Současná zdravotní rizika expozice rtuti a jejím sloučeninám

Repetitorium

Současná zdravotní rizika expozice rtuti a jejím sloučeninám Present HEALTH RISKS OF EXPOSURE TO mercury and its compounds Milan Tuček Klinika nemocí z povolání 1. lékařské fakulty Univerzity Karlovy, Praha

Èeské pracovní lékaŘství § èíslo 1 § 2006

1. ÚVOD Rtuť a její sloučeniny jsou užívány komerčně i v lékařství po staletí. Při zvažování všech myslitelných aspektů globální kontaminace prostředí rtutí se především nabízí otázka, jaká jsou současná rizika expozice rtuti a jejím sloučeninám pro zdraví lidí. V průmyslu se v 80. letech minulého století používalo asi 10 000 tun rtuti ročně, z toho 25 % při výrobě chlóru, 20 % v elektrických zařízeních, 15 % v barvách, 10 % v měřicích a kontrolních systémech (termometry, sfygmomanometry), 5 % v zemědělství, 3 % v zubním lékařství a 2 % v laboratořích. Zbylých 20 % představovaly vojenské způsoby využití a dále výroba katalyzátorů obsahujících rtuť, konzervačních prostředků v papírenském průmyslu, farmak a kosmetiky (Friberg a kol., 1979). V průběhu let docházelo ke stálému snižování spotřeby rtuti, v roce 2000 bylo vyrobeno kolem 1 650 tun rtuti. V zemích Evropské unie se v roce 2000 spotřebovalo kolem 170 tun rtuti (Floyd a kol., 2002), z toho 70 tun tvořily dentální amalgámy, 28 tun rtuť v měřicích a kontrolních zařízeních, po 8 tunách v bateriích a elektrických zařízeních a kolem 5 tun ve zdrojích osvětlení. Pro LCD monitory laptopů užívaných v zemích Evropské unie se ročně použije až kolem 100 kg rtuti. Používání rtuti v mnoha léčivech je minulostí; v současnosti se s jejím obsahem lze setkat v některých oftalmologikách a vakcínách (thiomersal). Rtuť je stále užívána v medicíně v teploměrech a tlakoměrech a komerčně v bateriích, vypínačích a fluorescenčních zářivkách. Velká množství kovové rtuti slouží jako elektrody v elektrolytické výrobě chlóru a hydroxidu sodného ze solanky; tato užití stále přinášejí riziko nehod a profesionálních expozic (Clarkson a kol., 2003). Zajímavostí jsou experimenty s plněním rtuti do středů golfových míčků či užití přírodních či umělých pigmentů na bázi rtuti v malířských barvách (Floyd a kol., 2002), případně výroba bělicích krémů a mýdel (WHO 1991). 2. RTUŤ V PROSTŘEDÍ A ZDROJE EXPOZIC

26

Rtuť existuje jako prvek (kovová rtuť a její pára) nebo ve formě anorganických a organických sloučenin (sloučeniny alkylrtuti, alkoxyalkylrtuti a arylrtuti). Kovová rtuť se při

pokojové teplotě vyskytuje v kapalném stavu. Ve sloučeninách je mono- nebo divalentní. V organokovových sloučeninách typu RHg+ a RHgR- (R, R- je organický radikál) je rtuť kovalentně vázána na atom uhlíku, vazba uhlík–rtuť je chemicky stálá vzhledem k malé afinitě rtuti ke kyslíku. V zemské kůře se rtuť vyskytuje především ve formě různých sirníků (např. rumělka) i jako kovová rtuť. Vzhledem k vysoké toxicitě rtuti a jejích sloučenin je trvale věnována značná pozornost sledování tohoto prvku v ovzduší, ve vodách a v potravinách (WHO 1989; Bencko a kol., 1995; Floyd a kol., 2002; Clarkson a kol., 2003). Obsah rtuti v atmosféře kolísá od několika ng . m-3 v nekontaminovaných oblastech do 50 ng . m-3 v městských oblastech. V oblastech s průmyslovými emisemi nebo při užití rtuťových fungicidů byly zjištěny obsahy rtuti v ovzduší řádově v μg . m-3. Podzemní voda obsahuje 10–50 ng Hg . 1-1, povrchová voda nekontaminovaných oblastí do 200 ng Hg . 1-1, říční voda průmyslových oblastí kolem 1 μg Hg . 1-1 a voda oceánů 30 ng Hg . 1-1. Značná část rtuti v potravě, nejvíce v živočišných produktech a v rybách, je ve formě metylrtuti. Poněvadž koncentrace rtuti v poživatinách s výjimkou ryb je variabilní (mezi několika až 50 μg . kg-1), denní příjem metylrtuti značně závisí na konzumaci ryb a koncentraci metylrtuti v konzumovaných rybách. V pracovním prostředí je významná expozice rtuťovým parám při těžbě a zpracování rtuťových rud, uhlí a zlata, výrobě chlóru a některých přístrojů, v laboratořích a na stomatologických pracovištích. Humánní expozice je často spojována se speciálními operacemi a s kontaminací pracovního oděvu rtutí či jejími sloučeninami. Nejčastěji je uváděna expozice rtuťovým parám ve vztahu ke kovové rtuti. Dochází však také k expozici aerosolům rtuťnatých sloučenin (aerosol chloridu rtuťnatého se vytváří při výrobě chlóru za přítomnosti par rtuti). Expozice sloučeninám organické rtuti je popisována v souvislosti s výrobou a užitím těchto sloučenin u pracovníků chemických závodů a u osob zacházejících s mořeným seťovým obilím. Díky omezené aplikaci alkylsloučenin rtuti v zemědělství je profesionální expozice ve většině průmyslových zemí pravděpodobně stále řidší. V zemích Evropské unie včetně České republiky, Polska či Slovinska se užívání fungicidů na bázi sloučenin rtuti neuvádí (Floyd a kol., 2002). Literární přehledy o toxikologii rtuti z posledních let uvádějí, že zdrojem intenzivního zájmu veřejnosti jsou

3. KOLOBĚH RTUTI V PŘÍRODĚ

4. ODHAD DENNÍHO PŘÍJMU RTUTI Obvyklý denní příjem rtuti se v současnosti pohybuje kolem 10 μg . Kolem 75 % tohoto příjmu tvoří kovová a anorganická rtuť, z něhož většina je spojována s inhalací par rtuti z dentálních amalgámů užívaných pro zubní výplně. Zbylých 25 % příjmu je organická rtuť, primárně metylrtuť v rybách a rybích výrobcích. Dokument vypracovaný pro Evropskou komisi (Floyd a kol., 2002) uvádí referenční dávku 2,0 μg . kg -1 tělesné hmotnosti denně pro anorganickou rtuť (včetně elementární) a 0,1 μg . kg -1 tělesné hmotnosti denně pro organickou rtuť jako „bezpečné“ hodnoty . Přívod rtuti představuje podle údajů WHO z roku 2000 u Evropana méně než 0,2 μg denně přímou inhalací, 3 až 17 μg denně inhalací par dentálních amalgámů, 0,36 μg denně ingescí vyjma rybích produktů (převážně ve formě anorganických sloučenin) a 2,3 μg denně ingescí rybích produktů (převážně ve formě metyl rtuti). Denní přívod anorganické, resp. organické rtuti pro typického dospělého občana Evropské unie je 18krát, resp. 2,5krát nižší než citovaná „bezpečná“ hodnota (Floyd a kol., 2002). Expoziční dávka zjišťovaná ve 12 místech České republiky je velmi nízká a představuje pro českou populaci maximálně cca 1,4–2,3 % standardu WHO (SZÚ 1996). Pokud by veškerá stanovená rtuť byla považována za metylrtuť, pak by expoziční dávka dosahovala cca 1,0–3,5 % standardu WHO nebo 10–16 % standardu EPA. 5. TOXIKOLOGIE RTUTI A JEJÍCH SLOUČENIN Toxikologické účinky rtuti (podle Clarksona a kol., 2003) uvádí přehledně tabulka 1.

České pracovní lékaŘství § Číslo 1 § 2006

Rtuť přirozeně cirkuluje v atmosféře, 30 000 až 150 000 tun rtuti je ročně uvolňováno do atmosféry ze zemské kůry a oceánů. 20 000 tun rtuti ročně se dostává do prostředí v důsledku lidské činnosti – spalováním fosilních paliv, odpadními vodami a průmyslovým užitím rtuti a jejích sloučenin. Sloučeniny rtuti se mohou kumulovat a transformovat v řadě vodních organismů, takže z anorganické rtuti vznikají zejména sloučeniny organické rtuti (z toxikologického hlediska je nejnebezpečnější metylrtuť). Existují dvě základní cesty biochemické metylace rtuti – anaerobní (enzymatická) a aerobní (chemická). K metylaci dochází ve vrchní sedimentační vrstvě dna moří, řek a jezer. Vytvořená metylrtuť je rychle využívána živými organismy ve vodním prostředí, měněna na plynnou dimetylrtuť a uvolňována do atmosféry. Dimetylrtuť může být v atmosféře rozložena kyselými srážkami na sloučeniny metylrtuti, které se vracejí zpět do vodního prostředí. Metylrtuť může být rovněž demetylována, čímž je celý cyklus dokončen. Metylrtuť tvořená v sedimentu dna oceánů a sladkých vod se potravním řetězcem dostává až do organismu dravých ryb (koncový článek potravního řetězce: fytoplankton, zooplankton, nedravé ryby, dravé ryby); z vodního prostředí se metylruť dostává do suchozemských organismů, které se živí vodními organismy (ve svalovině mořských ryb bývá obsah rtuti kolem 1 mg. kg –1, ve svalovině suchozemských živočichů do 50 μg . kg –1, v průměru 20 μg . kg -1 ). Zvýšená pozornost výskytu organických sloučenin rtuti v povrchových vodách byla věnována až po tragických událostech v Japonsku, v Minamatě ve stejnojmenném mořském zálivu a v Niiagatě na řece Agano. Do minamatského zálivu vypouštěly závody na výrobu vinylchloridu a acetaldehydu značné množství rtuti odpadními vodami. Od roku 1953 do roku 1960 bylo popsáno 111 případů otrav osob, které jedly ryby a měkkýše žijící ve vodách kontaminovaných rtutí, z toho bylo 19 případů kongenitálních otrav. Rybolov byl v zátoce Minamata zakázán na konci roku 1956. Medián hodnot obsahu celkové rtuti v rybách z vod minamatské zátoky v době hromadné otravy byl určen na 11 mg . kg -1 čerstvé hmotnosti. K podobné hromadné otravě došlo v Niigatě na řece Agano. U 120 osob byly popisovány příznaky jako znecitlivění distálních partií končetin, znecitlivění kolem úst a zúžení zorného pole. V roce 1971 byl publikován celkový počet 269 otrav metylrtutí v Minamatě a Niigatě, z nichž 55 bylo smrtelných. Do roku 1974 bylo již zaznamenáno 700 případů otravy metylrtutí v Minamatě a více než 500 v Niigatě (WHO 1976). Vědecké kruhy projevují obavu, že změny globálního klimatu povedou i ke změnám koloběhu rtuti v prostředí; mimo jiné se očekává disperze a demobilizace původně již deponované rtuti v podobě „chemické časované bomby“. Zaplavovaná pobřežní území mohou být zdrojem rizika kontaminace ryb rtutí v důsledku zvýšené metylace rtuti, rovněž v jezerech lze očekávat drastické změny v procesech metylace a demetylace rtuti a v její bioakumulaci.

