DOPRAVNÍ ALTERNATIVA PRO PRAHU 2004 – KOALICE SOS PRAHA

 

Biomarkery a hodnocení expozice polycyklickým aromatickým uhlovodíkům: Znečištění ovzduší a zdravotní rizika

 

 

MUDr. Zdeněk Šmerhovský

RNDr. Blanka Binková, CSc.

Mgr. Olena Beskid

RNDr. Erik Biroš, Ph.D.

RNDr. Irena Chvátalová

Mgr. Alena Milcová

Ing. Zdena Stávková

MUDr. Pavel Rössner, CSc.

RNDr. Pavel Rössner Jr., Ph.D.

Ing. Zdena Stávková

MUDr. Radim J. Šrám, Dr.Sc.

Laboratoř genetické ekotoxikologie, společné pracoviště Zdravotního ústavu Středočeského kraje a Ústavu experimentální mediciny AV ČR, Praha

 

 

Úvod

Alternativní možností k dosavadnímu způsobu studia účinků znečištěného ovzduší na lidské zdraví, představovaným hlavně ekologickými epidemiologickými studiemi, je využití možností nabízených molekulární epidemiologií [1-3]. Ekologické epidemiologické studie vyhodnocují formální kvantitativní vztahy mezi průměrnou úrovní znečištění ovzduší v určitých regionech a zdravotními ukazateli jako je specifická morbidita a mortalita pozorovanými v daných regionech. Jednotkou šetření tedy není v takových studiích jednotlivec, ale celá populace. Z toho vyplývají i základní omezení tohoto typu studií, kdy nutně dochází k chybnému hodnocení expozice (populace se vždy skládá z jedinců exponovaných různou měrou), ignoruje se problém rozdílů v individuální vnímavosti, obvykle není možné kontrolovat další interferující faktory atd. Tyto nedostatky se nevyhnutelně projevují na výsledcích ekologických studiích, které jsou podstatným způsobem zkreslovány. V lepším případě dochází k oslabení studovaných vztahů, v horších případech může dojít k problémům diskutovaným v epidemiologické literatuře jako „ecological fallacy“.

Rychle se rozvíjející molekulární biologie však nabízí pro studium vztahů mezi faktory zevního prostředí a lidským zdravím nové možnosti. K hodnocení individuální úrovně expozice konkrétním noxám je možné použít biomarkery vnitřní dávky (používané úspěšně po desetiletí v pracovním lékařství) nebo ještě lépe biomarkery biologicky efektivní dávky. Významného pokroku bylo dosaženo v porozumění mechanismů určujících individuální vnímavost na jednotlivé noxy. Vyšetřování polymorfismu genů zodpovědných za metabolickou aktivaci xenobiotik a jejich detoxikaci se stalo běžnou záležitostí. Nově jsou zaváděny metody pro vyšetřování polymorfismu genů kódujících enzymy účastnící se na opravě poškozené DNA. Významným příspěvkem pro rozvoj environmentální epidemiologie je validace biomarkerů časného účinku, které mohou být použity jako náhradní ukazatel při identifikaci rizika v reálném čase (např. změny frekvence chromozomových aberací v průběhu několika málo měsíců).

Potenciál, který mají biomarkery pro environmetální epidemiologii, ale i nové problémy, které s sebou jejich používání přináší, lze demonstrovat v předkládané studii, jejímž hlavním cílem je hodnocení úrovně expozice polycyklickým aromatickým uhlovodíkům (PAU) u osob vystavených po většinu pracovní doby venkovnímu ovzduší ve vnitřní Praze, která je porovnávána s expozicí kontrolní skupiny osob trávících většinu pracovní doby v pražských interiérech.

Výsledky studie ukazují, že stanovení DNA aduktů je schopné rozlišit individuální úrovně expozice PAU přítomných v životním prostředí a podporují validitu tohoto biomarkeru biologicky efektivní dávky zejména s ohledem na karcinogenní účinky. Dále z našich výsledků vyplývá, že přesnější hodnocení rizika vyžaduje přihlédnutí k rozdílům v individuální vnímavosti ať již determinované geneticky nebo získané v souvislosti s životním stylem nebo dalšími faktory prostředí, již při hodnocení expozice. Předpokládáme-li, že v současnosti vyvíjené úsilí validovat DNA adukty jakožto biomarker biologicky efektivní dávky bude úspěšné [4, 5], pak je evidentní, že pro přesnější kvantitativní hodnocení zdravotních rizik je nyní nutné studovat prediktivní hodnotu DNA aduktů ve vztahu k zhoubnému bujení a i dalším zdravotním jevům, jako jsou reprodukční a vývojová toxicita a další chronické účinky.

