3. Arsenico - Giornale Italiano di Medicina del Lavoro ed Ergonomia ...

G Ital Med Lav Erg 2009; 31:1, 5-32 © PI-ME, Pavia 2009 

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I N T E R F E R E N T I E N D O C R I N I 

SCHEDE MONOGRAFICHE 

3 ARSENICO 

E. Sturchio 1 , C. Minoia 2 , M. Zanellato 1 , A. Masotti 3 , E. Leoni 2 , C. Sottani 2 , G. Biamonti 4 , A. Ronchi 2 , 

L. Casorri 1 , S. Signorini 5 , M. Imbriani 6 

1 Istituto Superiore per la Prevenzione e la Sicurezza sul Lavoro 

Dipartimento Installazioni di Produzione e Insediamenti Antropici, Roma 

2 Laboratorio di Misure Ambientali e Tossicologiche “Fondazione Salvatore Maugeri”, Pavia 

3 Laboratorio di Espressione Genica-Microarrays Ospedale Pediatrico Bambino Gesù, Roma 

4 Istituto di Genetica Molecolare, Consiglio Nazionale delle Ricerche, Pavia 

5 Direttore Scientifico Centro di Ricerca ISPESL “Fondazione Salvatore Maugeri”, Pavia 

6 Direttore Scientifico Centrale “Fondazione Salvatore Maugeri”, Cattedra di Medicina del Lavoro, Università degli Studi di Pavia 

1. Presenza nell’ambiente 

L’arsenico (As) nell’ambiente deriva da sorgenti naturali 

e antropogeniche. È comunemente legato a carbonio, 

ferro, ossigeno e zolfo, con i quali forma composti arsenicali 

inorganici e organici in diversi stati di ossidazione. 

Le proprietà chimico-fisiche delle diverse specie sono 

determinanti sul potenziale effetto tossico. 

2. Dati chimici e fisici 

L’As elementare non è solubile in acqua (Tabella 1), i sali 

arsenicali sono più o meno solubili in funzione del pH e 

dell’ambiente ionico. As può esistere in quattro stati di 

ossidazione: - 3, 0, +3 e +5. In condizioni riducenti, lo 

stato di valenza +3 come arsenito (As III ) è la forma dominante 

mentre la valenza +5 come arsenato (As V ) è la 

forma più stabile in condizioni ossidanti (WHO, 2001). 

As III e As V inorganici sono le specie prevalenti in acque 

naturali, nelle quali possono essere presenti in concentrazione 

inferiore l’acido monometilarsonico (MMA), l’acido 

dimetilarsinico (DMA) e le specie arsenicali monometilate 

(MMA III ) e dimetilate trivalenti (DMA III ). Ulteriori 

specie arsenicali rilevate in acqua di mare e in 

acqua dolce potrebbero rappresentare fino al 20% di As 

totale (IARC, 2004). 

3. Sorgenti espositive per la popolazione generale 

Per l’uomo la principale fonte di esposizione non occupazionale 

ad As è rappresentata dalla dieta. In particolare 

il contributo totale di As inorganico è del 17-24%. 

Per quanto attiene al dettaglio di quali alimenti contengano 

le quantità maggiori di As si rimanda al paragrafo 

6 della presente scheda monografica. Nella prevalenza 

dei paesi europei ed extraeuropei l’acqua destinata al 

Tabella 1. Proprietà chimico-fisiche di As 

Nome Arsenico 

Simbolo As 

Numero atomico 33 

Gruppo 15, (Va) 

Periodo 4 

Serie chimica metalloidi (non metalli) 

CAS 7740-38-2 

RTECS CG0525000 

ICSC 0013 

Aspetto cristalli fragili, grigi con 

aspetto metallico, inodore 

Massa atomica 74,9 

Configurazione elettronica 1s 2 2s 2 p 6 3s 2 p 6 d 10 4s 2 p 3 

Energia di prima ionizzazione 947,0 

Energia di seconda 1798 

ionizzazione 

Energia di terza 2735 

ionizzazione 

Energia di quarta 4837 

ionizzazione 

Stati di ossidazione -3, 0, +3, +5 

Densità 5,7 g/cm 3 

Punto di fusione 814° C 

Punto di ebollizione 615° C 

Solubilità in acqua insolubile 

Classe di cancerogenicità 1 

Gruppo mutageno per le 

cellule germinali (DFG 2004) 3A 

Frasi R R 23/25 

Frasi S S 1 / 2 - 20/21-28-45

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INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE 3. ARSENICO 

consumo umano è la principale fonte di esposizione ad 

As inorganico. Al riguardo è interessante evidenziare che 

in uno studio Environmental Protection Agency (EPA) 

l’acqua potabile conteneva negli US una concentrazione 

media di 2 µg/l di As. Secondo quanto riportato da un 

altro autore (Karagas, 1998) il 12% delle risorse idriche di 

superficie (regioni del centro nord degli Stati Uniti) e il 

12% delle forniture di acque sotterranee (regioni occidentali) 

presentano un contenuto dell’elemento superiore 

a 20 µg/l. Nel gennaio 2001, l’EPA ha adottato come 

standard per l’arsenico in acqua potabile un valore di 10 

µg/l che sostituisce quello precedente di 50 µg/l (EPA, 

2001). L’entrata in vigore della nuova MCL (Maximum 

Contaminant Level) è avvenuta il 23 gennaio 2006. 

Nel nostro Paese è stata evidenziata la presenza di concentrazioni 

anomale di As nelle acque, nei sedimenti 

fluviali e marini e nei suoli del Lazio e della Campania 

(Dall’Aglio, 1996). In condizioni idrotermali questo elemento 

può essere selettivamente mobilizzato raggiungendo 

tenori anche dell’ordine del mg/l. 

L’esposizione ambientale ad arsenico della popolazione 

generale si può verificare nei pressi di fonderie e di insediamenti 

antropici per la produzione di energia (centrali 

a carbone). L’esposizione può avvenire inoltre per 

contatto cutaneo, con suolo contaminato e meno frequentemente 

con antiparassitari contenenti arsenico. 

Una fonte di esposizione ad arsenico era rappresentata 

dal legno trattato con arsenocromato di rame (CCA) 

come agente preservante. Negli US il legno trattato con 

CCA era ampiamente utilizzato in molti residence e 

parchi gioco dai quali è stato gradualmente eliminato 

dal 2003. 

4. Fonti ambientali 

L’arsenico, principalmente in forma inorganica, presenta 

una diffusione ubiquitaria nel suolo, nell’aria e 

nell’acqua. L’arsenico proviene essenzialmente da sorgenti 

geochimiche ed è presente in composti derivanti 

dall’ossidazione di solfuri metallici (pirite, calcopirite, arsenopirite). 

L’arsenico è considerato un elemento in traccia tra i più 

“mobili” sia nell’idrosfera che in atmosfera. Nella crosta 

terrestre è naturalmente presente in concentrazioni relativamente 

basse (2 ppm). I livelli di arsenico nei suoli 

possono variare da 1 a 40 mg/kg (WHO, 2001), a causa 

di contaminazioni agricole e industriali (impiego di 

fanghi di depurazione e utilizzo di detergenti e/o fertilizzanti 

a base di fosfati che contengono quantità apprezzabili 

di questo elemento). 

L’attività vulcanica e i microrganismi del suolo rilasciano 

As in aria e i suoi livelli variano, con valori inferiori 

in aree rurali (0,007-28 ng/m 3 ) e concentrazioni 

più elevate in aree urbane (3-200 ng/m 3 ) (WHO, 2001). 

Studi condotti in Stati dell’Unione Europea hanno evidenziato 

valori di As nell’aria compresi tra 1-3 ng/m 3 in 

zone urbane e tra 20-30 ng/m 3 in quelle industriali 

(WHO, 2001). 

Nelle acque oceaniche l’As è presente in concentrazione 

pari a 0,3 µg/l mentre nelle acque continentali 

varia in genere tra 0,05 e 1,00 µg/l. Nelle acque naturali 

l’elemento è presente come ossianione solubile, arsenito 

III e arsenato V , in concentrazione di 1-10 µg/l 

(WHO, 2001) nelle acque incontaminate e di 100-5000 

µg/l nelle acque contaminate (in prossimità di zone minerarie). 

L’elevata mobilità di As dipende dal fatto che 

in ambiente ossidante l’elemento è presente nello stato 

di ossidazione +5 e non subisce processi rilevanti di 

coprecipitazione o di adsorbimento, con l’eccezione 

della coprecipitazione indotta da idrossidi di ferro. Il destino 

ambientale di As è stato diffusamente studiato 

(Cullen e Reimer, 1989; Mandal e Suzuki, 2002; Nordstrom, 

2002). Ad esempio la zona di Strassegg in Gasen 

(Stiria, Austria) presenta una vasta area di mineralizzazione 

di arsenopirite (FeAsS), con la massa minerale 

tendenzialmente superficiale (Geiszinger, 2002). Al riguardo 

si sottolinea come questi terreni, arricchiti in As, 

con livelli che variavano da 700 a 4000 mg/kg, erano 

usati per l’agricoltura. L’antico sistema di sorgenti calde 

a Rhynie, nella Scozia nordorientale presentava livelli di 

As che variavano da 15 a 300 mg/kg (Rice, 1995). 

Presso le sorgenti calde attive della zona vulcanica di 

Taupo, Nuova Zelanda, sono state rilevate concentrazioni 

di As che variavano da valori inferiori al limiti di rivelabilità 

a 1646 mg/kg (McKenzie, 2001). Un’area con 

estensione di almeno 10 km 2 presente a St. Elizabeth, 

Giamaica, ha evidenziato un’ulteriore anomalia geochimica, 

per cui le concentrazioni di As nel terreno erano 

prossime a 400 mg/kg (Lalor, 1999). Nei sedimenti del 

fiume Waikato in Nuova Zelanda, i valori dell’elemento 

nei terreni variavano da 7,9 a 1520 mg/kg (dati espressi 

s.s.) da cui derivava che gli organismi presenti nel sedimento, 

come i mitili d’acqua dolce e Hyridella menziesi 

presentavano valori elevati di As (Hickey, 1995). La regione 

di Antofagasta (Cile del Nord) è un’area caratterizzata 

dal vulcanismo (Queirolo, 2000a) per cui in terreni 

e sedimenti fluviali sono state rilevate concentrazioni 

elevate dell’elemento (Caceres, 1992). Un’ulteriore 

effetto osservato è che il mais e la patata coltivati su 

questi terreni presentavano valori di As sino a 2 mg/kg 

(Queirolo, 2000b). 