V tropických a arktických ekosystémech může globální oteplení způsobit expozici nejcitlivějších organismů rtuti. V důsledku těchto změn se očekává i zvýšené riziko expozice lidské populace této škodlivině (Nriagu 1999). V této souvislosti se diskutuje o úloze procesů výměny rtuti mezi ovzduším a povrchem v globálním biogeochemickém koloběhu (Lindberg 1999) a o neblahých důsledcích používání rtuti při získávání zlata v deštných pralesech (Villas Bôas 1999). Dosavadní způsob těžby zlata amalgamací v pralesních oblastech Jižní Ameriky představuje velmi významný zdroj znečištění prostředí rtutí, navíc je prováděn primitivními technickými prostředky prakticky od dob kolonizace. Protože se rtuť za účelem získání zlata z amalgámu odstraňuje odpařováním za použití přímého ohřevu nebo stlačeného vzduchu, páry rtuti ohrožují nejen dělníky samotné, ale i příslušníky jejich rodin (Deschamps a kol., 1999; Jesus a kol., 1999).

Repetitorium

především tři chemické formy rtuti jako zdroj expozic: metylrtuť v rybách, rtuťové páry z amalgámových zubních výplní a etylrtuť jako antiseptikum ve vakcínách (Clarkson 2002).

5.1. Elementární rtuť Význam u kovové rtuti má pouze vstřebávání par plícemi, protože ve vodě nerozpustná kovová rtuť se z trávicího traktu prakticky nevstřebává, a kůží, jen je-li dispergována do vhodného masťového podkladu. Absorpce rtuťových par při průměrných hodnotách ventilace může být kolem 80 % z obvykle se vyskytujících koncentrací v ovzduší (WHO 1991). Páry kovové rtuti jsou dobře rozpustné

27

Repetitorium

Tab. 1: Toxikologické účinky rtuti (podle Clarksona a kol.,2003) PARAMETR

Hg0

Hg2+

METYLRTUŤ (CH3Hg)

ETYLRTUŤ (CH3CH2Hg)

Cesta expozice

Inhalační

Orální

Orální (konzumace ryb)

Parenterální (vakcíny)

Cílový orgán

CNS, periferní NS, ledviny

Ledviny

CNS

CNS, ledviny

Místní klinické příznaky PLÍCE

Bronchiální iritace, pneu monitis (>1000 μg.m-3 v ovzduší)

GIT

Kovová chuť, stomatitis, gingivitis, zvýšená salivace (>1000 μg.m-3 v ovzduší)

KŮŽE

Kovová chuť, stomatitis, gastroenteritis Urtika, tvorba vehikul


Systémové klinické příznaky

28

LEDVINY

Proteinurie (>500 μg.m-3 v ovzduší)

Proteinurie, tubulární nekróza

Tubulární nekróza

PERIFERNÍ NS

Periferní neuropatie (>500 μg.m-3 v ovzduší)

Akrodynie

Akrodynie

CNS

Erethismus (>500 μg.m-3 v ovzduší), tremor

Průměrný poločas (celotělový)

60 dnů

Léčba

Meso-2,3-dimerkaptojanta rová kyselina

Parestézie, ataxie, ztráta zraku a sluchu (>200 μg.l-1 krve),

Parestézie, ataxie, ztráta visu a sluchu

40 dnů

70 dnů

20 dnů

Meso-2,3-dimerkaptojanta rová kyselina

Cheláty nejsou efektivní

Cheláty nejsou efektivní

v tucích, pronikají membránami těla a jsou snadno absorbovány. Existence elementární rtuti v těle je omezena na rychlou oxidaci na iont Hg2+, který je vázán na sulfhydrylové skupiny bílkovin. Primární úlohu v oxidaci Hg0 (nejen v červených krvinkách, ale i v játrech a ostatních tkáních) má katalázový systém. Zásluhou vazby na thio nein nabývá rtuť nejvyšší koncentrace v ledvinách, na druhém místě jsou játra. Elementární rtuť (oproti Hg2+) proniká placentární bariérou a způsobuje kumulaci rtuti ve fétu, jestliže je matka exponována parám kovové rtuti. Rtuť má speciální afinitu k epitelovým buňkám ektodermu i endodermu a ke žlázám. Vylučování rtuti je velmi pomalé, nepravidelné a trvá řadu měsíců až let po skončení expozice. Eliminace rtuti po expozici parám kovové rtuti se uskutečňuje hlavně exkrecí Hg 2+ (močí, stolicí, slinnými, slznými a potními žlazami). Hg0 perzistující v krvi může být vyloučena přímo do moče glomerulární filtrací. Přítomnost Hg0 v moči je vztahována k expozici vysokým koncentracím par rtuti. Určitý podíl rtuti se nevratně ukládá ve vlasech a nehtech; více než 80 % obsahu celkové rtuti ve vlasech je ve formě metylrtuti (Bencko 1995; Berglund a kol., 2005). Kritickým orgánem při akutní otravě parami kovové rtuti jsou plíce, dochází k akutnímu zánětu průdušek a plic, případně k edému plic, které mohou být provázeny lehkou lézí jater a ledvin, případně kombinovány s neurologickými příznaky (postižení CNS), jako je třes nebo zvýšená excitabilita. Adams a kol. (1983) popsal případ intoxikace kovovou rtutí diagnostikovaný tři a půl měsíce po dvoudenním sběru kovové rtuti z teploměrů. Vznikl syndrom připomínající amyotrofickou laterální sklerózu (projevy degenerace až zániku motorických gangliových buněk a nervových vláken centrálního i periferního hybného neuronu) s hodnotami obsahu rtuti 99 μg.1-1 moči. Úzdrava nemocného nastala bez terapeutického zásahu za

2 měsíce po stanovení diagnózy. Opatrnost je na místě při hodnocení výsledků neurologického vyšetření osob s obsahem rtuti v moči kolem 100 μg . 1-1 pro možnost výskytu asymptomatických senzomotorických polyneuropatií a subklinických psychomotorických a neuromuskulárních změn. Závažné formy inhalačních otrav kovovou rtutí jsou nyní velmi řídké, mnohem častěji jsou pozorovány při profesionální expozici jemné neurobehaviorální účinky a preklinické změny biochemických markerů funkce ledvin (Clarkson 1998). Při dlouhodobé expozici parám kovové rtuti je kritickým orgánem centrální nervový systém. Jeho postižení vede k neurologickým příznakům označovaným jako nespecifický psychastenický a vegetativní syndrom nazývaný mikromerkurialismus. Při vyšší expozici se objeví třes spojený s poruchami chování či změnami osobnosti, zvýšená excitabilita, ztráta paměti a insomnie. Klasická trias – stomatitis, erethimus a třes – může být vyjádřena v různé intenzitě. Profesionální expozice rtuti ve vzduchu nad 0,1 mg Hg . m-3 mohou způsobit mikromerkurialismus. Mikromerkurialismus nebyl pozorován při koncentracích pod 0,1 mg Hg . m-3 (WHO 1991). 5.2. Anorganické sloučeniny rtuti Značné množství údajů je v literatuře o anorganických sloučeninách dvojmocné rtuti, zejména o chloridu rtuťnatém (sublimátu). Akutní otrava způsobená náhodným nebo záměrným požitím sublimátu nebyla totiž neobvyklá na začátku minulého století. Podle Friberga a kol. (1979) je pravděpodobné, že se absorbuje méně než 10 % polknutého sublimátu, k průniku Hg2+ kůží dochází rovněž, možnosti systémového účinku topicky aplikovaných sloučenin rtuti v kožních krémech uvádí

Úloha biotransformace v toxicitě organokovových sloučenin byla rozsáhle studována a je nejlépe objasněna


5.3. Organické sloučeniny rtuti

v případě rtuti, která tvoří různé varianty organokovových sloučenin. Přitom stabilita vazby uhlík-rtuť určuje toxické vlastnosti sloučeniny. Sloučeniny alkylrtuti s krátkým řetězcem (metylrtuť, etylrtuť a propylrtuť) mají nejstabilnější vazbu ze všech organokovových sloučenin. Většina znalostí o alkysloučeninách rtuti se týká metyl rtuti. Biologické účinky etylrtuti jsou podobné účinkům metylrtuti. Sloučeniny metylrtuti se vstřebávají plícemi, gastrointestinálním traktem i kůží (masti). Absorbovaná metylrtuť je vázána na sulfhydrylové skupiny bílkovin nebo, v menší míře, aminokyselin či peptidů (cystein, glutathion). V krvi je metylrtuť kumulována z více než 90 % v červených krvinkách a je pomalu distribuována do tkání organismu. Toxické působení na centrální nervový systém je spjato se schopností rychlého průniku hematoencefalickou bariérou. Biotransformace pravděpodobně neprobíhá v mozku, protože více než 95 % rtuti v mozku při expozici metylrtuti bylo ve formě metylrtuti. Zatímco úloha změny na anorganickou rtuť v toxicitě metylrtuti se zdá být minimální, je důležitá v exkreci metylrtuti z těla. Hlavní cesty eliminace metylrtuti jsou játry – žlučí a ledvinami – močí (biologický poločas asi 70 dní). Anorganická rtuť představuje nejméně 50 % z celkové rtuti ve stolici u experimentálních zvířat, u lidí i kolem 100 %. Rovněž ve žluči je značná část anorganické rtuti vzniklé demetylací metylrtuti a vylučování u člověka se uskutečňuje fekální cestou. Významnou cestou, jíž se alkylsloučeniny dostávají do stolice, jsou epitelie sliznice zažívacího traktu (jejich výměna je velmi rychlá). Mnoho metylrtuti ve žluči podléhá enterohepatální cirkulaci. Obsah rtuti v červených krvinkách je nejspolehlivějším ukazatelem obsahu metylrtuti v těle a v kritickém orgánu – mozku. Metylrtuť je deponována ve vlasech a ochlupení. Depozice metylrtuti v ochlupení je proporcionální k obsahu rtuti v krvi v době tvorby chlupu. Koncentrace rtuti ve vlasu tak vytváří jakýsi kalendář koncentrace rtuti v krvi z doby, kdy se vlas vytvářel. V klinickém obraze je pro otravu alkylsloučeninami rtuti charakteristická doba latence od skončení expozice do prvních projevů nemoci (dny až týdny). Zpočátku dominují z příznaků senzitivní poruchy na akrech (parestezie, taktilní hypestezie až anestezie konečků prstů, špičky jazyka a rtů). Chronická otrava metylrtutí způsobuje degeneraci a atrofii mozkové kůry, ataxii a poruchy sluchu a vidění, případně čichu (kortikálního původu). V těžších případech vždy dochází k poruše polykání, příznakům léze pyramidové, extrapyramidové, vegetativního aparátu a postupně se vyvíjí apalický syndrom. Někdy po období agitovanosti nastává období apatie a ochablosti. Životně důležitá centra v prodloužené míše nebývají porušena a nemocný umírá nejčastěji na bronchopneumonii. Léze periferního neuronu nebyla přesvědčivě prokázána ani potvrzena. Souběžně s organickým postižením centrálního nervového systému jsou atakovány i psychické funkce. Koncentrace metylrtuti v krvi a ve vlasech odpovídá obsahu metylrtuti v těle a mozku. Příjem metylrtuti vedoucí k zátěži méně než 0,5 mg.kg-1 hmotnosti těla nevede pravděpodobně ke zjistitelným neurologickým příznakům (tomu odpovídá obsah rtuti v krvi méně než 200 µg . 1-1 a ve vlasech méně než 50 mg . kg-1) (Friberg a kol., 1979). Při těchto hodnotách však nelze vyloučit poškození fetálního mozku. Neurotoxicita metylrtuti v dětském věku je přes kontroverzní nálezy ve vztahu dávka-účinek stále zdravot-