 

Metody

Studovaná populace se skládala ze skupiny 53 pražských strážníků a policistů trávících více než 8 hodin ve venkovním prostředí pražského centra (profesionálně exponovaná skupina) a skupiny 52 zdravých subjektů trávících více než 90 % pracovní doby v pražských interiérech (kontrolní skupina).

Individuální úroveň expozice PAU v ovzduší byla měřena pomocí personálních monitorů s odběrovým místem v dýchací zóně. Pro každý subjekt ve studii byla stanovena průměrná 8hodinová koncentrace karcinogenních PAU ( benz[a]anthracen (B[a]A), chrysen (Chry), benzo[b]fluoranthen (B[b]F), benzo[k]fluoranthen (B[k]F), benzo[a]pyren (B[a]P), dibenz[a,h]anthracen (DB[a,h]A), benzo[g,h,i]perylen (B[g,h,i]P,) a indenol [1,2,3-cd] pyren (I[cd]P)) [6,7]. Měření se prováděla v období od 6. 2. do 20. 2. 2001.

Jako biomarker biologicky efektivní dávky byly v lymfocytech účastníků studie stanoveny celkové aromatické DNA adukty a B[a]P-like adukt [6, 7]. Jako biomarkery časných účinků byly analyzovány konvenční technikou [8] a metodou FISH (fluorescence in situ hybridizace) frekvence chromozómových aberací v periferních lymfocytech [9] a frekvence výskytu mikrojadérek.

Z biomarkerů vnímavosti byly u každého účastníka stanoven genotyp enzymů účastnících se na metabolické aktivaci PAU, konkrétně byl vyšetřován polymorfismus genů kódujících epoxid-hydrolázu (EPHX3, EPHX4), N-acetyl transferázu 2 (NAT2) a cytochrom P450 1A1 (CYP1A1). Z enzymů podílejících se na detoxikaci PAU v organismu byl sledován polymorfismus genů kódujících glutathion-S- transferázy (GSTM1, GSTP1 a GSTT1) [10,11]. Jako další faktor ovlivňující výsledek interakce PAU s DNA byl sledován polymorfismus genů podílejících se na reparaci poškozené DNA: XRCC1 (v exonu 10 na kodonu 399), XPD (v exonech 6 a 23, XPD-6, XPD-23) a hOGG1 (na kodonu 326) [12]. Z dalších potenciálních biomarkerů vnímavosti byla sledována plazmatická hladina proteinů p53 a p21 a polymorfismus genu kódujícího protein p53.

Z faktorů, o kterých se předpokládá možnost interference s výsledky studie bylo kontrolováno kouření (objektivizováno opět biomarkrem ze skupiny biomarkerů interní dávky – stanovením koncentrace kotininu v moči), hladiny některých antioxidantů v plazmě (vitamin A, C, E), kyseliny listové a vybrané ukazatele metabolismu lipidů (celkový cholesterol, HDL, LDL a triglyceridy).

      Pro každou proměnnou byly vypočítány univariátní statistiky. Statistické asociace mezi proměnnými na bivariátní úrovni byly testovány pomocí neparametrických testů (Kruskal–Wallis test, Mann-Whitney test), Chí-kvadrát testu a korelačních koeficientů. Pro sestavení multivariátních modelů byla použita multivariátní lineární regrese.