5. Metabolismo e specie chimiche 

L’As inorganico viene rapidamente assorbito da molte 

specie dopo esposizione orale e la percentuale è inferiore 

per via inalatoria e molto limitata dopo esposizione 

cutanea (NRC, 1999; WHO, 2001) (Figura 1).

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3. ARSENICO INTERFERENTI ENDOCRINI SCHEDE MONOGRAFICHE 

Figura 1. Meccanismo di ingresso e metilazione dell’As inorganico nella cellula epatica. I principali processi, alterati 

dopo esposizione ad As, riguardano il riparo del DNA e i cambiamenti epigenetici, (modificata da Salnikow, 2007) 

Dopo assorbimento per via digestiva l’As inorganico subisce 

innanzitutto un processo di metilazione a livello 

epatico e nella prevalenza delle specie viene quindi 

escreto. Il pathway metabolico comprende due reazioni 

sequenziali: la prima implica (Figura 2) la riduzione 

della forma pentavalente (As V ) e la formazione di composti 

quali l’acido monometilarsonico (MMA V ) e l’acido 

dimetilarsinico (DMA V ). Successivamente la metilazione 

ossidativa interessa anche As III , l’acido monometilarsonoso 

(MMA III ) e l’acido dimetilarsinoso (DMA III ). 

Inoltre, solo nel ratto si ha anche la formazione di ossido 

di trimetilarsina (TMAO) (Wanibuchi, 1996). 

In vitro la riduzione non enzimatica di As V è indotta da 

tioli mentre quella per via enzimatica avviene ad opera 

della purina nucleoside fosforilasi (PNP) e della MMA V 

reduttasi. La metilazione ossidativa delle forme di As III è 

un processo enzimatico. Sono stati caratterizzati gli enzimi 

che metilano l’As nel fegato di ratto e di coniglio. 

Per la loro azione in vitro questi enzimi necessitano di 

un tiolo e di S-adenosilmetionina, donatore di gruppi 

metilici (Aposhian, 2004; Thomas, 2001). L’enzima del 

coniglio sembra possedere due diverse attività di metilazione, 

una specifica per As III inorganico e l’altra per 

MMA III . L’enzima del ratto (AS3MT) possiede attività di 

metiltransferasi e di reduttasi. L’uomo ed il topo possie- 

dono geni ortologhi a quello del ratto che codifica per 

AS3MT (Thomas, 2004). 

Recentemente, è stata evidenziata nei roditori la presenza 

di un nuovo pathway metabolico (Figura 3), diverso 

rispetto a quello già riportato e valido anche per 

l’uomo (Figura 2) (Hayakawa, 2005). 

Secondo tale meccanismo, As III inorganico reagisce 

con il glutatione (GSH) diventando As triglutatione 

(ATG), il quale viene metilato da AS3MT che trasferisce 

un gruppo metilico da SAM diventando metil-arsenico 

diglutatione (MADG). A sua volta MADG porta alla formazione 

di dimetilarsenico glutatione (DMAG), per ulteriore 

metilazione, oppure a MMA reagendo con glutatione. 

Le specie MADG e MMA sono quindi in equilibrio 

chimico in presenza di glutatione così come le 

specie DMAG e DMA. Quando però il glutatione è presente 

in concentrazione inferiore a 1 mM, le specie 

MADG e DMAG diventano instabili in soluzione, si idrolizzano 

e si ossidano rispettivamente a MMA V e DMA V 

(Kobayashi, 2005). 

Indipendentemente dal pathway di metabolizzazione, 

l’esposizione ad As inorganico risulta dalla presenza 

nelle urine di DMA V , ma anche di piccole concentrazioni 

di As V inorganico ed organico e specie trivalenti, 

incluso il TMAO.




Figura 2. Reazioni chimiche coinvolte durante il metabolismo dell’As inorganico dopo assorbimento nell’organismo 

(valido per roditori e anche per l’uomo) 

Figura 3. Reazioni chimiche coinvolte durante il metabolismo dell’arsenico inorganico nei roditori




Variazioni nel metabolismo dell’arsenico 

Il metabolismo dell’As inorganico varia in funzione della 

specie e tra gruppi etnici (Loffredo, 2003; Vahter, 2000; 

Vahter, 1995). Nel topo e nel cane la metilazione è piuttosto 

rapida e la quota eliminata supera l’80% della 

dose come DMA V attraverso le urine. 

L’uomo elimina relativamente più MMA V rispetto ad altre 

specie, suggerendo che è in grado di metilare più lentamente 

l’As. Questo potrebbe spiegare in parte la maggiore 

sensibilità dell’uomo, tenuto conto che la quota 

escreta per via urinaria di MMA V è pari al 10-20%, mentre 

per cani criceti, topi, conigli e ratti è risultato pari a 1-5%. 

Nell’urina umana circa il 10-30% è presente come As 

inorganico, il 10-20% come MMA V e il 60-70% come 

DMA V . Le concentrazioni di MMA V variano in alcuni 

gruppi etnici, mentre la variazione intraindividuale del 

metabolismo dell’As inorganico risulta essere stabile nel 

tempo. Ciò suggerisce l’esistenza di polimorfismi genetici 

nella regolazione degli enzimi che metabolizzano 

l’As, dai quali dipendono le differenze di tossicità correlate 

alla sua esposizione. 

Sarebbe opportuno che gli studi sul metabolismo in vitro e 

sui meccanismi d’azione fossero condotti utilizzando cellule 

di tessuti umani rappresentativi (colture cellulari primarie), 

al fine di correlare i dati ottenuti con biomarcatori 

di esposizione e di effetto. Il metabolismo tessuto-specifico 

negli organi target è importante per inserire eventuali 

effetti farmacocinetici e farmacodinamici in modelli cinetici 

e dinamici, anche ai fini di una loro applicazione nella valutazione 

del rischio espositivo ad As (Huges, 2007). 

La metilazione dell’As inorganico a DMA V facilita l’escrezione 

urinaria di arsenico. La DMA V è risultata essere 

20 volte meno tossica rispetto ad As inorganico e 

ciò suggerisce che la metilazione rappresenta una reazione 

di detossificazione. 

L’evoluzione delle tecniche analitiche ha portato all’identificazione 

di MMA III e DMA III nelle urine di individui 

esposti ad As inorganico (Aposhian, 2000; Del Razo, 

2001b; Mandal, 2001). Le specie organiche trivalenti non 

sono quindi, come ritenuto da diversi autori, dei prodotti 

intermedi transitori. MMA III e DMA III sono potenti tossici 

in vivo e in vitro (Petrick, 2000 e 2001; Styblo, 2000). Inoltre, 

il DMA V , a dosi relativamente elevate, è un promotore di 

tumore multi-organo nei roditori e un agente cancerogeno 

del tumore della vescica nei ratti (Wanibuchi, 2004). 

La metilazione di As inorganico potrebbe non costituire 

un meccanismo di detossificazione ma di bioattivazione. 

6. Contributo della dieta 

Numerosi studi (Vaessen e Van Ooik, 1989; Munoz, 2000; 

Storelli e Marcotrigiano, 2001; WHO, 2001; Fattorini, 

2004; Argese, 2005; Hsiung e Huang, 2006; Schmeisser, 

2006; Liu, 2007) hanno confermato la presenza di elevate 

quantità di As in prodotti di origine marina destinati al 

consumo umano. Secondo alcuni autori (Mohri, 1990; 

Francesconi e Edmonds, 1997) la forma prevalente di As 

nei prodotti ittici è quella organica (arsenobetaina). 

Munoz (2000) ha invece rilevato un contenuto di As inorganico 

superiore all’11% di As totale. Nello studio di Ghidini 

(2000) le concentrazioni di As variavano da 0,16 a 

33,1 mg/Kg. I valori più elevati erano presenti in pesci 

piatti (ghiozzi, sogliole, merluzzi) rispetto ad anguille, cefali 

e mormore. Da porre in evidenza che i campioni ittici 

prelevati in ambienti salmastri o in prossimità delle foci di 

fiumi erano caratterizzati da un contenuto di As inferiore 

a 1 mg/Kg. 

Diversi studi di total diet hanno confermato variazioni significative 

del contenuto di As in prodotti ittici provenienti 

da varie aree geografiche (Paesi Baschi: 0,004 

mg/Kg; Catalogna: 0,002 mg/Kg; Canada: 0,001 mg/Kg) 

e hanno riferito tale riscontro alle caratteristiche del 

pesce consumato. 

Per quanto riguarda i crostacei i valori di As totale (2,3- 

149,2 mg/Kg) sono risultati superiori rispetto ai molluschi 

(1,2-24,2 mg/Kg) mentre non sono emerse differenze 

significative sul contenuto di As inorganico (crostacei: 

0,1-1,3 mg/Kg; molluschi: 0,1-1,6 mg/Kg). 

Allo stato attuale delle conoscenze appare comunque 

controversa l’influenza del consumo di crostacei e/o 

molluschi sui livelli urinari di As inorganico, arsenobetaina, 

MMA e DMA. Recentemente Soleo (2008) ha 

confermato una correlazione statisticamente significativa 

tra la presenza in urina delle forme chimiche sopraccitate 

e il consumo di crostacei e molluschi. Nel 

merito Buchet (1996) aveva determinato un incremento 

di DMA in urina senza variazioni del contenuto di As 

inorganico e di MMA. Studi più recenti (Heinrich- 

Ramm 2001; Morton e Mason 2006) hanno confermato 

i dati di Buchet, per cui si può ipotizzare che il contenuto 

di As in crostacei e molluschi è in stretta correlazione 

con il livello di inquinamento marino di questo 

elemento. È stato dimostrato che il consumo di riso 

americano può elevare significativamente l’escrezione 

urinaria di DMA, confermando quindi che altri alimenti 

possono rappresentare una sorgente di As per la popolazione 

generale (Pearson, 2007). Diversi ricercatori 

concordano nel ritenere che il contributo prevalente di 

As inorganico alla dieta sia riferibile al consumo di riso 

(Meacher, 2002; Meliker, 2006; Williams, 2007a). Per 

questo motivo la contaminazione da As delle cariossidi 

è stata oggetto di numerose indagini (Schoof, 1998; 

Heitkemper, 2001; Alam, 2003; Kohlmeyer, 2003; 

Meharg e Rahman, 2003; D’Amato, 2004; Mehari, 2004). 