Repetitorium

podrobně Marzulli a kol. (1972). Kinetika a vylučování anorganických sloučenin rtuti po aplikaci malých dávek jsou obdobné jako u par kovové rtuti, po toxických dávkách jsou ovšem ovlivněny poškozením ledvin (Bardoděj a kol., 1980). V krvi je iont Hg2+ rozdělen přibližně ve stejném poměru mezi erytrocyty a plazmu (v erytrocytech vazba na SH-skupiny). Iont Hg2+ nemůže snadno přestoupit hematoencefalickou nebo placentární bariéru. Za všech okolností ovšem nejvíce kumulují rtuť ledviny (oblast tubulů), játra (periportálně), mozek, slezina, mukózní membrána GIT a kožní epitel, intersticiální buňky varlete. Iont Hg2+ je vylučován ledvinami, střevem, potními, slznými, prsními a slinnými žlazami. V případech otravy solemi Hg2+ bylo pozorováno v parenchymu ledvin 10–70 mg Hg.kg-1. Studiem exkrece rtuti žlučí se podrobně zabýval Cikrt (1972, 1981). Kritickými orgány po požití sublimátu nebo jiných solí Hg2+ jsou ledviny (nefrotický syndrom s tubulární nekrózou) a gastrointestinální trakt (těžká gastroenteritis s krvavými průjmy). U dlouhodobé expozice nízkým dávkám chloridu rtuťnatého se může vyvinout membranózní glomerulopatie patrně na imunotoxickém základě. Nejvíce chronických otrav způsobují smíšené expozice parám kovové rtuti a rtuťnatým sloučeninám. I v tomto případě bylo pozorováno renální poškození a dále zvýšená salivace, zánětlivé změny dásní a černé proužky na dásních. Rtuťnaté i rtuťné sloučeniny mohou způsobit idiosynkratické kožní symptomy až těžkou exfoliativní dermatitidu, u dětí byla pozorována akrodynie (pink disease) (WHO 1991). Občasné užití amidochloridu rtuťnatého v kožních mastích k léčbě infikovaného ekzému či impetiga se může stát příčinou intoxikace rtutí (Pelclová a kol., 2002) obdobně jako použití některých ve vodě nerozpustných anorganických sloučenin rtuti (zejména jodidu nebo amidochloridu rtuťnatého) v koncentracích 3 až 5 % do bělicích kožních krémů a mýdel (kation dvojmocné rtuti blokuje produkci melaninu v kůži). Rtuťné sloučeniny jsou oproti rtuťnatým sloučeninám mnohem méně rozpustné ve vodě, a tudíž i mnohem méně vstřebatelné. Po podání rtuťných sloučenin však mohou vznikat v luminu gastrointestinálního traktu ionty Hg2+, které mohou být absorbovány. Chlorid rtuťný (kalomel) byl používán v léčbě syfilis a excesivní dlouhodobé užívání této látky způsobilo systémovou otravu projevující se stomatitidou a salivací (Almkvist 1928, cit. dle Friberga a Vostala, 1972). Úspěšné užití rtuťných sloučenin v léčbě edémů (diuretika) svědčí o tom, že k absorpci muselo dojít. Užití kalomelu v zubním prášku vedlo k akrodynii u dětí (Friberg a Vostal, 1972). Davis a kol. (1974) popisují dva případy pacientů s rozvinutou demencí, erethismem, kolitidou a renálním selháním v důsledku chronické ingesce laxativa obsahujícího kalomel a usuzují na potenciální toxicitu rtuťných sloučenin. Anorganická rtuť ve rtuťnatých i rtuťných sloučeninách je podle Clarksona a kol. (2003) hlavní příčinou akrodynie, nemoci dětského věku s klinickými projevy v podobě bolestivých, červených a oteklých prstů rukou i nohou ve spojení s fotofobií, iritabilitou, astenií a hypertenzí. Akrodynie je považována za hypersenzitivní reakci.

29

Repetitorium Èeské pracovní lékaŘství § èíslo 1 § 2006

30

ně významným faktorem u populací se značnou konzumací ryb a produktů z nich (brazilská Amazonie, Madeira, Faerské ostrovy) (Grandjean 1999). V důsledku rozšířené těžby zlata amalgámovým způsobem v brazilské Amazonii dochází ke kontaminaci sladkovodních ryb metylrtutí; více než čtyři pětiny dětí ve věku 7 až 12 let v této lokalitě měly obsah rtuti ve vlasech nad 10 mg . kg-1. Přítomné znečištění rtutí je považováno za dostatečné pro škodlivé účinky na vývoj mozku (Grandjean a kol., 1999). Kromě neurotoxického účinku metylrtuti je nutné se zmínit o účinku embryotoxickém a genotoxickém (např. 23 případů prenatální intoxikace v Minamatě, chromozomální aberace lymfocytů) (Friberg a kol., 1979). Papaconstantinou a kol. (2003) popisují syntézu stresových proteinů u kuřecích embryí exponovaných rtuti, což podporuje hypotézu vzniku vývojových abnormalit indukovaných tímto kovem. V počátcích 20. století bylo fungicidních účinků etyl rtuti využito v zemědělství, což vedlo k značnému počtu otrav např. v Iráku (1956, 1960), v Číně (1970) a v jiných zemích. Krátkodobé užití dietylrtuti koncem osmdesátých let 19. století v léčbě syfilis bylo záhy opuštěno pro její toxické účinky. Obavy z vedlejších zdravotních rizik vakcín stabilizovaných od třicátých let 20. století thiomersalem (thimerosalem) vyplývají z toho, že rtuť je v molekule thiomersalu (CH3CH2-Hg-S-C6H4 -COOH) ve formě etylrtuti, pro niž existují jen omezené toxikologické informace; etyl rtuť je považována za toxikologicky podobnou metylrtuti, o níž jsou naopak k dispozici rozsáhlé toxikologické informace. Hladiny rtuti před aplikací a 48–72 hodin po aplikaci dávky vakcíny proti hepatitidě v prvním týdnu po narození byly před vakcinací 0,04–0,5 μg.l-1 a po vakcinaci u sedmi nedonošených dětí v průměru 7,4 μg.l-1, u pěti donošených v průměru 2,2 μg.l-1 (Clarkson 2002). Výsledky studií na zvířatech i humánní data signalizují kvantitativně podobnou tkáňovou dostupnost u etylrtuti i metylrtuti při rychlejší přeměně etylrtuti na anorganickou rtuť v mozku než u metylrtuti. Systémová toxicita je u thiomersalu menší než u sloučenin metylrtuti. Thiomersal se od metylrtuti odlišuje tím, že způsobuje ledvinová poškození při zhruba stejných dávkách jako u poškození nervového systému. Existuje i možnost vzácné kontaktní alergie na thiomersal u osob s určitým polymorfismem glutathiontransferázy. Přínos očkování vakcínami stabilizovanými thiomersalem je větší než reálné toxikologické riziko thiomersalu z aplikované dávky očkovací látky. Přestože vedlejší účinky vakcín stabilizovaných thiomersalem nebyly dokumentovány, byl thiomersal kompletně odstraněn z licencovaných vakcín v USA. (Tobin a kol., 2005). Aryl- a alkoxyalkylsloučeniny rtuti (fenylrtuť, metoxyetylrtuť) jsou obecně méně toxické než alkylsloučeniny rtuti pro jejich rychlou konverzi na anorganickou rtuť, která probíhá v játrech. Mechanismus není v detailech pochopen, věří se na existenci redukčního odštěpení rtuti z vazby s uhlíkem. Pokusy na zvířatech ukazují, že sloučeniny fenylrtuti jsou absorbovány vydatněji než sloučeniny Hg2+. Sloučeniny fenylrtuti i alkoxyalkylrtuti jsou absorbovány i inhalačně z aerosolů. Určující faktory pro stupeň absorpce jsou velikostní distribuce částic a jejich rozpustnost. Klinicky je prokázáno, že se vstřebávají jak sloučeniny fenylrtuti aplikované na kůži, tak i intravaginálně (Marzulli a kol., 1972, Friberg a kol., 1979). Většina organické rtuti je

transformována na iont Hg2+ během 24 hodin v případě metoxyetylrtuti a během prvních 4 dnů v případě fenylrtuti (u potkanů). Fenylrtuť proniká buněčnými membránami snadněji než iont Hg2+. Kolem 90 % fenylrtuti v krvi je vázáno v červených krvinkách. Ani fenylrtuť, ani metoxyetylrtuť nepronikají přes hematoencefalickou bariéru ve větší míře než iont Hg2+ (Friberg a kol., 1979). Distribuce rtuti po dlouhodobé expozici fenylrtuti nebo metoxyalkylrtuti je pravděpodobně podobná jako po expozici Hg2+ s tím rozdílem, že v případě expozice fenylrtuti je kolem 90 % rtuti v krvi vázáno v červených krvinkách (u Hg2+ kolem 50 %). Cikrt a Tichý (1974) sledovali obsah 203Hg po intravenózním podání 15 µg fenylmerkuri/203/chloridu potkanům. Nalezli hodnoty (v procentech podané dávky): ledviny 20 %, játra 8–12 %, stěna zažívacího ústrojí 1,7 %, plazma 0,7–1,0 %. Byl vysloven předpoklad, že po biotransformaci se ionty Hg2+ vylučují do moče tubulární stěnou. Až 50 % podané látky se vylučuje zažívacím traktem (a to zejména ve formě Hg2+). Zjištěné nálezy u potkanů nasvědčují tomu, že se na vylučování do stolice podílí především žluč, dále sliznice zažívacího traktu, v malé míře slinné žlázy a snad i pankreas. Podle výsledků zvířecích experimentů fenylrtuť může být vydatněji vylučována játry (žlučí) než Hg2+. Chlorid fenylrtuti (fenylmerkurichlorid) je bezbarvý, nerozpustný, považuje se za méně nebezpečný podobně jako jiné fenylrtuťnaté sloučeniny v porovnání s alkylderiváty rtuti, pravděpodobně hlavně co do účinků na nervový systém. Uvádí se možnost poškození jater, srdečního svalu a vzniku anémie s leukopenií. V praxi byly arylrtuťnatými sloučeninami způsobovány hlavně změny kožní. Při styku s kůží se vytvoří puchýře vyplněné čirou tekutinou, které se vyhojí asi po třech týdnech. Profesionální expozice sloučeninám fenylrtuti a metoxyetylrtuti jsou pravděpodobně smíšené expozice kvůli nestabilitě těchto sloučeni rtuti. Již údaje Goldwatera a kol. (1964) naznačují, že lze uvažovat o obsahu rtuti v moči a krvi jako o indikátorech expozice sloučeninám fenylrtuti. Oba typy sloučenin mohou působit lokální poškození plic z inhalace nebo poškození kůže z kontaktu s koncentrovanými roztoky. U sloučenin fenylrtuti byla v jednotlivých případech popsána senzibilizace. Případů intoxikace z dlouhodobé expozice je málo. Cotter (1947) nalezl jaterní poškození u deseti osob exponovaných solím fenylrtuti. Vysoké obsahy rtuti v játrech byly pozorovány i ve zvířecích experimentech při expozici sloučeninám fenylrtuti. Při intoxikaci sloučeninami fenyl- i metoxyetylrtuti byla popsána ledvinová a střevní poškození. Dosažitelné klinické údaje týkající se speciálně otrav fenylrtutí připouštějí názor, že tyto sloučeniny nejsou toxičtější než sole Hg2+ v dlouhodobé expozici, ale jsou spíše méně toxické. Kuželová a kol. (1978) uvádějí své zkušenosti s pracovnělékařskou problematikou výroby fenylmerkurichloridu. V ovzduší pracovišť se vyskytovaly páry kovové rtuti v koncentracích 0,07–0,16 mg . m-3 i aerosol fenylmerkurichloridu v koncentracích 0,02–0,13 mg . m-3 (koncentrace organicky vázané rtuti). V močích zaměstnanců výroby byly zjišťovány koncentrace rtuti až 3 mg . 1-1, přesto nebyla u zaměstnanců provozovny zjištěna poškození organismu vlivem rtuti. Ani jiní autoři (Lešková a kol., 1983, Šimko a kol., 1983) nenalezli klinické projevy nepříznivého vlivu rtuti na organismus pracovníků profesionálně exponovaných fenylrtuti při moření osiv, pouze obtížně interpretovatelné abnormity na elektroencefalogramech (Šimko a kol., 1983).