 

Výsledky

Hodnocení expozice

Základní porovnání úrovně expozice exponované a kontrolní skupiny, stratifikované podle kouření, jsou uvedeny v tabulce č. I. Z výsledků osobního monitorování PAU vyplývá, že podle očekávání, ve všech sledovaných ukazatelích byly nalezeny u profesionálně exponované skupiny vyšší hodnoty. V případě B[a]A, Chry, B[b]F, B[k]F, B[a]P, DB[a,h]A, B[g,h,i]P, I[cd]P a sumy karcinogenních PAU jsou tyto rozdíly statisticky signifikantní (P<0,05). Tomu pak, až na jedinou výjimku představovanou celkovými DNA adukty u kuřáků, odpovídá i vzestup hodnot DNA aduktů (biomarkerů biologicky efektivní dávky) u exponovaných osob. V případě B[a]P-like aduktu dosáhl rozdíl mezi exponovanými a kontrolními subjekty statistické významnosti (P<0,01), viz tabulka č. II. Pokud se stejným způsobem porovnávaly biomarkery časného účinku, pak na úrovni bivariátní analýzy s expozicí venkovnímu ovzduší koreluje frekvence aberantních buněk stanovená metodou FISH, viz tabulka č. III.

Pokud byly předmětem zájmu vztahy mezi biomarkery biologicky efektivní dávky a biomarkery časného účinku, pak byla pozorována korelace mezi hladinou B[a]P-like aduktu a frekvencí aberantních buněk stanovenou metodou FISH (R=0,25, P<0,05) a frekvencí mikrojadérek a hladinou celkových DNA aduktů (R=0,23, P<0,05) i B[a]P-like aduktu (R=0,29, P<0,01).

      Za velmi konzistentní s výsledky bivariátních analýz lze považovat i výsledky multivariátní regrese, kdy se jako signifikantní prediktory hladiny B[a]P-like aduktu uplatnily venkovní ovzduší v centru Prahy a kouření. Tyto dvě proměnné vysvětlily celkově 30% variance v hodnotách B[a]P-like aduktu, viz tabulka č. IV. Mezi prediktory hladiny celkových DNA aduktů se zařadily proměnné jako kouření, polymorfismus genů kódujících GSTM1, XPD-23 a hladina vitaminu C, vysvětlující asi 35% variance celkových DNA aduktů, viz tabulka č. IV.

Hodnocení časných účinků

Porovnání rozdílů hladin jednotlivých biomarkerů časného účinku je uvedeno v tabulce č. III a zmíněno v předchozí části o hodnocení expozice. Pouze rozdíl ve frekvenci aberantních buněk stanovené metodou FISH dosáhl statistické významnosti (P<0,05), což potvrdil i výsledek multivariátní regresní analýzy, viz tabulka č. IV.

V multivariátním modelu jsme pozorovali ještě pozitivní asociaci mezi frekvencí mikrojadérek a B[a]P-like aduktu, viz tab. č. IV.

 

Hodnocení vnímavosti

Distribuce sledovaných genotypů se vyjma XRCC1 v exponované a kontrolní skupině významně nelišila. Na bivariátní úrovni jsme pozorovali statisticky signifikantní asociace mezi frekvencí aberantních buněk stanovenou konvenční metodou a XPD-23 (P<0,05), mezi frekvencí aberantních buněk stanovenou metodou FISH a polymorfismy genů kódujících protein p53 (p53 mspI) a GSTP1 (P<0,05) a mezi frekvencí mikrojadérek a polymorfismem GSTM1 (P<0,01).

V multivariátních modelech vykazoval polymorfismus GSTM1 vztah k hladině celkových DNA aduktů a frekvenci mikrojadérek. XPD-23 polymorfismus byl statisticky signifikantním prediktorem pro celkovou hladinu DNA aduktů a frekvenci aberantních buněk stanovených jak konvenční metodou, tak metodou FISH. XPD-6 polymorfismus a CYP1A1 polymorfismus byly asociovány s frekvencí aberantních buněk stanovenou konvenční metodou. CYP1A1 polymorfismus spolu s polymorfismem genů pro GSTP1 a hOGG1 měly vztah k frekvenci aberantních buněk stanovené metodou FISH.