In ulteriori studi sull’argomento Williams (2005) ha 

posto in evidenza che i livelli di As inorganico nel riso 

variano in funzione della sua provenienza geografica, 

per cui campioni provenienti dal Bangladesh (80±3%)




e dall’India (81±4%) presentavano valori superiori di As 

rispetto a quelli di origine europea (64±1%) o americana 

(42±5%). Tuttavia indagini condotte da altri autori 

(Zavala e Dubury, 2008) hanno rilevato che nelle cariossidi 

la concentrazione di As totale risulta più elevata 

in Europa e in America (0,16-0,19 mg/Kg) rispetto al 

continente asiatico e al sud America (India e Pakistan: 

0,051-0,053 mg/Kg; Bangladesh, Thailandia e Venezuela: 

0,062-0,089 mg/Kg). Il contenuto di As totale in 

alimenti a base di riso è risultato variare tra 0,14 e 0,28 

mg/kg (Sun, 2008) e i valori più elevati erano riferibili a 

campioni di cracker e riso soffiato. La concentrazione di 

As in olio e aceto presentava invece valori sensibilmente 

inferiori (0,01-0,03 mg/l), probabilmente a causa 

della diluizione acquosa durante le fasi di preparazione. 

Per esprimere una valutazione tossicologica sulla presenza 

di As in campioni di riso è quindi necessario effettuare 

la speciazione delle diverse forme dell’elemento, 

essendo quella inorganica più tossica rispetto a 

quelle organiche (Petrick, 2000; Vahter e Concha, 

2001). Tale speciazione è stata condotta su campioni di 

riso (bianco e integrale) nei quali l’As inorganico e il 

DMA rappresentavano le componenti principali (Caparra, 

2005; Mehari, 2008a,b,c, Smith 2006; William, 

2005 e 2006, 2007a). 

In un’ulteriore ricerca condotta da Signes-Pastor (2008) 

è emerso che il contenuto di As nel riso del Bengala occidentale 

era superiore rispetto a quello rilevato in altri 

prodotti agricoli e ciò conferma quindi i dati ottenuti da 

Meharg (2004). In questo caso la concentrazione di arsenico 

totale nelle cariossidi è risultata pari a 339 µg/Kg 

(valore medio). Relativamente a prodotti di origine vegetale 

il contenuto di As è stato determinato in ravanelli 

(167 µg/Kg), carote (121 µg/Kg), patate (80 µg/Kg), cavolfiori 

(70 µg/Kg), pomodori (56 µg/Kg) e fagioli 

bianchi (41 µg/Kg). Si sottolinea che, ad eccezione del 

riso soffiato per il quale la concentrazione di As inorganico 

(40 µg/Kg) era inferiore a quella di DMA (80 

µg/Kg), negli altri campioni analizzati la forma prevalente 

è risultata As III . Il riscontro di valori elevati di As 

inorganico nel riso bollito (380 µg/Kg) sarebbe invece 

riconducibile al contenuto elevato di As nell’acqua di 

cottura, come confermato da precedenti lavori (Devesi, 

2001; Diaz, 1989; She, 1992). 

Valutazioni condotte sulla popolazione bengalese 

hanno confermato che il riso rappresenta circa il 70% 

dell’apporto calorico giornaliero (Signes, 2008) e attraverso 

i composites (piatti pronti al consumo) fornisce 

oltre il 90% dell’intake totale di As (Roychowdhury, 

2003). È evidente che in assenza di una dieta multivariata, 

se l’alimento prevalente è rappresentato dal riso, 

esso diventa la principale fonte di esposizione ad As totale 

e alla forma inorganica. 

Da un esame della letteratura corrente risulta che in 

Bangladesh il consumo di acqua potabile contaminata 

da As costituisce la via più importante di esposizione 

alimentare (Mandal, 1998). Altri studi ritengono che 

l’introduzione di riso e vegetali attraverso la dieta sia da 

ritenere un’ulteriore sorgente espositiva. Al riguardo 

una ricerca condotta da Roychowdhury (2008) ha posto 

in evidenza la presenza di una correlazione positiva tra 

il contenuto di As nel riso e nelle verdure e quello dell’acqua 

utilizzata per le irrigazioni dei campi nel delta 

del Gange (Bengala). Quantitativi elevati di As totale 

sono stati rilevati nelle patate (335 µg/Kg) e in campioni 

di semi di cumino (107 µg/Kg) e curry (289 µg/Kg). 

Inoltre, valutazioni condotte su riso e verdure prima e 

dopo la cottura hanno confermato un aumento considerevole 

delle concentrazioni della sostanza (riso: 239 

µg/Kg vs 569 µg/Kg; verdure: 85 µg/Kg vs 369 µg/Kg). 

È stata altresì ottenuta un’ampia variazione tra le forme 

inorganiche di As, superiore nel riso (As V /As III =3,2) rispetto 

alle verdure (As V /As III =2,3), la cui interpretazione 

deve tener conto di possibili reazioni di ossidazione durante 

la preparazione dei campioni e delle procedure 

utilizzate. 

Relativamente ad altri alimenti (latte e derivati) è disponibile 

un numero limitato di lavori scientifici. In uno 

studio condotto in Turchia nel 2008 (Ayar, 2008) sono 

state determinate le concentrazioni di As in campioni di 

latte (0,02 mg/Kg), latte in polvere (0,10 mg/Kg) e gelato 

(0,09 mg/Kg). I valori relativi al formaggio sono risultati 

compresi tra 0,02 e 0,07 mg/Kg mentre un contenuto 

più elevato di As è stato determinato nel burro 

(0,15 mg/Kg) e nello yogurt (0,15 mg/Kg). È da sottolineare 

che i dati riportati risultano inferiori ai limiti stabiliti 

dal Codex Turkish Food (CTF) e dall’European Communities 

(0,1-1,0 mg/Kg) per quanto riguarda i livelli 

massimi di contaminanti negli alimenti. Infine, si ritiene 

opportuno segnalare una pubblicazione italiana (Licata, 

2004) in cui è stata valutata la presenza di As e di altri 

metalli tossici in campioni di latte proveniente dalla Calabria. 

Il 30% dei campioni esaminati presentava una 

concentrazione tra 0,24 e 0,68 mg/Kg, superando i dati 

ottenuti da Cerutti (1999) (0,03-0,06 mg/Kg), Alais 

(2000) (0,04-0,10 mg/Kg) e Simsek (2000) (0,0002-0,05 

mg/Kg). 

7. Tossicità 

Gli effetti tossici dell’As sono correlati con lo stato di ossidazione 

dell’elemento (Hughes, 2002; WHO, 2001). Le 

specie trivalenti sono più tossiche rispetto a quelle pentavalenti, 

anche se i meccanismi non sono completamente 

definiti. Le specie trivalenti reagiscono direttamente 

con i gruppi sulfidrilici delle proteine alterandone 

la struttura quaternaria. 

Altri siti di binding sono le selenocisteine, atomi di selenio 

e di molibdeno (Kitchin, 2001). L’arsenato (As inorganico




pentavalente), possiede una struttura analoga rispetto al 

fosfato (Dixon, 1997) ed è in grado di sostituirlo in processi 

biochimici “critici”, determinando effetti tossici. 

Animali 

La DL50 (dose letale media) di As inorganico nei roditori 

dipende dallo stato di ossidazione dell’elemento e 

risulta compresa tra 10 a 90 mg/Kg (WHO, 2001). L’arsenito 

è 3-4 volte più tossico rispetto all’arsenato. Nel 

criceto la somministrazione i.p. di MMA III risulta maggiormente 

tossica rispetto all’As III inorganico. Nei roditori 

MMA V e DMA V sono meno tossici rispetto alla 

forma inorganica di As, con valori di DL50 che sono 

funzione delle modalità di somministrazione (≥ 470 

mg/Kg) (WHO, 2001). 

Gli effetti avversi, non cancerogeni, di As inorganico includono 

tossicità embrionale e fetale, teratogenicità, 

genotossicità (attraverso meccanismi di danno indiretto 

a DNA e cromosomi) e tossicità cardiovascolare. 

Uomo 

La DL50 orale è stata stimata pari a 1-2 mg/Kg (Ellenhorn, 

1997). L’esposizione cronica ad As inorganico 

può portare ad effetti cutanei, dello sviluppo, ematologici, 

riproduttivi e vascolari (ATSDR, 2000; NRC, 1999; 

WHO, 2001) e causare anomalie specifiche alla nascita 

(difetti del tubo neurale) (De Sesso, 1998). È stata riportata 

un’alterata funzione intellettuale in bambini del 

Bangladesh esposti cronicamente a As inorganico 

(Wasserman, 2004). Il potenziale rapporto tra effetti tossici 

e le concentrazioni di specie arsenicali trivalenti 

metilate in campioni biologici dovrebbe essere confermata 

in popolazioni con arsenicosi. 

8. Suscettibilità individuale 

È stato riportato che le notevoli variazioni inter-individuali 

nel metabolismo dell’As possono essere dovute alla 

presenza di polimorfismi a carico di geni che codificano 

enzimi coinvolti nella metilazione dell’arsenico (Vahter, 

2000). Tale processo assume rilevanza in quanto le forme 

di arsenico organico sono meno tossiche di quello inorganico 

(processo di detossificazione). Nel ratto la metilazione 

dell’As avviene ad opera dell’enzima S-adenosill-metionina 

dipendente (AS3MT). Nel gene AS3MT dell’uomo 

sono noti i seguenti polimorfismi a singolo nucleotide 

(SNPs): R173W (C517T); M287T (T860C) e T306I 

(C917T) rilevati nella popolazione afro-americana e caucaso-americana 

(Wood, 2006). Di questi, il polimorfismo 

M287T è stato ampiamente studiato in popolazioni asiatiche, 

africane e caucasiche (Fujihara, 2008). La frequenza 

dei polimorfismi è risultata significativamente più 

bassa nella popolazione asiatica e questo suggerisce 

che il rischio collegato all’esposizione ad As potrebbe essere 

inferiore in queste popolazioni, nonostante la concentrazione 

dell’elemento nelle acque destinate al consumo 

umano risulti tra le più elevate riportate in letteratura 

(anche superiore a 1000 ppb). 