Moření osiv a sadby představuje jejich preparaci před výsevem, ale též způsob ochrany rostlinných prvovýrobků před skládkovými chorobami, a zabraňuje nežádoucímu klíčení. První sloučeniny metylrtuti byly syntetizovány v chemických laboratořích kolem roku 1860 a byly zejména spolu se sloučeninami etylrtuti ve 20. století pro své antifungální vlastnosti široce užity pro výrobu mořidel osiv, zejména obilnin, četné průmyslové země však postupně zakázaly toto užití pro řadu toxických efektů a produkce alkylrtuťnatých sloučenin poklesla (Friberg a kol., 1979; WHO 1989). Tyto sloučeniny neměly být nikdy použity k ošetření obilných krmiv vyvážených pro produkci potravin. Hromadné otravy vedoucí ke značnému počtu smrtelných případů byly způsobeny požitím chleba připraveného z pšenice a jiných cereálií ošetřených fungicidy s obsahem alkylrtuti. Největší hromadná otrava byla zaznamenána v zimě 1971–1972 v Iráku, bylo hospitalizováno 6 000 případů a došlo k více než 500 úmrtí v nemocnici (WHO 1976). Dřívější hromadné otravy byly popsány v Iráku, Pákistánu, Guatemale a jiných zemích. K moření osiva se v bývalém Československu a pak v České republice používal do roku 1995 převážně přípravek Agronal v dávce 200 g na 1q osiva. Ročně se vyrobilo až 1 000 tun tohoto přípravku, k jehož výrobě se spotřebovala 1/10 z celkového množství u nás vyrobené rtuti, tj. 20 tun rtuti. V osmdesátých letech minulého století tento přípravek řešil ochranu cca 85 % osiv, především pšenice a ječmene. Preparát obsahoval organicky vázanou rtuť ve formě chloridu fenylrtuti jako účinnou látku přípravku (viz výše), byl považován za jed nebezpečný při požití a nadýchání, který proniká pokožkou a dráždí kůži a sliznice. Jako příznaky otravy byly zmiňovány bolesti hlavy, závratě, roztěkanost, nespavost, při těžkých poškozeních poruchy vidění a chůze. Jestliže toxická látka pronikla pokožkou, mohlo se objevit znecitlivění a brnění. Při otravě požitím nastávaly krvavé průjmy a vzniklo nebezpečí šoku. Moření osiva se mělo provádět výhradně ve speciálních mořicích strojích, které zaručovaly rovnoměrné krytí každého semene nezbytným množstvím účinné látky. V žádném případě nebylo přípustné míchat Agronal s osivem teprve v secích strojích nebo mořit osivo na hromadách přehazováním. V roce 1979 byl publikován první tuzemský případ zkrmování fenylrtutí mořeného seťového obilí hospodářskými zvířaty (1 054 býků spotřebovalo během třítýdenního výkrmu celkové množství 18 tun obilí ošetřeného preparátem Agronal H) (Hlavsová a kol., 1981; Tuček J. a Tuček M., 1981). V letech 1981 až 1982 byl u cca 40 % všech zemědělských podniků v inkriminované oblasti zjištěn zvýšený obsah celkové rtuti v játrech a ledvinách skotu (Tuček M. a kol., 1982). Preparát Agronal tvořil v jednotlivých letech 73 až 82 % z celkového množství spotřebovaných mořidel. Indikátorem kontaminace krmiva hospodářských zvířat byl zvýšený obsah rtuti v ošetřeném zkrmovaném osivu (až 14 mg.kg-1), ve šrotu (až 1,4 mg.kg-1), ve formovaných krmných směsích (až 0,4 mg.kg-1) a v prachu přípraven krmiv pro hospodářská zvířata (1–10 mg.kg-1). Od roku 1981 do roku 1984 došlo k signifikantnímu poklesu počtu vzorků s obsahem celkové rtuti nad 10 μg Hg.kg-1 u hovězích ledvin z 93 % na 75 % a u vepřových ledvin z 90 % na 63 %.

Vzorky z okolního prostředí čisticích stanic osiv signalizovaly kontaminaci listů a ovoce (1,0–4,2 mg.kg-1), peří domácích ptáků (2–200 mg.kg-1) a slepičích vajec (0,3–0,5 mg.kg-1) rtutí (Krýsl a kol., 1986). Systém hodnocení mutagenní aktivity chemických látek pro člověka vypracovaný Šrámem a kol. (1975) popisoval u fungicidů na bázi organických sloučenin rtuti pozitivní výsledky testů na rostlinách a drosofilách, rovněž pozitivní výsledky cytogenetické analýzy chromozomových aberací v buněčných liniích in vitro u savců i v periferních lymfocytech in vivo u člověka. V literatuře lze nalézt řadu sdělení podporujících hypotézu, že expozice sloučeninám organické rtuti in vivo může vést ke genetickým poškozením lidských somatických buněk. Minimální embryotoxické dávky (začátek pásma embryotoxicity) pro preparát Agronal Super s obsahem 5,4 % fenylmerkurichloridu byly experimentálně stanoveny v rozmezí 0,1 až 1,0 μg na jeden kuřecí zárodek, zatímco u osmi alternativních mořidel obilí byly v rozmezí jednotek až stovek μg na jeden kuřecí zárodek. Zjištěné strukturální malformace u živých kuřecích embryí způsobené přípravkem Agronal Super s účinnou látkou fenylmerkurichlorid byly syndrom kaudální regrese, deformita dolních končetin, exencefalie, rozštěp zobáku, coloboma iridis a mikroftalmie. Získané výsledky testování prokázaly rozdíl několika dávkových řádů v embryotoxických dávkách mezi mořidlem s obsahem fenylrtuti a jeho alternativami (Peterka a kol., 1996). Proto bylo doporučeno nahradit používání mořidel osiv na bázi rtuti vhodnými alternativními přípravky. V tuzemsku zavedený způsob výroby a používání osiv mořených rtuťovým fungicidem (účinná látka fenylmerkurichlorid) nepředstavoval z hlediska profesionální expozice při dodržování všech bezpečnostních a hygienických opatření reálné riziko akutní či chronické intoxikace touto noxou (Tuček M. 1984, 1985; Tuček M. a kol., 1999). Prašnost v pracovním ovzduší stanovená gravimetricky dosahovala hodnot 0,2 až 12,7 mg . m-3 při obsahu celkové rtuti v prachu ve stopách až 160 μg Hg . m-3 (32 stanovení). Prašnost ojediněle překračovala přípustnou hodnotu 10 mg. m-3 pro pracovní ovzduší, obsah celkové rtuti v ovzduší pracovišť ojediněle překračoval hodnotu NPK-P průměrnou (nyní PEL) 50 μg Hg . m-3, výjimečně hodnotu NPK-P mezní (nyní NPK-P) 150 μg Hg . m-3 podle platné legislativy. Biologického limitu pro organické sloučeniny rtuti (s výjimkou metylruti) v moči 0,5 μmol.1-1 (100 μg Hg.1-1) bylo u pracovníků provádějících moření osiv a výsev mořených osiv dosahováno ojediněle. Hodnoty jednoho tisíce μg Hg.kg-1 ve vlasech vedly k úvaze o možnosti abnormální expozice rtuti v našich podmínkách. Práce při úpravě osiv mořením rtuťovým fungicidem byly považovány za rizikové (riziko fenylrtuti) a monitorování expozice fenylrtuti stanovováním obsahu celkové rtuti v moči a ve vlasech bylo prováděno minimálně jednou za rok. Přes statisticky významně vyšší nález úrovně chromozomových aberací u čisticích mistrů a dělníků u pytlování mořených osiv (na pětiprocentní hladině významnosti) oproti kontrole nebylo toto zjištění považováno za potvrzení zvýšené expozice genotoxickým látkám zahrnující kolektivy s průměrnou úrovní 2 až 4 % aberantních buněk, ale pouze za signalizaci možného ohrožení tohoto druhu při používání mořidel, která potvrdila správnost a oprávněnost požadavku důsledného dodržování zásad osobní hygieny v závodech na úpravu osiv mořením chemickými

Repetitorium

6. RIZIKA POUŽÍVÁNÍ SLOUČENIN RTUTI V ZEMĚDĚLSTVÍ

31

Repetitorium

přípravky a dodržování technických opatření ke snížení prašnosti na pracovištích (Tuček a kol., 1988). Převedení výroby mořidla Agronal na suspenzní formulaci vedlo k dalšímu zlepšení hygienických podmínek u uživatelů. V roce 1995 byly spotřebovány poslední zbytky přípravku Agronal v České republice.