 

Diskuse

      Přestože se především v pracovním lékařství, ale i v environmentální epidemiologii s výhodou využívá některých biomarkerů expozice po celá desetiletí, při studiu vztahu znečištění venkovního ovzduší PAU na lidské zdraví naráželo jejich větší uplatnění na některé problémy. Běžně používané stanovení 1-OH-pyrenu v moči osob profesionálně exponovaných PAU není dostatečně senzitivní, aby bylo použitelné pro hodnocení mnohem nižších environmentálních expozic. Podstatnou změnu přinesl až nástup molekulárně biologických metod a možnost stanovovat DNA adukty, které tvoří produkty metabolické aktivace PAU přímo s molekulou DNA v organismu exponované osoby. Jelikož podle současných představ je tvorba DNA aduktů v přímé příčinné souvislosti se vznikem maligního bujení, kvantitativní hodnocení hladiny DNA aduktů je považováno za ekvivalent biologicky efektivní dávky, která zasáhla cílovou molekulu. Protože z hlediska řetězce dějů, který vyúsťuje v maligní zvrhnutí buňky je biologicky efektivní dávka mnohem blíže ke kritickému momentu než externí expozice (atmosférická koncentrace PAU), všeobecně se předpokládá, že by měla predikovat riziko vzniku neoplasmatu lépe než měření externí expozice. Přestože je tento vztah v současnosti teprve předmětem studia, z hlediska ochrany zdraví nelze ignorovat skutečnost, že míra znečištění ovzduší v pražském centru dosahuje hodnot, které vedou k poškození na úrovni vzniku DNA aduktů, a které se projevují i vyšší frekvencí aberací v periferních lymfocytech (stanoveno metodou FISH). Vzhledem k tomu, že zkušenosti s konvenčním stanovením frekvence chromozómových aberací potvrzují asociaci tohoto biomarkeru s vyšší incidencí zhoubných nádorových onemocněních, měla by být tato expozice považována za rizikovou [13,14].

Z hlediska hodnocení individuální úrovně expozice je důležitější ta skutečnost, že úroveň DNA aduktů je v určitém kvantitativním vztahu k externí expozici. V této studii je zřejmá a statisticky signifikantní asociace mezi úrovní B[a]P-like aduktu, profesionální expozicí ovzduší v pražském centru a kouřením, kterými lze vysvětlit asi 30% variance v hladině B[a]P-like aduktu. Relativně malý podíl environmetální expozice na vysvětlené varianci však nelze interpretovat jako nedostatečnou validitu biomarkeru. Příčinou je spíše fakt, že kategorizace skupin na exponované a neexponované a kuřáky a nekuřáky je příliš hrubá. To, že hladina B[a]P-like aduktu nekoreluje s expozicí B[a]P naměřenou personálními monitory je s největší pravděpodobností dáno tím, že toto měření charakterizuje pouze 8 hod expozici, která není dostatečně reprezentativní z hlediska toxikodynamiky a toxikokinetiky studovaných jevů. Navíc je obecnou vlastností biomarkerů, že integrují expozici ze všech zdrojů.

Mimo to je výsledná hladina DNA aduktů závislá nejen na nabízené dávce, ale i na vlastnostech organismu, jako je rychlost absorpce dané látky, její distribuce v těle, rychlost metabolické aktivace, efektivita detoxikačních mechanismů, rychlost a kapacita DNA reparačních mechanismů atd. Některé z těchto vlastností mohou být vrozené, jiné získané. V současnosti se věnuje velká pozornost především geneticky podmíněným faktorům vnímavosti k chemickým noxám. V této konkrétní studii byl sledován polymorfismus genů kódujících celou řadu enzymů. Vliv genetického polymorfismu na výslednou hladinu celkových aromatických DNA aduktů lze demonstrovat na multivariátním regresním modelu, viz tabulka IV, kdy kromě kouření jakožto dominantního zdroje expozice PAU je hladina celkových aromatických DNA aduktů závislá na polymorfismu genů kódujících GSTM1 a XPD-23. Kromě toho je celková hladina DNA závislá i na saturaci organismu vitaminem C, což v této souvislosti můžeme interpretovat jako příklad závislosti biomarkeru na získaných faktorech.

      Další možností jak hodnotit individuální úroveň expozice je použití biomarkerů časných účinků, které jsou jako jediné validizovány jak ve vztahu k expozici, tak ve vztahu k maligním neoplasmatickým onemocněním. Proto je v tomto případě nejzajímavější především porovnání výsledků konvenční cytogenetické analýzy (stanovení frekvence aberantních buněk konvenční metodou) a cytogenetické analýzy s využitím FISH (stanovení frekvence aberantních buněk metodou FISH). Toto srovnání jednoznačně prokazuje superioritu molekulárně biologického přístupu nad konvenční metodou, která je dostatečně citlivá při skupinovém hodnocení expozice resp. identifikaci rizika, ale pro hodnocení na individuální úrovni je její reliabilita velmi nízká. Kromě větší sensitivity a specificity metody FISH je třeba zmínit i její vhodnost pro identifikaci přenosu částí chromozómů (tzv. chromozómových translokací), které jsou významné právě z hlediska maligního zvrhnutí buněk. To opět podporuje naše závěry o riziku spojeném s dlouhodobou expozicí venkovnímu ovzduší v centru Prahy.