Un altro studio ha evidenziato che la variabilità individuale 

può essere collegata alla suscettibilità di contrarre 

tumori cutanei o lesioni da esposizione ad As. Oltre al 

gene AS3MT, anche il gene che codifica per l’enzima 

che fosforila il nucleoside purina (PNP), un enzima che 

funziona da arsenato riduttasi, è coinvolto nel metabolismo 

dell’As. Tre polimorfismi esonici del gene PNP 

(His20His, Gly51Ser e Pro57Pro) sono stati collegati a 

forme di arsenicosi cutanea (De Chaudhuri, 2008). 

Da quanto evidenziato appare evidente che lo studio dei 

polimorfismi è di fondamentale importanza nella conoscenza 

dei meccanismi di trasformazione e metabolismo 

dell’As nell’uomo e nella valutazione dei rischi collegati 

alla sua esposizione. 

9. Cancerogenicità 

L’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro 

(IARC, 1987) e l’US EPA (1993), basandosi sulle evidenze 

nell’uomo, hanno classificato l’As inorganico 

come un cancerogeno inserendolo rispettivamente nel 

gruppo I e nel gruppo A. Il meccanismo di cancerogenesi 

indotto dall’As inorganico non è noto, ma vi sono 

evidenze che l’esposizione può generare radicali liberi e 

altre specie reattive nei sistemi biologici. I possibili meccanismi 

di cancerogenicità comprendono la genotossicità, 

lo stress ossidativo, l’inibizione della riparazione del 

DNA, la promozione della tumorigenesi, la co-cancerogenesi, 

la proliferazione cellulare ma anche alterazioni 

della trasduzione del segnale o la metilazione del DNA 

(Hughes, 2002; Kitchin, 2001; Rossman, 2003). Più meccanismi 

possono interagire tra loro. 

Animali 

Tests di cancerogenesi effettuati in diverse specie dopo 

somministrazione di As inorganico attraverso la dieta o 

l’acqua o dopo intubazione orale, hanno fornito risultati 

negativi (Hughes, 2002; Kitchin, 2001; Rossman, 2003). La 

mancanza di un modello animale per lo studio della cancerogenicità 

indotta da As non ha permesso di identificare 

il meccanismo che è in grado di indurre tale effetto. 

Recentemente sono stati effettuati esperimenti su topi 

transgenici (Chen, 2000; Germolec, 1997) dopo somministrazione 

di As utilizzando anche dosi relativamente elevate 

di raggi ultravioletti come co-cancerogeni (esposizione 

in utero) (Burns, 2004; Waalkes, 2004). In tali condizioni 

gli animali esposti hanno sviluppato tumori.




I ratti esposti a elevati livelli di DMA V con la dieta o tramite 

l’acqua hanno sviluppato cancro a carico della vescica 

(Arnold, 1999; Wei, 1999). Il DMA V è risultato 

anche la causa di tumore multi-organo nei roditori 

(Wanibuchi, 2004). Nei ratti a cui è stato somministrato 

TMAO nell’acqua, la frequenza dell’adenoma epatocellulare 

è significativamente aumentata rispetto al valore 

dei controlli (Shen, 2003b). Viceversa, la somministrazione 

di MMA V attraverso la dieta (Arnold, 2003) o con 

l’acqua (Shen, 2003a), non è risultata cancerogena per 

i roditori. 

Uomo 

È stata osservata l’insorgenza di cancro al polmone 

dopo esposizione occupazionale in lavoratori di fonderie, 

nei minatori e negli operai di industrie di antiparassitari 

(NRC, 1999; WHO, 2001). L’esposizione dovuta 

all’ingestione di acqua contaminata con As inorganico 

può determinare l’insorgenza di cancro della pelle, della 

vescica, del polmone, del rene e di altri organi (NRC, 

1999 e 2001; WHO, 2001). 

La stima quantitativa del rischio di sviluppare il cancro 

cutaneo corrisponde a un Oral Slope Factor di 1,5 

mg/Kg/die mentre l’unità di rischio per l’acqua ingerita 

è stato stimato in 5x10 -5 µg/l (US EPA 1993). L’unità di 

rischio per lo sviluppo di cancro dopo inalazione di As 

(studi in soggetti professionalmente esposti) è risultata 

di 4,3 x 10 -3 µg/m 3 (U.S. EPA 1993). 

Una commissione della National Academy of Science ha 

valutato gli effetti sanitari dell’As inorganico presente 

nell’acqua destinata al consumo umano riportando una 

stima della probabilità teorica massima di rischio per 

tumore alla vescica e al polmone (NRC, 2001). 

Alla concentrazione di 10 µg/l di As nell’acqua, l’incidenza 

di cancro alla vescica in 10 5 individui è pari a 12 

nelle donne e a 23 negli uomini. Per il cancro del polmone 

il tasso di incidenza (10 5 individui) è 18 nelle femmine 

e 14 nei maschi. Queste stime di rischio sono più 

elevate rispetto a quelle utilizzate da EPA, in base alle 

quali è stato ridotto il livello massimo di As nelle acque 

potabili (MCL-Maximum Contaminant Level) da 50 a 10 

µg/l di As. 

10. Utilizzo di composti di As nella terapia antitumorale 

Come in precedenza evidenziato il metabolismo e la 

tossicità molecolare di As sono strettamente associati 

alla cancerogenesi e ciò vale anche per la sua attività 

antitumorale in trattamenti terapeutici. Si è ipotizzato 

che i cambiamenti epigenetici indotti dall’As potrebbero 

costituire gli “eventi chiave” del citato paradosso. È noto 

da tempo che l’As inibisce numerosi enzimi (NCR, 

1999): enzimi di ripazione del DNA, enzimi correlati con 

attività antiossidanti (tioredossina reduttasi), numerose 

metiltransferasi presenti nelle urine, e la perossidazione 

lipidica. Basse concentrazioni di As inibiscono la 

DNMT1 (DNA metil-transferasi 1) e DNMT3A (DNA 

metiltransferasi 3A) nei cheratinociti umani. Cambiamenti 

indotti dall’As nella metilazione del DNA possono 

avere gravi conseguenze nello sviluppo prima e dopo la 

nascita. È stato altresì dimostrato che l’arsenico potrebbe 

indurre cambiamenti epigenetici attraverso il sequestro 

dei gruppi metilici, limitando in tal modo le reazioni 

catalizzate da altre metiltransferasi cellulari, con 

conseguente ipometilazione delle citosine. 

Nel cancro si verificano cambiamenti nella metilazione 

del DNA con ridotta metilazione globale del genoma ma 

è anche incrementata la metilazione di diversi promotori 

gene specifici (oncosoppressori). Molti promotori di 

geni di mammifero sono caratterizzati dalla presenza di 

isole CpG. La metilazione delle citosine nei dinucleotidi 

CpG induce il silenziamento del gene. La terapia farmacologica 

consiste quindi nell’inibizione della DNA metiltransferasi 

con la conseguente riattivazione dei geni silenziati 

e l’inibizione della crescita tumorale o la sensibilizzazione 

ad altre terapie anticancro. Più recentemente 

è stato evidenziato che il meccanismo antitumorale 

riferibile ad As 2 O 3 si verifica tramite la riattivazione 

di geni oncosoppressori silenziati attraverso la demetilazione 

del DNA, oltre che tramite l’induzione dell’apoptosi, 

come precedentemente evidenziato (Figura 4). 

Il As 2 O 3 è stato reintrodotto come agente antitumorale 

in seguito a studi pionieristici condotti in Cina che prevedevano 

la somministrazione di una mistura di erbe 

contenente anidride arseniosa per il trattamento della 

leucemia acuta promielocitica (APL). Tali ricerche 

hanno dimostrato la marcata attività della monoterapia 

con As 2 O 3 nel trattamento della APL e hanno stimolato 

ulteriori approfondimenti da parte della Food and Drug 

Administration (settembre 2000) per il trattamento delle 

recidive e dell’APL refrattaria. Il As 2 O 3 può anche essere 

utilizzato in combinazione con altri agenti chemioterapici 

per migliorarne il potenziale utilizzo. Trials clinici 

di fase I e II stanno valutando la fattibilità, la sicurezza 

e potenziali effetti dell’As in vari tipi di cancro 

(Xing, 2008). 

11. Meccanismo di azione dell’As come interferente 

endocrino 

La contaminazione da As nell’acqua destinata al consumo 

umano è considerata una grave problematica per 

la salute, poiché è associata a un aumentato rischio di 

sviluppare diverse patologie (tumori della pelle, del polmone, 

della vescica e altri tumori, diabete di tipo 2) malattie 

vascolari e cardiovascolari, effetti sullo sviluppo e




Figura 4. Meccanismo antitumorale dell’As 2 O 3 mediante modulazione epigenetica (le regioni ricche in CpG di promotori 

ipermetilati di geni oncosoppressori sono demetilate da As 2 O 3 attraverso l’inibizione di DNA metiltransferasi, DNMTs) 

(modificata da Xing Cui, 2008) 

sulla riproduzione, effetti neurologici e cognitivi. Un aumento 

del rischio per la salute può verificarsi a basse 

dosi, corrispondenti 10-50 µg/l. Va tuttavia rilevato che 

in animali di laboratorio e in colture cellulari sono stati 

evidenziati effetti biologici a livelli sensibilmente inferiori. 

L’As può agire come un potente interferente endocrino, 

alterando la regolazione genica tramite interazione 

con i recettori degli ormoni steroidei [glucocorticoidi 

(GR), mineralcorticoidi (MR), progesterone (PR) e 

androgeni (AR)] (Bodwell, 2006; Bodwell, 2004; Kaltreider, 

2001). 

Un’alterazione del metabolismo dei glucocorticoidi può 

avere conseguenze negative sullo sviluppo e in ultima 

analisi produrre effetti avversi alla salute. Microdosi di 

As (0,1-1 µM) stimolano la trascrizione ormone-mediata, 

mentre dosi più elevate (1-5 µM) ma non citotossiche 

possono determinare un effetto soppressivo. 