7. RIZIKA POUŽÍVÁNÍ KOVOVÉ RTUTI VE STOMATOLOGII

32

Hlavním zdrojem expozice populace rtuti je elementární rtuť ze zubních amalgámových výplní a metylrtuť v potravinách (WHO 1990). Zubní amalgámy jsou materiály založené na slitině stříbra, cínu a mědi, míchané těsně před aplikací se rtutí v poměru přibližně 1:1. První amalgám v Evropě se objevil zřejmě již mezi léty 1500–1513 (Novák a kol., 1999), jeho používání ve stomatologii se datuje od 1. poloviny 19. století. V 2. polovině minulého století byla v USA vedena tzv. „první amalgámová válka“, která měla zamezit šarlatánům používat tuto jednoduchou techniku; tehdejší amalgám uvolňoval velké množství rtuti, což se u některých pacientů projevovalo zázračným ústupem chronického onemocnění po odstranění amalgámových výplní. „Druhá amalgámová válka“ začala v Německu a byla odstartována německým chemikem Alfredem Stockem, který upozornil na fakt, že rtuť se kontinuálně uvolňuje z výplní, což může být spojováno s některými symptomy nemocí. Od začátku 80. let minulého století byla zveřejněna řada studií prokazujících, že amalgámová výplň podléhá korozi a stává se tak důležitým zdrojem expozice iontovým formám rtuti (Hg2+ a Hg22+) (Brune 1981; Kropp a kol., 1982; Moberg 1988; Takahashi a kol., 1989; Marek 1990; Städtler 1991; Olsson a kol., 1994) a rtuťovým parám (Hg0) (Svare a kol., 1984; Vimy a Lorscheider 1985; Mackert 1987; Dérand, 1989; Berglund 1990, 1992, 1993; Björkman a Lind 1992; Skare a Engqvist 1994; Takahashi a kol., 1997; Livardjani a kol., 1998). Pokusy in vitro (Heintze a kol. 1983) a in vivo (Sellars a kol., 1996) byl zatím ojediněle prokázán vznik metylrtuti v ústní dutině. Mechanické faktory, jako je žvýkání nebo čištění zubů, mohou několikanásobně zvýšit rychlost uvolňování rtuti z amalgámu (Paterson a kol., 1985; Vimy a Lorscheider, 1985; Aronsson a kol., 1989). Spotřeba rtuti v dentálních amalgámech v zemích Evropské unie dosáhla 110 tun v roce 1990 a poklesla na 70 tun v roce 2000 (v Polsku, České Republice a ve Slovinsku představovala 20 tun v roce 2000) (Floyd a kol., 2002). Průměrný denní příjem elementární rtuti ze zubních amalgámových výplní se odhaduje od 3 do 17 μg/den (WHO 1991) v závislosti na počtu výplní. V současnosti jsme svědky základní změny v posuzování potenciálních rizik spojených s expozicí ze zubního amalgámu. V roce 1995 byla Evropskou komisí zřízena pracovní skupina, která měla analyzovat situaci ve využívání dentálního amalgámu a podat závěry a doporučení pro jeho další použití (Arenholt-Bindslev 1997). Ve Švédsku a v Německu byly zřízeny již dříve podobné odborné komise, jejichž závěry vyzněly v neprospěch využití zubního amalgámu, pokud je dostupná jiná alternativní technika (Kauppi 1997). Manipulace se zubní amalgámovou výplní není doporučena u těhotných žen. V roce 1992 švédské medicínské výzkumné kolegium uspořádalo konferenci

o potenciálních biologických důsledcích rtuti uvolněné ze zubního amalgámu, která dospěla k závěru, že nejsou dostupné údaje o systematickém vlivu zubního amalgámu kromě alergických reakcí na rtuťové zubní výplně, které jsou však velmi vzácné (Sato a kol., 1997). Podle Kennedyho (1999) výplně ze rtuťového zubního amalgámu představují významný zdroj chronické expozice rtuti u prakticky celé populace a speciální pozornost má být věnována nejen profesionální expozici rtuti při přípravě a aplikaci amalgámu, ale též nebezpečí alergizace rtutí a možnosti vzniku organických sloučenin rtuti v ústní dutině. Na velmi vzácnou možnost kontaktní kožní a slizniční alergie typu IV upozorňuje i doporučení Německé společnosti pracovního prostředí a medicíny prostředí (Kraus 2003). Kromě absorpce rtuti inhalací v podobě par, ingescí a kůží je popisována u potkanů absorpce retrográdním axonálním transportem centripetálně do těl nervových buněk (WHO 1991; Schionning 2000). Tyto výsledky vedly k domněnce o podílu rtuti na etiopatogenezi některých případů onemocnění motorického neuronu, například amyotrofické laterální sklerózy. K profesionální expozici parám rtuti při zpracování amalgámu dochází u stomatologických pracovníků (stomatologů, instrumentářek, zdravotních sester), jak bylo prokázáno v řadě prací (Battistone a kol., 1976; Cooley a Barkmeyer, 1978; Gough 1978, Reinhardt a kol., 1983, Chang a kol., 1987, Scarlet a kol., 1988, Heikel a kol., 1990, Städtler, 1991). Uváděn bývá kontakt stomatologů se rtutí perkutánně a inhalační expozice rtuti jak při odstraňování starých amalgámových výplní, tak při jejich přípravě, aplikaci a broušení. Vedle těchto standardně prováděných úkonů však zůstává možnost náhodné kontaminace prostředí ordinace při závadné manipulaci se zubním amalgámem. Zhodnocením zdravotních rizik používání rtuti ve stomatologii u osob ošetřených amalgámovou zubní výplní a u stomatologů při práci se zubním amalgámem se zabývali Krýsl a Tuček (1998). Ošetření jedinou amalgámovou výplní se odrazilo ve zvýšeném obsahu rtuti ve slinách po cca 4 hodinách po ošetření amalgámem, přičemž tento nárůst byl oproti stavu před ošetřením 32,7násobný (p<0,001). Tentýž jev byl pozorován v obsahu rtuti v krvi, vzestup byl 1,4násobný (p<0,001). Podařilo se prokázat 1,8násobný nárůst rychlosti vylučování rtuti do moče v období cca 1,1 až 8,8 hodiny po ošetření (p=0,01), který byl následován návratem rychlosti vylučování na zhruba původní úroveň. V porovnání s výsledky německé studie Krauße a kol. (1997) na 20 000 probandech z Německa byly zjištěny shodné hodnoty „normálního“ obsahu rtuti ve slině (zjištěný medián 11,8 μg.l-1 oproti literárnímu 11,6 μg.l-1; žvýkáním se tato koncentrace zvýšila cca 2,5krát). Závislost koncentrace rtuti ve slinách na počtu amalgámových výplní se však nepodařilo prokázat. Hladiny rtuti v séru korelují s počtem amalgámových výplní (podle Clarksona 2002). Krauß a kol. (1997) upozorňuje na skutečnost, že tolerovatelný týdenní příjem rtuti z potravy, vzduchu, tekutin a sliny 300 μg, stanovený WHO jako PTWI (provisional tolerable weekly intake), překračuje kolem 30 % německé populace. WHO stanovila denní příjem rtuti mezi 10,6 až 27,7 μg , zatímco podle Krauße a kol. (1997) jsou uváděny literárně hodnoty vyšší (denní zátěž i vyšší než 45 μg, z toho 22 μg rtuti z potravy, vdechovaného vzduchu a pit-


úkonu. Odstraňování starého amalgámu vede ke vzniku velmi jemného vodného aerosolu (60–70 % kapének je menších než 1 μm) obsahujícího atomární i dvojmocnou rtuť, ale též velmi malých částic zubního amalgámu o velikosti 1–7 μm, které mohou být též součástí vodného aerosolu, neboť v něm mají minoritní zastoupení i částice větší než 1 μm. Relativní obsah rtuti přítomné v pevné fázi a v iontové formě je cca dvoutřetinový (67 %), zbývající rtuť je atomární a vyskytuje se jak v plynné, tak kapalné fázi. Sekundárním zdrojem atomární rtuti mohou být i částice zubního amalgámu, ze kterých se atomární rtuť odpařuje vzhledem ke své nízké tenzi par. Oxidaci atomární rtuti na oxid rtuťnatý nelze za běžných podmínek v ovzduší předpokládat, neboť parciální tlak kyslíku u oxidu rtuťnatého se zvyšuje se snižující se velikostí částic. To vede obecně k vysoké stabilitě atomární rtuti. Podle některých autorů (Krauß a kol., 1997) lze předpokládat, že atomární rtuť zůstává částečně ve svém oxidačním stavu, i když je převedena do vodné fáze. Tento předpoklad byl potvrzen Krýslem a Tučkem (1998), neboť aerosol obsahoval asi 20 % atomární rtuti. Při odvrtávání amalgámové slitiny probíhají však i oxidační děje, které vedou ke vzniku Hg2+ (poměr koncentrací Hg0/ Hg2+=1.8). Předpoklad o stabilitě atomární rtuti neplatí též pro biologické tekutiny (krev, sliny). Zde je Hg0 rychle oxidována přítomnými enzymatickými systémy. Průkaz byl proveden ve slinách v případě atomární rtuti pocházející z amalgámové výplně již dříve (Brune a Evje, 1985), když byla zjištěna přítomnost Hg2+. Vyšší a méně stabilní oxidační stav rtuti umožňuje vznik řady následných reakcí včetně metylace rtuti (Heintze a kol., 1983, Sellars a kol., 1996). Osud dvojmocné rtuti přítomné ve vodném aerosolu ve stomatologické ordinaci není jistě tak dramatický. Pitná voda používaná většinou pro chlazení při odvrtávání nebo broušení neumožňuje její následné reakce. Iont Hg2+ přítomný v jemné mlze s nízkou disperzí kapiček je však (spolu s ostatními formami rtuti) inhalován, přičemž nelze opomenout možnost expozice sliznic a kůže. Výsledky sledování expozice stomatologických pracovníků pomocí pasivního dozimetru při odvrtávání starého amalgámu nebo jeho broušení potvrzují její smíšený fyzikálně chemický charakter (Krýsl a Tuček, 1998). Zhodnocením nalezených objemových (atomární rtuť) a plošných (aerosol s Hg) koncentrací u stomatologa i u sestry byla zjištěna významná regresní závislost u plošné i objemové koncentrace na počtu odvrtání u stomatologa, méně významná u sestry, závislost na počtu nových amalgámových výplní už tak významná nebyla. Potvrzen byl trend vyšší expozice u stomatologa a u sestry a odlišné plošné a objemové koncentrace u stomatologa a sestry. Závislost míry expozice na počtu nových výplní nebyla potvrzena u sestry (lze zde předpokládat možnost kontaminace připravovaným amalgámem), což svědčí o dobrém způsobu použití moderních technických pomůcek při přípravě amalgámu. Expozice u sestry je významná především cestou inhalace atomární rtuti, která se šíří ordinací především difuzí, na rozdíl od konvektivního šíření aerosolu zasahujícího především stomatologa (resp. pacienta). Sledování expozice stomatologů a sester přineslo vcelku jednoznačný závěr o vyšší expozici stomatologů oproti sestrám a o kritickém stomatologickém úkonu z hlediska expozice, tj. odstraňování amalgámové vložky