 

Závěr

Výsledky studie ukazují, že stanovení DNA aduktů je schopné rozlišit individuální úrovně expozice PAU přítomných v životním prostředí a podporují validitu tohoto biomarkeru biologicky efektivní dávky zejména s ohledem na karcinogenní účinky. Dále z našich výsledků vyplývá, že přesnější hodnocení rizika vyžaduje přihlédnutí k rozdílům v individuální vnímavosti ať již determinované geneticky či získané v souvislosti s životním stylem nebo dalšími faktory prostředí, již při hodnocení expozice. Akceptujeme-li, že současné úsilí validizovat DNA adukty jakožto biomarker biologicky efektivní dávky uspěje, pak je evidentní, že pro přesnější kvantitativní hodnocení zdravotních rizik je nyní nutné studovat především prediktivní hodnotu DNA aduktů ve vztahu k zhoubnému bujení a i dalším zdravotním jevům, jako jsou reprodukční a vývojová toxicita a další chronické účinky [15-17].

Vzhledem k tomu, že u profesionálně exponované skupiny pražských strážníků a policistů jsme prokazovali nejen vyšší expozici karcinogenním PAU přítomným v ovzduší pražského centra, ale i konzistentní vzestup biomarkerů biologicky efektivní dávky a biomarkerů časného účinku, které jsou asociovány s vyšší incidencí zhoubných nádorových onemocnění, mělo by být k těmto skutečnostem přihlédnuto i při hodnocení profesionálního rizika rakoviny u všech povolání, kdy je většina pracovní doby trávena v pražských ulicích. O dalších účincích současné úrovně znečištění komunálního ovzduší v Praze můžeme jenom spekulovat, ale v literatuře se hromadí fakta o účincích PAU na průběh a výsledek těhotenství a reprodukční funkce u mužů. Proto si tato problematika zaslouží větší pozornost, než se jí věnovalo dosud. Získané výsledky dovolují považovat znečištění ovzduší karcinogenními PAU v Praze za významné riziko, které může při dlouhodobém působení nepříznivě ovlivnit zdravotní stav pražské populace v příštích desetiletích.

 

Literatura

[1] Perera, F.P., Whyatt, R.M.: Biomarkers and molecular epidemiology in mutation/cancer research. Mutat.Res. 313,1994, s.117-129.

[2] Albertini, R.J., Anderson, D., Douglas, G.R., Hagmar, L., Hemminki, K., Merlo, F., Natarajan, A.T., Norppa, H., Shuker, D.E.G., Tice, R., Waters, M.D., Aitio, A.:

IPCS guidelines for the monitoring of genotoxic effects of carcinogens in humans. Mutat.Res. 463, 2000, s.111-172.

[3] Šrám, R.J., Binková, B.: Molecular epidemiology studies on occupational and environmental exposure to mutagerns and carcinogens, 1997-1999. Environ.Health Perspect. 108, 2000, s.57-70.

[4] Farmer, P.B., Shuker, D.E.G.: What is the significance of increases in background levels of carcinogen-derived protein and DNA adducts? Some considerations for incremental risk assessment. Mutat.Res. 424, 1999, s.275-286.

[5] Phillips, D.H., Castegnaro, M. et al.: Standardization and validation of DNA adduct postlabelling methods: report of interlaboratory trials and production of recommended protocols. Mutagenesis 14, 1999, s.301-315.

[6] Binková, B., Lewtas, J., Míšková, I., Leníček J., Šrám, R.: DNA adducts and personal air monitoring of carcinogenic polycyclic aromatic hydrocarbons in an environmentally exposed population . Carcinogenesis 16, 1995, s.1037-1046.

[7] Binková, B., Lewtas, J., Míšková, I., Rossner, P., Černá, M., Peterková, K., Mračková, G., Mumford, J., Meyer, S., Šrám, R.: Biomarker studies in Northern Bohemia. Environ.Health Perspect. 104: Suppl.3, 1996, s.591-597.