Utilizzando i GR come modello rappresentativo per i recettori 

steroidei (SRs), si è evidenziato che l’As è in 

grado di alterare la regolazione della trascrizione, suggerendo 

che il target sia l’apparato di trascrizione 

(Bodwell, 2004). Studi di mutazione genica dei GR 

hanno confermato che l’azione dell’As coinvolge steps 

di attivazione prima del legame con il DNA e che effetti 

soppressivi utilizzano steps successivi al legame con il 

DNA. Tali osservazioni, considerata la similarità nella risposta 

dei quattro recettori degli ormoni steroidei, suggeriscono 

che il target degli effetti dell’As è parte dell’apparato 

che regola l’espressione genica invece del 

recettore. 

L’azione dell’interferente endocrino può esplicarsi secondo 

diverse modalità: 1) aumentando o riducendo la 

quantità di ormone prodotta e l’attività metabolica; 2) 

determinando un effetto interferente tra ormone e il legame 

con i recettori. Nel merito Kaltreider non ha confermato 

che l’As sia in grado di interferire con il complesso 

ormone-recettore prima dell’entrata del complesso 

nel nucleo. I dati riportati da questi autori indicano 

che i cambiamenti che avvengono all’interno del 

nucleo implicano un’inibizione selettiva della trascrizione 

del DNA che in condizioni normali dovrebbe essere 

stimolata dal complesso glucocorticoide-GR (Figura 

5). Il meccanismo dettagliato dell’interferenza non 

è ancora noto (Kaltreider, 2001).




Figura 5. Meccanismo di interferenza dell’arsenico con il complesso glucocorticoide-GR (modificato da Kaltreider, 2001) 

L’As interferisce con i recettori degli estrogeni (ER), sia 

in vivo sia in colture cellulari. A dosi non citotossiche (1- 

50 µmol/Kg di arsenito) l’elemento sopprime fortemente 

la trascrizione genica ER-dipendente del gene 

del 17β-estradiolo (E2) della vitellogenina II inducibile 

(studio condotto sul fegato dell’embrione di pulcino). 

In colture cellulari, livelli non citotossici di As (0,25-3 

µmol pari a circa 20-225 ppb) inibiscono in modo significativo 

l’attivazione genica E2-mediata da un gene reporter 

ER-regolato e di un gene GREB1 ER-regolato 

nella linea cellulare MCF-7 del tumore mammario. 

Gli effetti dell’As sulla regolazione genica ER-dipendente 

sono simili a quelli di altri recettori steroidei. Una 

differenza specifica è la mancanza di un aumento significativo 

dell’espressione genica alle dosi più basse 

anche se il(i) meccanismo(i) attraverso il quale l’As altera 

la regolazione genica attraverso gli ER e gli altri 

SRs non è a tutt’oggi conosciuto. 

L’As è un interferente endocrino ma agisce con un meccanismo 

diverso dai composti organici con caratteristiche 

di EDCs, molti dei quali agiscono come ormone 

mimetici e come agonisti o antagonisti competitivi. Infatti 

gli studi relativi ad As e SRs indicano che l’elemento 

non è un agonista dell’attivazione degli SR e non 

agisce come antagonista competitivo o non competitivo 

(Bodwell, 2006 e 2004). 

L’As altera la capacità del complesso SRs-As di legarsi 

al DNA nel processo di regolazione della trascrizione 

genica. Gli effetti dell’As sul recettore estrogenico e gli 

altri 4 recettori steroidei (GR, AR, PR ed MR) sono molto 

simili per cui piccole sequenze assolute o identità strutturali 

entro le DBD (DNA Binding Domain) potrebbero 

essere un target comune per l’As (Bodwell, 2006). 

Studi recenti (J. C. Davey, 2008) hanno evidenziato effetti 

simili dell’As sul TR (Thyroid Hormone Receptor) e 

sul RAR (Retinoic Acid Receptor) i cui domini di legame 

al DNA differiscono significativamente da quelli di GR. 

Ciò porta a ritenere che i recettori stessi non sono il 

target dell’As e che altre proteine o pathway di regolazione 

rappresentino il reale target. 

In modelli animali basse concentrazioni di As possono 

alterare i processi di sviluppo che coinvolgono TR. Sia 

acido retinoico (RA) sia l’ormone tiroideo (TH) rappresentano 

fattori critici per il normale sviluppo e per le funzioni 

del soggetto adulto e alterazioni nei pathways regolati 

da queste sostanze sono state associate a diversi 

processi patologici (Davey, 2008). Nell’uomo una forte 

carenza di ormoni tiroidei alla nascita nell’uomo porta a




cretinismo, con caratteristico ritardo mentale, bassa statura 

e perdita dell’udito. Gravi carenze riscontrabili alla 

nascita possono essere risolte con la somministrazione 

di ormoni, ma non si esclude la possibilità di trascurare 

gli effetti meno evidenti alla nascita (Galton, 2005; Oppenheimer 

e Samuels, 1983; Raz e Kelley, 1997). 

Studi epidemiologici condotti in bambini esposti a dosi 

elevate di As attraverso l’acqua destinata al consumo 

umano hanno evidenziato anche effetti sulle funzioni cognitive 

(Wasserman, 2004). In passato si riteneva che gli 

effetti derivanti dall’esposizione ad As fossero transienti 

e reversibili, questo anche in considerazione del fatto 

che l’elemento non si accumula nel corpo come avviene 

invece per i composti organici persistenti o metalli come 

mercurio e piombo e che all’epoca non si conosceva la 

capacità dell’As di agire sul DNA sia inducendo mutazioni 

che cambiando lo stato epigenetico del genoma. 

Studi più recenti supportano la convinzione che l’As 

agisca sul signalling ormonale durante varie fasi dello 

sviluppo per cui non si escludono effetti a lungo termine. 

(Liu, 2006a; Shen, 2006; Waalkes, 2004a). 

Conseguentemente, tenuto conto che esistono evidenze 

sul ruolo di As come interferente endocrino è importante 

valutare l’impatto complessivo sulla salute 

umana in modo da pervenire a una caratterizzazione del 

possibile rischio espositivo, in particolare per categorie 

di soggetti sensibili. (Smith, 2006; Wasserman, 2004). 

Gli ER rivestono un ruolo importante nell’eziologia e 

nella risposta terapeutica al tumore della mammella, 

dell’ovaio e dell’utero. Inoltre influiscono direttamente 

sulla crescita e sull’aggressività del cancro della mammella 

mentre gli agonisti ed antagonisti degli ER esercitano 

un ruolo nella promozione e nell’inibizione del 

cancro al seno e di altri tumori ER dipendenti. Da ciò 

deriva che quei composti chimici che sono in grado di 

alterare l’attività degli ER, possono contribuire all’eziologia, 

progressione o regressione della patologia. 

Allo stato attuale delle conoscenze non vi sono sufficienti 

evidenze per affermare che l’esposizione ad As attraverso 

il consumo quotidiano di acqua di rete contaminata 

possa determinare un incremento dell’incidenza 

di cancro della mammella o di altri tumori ER dipendenti. 

Non si esclude un ruolo dell’As nel causare alterazioni 

nella trasduzione del segnale (signalling), condizione alla 

quale alcuni autori hanno associato anche possibili patologie 

cardiovascolari. 

Ad esempio, un recente studio condotto da Waalkes ha 

evidenziato che l’esposizione ad As inorganico nei topi 

aumenta l’incidenza di cancerogenesi nella prole. L’ipometilazione 

dei promotori dei recettori ER porta a un 

overexpression (Chen, 2004; Liu, 2006a; Liu, 2006b; 

Shen, 2006). 

Gli ER rivestono un ruolo importante nel normale sviluppo 

e funzione del fegato e nella cancerogenesi a carico 

di questo organo in sistemi sperimentali. Al ri- 

guardo si sottolinea come l’esposizione ad As presente 

nell’acqua destinata al consumo umano sia stata associata 

con un aumento del rischio di cancro epatico, per 

cui è possibile che gli effetti dell’As sugli ER possano incidere 

in modo significativo su questa patologia. Lo 

studio di Waalkes sull’esposizione fetale ad As suggerisce 

l’esistenza di un imprinting correlato agli ER che 

svolge un ruolo importante nell’induzione di specifiche 

patologie nel soggetto adulto. 

12. Studi di espressione genica 

La tecnologia microarrays è stata recentemente utilizzata 

su un modello animale (topo), per valutare le variazioni 

di espressione genica e gli effetti a lungo termine 

dell’ingestione di dosi crescenti di As presenti in 

acqua (Andrew, 2007). Tale studio ha evidenziato una 

variazione statisticamente significativa di trascritti coinvolti 

in processi di angiogenesi, metabolismo di lipidi, 

trasporto di ossigeno, apoptosi, ciclo cellulare e risposta 

immunitaria. L’alterazione di questi pathways è stata rilevata 

anche in un modello cellulare (epatociti di ratto) 

unitamente alla deregolazione di recettori ormonali e 

diversi oncogeni (Chen, 2001). 

Un’ulteriore ricerca, condotta sullo stesso tipo di modello 

sperimentale, ha invece dimostrato che somministrando 

acqua contaminata da arsenito di sodio 0,01% 

si sviluppava iperplasia uroteliale vescicale a distanza di 

4 settimane, con accumulo di As III inorganico a carico 

del tessuto vescicale. (Simeonova, 2000). I geni alterati 

erano coinvolti nei meccanismi di crescita cellulare 

(quali c-fos, c-jun e EGR-1) e di blocco di GADD153 e 

GADD45. Si è pertanto ipotizzato che l’effetto dell’As sia 

in grado di determinare un incremento proliferativo 

delle cellule uroepiteliali come possibile causa di insorgenza 

di tumore. 

Per quanto riguarda l’effetto dell’As nell’uomo, uno 

studio condotto su una popolazione del Bangladesh 

esposta per via cronica ad acqua contaminata (Argos, 

2006) ha posto in evidenza che in alcuni soggetti erano 

presenti lesioni cutanee riferibili all’elemento. Dopo 

estrazione dell’RNA dai linfociti di sangue periferico 

(soggetti con presenza e non delle citate lesioni) sono 

state condotte indagini di laboratorio con la tecnica dei 

microarrays. I pathways alterati riguardavano lo splicing 

dell’RNA, il processamento e il metabolismo dell’RNA 

messaggero, l’alterazione di complessi ribonucleoproteici 

e dei processi di traduzione e folding proteico. 

