Równania podziału występowania berylowców i Pb w migdałkach gardłowych dzieci zamieszkujących obszar Tychów, występujących w pyle zawieszonym Table III. Equations of distribution of given elements and Pb in suspended dust in adenoids of children living in Tychy Tabela IV. Równania podziału występowania berylowców i Pb w migdałkach gardłowych dzieci zamieszkujących obszar Chorzowa, występujących w pyle zawieszonym Table IV. Equations of distribution of given elements and Pb in suspended dust in the adenoids of children living in Chorzów Metal Równanie podziału [C M k 1 C 1 rozpuszcz k 2 C 2 nierozpusz ] Metal Równanie podziału [C M k 1 C 1 rozpuszcz k 2 C 2 nierozpusz ] Pb C M 1,54 C rozpusz 2,19 C nierozpusz Ca C K 1 :K 2 p 0,02 M 4,67 C rozpusz 45 C nierozpusz Chłopcy Ba C M 2,2 C rozpusz 4,3 C nierozpusz Pb C M 1,57 C rozpusz 2,3 C nierozpusz Ca C K 1 :K 2 p 0,04 M 5,67 C rozpusz 60 C nierozpusz Dziewczynki Ba C M 2,04 C rozpusz 3,48 C nierozpusz Pb C M 0,87 C rozpusz 1,5 C nierozpusz K Ca C M 6,67 C rozpusz 55 C 1 :K 2 p 0,01 nierozpusz Dzieci nara- Ba C M 2,2 C rozpusz 3 C nierozpusz żone na ETS Sr C M 0,48 C rozpusz 4 C nierozpusz Pb C M 1 C rozpusz 0,1 C nierozpusz Ca C M 5 C rozpusz 58 C nierozpusz K 1 :K 2 p 0,02 Mg C M 84 C rozpusz 1000 C nierozpusz Dzieci nienara- Ba C M 2,64 C rozpusz 4,6 C nierozpusz żone na ETS Sr C M 0,67 C rozpusz 5,5 C nierozpusz C M stężenie badanego metalu w migdałku gardłowym (concentration of the tested metal in pharyngeal tonsil) C 1 rozpuszcz stężenie badanego metalu w części rozpuszczalnej pyłów zawieszonych (concentration of the tested metal in soluble portion of suspended particles) C 2 nierozpusz stężenie badanego metalu w części nierozpuszczalnej pyłów zawieszonych (concentration of the tested metal in insoluble portion of suspended particles) Ro lę Mg we frak cji roz pusz czal nej i nie roz pusz - czal nej na ku mu la cję w mig dał kach dzie ci nie na - ra żo nych na ETS moż li we by ło tak że na pod sta - wie rów nań po dzia łu. Po dob nie jak w przy pad ku Ca i Sr w pierw szej ko lej no ści ujem na war tość współ czyn ni ka po dzia łu k 1 ( 84) wska zu je, że pro ces kon ta mi na cji mig dał ków na stę pu je do piero po uzu peł nie niu de fi cy tu Mg i ma cha rak ter zmian wprost pro por cjo nal nych, opi sy wa nych współ czyn ni kiem 10 3. Równanie podziału Chorzów Permanentna, duża emisja przemysłowa nad terenem Chorzowa sprawia, że wszystkie równania podziału dla migdałków chłopców i dziewczynek mają charakter zmian wprost proporcjonalnych (tab. IV). Pb C M 0,29 C rozpusz 0,4 C nierozpusz Be C M 6,67 C rozpusz 4,1 C nierozpusz K Ca C M 1080 C rozpusz 0,5 C 1 :K 2 p 0,05 nierozpusz Chłopcy Mg C M 0,83 C rozpusz 22,6 C nierozpusz Ba C M 0,05 C rozpusz 0,4 C nierozpusz Pb C M 0,38 C rozpusz 0,5 C nierozpusz Be C M 8 C rozpusz 2 C nierozpusz K Ca C M 1106 C rozpusz 0,06 C 1 :K 2 p 0,05 nierozpusz Dziewczynki Mg C M 1,14 C rozpusz 7 C nierozpusz Ba C M 0,05 C rozpusz 0,45 C nierozpusz Pb C M 0,22 C rozpusz 0,5 C nierozpusz Be C M -0,5 C rozpusz 5,8 C nierozpusz K 1 :K 2 p 0,05 Ca C M 1019 C rozpusz 0,05 C nierozpusz Dzieci narażone Mg C M 1,15 C rozpusz 4 C nierozpusz na ETS Ba C M 0,055 C rozpusz 0,48 C nierozpusz Pb C M 0,31 C rozpusz 0,42 C nierozpusz Be C M 2,67 C rozpusz 5,1 C nierozpusz K 1 :K 2 p 0,05 Ca C M 1000 C rozpusz 1 C nierozpusz Dzieci nienara- Mg C M 0,93 C rozpusz 18 C nierozpusz żone na ETS Ba C M 0,05 C rozpusz 0,4 C nierozpusz C M stężenie badanego metalu w migdałku gardłowym (concentration of the tested metal in pharyngeal tonsil) C 1 rozpuszcz stężenie badanego metalu w części rozpuszczalnej pyłów zawieszonych (concentration of the tested metal in soluble portion of suspended particles) C 2 nierozpusz stężenie badanego metalu w części nierozpuszczalnej pyłów zawieszonych (concentration of the tested metal in insoluble portion of suspended particles) Migdałki chłopców, zamieszkujących obszar Chorzowa, są prawie równomiernie intoksykowane rozpuszczalnymi i nierozpuszczalnymi związkami Pb. Stopień kontaminacji migdałków dziewczynek ołowiem jest podobny jak w przypadku chłopców. Znaczenie frakcji rozpuszczalnej jest zdecydowanie większe w przypadku Be i Ca. Z kolei Ba jest ok 8 razy w mniejszym stopniu sorbowany ze frakcji rozpuszczalnej. Podobnie dla Mg współczynnik k 2 jest ok 27 razy większy od współczynnika k 1. Zjawisko podobnej roli obu rodzajów związków che-