[8] Rössner, P., Šrám, R.J., Bavorová, H., Očadlíková, D., Černá, M., Švandová, E.: Spontaneous level of chromosomal aberrations in peripheral blood lymphocytes of control individuals of the Czech Republic population. Toxicol.Lett. 96,97, 1998, s.137-142.

[9] Rubeš, J., Kucharová, S., Vozdová, M., Musilová, P., Zudová, Z.: Cytogenetic analysis of peripheral lymphocytes in medical personnel by means of FISH. Mutat.Res. 412, 1998, s.293-298.

[10] Binková, B., Topinka, J., Mračková, G., Gajdošová, D., Vidová, P., Stávková, Z., Peterka, V., Pilčík, T., Dobiáš L. Et al.: Coke oven workers study: the effect of exposure and GSTM1 and NAT2 genotypes on DNA adduct in white blood cells and lymphocytes as determined by 32P-postlabeling. Mutat.Res. 416, 1998, s.67- 84.

[11] Binková, B., Šmerhovský, Z., Strejc, P., Boubelík, O., Stávková, Z., Chvátalová, I., Šrám, R.J.: DNA adducts and atherosclerotic: A study of accidental and sudden death males in the Czech Republic. Mutat.Res. 501, 2002, s.115-128.

[12] Qiao, Y., Spitz, M.R., Shen, H., Guo, Z., Shete, S., Hedayati, M., Grossman, L., Mohrenweiser, H., Wei, Q.: Modulation of repair of ultraviolet damage in the host-cell reactivation assay by polymorphic XPC and XPD/ERCC2 genotypes. Carcinogenesis 23, 2002, s.295-299.

[13] Bonassi, S.: Combining environmental exposure and genetic effect measurements in health outcome assessment. Mutat.Res. 428, 1999, s.177-185.

[14] Šmerhovský, Z., Landa, K., Rössner, P., Brabec, M., Zudová, Z., Holá, N., Pokorná, Z., Marečková, J., Hurychová, D." Risk of cancer in an occupationally- exposed cohort with increased level of chromosomal aberrations. Environ.Health Perspect. 109, 2001, s.41-45.

[15] Šrám, R.J., Binková, B.B., Rössner, P., Rubeš, J., Topinka, J., Dejmek, J.: Adverse reproductive outcomes from exposure to environmental mutagens. Mutat.Res. 428, 1999, s.203-215.

[16] Dejmek, J., Selevan, S.G., Beneš, I., Solanský, I., Šrám, R.J.: Fetal growth and maternal exposure to particulate matter collected during pregnancy. Environ.Health Perspect. 107, 1999, 475-480.

[17] Dejmek, J., Solanský, I., Beneš, I., Leníček, J., Šrám, R.J.: The impact of polycyclic aromatic hydrocarbons and fine particles on pregnancy outcome. Environ.Health Perspect. 108, 2000, 1159-1164.

 

 

Tabulka č. I: Zevní expozice PAU
	Koncentrace PAU - osobní monitoring:	Kontrolní skupina					Exponovaná skupina				Mann-Whitney test
		N	Median	Minimum	Maximum		N	Median	Minimum	Maximum	p
Nekuřáci	B[a]P [ng/m3]	45	0.9	0.3	2.8		33	1.5	0.3	8.7	0.013
	Suma karcinogenních PAU [ng/m3]	45	6.1	3.1	19.3		33	8.7	3.1	58.2	0.026
Kuřáci	B[a]P [ng/m3]	7	0.3	0.3	1.4		18	1.6	0.3	7.5	0.010
	Suma karcinogenních PAU [ng/m3]	7	3.3	3.1	8.2		18	10.8	3.1	43.6	0.008
Celkem	B[a]P [ng/m3]	52	0.8	0.3	2.8		51	1.6	0.3	8.7	0.001
	Suma karcinogenních PAU [ng/m3]	52	5.8	3.1	19.3		51	9.7	3.1	58.2	0.002

 

 