La modalità di azione dell’As (MOA) è stata oggetto di 

recenti review (Kitchin, 2001; Rossman, 2003; Kligerman 

e Tennant, 2006) che hanno sottolineato l’importanza 

di alcuni fattori quali la dose espositiva e la 

sua durata, la valutazione del sistema biologico o cellulare 

e le specie arsenicali. Studi recenti (Ahlborn,




2008) hanno dimostrato che alle dosi più elevate di As 

(10 ppm) si verificava una significativa alterazione dei 

pathways relativi alla regolazione dell’actina nel citoscheletro, 

MAPK, Jak-Stat, Tight junction, Toll-like, fosfatidilinositolo 

e i pathways di signalling dell’insulina. 

Indicativamente 20 geni mostrano una dose risposta, 

includendo quelli associati alla cancerogenesi o alla 

crescita tumorale tra cui ciclina D1, CLIC4, efrina A1, 

STAT3 e DNA metiltransferasi 3a. Dosi uguali o inferiori 

a 1 ppm solo raramente erano in grado di indurre alterazioni 

significative dei suddetti pathways. In tal caso, 

le specie arsenicali potevano contribuire alla cancerogenesi 

come co-cancerogeni/mutageni (ad es. esposizione 

a raggi UV, fumo, deficit nella dieta) (Rossman, 

2002 e 2004) (Figura 6). 

Sebbene alle dosi più elevate di As non siano stati correlati 

in passato cambiamenti trascrizionali nei geni 

identificati con la cancerogenesi, l’ultimo studio citato 

suggerisce che essi potrebbero svolgere un ruolo negli 

stadi precoci della cancerogenesi epiteliale ed essere 

quindi considerati potenziali biomarcatori. 

Più recentemente un altro studio ha evidenziato come la 

distribuzione sub-cellulare della proteina PCBP2 (poly- 

C binding protein 2) possa essere alterata dopo esposi- 

zione ad arsenito di sodio. (Fujimura K, 2008). La proteina 

PCBP2 è un componente dell’α-complex dell’mRNA 

dell’α-globina umana che aumenta la stabilità 

dell’RNA messaggero, facilita la traduzione di trascritti 

cellulari e virali ed è anche implicata in altri importanti 

processi biologici quali la regolazione trascrizionale e il 

silenziamento traduzionale. Appare quindi chiaro come 

l’effetto dell’esposizione ad As debba essere meglio 

compresa al fine di chiarire il complesso meccanismo di 

regolazione genica in tali sistemi. 

13. MicroRNA 

I microRNA (miRNA), costituiti da brevi sequenze di 

RNA non codificante, sono stati ampiamente studiati in 

questi ultimi anni per la loro attività regolatoria post-trascrizionale, 

in grado di alterare in modo significativo l’espressione 

genica. Un recente studio ha valutato se l’esposizione 

cellulare a fattori che sono in grado di indurre 

anomalie dello sviluppo o cancro possa variare 

anche il profilo dei miRNA (Marsit, 2006). È stato rilevato 

che la mancanza di acido folico o l’esposizione ad 

arsenito di sodio inducevano un’aumentata espressione 

Figura 6. Mappa delle interazioni tra i possibili meccanismi d’azione della carcinogenesi indotta dall’As (i geni 

espressi in modo differenziato nella cute di topi K6/ODC, in seguito a esposizione a 10 ppm di arsenito di sodio 

per 30 giorni, sono identificati dai riquadri, con i relativi andamenti di up- o down-regolazione indicati dalle frecce) 

(modificato da Ahlborn, 2008)




di miRNA, mentre un irraggiamento con raggi γ non 

provocava alcuna alterazione. 

È stato dimostrato che l’esposizione cronica ad arsenico 

inorganico e ai suoi metaboliti mediante somministrazione 

di acqua elevava l’insorgenza di tumore cutaneo 

in topi transgenici K6/ODC. Al fine di identificare potenziali 

biomarcatori e i possibili meccanismi di cancerogenesi, 

sono stati condotti studi sui profili di espressione 

genica nei citati animali previa somministrazione 

di 0- 0,05- 0,25 e 10 ppm di sodio arsenito. È emerso 

che la carenza di acido folico amplificava negli animali 

la risposta al trattamento con As, con conseguente interferenza 

con la normale proliferazione e differenziazione 

cellulare. Tale esperimento conferma che la carenza 

di acido folico rappresenta un fattore di suscettibilità 

nutrizionale nella genesi del tumore cutaneo indotta 

da As (Nelson, 2007). 

Un altro studio ha evidenziato come l’interazione tra 

miRNA e target, che porta alla repressione traduzionale 

del gene, possa essere facilmente soppressa in particolari 

condizioni di stress ossidativo tra cui anche l’esposizione 

ad arsenito di sodio 0,1 mM (Bhattacharyya, 

2006). Tale osservazione, se confermata anche in vivo, 

complicherebbe ulteriormente la comprensione dei 

meccanismi di azione di questo interferente. 

14. Metodi di analisi 

14.1. Determinazione di arsenico totale e speciazione 

di forme organiche 

Nella determinazione di As totale in matrici biologiche 

sono state utilizzate diverse tecniche strumentali 

(B’Hymer, 2004; Francescani, 2004; Gong, 2002; Mandal, 

2004; WHO, 2001) e tra queste, se ci si limita alle tecniche 

routinarie, risultano la spettrometria a fluorescenza 

atomica (AFS), la spettrometria di assorbimento atomico 

con tecnica di generazione dell’idruro (HGAAS) abbinata 

a trappola criogenica e tubo di quarzo, la spettrometria di 

assorbimento atomico con atomizzazione elettrotermica 

(ETAAS), la spettrometria di massa con sorgente a 

plasma induttivo (ICP-MS) sia in versione singolo quadrupolo, 

sia in versione ad alta risoluzione. Relativamente 

a quest’ultima strumentazione la determinazione di As 

presenta due ordini di difficoltà: a) il primo riconducibile 

alla formazione dello ione molecolare 40 Ar 35 Cl in grado di 

provocare un’interferenza spettrale sull’isotopo 75 As; b) 

un’ulteriore problematica deriva dall’effetto matrice del 

campione biologico (urina, sangue, siero) con conseguente 

interferenza non spettrale (Amarasiriwardena, 

1998). In questi ultimi la versione ICP-MS in singolo quadrupolo 

è stata interfacciata a una cella di reazione dinamica 

(DRC) e più raramente a una cella di collisione 

per eliminare le interferenze poliatomiche e questa solu- 

zione, economicamente più vantaggiosa della configurazione 

ad alta risoluzione ha rappresentato una soluzione 

valida per campioni di urina, siero e sangue intero. Va rilevato 

che è comunque necessaria una mineralizzazione 

preventiva della matrice biologica con trattamento in 

forno a microonde in contenitori pressurizzati in Teflon e 

utilizzo di adeguata miscela acida. Questa soluzione offre 

diversi vantaggi per quanto riguarda la fase preparativa, 

in quanto permette il trattamento contemporaneo di un 

discreto numero di campioni con tempi più brevi rispetto 

ai sistemi convenzionali. Allo stesso tempo garantisce un 

adeguato controllo dei fenomeni di inquinamento accidentale 

da As. In merito alla preparazione del campione 

verranno evidenziate in un successivo paragrafo le relative 

problematiche, in particolare quando è richiesta la 

speciazione delle forme arsenicali inorganiche ed organiche. 

In quest’ultimo decennio, la determinazione di As totale 

è risultata un indicatore biologico utilizzato prevalentemente 

come test di screening, anche per studi sulla popolazione 

generale. Viceversa si sono intensificate le 

metodiche analitiche per la speciazione dell’As in diverse 

matrici biologiche, in grado quindi di consentire 

una differenziazione tra le diverse forme chimiche di As 

organico e inorganico. Un requisito fondamentale di 

questa speciazione è che la preparazione del campione 

all’analisi non determini alterazioni delle diverse forme 

chimiche originarie dell’elemento. 

Recentemente Heitland e Koster (2008) hanno utilizzato 

un metodo routinario per la determinazione in urina che 

utilizza la cromatografia liquida a elevate prestazioni interfacciandola 

alla ICP-MS. Va evidenziato che questi 

autori hanno impiegato un metodo validato e controlli di 

qualità sia interni, sia esterni. Il LOD del metodo, riferito 

ad As III e As V , al monometilarsonato V e all’arsenobetaina 

è risultato pari a 1 µg/l. I citati autori hanno considerato 

tale valore adeguato per un’applicabilità del metodo 

anche a studi sulla popolazione generale e residente 

nella Germania del nord. Un ulteriore aspetto è che la 

strumentazione ICP-MS era di tipo convenzionale e 

quindi sicuramente più accessibile della DRC-ICP-MS o 

del Sector Field ad alta risoluzione. La stessa tecnica 

strumentale HPLC-ICP-MS è stata impiegata da Morton 

e Mason (2006) per la determinazione di arsenito III , arsenato 

V , arsenobetaina, acido monometilarsonoso III e 

acido dimetilarsinico V in urina umana, verificando l’applicabilità 

del metodo in una ricerca condotta su un 

gruppo di popolazione generale inglese. In uno studio 

recente condotto su 210 soggetti maschi giapponesi non 

professionalmente esposti ad As Hata, (2007) ha fatto ricorso 

all’HPLC-ICP-MS per la determinazione di arsenito 

III , arsenato V , acido monometilarsonoso III , acido dimetilarsinico 

V , arsenobetaina, arsenocolina, ossido di trimetilarsina 

oltre a forme metaboliche non identificabili. Gli 

stessi autori hanno determinato la concentrazione totale




di As in urina, per cui è risultato possibile stabilire il contributo 

percentuale fornito dalle varie forme inorganiche 

e organiche. Si ritiene opportuno esaminare più in dettaglio 

la procedura di analisi impiegata da Hata per evidenziare 

le caratteristiche della fase preparativa e l’ottimizzazione 

dei parametri strumentali. Innanzitutto i 

campioni di urina erano diluiti 1:9 (v/v) con acqua ultrapura, 

previa centrifugazione dei medesimi a 3000 rpm 

per 10 minuti. La strumentazione HPLC utilizzava una resina 

a scambio cationico per la separazione dei composti 

arsenicali, la fase mobile era invece costituita da 

HNO 3 5mM/ NH 4 NO 3 mM e acido 2,6-piridindicarbossilico 

5 mM. Nel lavoro citato gli autori hanno fatto riferimento 

per la determinazione ICP-MS ai parametri forniti 

da Inoue (1999). In queste condizioni il LOD è stato 

quantificato in 0,1 µg/l per ciascun composto di As. Va 

rilevato che l’accuratezza del metodo impiegato è stata 

valutata mediante analisi di materiale certificato (NIES 

CRM n. 18) per acido dimetilarsonico, arsenobetaina e 

arsenico totale. 