Repetitorium

né vody; denní zátěž ionizovanou rtutí z amalgámových výplní byla kalkulována kolem 20 μg). Německá společnost farmakologie a toxikologie stanovila zátěž rtutí ze zubního amalgámu nejvýše 8 μg denně. Rtuť ze zubního amalgámu představuje tedy kolem 47 % denní zátěže organismu rtutí. Iont Hgo je rychle enzymaticky oxidován v krvi a komplexní oxidační procesy probíhají též ve slině a vedou ke vzniku iontů Hg2+. Tyto ionty tak mohou být vytvářeny ve slině jak elektrochemickou korozí, tak postupnou oxidací iontů Hgo. Následnými reakcemi v organismu jsou tvorba komplexů Hg2+ s SH-skupinami proteinů slin, redoxní reakce mezi Hgo a proteiny obsahujícími síru a také metylace. Halbach a kol. (1998) ve své práci na 29 dobrovolnících s nízkou amalgámovou zátěží sledovali kombinací různých parametrů transfer rtuti z výplní přes ústní dutinu a krev do moče. Uzavírají, že stanovení rtuti v plazmě a rychlost jejího vylučování do moče je nejvhodnější cestou pro určení příjmu rtuti z amalgámu. Vrchol obsahu rtuti v plazmě (v průměru 0,6 ng.l-1) po odstranění amalgámových výplní klesal s poločasem mezi 5 a 13 dny a signifikantního poklesu exkrece rtuti nebylo dosaženo dříve než za 100 dní po odstranění výplní. Průměrná koncentrace rtuti v celé krvi dobrovolníků byla 0,96 ng.ml. Je nutno se rovněž zmínit o studiu imunitních mechanismů expozice rtuti (Bencko a kol., 1990; Bencko a Wagner, 1995) a zejména vzácných případů prokázané alergie na rtuť. Záchyt potenciálních alergiků lze zvýšit využitím speciálního dotazníku s následným vyšetřením krve in vitro využitím testu MELISA – Memory Lymphocyte Immunostimulation Assay (Stejskal a kol., 1994, 1997; Procházková a kol., 1999). U jednoho z případů lze dokumentovat změny obsahu rtuti v biologickém materiálu po postupném odstraňování amalgámových plomb (Tuček a Krýsl, 1997, 1998). Časový vývoj koncentrace rtuti v krvi pacientky s prokázanou alergií na rtuť po postupném odstranění 15 amalgámových výplní má shodný trend, jaký uvádějí Halbach a kol. (1998): počáteční nárůst sledovaný pozvolným poklesem na hladinu podstatně nižší než při přítomnosti amalgámových výplní. Toto zjištění rovněž potvrzuje, že přítomnost amalgámových výplní je nezanedbatelným zdrojem trvalého příjmu rtuti do organismu a každý zásah do starých výplní vede k přechodnému znatelnému zvýšení hladiny rtuti v krvi. S ohledem na účinky rtuti a jejích forem je proto nutno s maximální opatrností vážit nutnost zásahu do starých výplní a aplikaci amalgámových výplní vůbec, zejména u těhotných žen a žen plánujících početí. Nezbytnost těchto stomatologických zákroků musí být velmi odpovědně individuálně posuzována, a to i u osob s onemocněními nervové soustavy nebo ledvin. U jedinců s prokázanou alergií na rtuť je vhodným řešením odstranění amalgámových výplní pokud možno s využitím moderních přístupů (gumová zábrana, rubber dam). Z důvodu udávané snazší koroze neleštěných amalgámových výplní je žádoucí aplikované výplně vždy následně vyleštit. Kritickým úkonem z hlediska expozice rtuti pro pacienta je odvrtávání a broušení starého amalgámu, kdy dochází k mobilizaci rtuti do vodného i plynného prostředí. Kontaminované prostředí pro pacienta – orální dutina – je stejně nebezpečné jako pracovní prostředí stomatologa, tj. ovzduší v jeho ordinaci při prováděném

33


34

odvrtáváním, resp. broušením. Tento závěr vyplývá i z časového snímku pořízeného kontinuálním měřením koncentrace rtuťových par. V tomto směru došlo nástupem nové techniky v zubolékařské praxi k významnému posunu z hlediska expozice rtuti, kdy rizikovou operací bylo též míchání amalgámu, resp. manipulace s kůžičkou na míchání amalgámu, což vedlo k významné expozici stomatologických sester (Čábelková a Švábová, 1979). Profesionální expozicí stomatologů se zabývala řada autorů (Gough 1978; Cooley a Barkmeyer, 1978; Reinhardt a kol., 1983; Nilsson B. a Nilsson Br., 1986; Städtler 1991; Cikrt a kol., 1992). Publikovány jsou především údaje o koncentraci rtuti v ordinacích. V obsáhlé švédské studii (Nilsson B. a Nilsson Br., 1986) zahrnující měření koncentrace rtuti ve 167 ordinacích a 83 sterilizačních místnostech přesáhly koncentrace hodnotu 150 μg.m-3 u 7 ordinací a u 2 sterilizačních místností, v průměru však nepřesáhly koncentraci 25 μg.m-3 v dýchací zóně. Tuzemská průměrná koncentrace rtuti během 18 pracovních dnů byla v dýchací zóně stomatologa 25,1 μg.m-3 a u sestry 20,5 μg.m-3 (Krýsl a Tuček, 1998). Použití pasivního dozimetru však předpokládá, že atomární rtuť zachycená v sorpčním loži je navýšena o atomární rtuť zachycenou ve formě aerosolu na vnější části difuzní zóny dozimetru, neboť po odpaření vody z jejího povrchu dojde k odpaření Hg0 a jejímu převedení vlivem difuze do sorpčního lože (maximálně 20 % navýšení). Za extrémních pracovních podmínek (18 odvrtání) bylo dosaženo vysoké koncentrace rtuti v pracovním ovzduší – 180 μg.m-3. I při poměrně vysokém počtu odvrtání (11) lze však dosáhnout příznivých koncentrací celkové rtuti v ovzduší stomatologických pracovišť, což prokazují průměrné hodnoty 2,2 μg.m-3 u lékaře, resp. 3,0 μg.m-3 u sestry při pětihodinovém osobním odběru ovzduší (prosinec 2005). Důkazem faktu, že páry kovové rtuti se chovají jako plyn rovnoměrně distribuovaný v ovzduší stomatologické ordinace, je prakticky totožný nález koncentrace 2,3 μg.m-3 rtuti v nepoužívaném prostoru ordinace stacionárním odběrem. Stanovení obsahu rtuti v biologickém materiálu významně napomáhá při zhodnocení expozice rtuti (Langworth a kol., 1991; Lehnert a kol., 2000). Dlouhodobým sledováním profesionální expozice stomatologických pracovníků u nás bylo zjištěno, že 49 % analyzovaných vzorků moče (788) sester, laborantek a stomatologů mělo nálezy v rozpětí 50–199 nmol.l-1 (10–39 μg.l-1) (Krýsl a Tuček, 1998). Hodnoty biologického limitu rtuti v moči platného pro profesionálně exponované osoby (500 nmol.l-1, tj. 100 μg.l-1) bylo dosahováno jen ojediněle (pouze u sester a laborantek u 1,9 % vzorků). Většina analyzovaných vzorků vlasů (96 % u sester a laborantek, 95 % u stomatologů) měla nálezy do 10 μg.g-1; nálezy u české profesionálně neexponované populace jsou v řádu desetin μg.g-1. Bližší poznání charakteru expozice stomatologů umožňuje lépe hodnotit způsob osobní ochrany (běžně jsou používány roušky a štíty, někdy se pracuje bez jakékoliv ochranné pomůcky). Ochrana před atomární rtutí při použití štítu je méně účinná (cca dvojnásobné snížení koncentrace Hg0) než před aerosolem s obsahem rtuti (až dvacetinásobné snížení koncentrace Hg0). Celosměnné použití roušky signalizuje problém její kontaminace rtutí z aerosolu (až jednotky μg Hg . cm2), která se pak stává zdrojem sekundární expozice parám rtuti. Účinně se lze chránit pomocí štítu v kombinaci s použitím roušky (je

tím zamezeno její kontaminaci). Roušku je však nutné často vyměňovat, nejlépe po každém odvrtání amalgámové výplně. Další možností snížení expozice rtuti ve stomatologické ordinaci je použití čističů vzduchu. Problém představuje uvolnění rtuti z filtru při spuštění čističe; rtuť je zde přítomna v pevné fázi jako kovová rtuť sorbovaná na prachových částicích nebo v částečkách zubního amalgámu a vlivem tenze páry je uvolňována do ovzduší. 8. ZÁVĚR Ohniskem současného zájmu veřejnosti jsou především tři chemické formy rtuti jako zdroje expozic: metylrtuť v rybách, rtuťové páry z amalgámových zubních výplní a etylrtuť jako antiseptikum ve vakcínách. Při zvažování všech myslitelných aspektů globálního znečištění prostředí rtutí pro lidské zdraví se zdá, že používání rtuti a jejích sloučenin v našich podmínkách nebylo a není skutečným nebezpečím, a tudíž není potřeba se zdravotními riziky tuzemských expozic nijak zvlášť zabývat. Toto zdání má jistě svá omezení u případů klasických profesionálních expozic rtuti a jejím sloučeninám, jako je těžba a zpracování rtuťových rud a uhlí, výroba chlóru, výroba přístrojů a práce v laboratořích. Avšak existují i dva pozoruhodné případy tuzemských expozic rtuti a jejím sloučeninám, které se svým rozsahem týkají nejen značného počtu profesionálně exponovaných osob, ale též značné části populace. První z nich představovalo užití fenylrtuti jako mořidla osiv se svými možnými negativními zdravotními důsledky. Druhý případ, řadu let studovaný vliv rtuti ze zubního amalgamu na lidské zdraví, si zasluhuje zvláštní pozornost nejen pro expozici rtuti při přípravě a aplikaci amalgámu, ale též pro nebezpečí alergizace rtutí a možnosti vzniku organických sloučenin rtuti v ústní dutině. LITERATURA 1. Adams, Ch. R., Ziegler, D. K., Lin, L. T.: Mercury Intoxication Simulating Amyotrophic Lateral Sclerosis. J.Am. Med. Assoc., 250, 1983, s. 642–643. 2. Aronsson, A. M., Lind, B., Nylander, M., Nordberg, M.: Dental amalgam and mercury. Biol. Metals, 25, 1989. 3. Arenholt-Bindslev, D.: European efforts to establish a common basis of regulatory and administrative measures in relation to dental amalgam and Directive 93/42/EEC. Sborník abstrakt, Conference on Human Health Effects of Mercury Exposure, Tórshavn, 1997, s. 45. 4. Bardoděj, Z., David, A., Šedivec, V., Škramovský, S., Teisinger, J.: Expoziční testy v průmylové toxikologii. 1. vyd., Praha, Avicenum, 1980, 368 s. 5. Battistone, G. C., Hefferen, J., Miller, R. A., Cutright, D. E.: Mercury – its relation to the dentist’s health and dental practice characteristics. Am. Dent. Assoc. 92, 1976, s. 1182. 7. Bencko, V., Wagner, V., Wagnerová, M., Ondrejčák, V.: Immunological profiles in workers occupationally exposed to inorganic mercury. J.Hyg. Epidem., Praha, 34, 1990, 1, s. 9–15. 8. Bencko, V.: Use of human hair as a biomarker in the assessment of exposure to pollutants in occupational and environmental settings. Toxicology, 101, 1995, s. 29–39. 9. Bencko, V., Cikrt, M., Lener, J.: Toxické kovy v pracovním a životním prostředí člověka. 2.vydání. Praha, Grada Publishing, 1995, 282 s. 10. Bencko, V., Wagner, V.: Metals, metalloids and imunity. Methodological approaches and group diagnostics. Centr. Europ. J.Occup.