Medycyna Środowiskowa - Environmental Medicine 2014, Vol. 17, No. 3 Maria Gerycka, Ewa Nogaj, Jerzy Kwapuliński: Berylowce i Pb w pyle zawieszonym i w migdałkach gardłowych 19 micznych obserwujemy w kontaminacji migdałków dziewczynek i chłopców jonami wapnia. Znaczenie frakcji rozpuszczalnej Mg i Ba w porównaniu do frakcji nierozpuszczalnej w ich kumulacji jest również podobne. Porównując odpowiednie współczynniki podziału charakteryzujące intoksykację migdałków ze względu na płeć widać wyraźnie jak duże znaczenie posiada przeciętna zawartość danego pierwiastka w pyle zawieszonym. W każdym przypadku frakcję rozpuszczalną Ca podkreśla duży współczynnik k 1 równy 10 3. Z kolei frakcję nierozpuszczalną charakteryzuje dużo mniejszy współczynnik rzędu 10 1. Obecność związków Ba w powietrzu, utrzymującym się na stałym poziomie, podkreśliła w pierwszym rzędzie podobne znaczenie frakcji nierozpuszczalnej w odniesieniu do dzieci narażonych na ETS (0,48) i nienarażonych (0,4). Z kolei znaczenie frakcji rozpuszczalnej związków Ba podkreślił podobny współczynnik podziału (0,05). W przypadku Be zwracają uwagę prawie podobne wartości współczynników podziału charakteryzujące nierozpuszczalne i rozpuszczalne w wodzie frakcje związków Be rzędu 5,1 i 5,8. Frakcja rozpuszczalna związków berylu, obecna w pyle zawieszonym w powietrzu oddziałuje wprost proporcjonalnie na stopień kumulacji w migdałach dzieci nienarażonych na ETS, przeciwnie u dzieci narażonych na ETS obserwowany jest pewien deficyt związków berylu, opisany ujemnym współczynnikiem ( 0,5) spowodowany wybiórczą kumulacją fizjologicznych pierwiastków. Kontaminacja Mg migdałków dzieci narażonych na ETS w większym stopniu zachodzi kosztem frakcji rozpuszczalnej (1,15) w porównaniu do dzieci nienarażonych na ETS (0,93). Jednakże znaczenie frakcji nierozpuszczalnej związków magnezu dla intoksykacji migdałków dzieci nienarażonych jest silniejsze o ok 4,5 razy w odniesieniu do dzieci narażonych. Graficzne przedstawienie równania podziału ilustruje przykładowa ryc. 2, przedstawiająca udział frakcji rozpuszczalnej i nierozpuszczalnej Ba w pyłach zawieszonych w intoksykacji migdałków gardłowych dziewczynek mieszkających, w Tychach. WNIOSKI CM / C 2 nierozpuszcz 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 0 2 4 6 8 1. Udział rozpuszczalnych i nierozpuszczalnych w wodzie form związków chemicznych berylowców i Pb występujących w pyle zawieszonym w odniesieniu do ich kumulacji w migdałkach gardłowych pozwala ocenić zastosowane równanie podziału. 2. Wartości współczynników w równaniu podziału potwierdziły zróżnicowane znaczenie płci dziecka w stopniu kumulowania Pb, Be, Ba, Ca, Mg, Sr w migdałkach gardłowych a także uwidoczniły różnice obszarowe (Tychy Chorzów) ze względu na narażenie dzieci na bierne palenie. C 1 rozpuszcz / C 2 nierozpuszcz F(x) = 2,04x + 3,48 R 2 = 0,56 Ba regresja liniowa dla Ba C M stężenie metalu w migdałku gardłowym C 1 rozpuszcz stężenie metalu w części rozpuszczalnej pyłów zawieszonych C 2 nierozpuszcz stężenie metalu w części nierozpuszczalnej pyłów zawieszonych Ryc. 2. Udział frakcji rozpuszczalnej i nierozpuszczalnej Ba obecnego w pyłach zawieszonych w intoksykacji migdałków dziewczynek mieszkających w Tychach Fig. 2. Contribution of soluble and insoluble form of Ba in suspended dust in the intoxication of the girls adenoids living in Tychy Źródło finansowania: środki własne Śląskiego Uniwersytetu Medycznego PIŚMIENNICTWO 1. Nogaj E., Kwapuliński J., Bazowska M. i wsp.: Wpływ biernego palenia na występowanie Cu i Ca w migdałkach dzieci z obszaru miasta Tychy. Przegl Lek 2010; 67: 933-935. 2. Nogaj E., Kwapuliński J., Suflita M. i wsp.: Zawartość wapnia w migdałkach gardłowych dzieci w zależności od płci, miejsca zamieszkania i wpływu biernego palenia tytoniu. Med. Środow 2011; 14 (1): 65-74. 3. Nogaj E., Kwapuliński J., Bazowska M. i wsp.: Zmiana zawartości Fe i Mn w migdałkach dzieci narażonych na bierne palenie i ich lokalną imisję na przykładzie Chorzowa. Przegl Lek 2010; 67: 940-943.