Anche in uno studio condotto su un gruppo di popolazione 

indiana (area del Bengala est) Mandal (2004) ha 

utilizzato la HPLC-ICP-MS effettuando analisi con la 

speciazione delle forme arsenicali su diverse matrici 

biologiche quali urina, siero, globuli rossi, unghie e capelli. 

In questo caso si tratta di un gruppo di popolazione 

esposta attraverso il consumo di acqua destinata 

al consumo umano (per l’urina umana le forme ricercate 

erano le seguenti: arsenito III , arsenato V , arsenobetaina, 

acido monometilarsonico V , acido dimetilarsenioso 

III e acido dimetilarsinico V ). 

Un’ulteriore procedura con impiego della cromatografia 

a scambio ionico abbinata a ICP-MS è stata riportata da 

Xie (2006). Un aspetto particolare di questo metodo è 

che quattro forme arsenicali, corrispondenti a As III , As V , 

acido monometilarsonoso III e acido dimetilarsinico V sono 

state determinate utilizzando una colonna a scambio 

anionico e NaOH come additivo di fase mobile. Viceversa, 

per l’acido monometilarsonico, l’acido dimetilarsinico 

e l’arsenobetaina è stata impiegata una colonna 

scambio cationico e in questo caso la fase mobile era costituita 

da acido nitrico 70 mM. Tra i vantaggi di questa 

procedura sono risultati bassi LOD (0,75 µg/l), una buona 

separazione cromatografica delle diverse forme arsenicali 

e un’elevata ripetibilità analitica. Per verificare l’accuratezza 

del metodo proposto è stato utilizzato come materiale 

certificato il NIST SRM 2670a. 

Lindberg (2007) ha invece posto a confronto tre metodiche, 

ritenute dagli autori come quelle oggi maggiormente 

utilizzate per la speciazione delle forme inorganiche 

e organiche in urina consistenti in: a) cromatografia 

liquida ad elevate prestazioni interfacciata a tecnica 

dell’idruro e spettrometria di massa con sorgente a 

plasma induttivo; b); cromatografia liquida ad elevate 

prestazioni interfacciata a tecnica di generazione dell’i- 

druro e a spettrometria di fluorescenza atomica; c) 

spettrometria di assorbimento atomico abbinata a tecnica 

di generazione dell’idruro. 

L’obiettivo degli autori era di verificare la possibilità di 

identificare una tecnica strumentale alternativa a ICP- 

MS, anche al fine di contenere i costi analitici e di investimento. 

Attraverso confronti interlaboratoriali si è evidenziato 

che la comparazione dei dati ottenuti mediante 

HPLC-HG-ICP-MS e HPLC-HG-AFS ha fornito un’elevata 

correlazione per arsenico inorganico, acido metilarsonico 

e acido dimetilarsinico. Il confronto intralaboratoriale 

tra le tecniche strumentali ha evidenziato un correlazione 

statisticamente significativa per tutte le forme di 

arsenico considerate, inclusa la somma delle forme inorganiche 

e quella delle forme organiche. La conclusione 

di Lindberg è stata quindi che la HPLC-HG-AFS è sicuramente 

una tecnica caratterizzata da un’elevata qualità, 

in grado di rappresentare quindi una valida alternativa 

alla HPLC-HG-ICP-MS. Una considerazione su questo 

studio non può esimersi dal sottolineare che il confronto 

non è stato condotto sulla base dei valori di incertezza 

estesa relativa, che sicuramente avrebbe potuto contribuire 

a fornire una visione maggiormente attendibile 

delle conclusioni dei citati autori. 

Un dato che può sorprendere è il ricorso alla HG (tecnica 

di generazione dell’idruro) che rappresenta una 

tecnica non recente ma che comunque mantiene una 

sua validità e utilità nella speciazione delle forme arsenicali. 

Al riguardo anche un recente lavoro di Sur e Dunemann 

(2004) ha fatto ricorso all’HPLC-HG-AAS nella 

determinazione di cinque prevalenti forme arsenicali in 

urina (As inorganico trivalente e pentavalente, acido 

monometilarsonico, acido dimetilarsinico e trimetilarsina 

ossido, TMAO). I LODs erano compresi tra 1,1 µg/l 

per TMAO e 2,6 µg/l per As V . 

Relativamente all’As la determinazione prevedeva l’arsenito 

III , l’arsenato V , l’acido monometilarsonoso III , l’acido 

dimetilarsinico V e l’arsenobetaina. Va rilevato che l’As è 

stato determinato come 75 As 12 CHH + (m/z 89), maggiormente 

sensibile di 75 As. 

Va rilevato che per le diverse forme arsenicali il LOD variava 

da 2 a 10 µg/l. Nel merito si osserva che la sensibilità 

analitica non è certamente ottimale per studi sulla 

popolazione generale, in particolare se mirati a definire 

i Valori di Riferimento delle diverse forme arsenicali. 

Un aspetto della speciazione delle forme arsenicali ha interessato 

in questi ultimi anni altre matrici biologiche 

oltre all’urina e ai campioni ematici. Ci si riferisce ad 

esempio all’analisi di capelli (Yáñez 2005) che sempre 

più spesso viene proposta come indicatore biologico da 

utilizzare in studi epidemiologici per valutare l’esposizione 

ad As di gruppi di popolazione generale. In questo 

caso assume significato biologico la determinazione del 

contenuto endogeno del capello per cui occorre provvedere 

a rimuovere la quota esogena (esterna alla super-




ficie del capello) in quanto sensibile a fenomeni di contaminazione 

ambientale (almeno per As inorganico). Gli 

autori sopraccitati hanno quindi utilizzato la HPLC-HG- 

ICP-MS e il metodo è stato applicato in un’indagine condotta 

su due gruppi di popolazione residenti a Esquina e 

Illipata, due villaggi dell’Acatama Desert in Cile. La determinazione 

analitica ha interessato la speciazione di 

quattro forme chimiche: As III , As V , acido metilarsonico III 

e acido dimetilarsinico V . Questa indagine ha permesso di 

evidenziare che circa il 98% dell’As presente nel capello 

delle due popolazioni era costituito da As inorganico 

(As III +As V ) mentre le forme metilate rappresentavano 

una quota inferiore al 2% della concentrazione totale dell’elemento. 

Inoltre la quantità di As presente nel capello 

è risultata correlata con l’età dei soggetti. 

L’esempio sopra riportato evidenzia come l’evoluzione 

analitica e metodologica abbia coinvolto altre matrici, garantendo 

l’acquisizione di dati epidemiologici non accessibili 

con il convenzionale ricorso alla misura di As totale. 

Un’ulteriore applicazione, coerente con l’ultima affermazione 

riportata è riferibile alla speciazione dell’arsenico 

in campioni di sangue umano mediante HPLC- 

ICP-MS (Yoshiyasu, 2008). In questo studio campioni 

ematici erano esposti ad arsina (AsH 3 ) per 90 minuti a 

temperatura ambiente osservando una parziale emolisi. 

L’analisi di campioni di plasma, separati per centrifugazione 

ha evidenziato la presenza di As III come prodotto 

di degradazione di AsH 3 e di un addotto di As non identificato. 

I campioni di plasma sottoposti a ultrafiltrazione 

e rianalizzati non hanno evidenziato la presenza dello 

stesso composto nel plasma. Addizionando AsH 3 a 

campioni di plasma (bianco) e di sangue emolizzato è 

stata rilevata la presenza di As III ma non dell’addotto e 

ciò a portato a ritenere che la formazione di quest’ultimo 

derivasse dagli eritrociti e dall’emolisi indotta da 

AsH 3 . L’ipotesi finale è che dopo esposizione ad arsina, 

pur con tutte le limitazioni caratteristiche dello studio in 

vitro, si abbia la formazione di un addotto di As nei globuli 

rossi che può quindi rappresentare un indicatore 

biologico di intossicazione acuta ad AsH 3 . 

La speciazione delle forme arsenicali urinarie ha interessato 

anche la metabolizzazione di arsenozuccheri, che 

sono comuni costituenti di alghe marine, incluse specie 

che vengono consumate dall’uomo. In un lavoro di Francesconi 

(1997) è stata utilizzata la HPLC-ICP-MS per la 

determinazione delle forme metaboliche presenti in 

urina di un soggetto volontario dopo ingestione di un 

prodotto sintetico contenente un arsenozucchero durante 

quattro giorni (durata dell’esperimento). L’80% di 

As era escreto in quattro giorni e l’inizio dell’escrezione 

è avvenuto dopo 13 ore dalla somministrazione del prodotto. 

Sono stati rilevati almeno 12 differenti composti 

dei quali solo 3 sono stati identificati. L’acido dimetilarsinico 

rappresentava il 67% del totale dei composti arsenicali 

escreti. È stato possibile identificare anche un 

nuovo metabolita, il dimetilarsinoetanolo, pari a circa il 

5% della concentrazione totale di As eliminata con le 

urine ed erano inoltre presenti tracce di trimetilarsina 

ossido. Non è stato possibile identificare un metabolita, 

pari al 20% della quota totale di As escreta. 

14.2 Influenza della conservazione e della fase 

preparativa del campione 

La stabilità delle specie arsenicali, in particolare quelle 

trivalenti escrete nelle urine è un punto critico per l’analisi 

di speciazione poiché il numero di informazioni e 

dati disponibili per le varie forme è piuttosto limitato, se 

non addirittura esiguo per una matrice come quella 

ematica. 