Tabulka č. II: Biomarkery biologicky efektivní dávky
	Biomarkery:	Kontrolní skupina					Exponovaná skupina				Mann-Whitney test
		N	Median	Minimum	Maximum		N	Median	Minimum	Maximum	p
Nekuřáci	Celkové DNA adukty/10 E+08 nukleotidů	44	0.751	0.361	1.193		34	0.832	0.376	1.460	0.161
	B(a)P like adukty/10 E+08 nukleotidů	44	0.088	0.043	0.200		34	0.109	0.041	0.190	0.016
Kuřáci	Celkové DNA adukty/10 E+08 nukleotidů	7	1.057	0.973	1.341		19	0.997	0.456	1.769	0.174
	B(a)P like adukty/10 E+08 nukleotidů	7	0.133	0.095	0.161		19	0.149	0.059	0.195	0.623
Celkem	Celkové DNA adukty/10 E+08 nukleotidů	51	0.799	0.361	1.341		53	0.894	0.376	1.769	0.064
	B(a)P like adukty/10 E+08 nukleotidů	51	0.099	0.043	0.200		53	0.118	0.041	0.195	0.003

 

 

Tabulka č. III: Biomarkery časnéhu účinku
	Biomarkery:	Kontrolní skupina					Exponovaná skupina				Mann-Whitney test
		N	Median	Minimum	Maximum		N	Median	Minimum	Maximum	p
Nekuřáci	Frekv. mikrojadérek/1000 buněk	35	7.0	2.0	16.0		30	6.0	0.0	13.0	0.816
	Frekv. aber. Buněk - konvenční [%]	43	2.0	0.0	5.0		33	2.0	0.0	6.0	0.227
	Frekv. aber. Buněk -FISH [%]	43	0.2	0.0	0.7		33	0.3	0.0	1.1	0.051
Kuřáci	Frekv. mikrojadérek/1000 buněk	7	9.0	4.0	12.0		17	7.0	3.0	13.0	0.523
	Frekv. aber. Buněk - konvenční [%]	7	2.0	0.0	6.0		17	2.0	0.0	5.0	0.699
	Frekv. aber. Buněk -FISH [%]	6	0.4	0.2	0.8		17	0.3	0.0	1.5	0.887
Celkem	Frekv. mikrojadérek/1000 buněk	42	7.0	2.0	16.0		47	6.0	0.0	13.0	0.888
	Frekv. aber. Buněk - konvenční [%]	50	2.0	0.0	6.0		52	2.0	0.0	6.0	0.207
	Frekv. aber. Buněk -FISH [%]	49	0.2	0.0	0.8		50	0.3	0.0	1.5	0.021

 

 

Tabulka č. IV: Multivariátní regresní modely
		Regresní koeficient	95% CI
Závislá proměnná	Prediktor		Dolní okraj	Horní okraj	Sig.	RxR
B[a]P like adukty/10 E+08 nukleotidů	Konstanta	0.097	0.088	0.105	0.000	0.304
	Kouření	0.037	0.023	0.051	0.000
	Expozice venkovnímu ovzduší	0.014	0.001	0.027	0.029
Celkové DNA adukty/10 E+08 nukleotidů	Konstanta	0.874	0.758	0.989	0.000	0,353
	Kouření	0.273	0.175	0.371	0.000
	Polymorfismus GSTM1	0.091	0.005	0.178	0.039
	Polymorfismus XPD-23	-0.101	-0.191	-0.011	0.028
	Vitamin C [umol/l]	-0.001	-0.002	0.000	0.046
Frekv. aber. buněk -FISH [%]	Konstanta	0.294	0.225	0.363	0.000	0.164
	Kotinin ng/mg kreatinin	0.000	0.000	0.000	0.004
	Polymorfismus GSTP1	-0.097	-0.187	-0.006	0.036
Frekv. mikrojadérek/1000 buněk	Konstanta	4.268	2.075	6.461	0.000	0.114
	GSTM1	1.367	0.025	2.709	0.046
	B(a)P like adukty/10 E+08 nukleotidů	17.962	-0.519	36.443	0.057

Program ZNEČIŠTĚNÍ OVZDUŠÍ A ZDRAVÍ byl financován z prostředků MŽP ČR (VaV 340/2/00).

Převzato z časopisu OCHRANA OVZDUŠÍ 5/2002, s. 13 - 17.

MUDr. Radim J. Šrám, Dr.Sc.

Zpět na úvod