20. Cikrt, M., Čábelková, Z., Lukáš, E., Urban, P., Součková, B., Volf, J., Tuček, M.: K otázce expozice rtuti u sester stomatologických oddělení. Čs. stomatol., 92, 1992, s.289–299. 21. Cikrt, M., Čábelková, Z., Součková, B., Tuček, M., Volf, J.: Expozice rtuti ve stomatologických ordinacích. Prac.lék., 44, 1992, s. 162–164. 22. Clarkson, T. W.: Human toxicology of mercury. J. Trace Elem. Ex. Med., 11, 1998, s. 303–317. 23. Clarkson, T. W.: The Three Modern Faces of Mercury. Environ. Health Perspect., 110, Suppl.1, 2002, s. 11–23. 24. Clarkson, T. W., Magos, L., Myers, G. J.: The Toxicology of Mercury – Current Exposures and Clinical Manifestations. N. Eng. J. Med.18, 2003, s. 1731–1736. 25. Cooley, R. L., Barkmeyer, W. W.: Mercury vapor emitted during ultraspeed cutting of amalgam. J. Ind. Dent. Assoc., 57, 1978, s. 28. 26. Cotter , L. H.: J. Occup. Med., 4, 1947, s.305–309 (cit. dle Friberga a spol., 1979). 27. Čábelková, Z., Švábová, K.: Problematika rizika rtuti ve stomatologii. Prakt. zubní lék., 27, 1979, s. 142. 28. Davis, L. E., Wands, J. R., Weiss, S. A., Price, D. L., Girling, D. F.: Central Nervous System Intoxication from Mercurous Chloride Laxatives. Arch. Neurol., 30, 1974, s. 428–431. 29. Dérand, T.: Mercury vapour from dental amalgam, an in vitro study. Swed. Dent. J. 13, 1989, s. 169. 30. Deschamps, E., Moreira, R. M., Mattos, S. V. M., WeMeck, G. A. F., Soares, P. S.: Environmental Impact and Risk on Human Health due to the Use of Mercury in Small Scale Gold Mining Activities in the Mariana Region (Minas Gerais): A Case History. 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“. Rio de Janeiro, 1999, s. 364. 31. Floyd, P., Zarogiannis, P., Crane, M., Tarkowski, S., Bencko, V.: Risk to Health and the Environment Related to the Use of Mercury

H. Čs. hyg. , 26, 1981, s. 75–79. 42. Chang, S. B., Siew, C., Gruninger, S. E.: Examination of blood levels of mercurials in practising dentists using of cold vapor AAS. J. Anal. Toxicol. 11, 1987, s. 149. 43. Jesus, I. M., Santos, E. C. O., Brabo, E. S., Loureiro, E. C. B., Mascarenhas, A. F. S.: Exposure to Elemental Mercury in Urban Workers and „Garimpeiros“ from Tapajos Region, Pará, Brazil. Book of Abstracts , 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“, Rio de Janeiro, 1999, s. 365. 44. Kauppi, M.: Amalgam further investigation in Sweden. Heavy Metal Bulletin 1, 1997, s. 4. 45. Kennedy, D. C. : Effects of Mercury from Dental Amalgam on Human Health. Book of Abstracts, 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“, Rio de Janeiro, 1999, s. iv. 46. Kraus, P.: Umweltmedizinische Letlinien der Deutschen Gesellschaft für Arbeitsmedizin und Umweltmedizin e.V. Quecksilber. Arbeitsmed. Sozialmed. Umweltmed., 38, 2003, s. 210–212. 47. Krauß, P., Deyhle, M., Maier, K. H., Roller, E., Weiß, H. D., Clédon, Ph.: Field study on the mercury content of saliva. Toxicol. Environ. Chem. 36, 1997. 48. Kropp R., Franz M., Pantke H.: Der Einfluss von Rhodanid auf die Korrosion eines Non-gamma-2-Amalgams und eines konvetionellen Amalgams. Dtch. Zahnartztl. Z., 37, 1982, s. 344. 49. Krýsl, S.,Tuček, J., Hlavsová, D., Nováková, M., Tuček,M.: Hygienická problematika rtuti v potravinách. Čs. hyg. , 31, 1986, s. 434–440. 50. Krýsl S., Tuček M.: Zhodnocení zdravotních rizik při užívání rtuti ve stomatologii. Závěrečná zpráva o řešení grantu reg. č. 35233 Interní grantové agentury Ministerstva zdravotnictví ČR, 1998, 66 s. 51. Krýsl, S., Tuček, M.: Koncentrace rtuti v ovzduší stomatologických ordinací. Sborník z VIII. Odborné konference „Znečištění ovzduší a zdraví“, Špičák, 5.–7. 5. 1998.

Products. Final Report prepared for The European Commision, DG Enterprise. Loddon, Norfolk (UK), Risk & Policy Analysts Limited, 2002, 132 s. 32. Friberg, L., Nordberg, C. F.,Vouk, V. B.: Handbook on the Toxikology of Metals. Amsterdam, Elsevier/North – Holland Biomed. Press, 1979, 709 s. 33. Friberg, L., Vostal, J.: Mercury in the Environment. Cleveland, The Chemical Rubber Co., 1972, 215 s.

52. Kuželová, M., Popler, A., Merhaut, J., Skutilová,I., Čihař, M., Kovařík, J., Fiedlerová, D.: Pracovně lékařská problematika výroby fenylmerkurichloridu. Čs. hyg. , 23, 1978, s. 215–220. 53. Langworth, S., Elinder, C.-G., Göthe C.-J., Vesterberg, O.: Biological monitoring of environmental and occupational exposure to mercury. Int. Arch. Occup. Environ.Health, 63, 1991, s. 161–167. 54. Lehnert, G., Schaller, K. H. et al.: Biologisches Monitoring in


34. Goldwater, L. J.: J. R. Inst. Publ. Health Hyg., 27, 1964, s. 279–301 (cit. dle Friberga a spol., 1979). 35. Gough, J. E.: Amalgam material as an occupational hazard. Dent. Surv. 54, 1978, s. 26. 36. Grandjean, P.: Methylmercury as a Developmental Neurotoxicant. Book of Abstracts, 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“, Rio de Janeiro, 1999, s. v. 37. Grandjean, P., White, R. F., Nielsen, A., Clary, D., de Oliveira Santos, E. C.: Methylmercury Neurotoxicity in Amazonian Children Downstream from Gold Mining. Environ.Health Perspect., 107, 1999, s. 597–591. 38. Halbach, S., Kremers, L., Willruth, H., Mehl, A., Welzl, G., Wack, F. X., Hickel, R., Greim, H.: Systemic Transfer of Mercury from Amalgam Fillings before and after Cesation of Emission. Environ. Res., Section A 77,1998, s. 115–123. 39. Heikel, Y., Gasser, P., Salek, P., Vogel, J. C.: Exposure of mercury vapor during setting, removing and polishing amalgam restorations. J. Biomed. Mat. Res. 24, 1990, s. 1551. 40. Heintze, U., Edwardson, S., Verand, T., Birkhed, D.: Methylation of mercury from dental amalgam and mercuric chloride by oral streptococci in vitro. Scand. J. Dent Res. 91, 1983, s. 150. 41. Hlavsová, D., Tuček, J., Červený, V., Dudáček, K.: Sledování reziduí obsahu rtuti u skotu po zkrmování obilí mořeného Agronalem

Repetitorium

Environ. Medicine, 1, 1995, 4, s. 327–337. 11. Berglund, A.: Estimation by a 24-hour study of the daily dose of intra oral mercury vapour inhaled after release from dental amalgam. J. Dent. Res. 69, 1990, s. 1646. 12. Berglund, A.: Release of mercury vapour from dental amalgam. Swed. Dent. J. Suppl. 85, 1992, s. 2. 13. Berglund, A.: An in vitro and in vivo study of the release of mercury vapour from different types of amalgam alloys. J. Dent. Res. 72, 1993, s. 939. 14. Berglund, M., Lind, B., Björnberg, K. A., Palm, B., Vater, M.: Inter-individual Variations of Human Mercury Exposure Biomarkers: A Cross- Sectional Assessment. Environ. Health, 4, 2005, s. 4–20. 15. Brune, D.: Corrosion of amalgams. J. Dent. Res. 89, 1981, s. 506. 16. Brune, D., Evje, D. M.: Initial corrosion of amalgams in vitro. Sci.Tot.Environ. 44, 1985, s. 51. 17. Cikrt, M.: Biliary Excretion of 203Hg, 64Cu, 52 Mn and 210Pb in the Rat. Brit. J. Ind.Med., 29, 1972, s. 74–80. 18. Cikrt, M., Tichý, M.: Biliary Excretion of Phenyl- and Methyl Mercury Chlorides and their Enterohepatic Circulation in Rats . Environmental Res., 8, 1974, s. 71–81. 19. Cikrt, M.: Vliv fenobarbitalu na vylučování 203Hg2+ žlučí u krys. Prac.lék., 33, 1981, s. 127–129.

35


36

der Arbetsmedizin. Arbeitsgruppe Aufstellung von Grenzwerten im biologischen Material. Stuttgart, Gentner Verlag, 2000, 226 s. 55. Lešková, A., Gomboš, B., Ondrejčák, L., Moščovičová, E., Jankech, P., Merc, S.: Riziko organických zlúčenin rtuti v pol´nohospodárstve. Sborník referátů XVII. kongresu prac.lék., Pec pod Sněžkou, 1983, s. 1. 56. Lindberg, S. E.: The Role of Mercury Air/Surface Exchange Processes in the Global Biogeochemical Cycle. Book of Abstracts, 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“, Rio de Janeiro, 1999, s.ii. 57. Livardjani, F., Jahanbakht, S., Schlegel, A., Haikel, Y, Jaeger, A., Lugnier, A.: In vitro study of mercury vapour release from dental amalgams. Book of Abstracts, VIII. Int.Congress of Toxicology „Chemical Safety for the 21st Century“, Paris 1998, s. 44. 58. Mackert, J. R.: Dental amalgam and mercury. J. Dent. Res. 66, 1987, s. 1775 . 59. Marek, M.: Release of mercury from dental amalgam. J. Dent. Res. 69, 1990, s. 1167. 60. Marzulli, F. N., Brown, W. C. D.: Potential Systemic hazard sof Topically Applied Mercurials. J. Soc. Cosmet. Chem., 23, 1972, s. 875–886. 61. Moberg, L. E.: Corrosion of dental amalgam and mercury vapor emission in vitro. Scand, J. Dent. Res. 96, 1988, s. 473 . 62. Nilsson, B., Nilsson, Br.: Mercury in dental practice. I. The

6, 1996, s. 33–36. 75. Scarlet, J. M., Gutenmann, W. H., Lisk, D. J.: J. Toxicol. Environm. Health 25, 1988, s. 373. 76. Schionning, J. D.: Experimental neurotoxicity of mercury. Autometallographic and stereologic studies on rat dorsal root ganglion and spinal cord. APMIS, 108, 2000, Suppl. 99, s. 5–32. 77. Skare, I., Engqvist, A.: Human exposure to mercury and silver released from dental amalgam restoration. Arch. Environ. Health 49, 1994, s. 384. 78. Städtler, P.: Dental amalgam II. Exposure to mercury. Int. J. Clin. Pharm., Therapy and Toxicol. 29. 1991, s. 164. 79. Städtler, P. : Dental amalgam III. Toxicity. Inter. J. Clin. Pharmacol., Therapy and Toxicol. 29, 1991, s. 168 . 80. Stejskal, V. D. M., Cederbrant, K., Lindvall, A., Forsbeck, M.: MELISA – an In Vitro Tool for the Study of Metal Allergy. Toxic. In Vitro, 8, 1994 , s. 991–1000. 81. Stejskal V., Danersund A., Hudecek R., Lindvall A.: MELISA – a new test for the diagnosis of mercury allergy. Sborník, Int. Conference on Human Health Effects of Mercury Exposure, Tórshavn, 1997, s. 41. 82. Svare, C. W., Peterson, L. C., Reinhardt, J. W., Boyer, D. B., Frank, C. W., Gray, D. D., Cox, R. D.: The effect of dental amalgams on mercury levels in expired air. J. Dent. Res. 63, 1984, s. 71.

working environment of dental personnel and thein exposure to mercury vapor. Swed. Dent. J. 10, 1986, s. 1–14. 63. Nilsson, B., Nilsson, Br.: Mercury in dental practice. II. Urinary mercury excretion in dental personnel. Swed. Dent. J. 10, 1986, s. 221–232. 64. Novák, L., Půža, V., Červinka, M., Kolářová, J.: Historický vývoj nejvýznamnějších podložkových a výplňových materiálů. Čs. stomatol., 98, 1998, s. 137–144. 65. Nriagu, O. J.: Mercury Cycle and Global Climate Change. Book of Abstracts, 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“, Rio de Janeiro, 1999, s.i. 66. Olsson, M., Berglund, A., Bergman, M.: Release of elements due to electrochemical corrosion of dental amalgam. J. Dent. Res. 73, 1994, s. 33. 67. Papaconstantinou, A. D., Brown, K. M., Noren, B. T., McAlister, T., Fischer, B. R., Goering, P. L.: Mercury, kadmium, and arsenite enhance heat shock protein synthesi in chick embryo prior to embryotoxicity. Birth Defects Res. B., 68, 2003, s. 456–464. 68. Paterson, J. E. Weissberg, B. G., Dennison, P. J.: Mercury in human breath from dental amalgams. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 34, 1985, s. 459 . 69. Pelclová, D., Lukáš, E., Urban, P., Preiss, J., Ryšavá, R., Lebenhart, P., Okrouhlík, B., Fenclová, Z., Lebedová, J., Stejskalová, A., Ridzoň, P.: Mercury intoxication from skin ointment containing mercuric amonium chloride. Int.Arch. Occup. Environ. Health, 75, 2002, s. 54–59. 70. Peterka, M., Tuček, M., Veselý, D. : Embryotoxicity of Nine Seed Mordants in the Chick Embryo – the CHEST Method. Acta vet. Brno, 65, 1996, s. 213–217. 71. Procházková, J., Bártová, J., Šterzl, I., Kučerová, H., Stejskal, V.: Možnosti detekce nesnášenlivosti kovu v dentálních materiálech. Čes.stomatol., 99, 1999, s. 200–207.

83. Šimko, A., Korálová, E., Borovská, D., Nyplová, H.: Zdravotní stav pracujících v riziku organické rtuti. Sborník referátů XVIII. Kongresu pracovního lékařství, Pec pod Sněžkou, 1983, s. 20. 84. Šrám, R. J., Černá, M., Kučerová, M., Goetz, P.: Systém hodnocení mutagenní aktivity chemických látek pro člověka. Acta Hyg., 1975, příl. 16, 25 s. 85. Takahashi, Y., Hasegawa, J., Kameyama, Y.: Disssolution of metallic mercury in artificial saliva and eleven other solutions. Dent. mater. 5, 1989, s. 256. 86. Takahashi, Y., Trurata, S., Hasegava, J., Kameyama, Y.: Dental amalgam and mercury exposure. Sborník Int. Conference on Human Health Effects of Mercury Exposure, Tórshavn, 1997, s. 101. 87. Tobin, J. D. (Ed.) : Hair in Toxicology. Cambridge, The Royal Society of Chemistry, 2005, 355 s. 88. Tuček J., Tuček, M. : Contribution to the Problem of Environmental Contamination with Mercury. J. Hyg. Epid. Microb. Immunol., 25, 1981, s. 354–363. 89. Tuček, M., Tuček, J., Krýsl, S., Nováková, M., Červený,V., Dudáček, K.: Průnik rtuti do potravinového řetězce. Čs. hyg., 27, 1982, s. 445–449. 90. Tuček, M.: Hygienická problematika výroby a používání mořeného seťového obilí. Kand. dis. Práce, Praha, 1984, 131 s. 91. Tuček, M.: Profesionální expozice rtuti u pracovníků závodu na úpravu osiv. Atestační práce. Klatovy, 1985, 115 s. 92. Tuček, M., Rössner, P., Krýsl, S., Švandová E.: Cytogenetická analýza periferních lymfocytů pracovníků exponovaných mořidlům osiv. Čs. hyg., 33, 1988, 4, s. 226–237. 93. Tuček, M., Krýsl, S., Peterka, M.: Health Aspects of Phenylmercury Use in the Czech Republic. Book of Abstracts. 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“, Rio de Janeiro, 1999, s. 413. 94. Tuček, M., Krýsl, S.: Health Risk Assessment of Mercury Exposure in Dental Surgery in the Czech Republic. Sborník Int. Conference

72. Reinhardt, J. W., Chan, K. C., Schulein, T. M.: Mercury vaporisation during amalgam removal. J. Prosthet. Dent. 50, 1983, s. 62. 73. Sato, K., Kusaka, Y., Zhang, Q., Yanagihara, M., Ueda, K., Morihiro, H., Yasuo, I., Mori, T., Hirai, T., Tomiyama, T., Kazutada, L.: An epidemiological study of mercury sensitisation. Allergology Int. 46, 1997, s. 1. 74. Sellars, W. A., Sellars, R., Liang, L., Hefley, J. D.: Methyl mercury in dental amalgams in the human mouth. J. Nutr. Environ. Medicine

on Human Health Effects of Mercury Exposure, Tórshavn, Faroe Islands, June 22–26, 1997, s.102. 95. Tuček, M., Krýsl, S.: Health Risk Assessment of Mercury Exposure in Dental Surgery in the Czech Republic. Toxicology Letters, Suppl. 1/95, 1998, s. 91. 96. Villas Bôas, R. C.: Mercury in Rain Forest Areas. Book of Abstracts. 5th Int. Conference „Mercury As A Global Polutant“, Rio de Janeiro, 1999, s. iii.

(Friberg L. , editor). Geneva, Word Health Organization, 1991, 168 s. 103. Zdravotní důsledky zátěže lidského organismu cizorodými látkami z potravinových řetězců: alimentární onemocnění (1994, 1995) a dietární expozice (1995), Česká republika, 1996. SZÚ Praha, Centrum hygieny potravinových řetězců v Brně, květen 1996, s. 217.

Repetitorium

97. Vimy, M. J., Lorscheider, F. L.: Intraoral air mercury released from dental amalgam. J. Dent. Res. 64, 1985, s. 1069. 98. Vimy, M. J., Lorscheider, F. L.: Serial measurements of intra-oral air mercury: Estimation of daily dose from dental amalgam. J. Dent. Res. 64, 1985, s. 1072. 99. WHO: Environmental Health Criteria. 1. Mercury. Geneva, 1976, 131 s. 100. WHO Environmental Health Criteria 86. Mercury – Environmental Aspects. Geneva, Word Health Organization, 1989, 115 s. 101. WHO Environmental Health Criteria 101. Methylmercury (Friberg L. , editor). Geneva, Word Health Organization, 1990. 102. WHO Environmental Health Criteria 118. Inorganic mercury

Předloženo k publikaci 25. 1. 2006 MUDr. Milan Tuček, CSc. Dvořákova 228/III 339 01 Klatovy

Z LITERATURY Tuček, M., Cikrt, M., Pelclová, D.: Pracovní lékařství pro praxi. Příručka s doporučenými standardy. Grada Publishing, a. s., Praha, 2005, vyd. I., s. 327. Bohatá tradice a vysoká odborná úroveň českého pracovního lékařství mají pokračování v nedávno vydané knize tří významných odborníků, v Pracovním lékařství pro praxi. Je to důležité a aktuální dílo, protože obor v posledním desetiletí prošel dynamickým vývojem v oblasti vědeckého poznání, společenského postavení i úpravy právních normativů. Pracovní lékařství má i zásadní ekonomickou důležitost: autoři v úvodu ke knize připomínají, že hospodářské ztráty způsobené nemocemi a úrazy z práce činí

u faktorů prostředí je dodržováno jedno schéma: kontraindikace (např. pro práci v prostředí s prachem), vstupní prohlídka pro dané prostředí (její náplň), periodické prohlídky, výstupní prohlídka. Moderním a poměrně novým přístupem k hodnocení problémů pracovního prostředí je analýza rizik při práci – autoři čtenářům podávají přijatelný úvod k řešení těchto otázek. Jeho výstupem byl měl být dokument (záznam) o rizicích na pracovišti jako podklad ke společnému jednání pracovního lékaře s vedením organizace a zástupci odborů.

Šejda, J., Šmerhovský, Z., Göpfertová D.: Výkladový slovník epidemiologické terminologie. Grada Publishing, Praha 2005, 120 s. Současná vědecká i praktická medicína klade vysoký důraz na objektivitu poznatků, s nimiž pracuje. Důvodem je obrovský příliv nových léčiv, metod terapie či prevence i zkušeností, jak je ověřovat a hodnotit. Teoretickou oporu těmto trendům přináší disciplína nazývaná Evidence based medicine (EBM). Akcentuje používání formálních pravidel dokazování, jasné definování pojmů, otázek a odpovědí, hodnocení síly důkazů, potlačování systémových a náhodných chyb a rozbory nejistot. Epidemiologie, sloužící kdysi jen oblasti infekčních nemocí, je dnes základní součástí tohoto procesu. Její rychlý pokrok a rozšiřování prostoru pro aplikaci doprovází exploze nových pojmů, které vznikají a ustalují se teprve používáním v odborné literatuře. Starší termíny někdy dostávají nový obsah. Teoretikům i praktikům to občas přinese nesnáze při studiu a interpretaci poznatků.

Knížka Šejdy, Šmerhovského a Göpfertové, předních českých epidemiologů, je výsledkem mimořádně náročného úkolu, který si dali. Obsahuje na poměrně malé ploše okolo 500 hesel s kvalitním výkladem jejich obsahu a anglickým ekvivalentem popisovaného pojmu. Jsou zařazeny termíny obecně vžité (antigen, incidence, směrodatná odchylka apod.), termíny s novým poučením (výčet rizik zkreslení v epidemiologických studiích – bias apod.) nebo termíny, které se nesnadno či nejednotně převádějí do češtiny (např. withdraval, person time, matching). Existuje kupodivu i případ opačný, totiž absence anglického ekvivalentu pro zavedený český pojem „promořenost“. Dílo vyniká stručností, srozumitelností a přesností vyjadřování. Je výtečným přínosem pro českou praktickou i teoretickou medicínu, klinické i preventivní obory. Stane se bezpochyby užitečnou příručkou pro začínající i zkušené zdravotníky, badatele i praktiky a vítanou učebnicí pro studenty.


přes 27 mld. Kč ročně. Kniha je napsána úsporným a srozumitelným jazykem a důsledně se zaměřuje na fakta. Popisuje vlivy práce, pracovního prostředí a pracovních podmínek na zdraví, prevenci, diagnostiku, léčbu a posudkovou práci u nemocí způsobených nebo zhoršených prací a dohled nad zdravotními ukazateli pracovních podmínek. Členění většiny kapitol je obdobné a výtečně usnadňuje rychlou orientaci, např. stěžejní kapitola Zátěže faktory pracovního prostředí u každého profesionálního onemocnění (např. silikózy plic) probírá diagnostiku onemocnění, charakteristiku (patogenezi apod.), diferenciální diagnostiku, terapii a posouzení profesionality. Také

Kniha obsahuje řadu přehledů, které dotvářejí charakter příručky. Uvádí ukazatele pro hodnocení expozičních testů, limity expozic, přípustné hodnoty zatěžujících faktorů, seznamy biologických činitelů a jejich klasifikace, seznamy právních normativů a poměrně obšírný výklad principů posuzování zdravotní způsobilosti. Čtenáři nakonec jistě ocení i slovník nejdůležitějších pojmů užívaných v pracovním lékařství. Vzhledem k úzkým vazbám profesionálních nemocí na mnohé jiné medicínské obory si knížku jistě oblíbí nejen začínající i zkušení pracovní lékaři, ale také hygienici ve státní správě a zdravotních ústavech či v podnicích, internisté, praktičtí lékaři, toxikologové, studenti medicíny, odboráři či inspektoři bezpečnosti práce. J. Kříž

J. Kříž.

37

Současná zdravotní rizika expozice rtuti a jejím sloučeninám

Recommend Documents