In un lavoro di Feldmann (1999) è stato verificato l’effetto 

del tempo e della temperatura di conservazione del 

campione sulla stabilità di arsenito e arsenato ma anche 

dell’acido monometilasonico, dell’acido dimetilarsinico e 

di arsenobetaina. Gli autori hanno sperimentato temperature 

di conservazione comprese tra 25°C e -20 o C per 

un tempo variabile tra 1 e 8 mesi dalla raccolta del campione. 

Evitando l’uso di conservanti addizionati all’urina 

le quattro citate forme chimiche sono risultate stabili per 

almeno 2 mesi se la conservazione era effettuata a +4 

o C o congelando le urine (-20 o C). Da questi studi è 

inoltre emerso che la “matrice urina” presentava un 

comportamento diverso, presumibilmente in funzione 

della sua composizione (o grado di diluizione). Infatti, 

mentre alcuni campioni hanno evidenziato una concentrazione 

stabile delle diverse forme di As quando erano 

conservati a +4 o C o a -20 o C, altre urine erano caratterizzate 

da variazioni significative della concentrazione 

dei composti arsenicali, sebbene le modalità seguite fossero 

in entrambi i casi le medesime. 

Lo studio di Feldmann ha inoltre confermato che l’addizione 

di sostanze conservanti all’urina non produceva un 

miglioramento significativo della stabilità degli analiti e 

che anzi in alcuni casi determinava perdite significative. 

Tra gli additivi sperimentati risultavano la sodio azide, l’acido 

benzoico, il benziltrimetilammonio che sono sostanze 

caratterizzate da attività battericida. Ciò è stato rilevato 

soprattutto per As III e per As V dopo addizione di HCl 0,1 

mol/l (concentrazione finale del campione). 

Indagini analoghe condotte da Larsen (1993) erano pervenute 

alla conclusione che le concentrazioni di acido 

dimetilarsinico, di acido metilarsonico e di arsenobetaina 

in urina erano relativamente costanti nel tempo 

mentre si verificava una rapida ossidazione di As III ad 

As V . Per contro Palacios (1997) ha riportato che As V , 

acido monometilarsonico, acido dimetilarsinico e arsenobetaina 

erano stabili per 64 giorni se la conservazione 

era effettuata a +4 o C. Relativamente all’arsenobetaina i 

dati di Feldmann si riferiscono a un campione di urina




ottenuto da un soggetto volontario dopo aggiunta standard 

di 50 µg/l e hanno evidenziato occasionalmente 

che in campioni conservati sino a 8 mesi questa forma 

chimica subiva una parziale biotrasformazione compresa 

tra il 2% e il 6%. 

Secondo quanto riportato da Chen (2005) l’analisi delle 

forme arsenicali in campioni di urina ottenuti da soggetti 

volontari (pH 5,5-7,0) e analizzando il NIST 2670 (pH 4,4) 

hanno confermato la stabilità degli analiti sino a 6 mesi 

se i campioni biologici erano conservati a -20 o C. Le 

forme oggetto di valutazione erano As III , As V , acido monometilarsonico, 

acido dimetilarsinico e arsenobetaina. 

Gli stessi autori hanno effettuato ulteriori valutazioni delle 

perdite di As (diverse forme chimiche) sia durante la centrifugazione 

del campione, sia per effetto della filtrazione 

dell’urina. Nel primo caso è stata raccolto il sedimento 

ottenuto da 50 ml di urina che è stato quindi solubilizzato 

in HNO 3 70% e quindi trasferito in forno a microonde. La 

quantità di As nel sedimento è stata analizzata mediante 

HG-AAS. Per quanto riguarda la filtrazione dell’urina 10 

ml di campione (urina tale e quale, urina con aggiunta 

standard) sono stati suddivisi in 2 aliquote la prima delle 

quali non è stata sottoposta a trattamento mentre la seconda 

è stata filtrata su substrato di porosità pari a 0,45 

µm. Le conclusioni dello studio di Ching Chen sono state 

le seguenti: a) le perdite di As insolubile riferibili al sedimento 

sono risultate inferiori al 5%; b) la perdita di As 

dopo centrifugazione era compresa tra il 6% e il 50% a 

conferma del fatto che l’As insolubile rimosso durante la 

centrifugazione poteva determinare una sottostima della 

reale esposizione. Il commento finale è che negli studi di 

conservazione e di pretrattamento del campione di urina 

intervengono numerose variabili, per cui una comparazione 

tra i dati riportati in letteratura non appare del tutto 

convincente se non addirittura contraddittoria. Si evidenzia 

quindi la necessità di predisporre un protocollo 

dettagliato che tenga conto dei fattori preanalitici, del pH 

dei campioni di urina all’inizio e al termine della conservazione 

(momento di effettuazione dell’analisi), della tecnica 

strumentale utilizzata, del LOD, del grado di incertezza 

delle misure, in quanto alcune variabili possono 

rappresentare dei fattori di confondimento. 

Va peraltro osservato che per quanto riguarda materiali 

biologici come capelli e unghie la stabilità delle forme 

chimiche è sicuramente maggiore. Per l’analisi dell’arsenico 

totale, come per i metodi di speciazione, questi campioni 

sono preparati generalmente secondo la procedura 

dell’Agenzia Internazionale per l’Energia Atomica (IAEA). 

Dopo accurato lavaggio, per eliminare l’As esogeno che 

deriva dalla contaminazione dell’aria, 100 mg di campione 

di capelli sono posti in un contenitore di Teflon, 

trattati con acetone e quindi lavati con acqua ultrapura. 

Le unghie sono trattate similmente ai capelli dopo spazzolatura. 

I campioni sono pesati prima dell’analisi 

(Mandal, 2003). In procedure di lavaggio più rigorose per 

la rimozione completa della contaminazione superficiale, 

le unghie sono incubate per 20 minuti in Triton-X100 1% 

(v/v) prima dell’analisi. Resta da verificare comunque se 

le condizioni di preparazione possono modificare la concentrazione 

iniziale delle varie forme chimiche ma in 

questo caso la verifica risulta notevolmente difficoltosa in 

quanto non sono possibili aggiunte standard alla matrice. 

15. Arsenico e biomarcatori 

Nel caso dell’esposizione ambientale e occupazionale 

ad As è stata oggetto di maggiore utilizzazione l’analisi 

dell’urina e in misura minore del sangue. Nella fase iniziali 

di impiego di questi indicatori biologici si è privilegiata 

la determinazione del contenuto totale di As e solo 

successivamente, con l’evoluzione tecnico strumentale 

si è fatto ricorso al riconoscimento delle diverse forme 

arsenicali nei fluidi biologici considerati. Al riguardo ulteriori 

approfondimenti e ricerche si rendono necessarie 

per l’identificazione di ulteriori forme metaboliche 

(arsenozuccheri) in quanto l’alimentazione può rappresentare 

un significativo fattore di confondimento nell’interpretazione 

del dato finale. 

L’arsenico urinario è un biomarcatore che può essere impiegato, 

tenuto conto delle premesse sopra riportate, sia 

per studi su gruppi di popolazione generale sia per il monitoraggio 

di soggetti professionalmente esposti ad As 

(Hughes, 2006). Trattandosi di un biomarcatore di esposizione 

recente è evidente che l’utilizzo dell’As in urina 

può risultare estremamente utile nel caso in cui l’esposizione 

sia continuativa, come ad esempio si verifica in alcune 

popolazioni asiatiche dove la contaminazione dell’acqua 

destinata al consumo umano rappresenta una 

fonte costante di intake di arsenico inorganico, con evidenti 

riflessi sulla dose quotidianamente assunta con gli 

alimenti. Viceversa, risultano evidenti i limiti di utilizzazione 

dell’As urinario nel caso di soggetti professionalmente 

esposti, se la durata dell’esposizione inalatoria ad 

As non è continuativa. Tale considerazione vale, in misura 

anche maggiore, per il contenuto di As nel sangue o nel 

plasma, in quanto in questo compartimento la concentrazione 

di As e delle eventuali forme chimiche presenti, 

tende a decrescere ancora più rapidamente. 

Una tipologia di indicatori biologici, per certi versi più 

accessibile, è rappresentata dall’analisi dei capelli e 

delle unghie che possono venir considerati come biomarcatori 

a medio e lungo termine. Al riguardo si fa 

presente che la velocità di crescita del capello è stimata 

pari a 1 cm/mese per cui dalla sua analisi si possono ottenere 

informazioni su un periodo medio lungo di esposizione 

o limitandosi ai segmenti più recenti (vicini alla 

cute) si può arrivare a definire una sorta di calendario 

dell’esposizione più recente (Karagas, 1996 e 2000). 

Tuttavia la preparazione dei campioni, come in prece-




denza dettagliato, può risultare complessa ed esporre al 

rischio di contaminazione accidentale da As, dovendo 

ricorrere a reattivi per operazioni di lavaggio (acetone, 

soluzione acquosa di Triton X-100 1%). Un indiscutibile 

limite di questo tipo di analisi è la mancanza di una correlazione 

statisticamente significativa tra contenuto di 

As nelle unghie ed esposizione pregressa alle forme 

inorganiche dell’elemento (Slotnick, 2006). 

Un’esigenza sempre più avvertita è quindi quella di arrivare 

a identificare nuovi biomarcatori di esposizione, 

in grado di evidenziare a quale livello espositivo si possono 

manifestare in soggetti suscettibili effetti avversi 

alla salute, in assenza totale di sintomi clinici. Analoga 

considerazione vale per gli indicatori di effetto in 

quanto i dati resi eventualmente disponibili potrebbero 

essere utilizzati per verificare l’esistenza di una correlazione 

dose/riposta, anche a bassi livelli di concentrazione. 

Un esempio di potenziale biomarker di effetto per 

l’As inorganico potrebbe essere rappresentato dalla misura 

del TGFα in cellule uroteliali esfoliate della vescica, 

acquisendo contemporaneamente valori sul contenuto 

di As nelle urine previa determinazione delle relative 

forme arsenicali (Valenzuela, 2007). 

Ulteriori e possibili biomarcatori di effetto potrebbero essere 

la clastogenicità nei linfociti periferici (Maki e 

Paakkanen, 1998), la presenza di micronuclei nella mucosa 

orale e nelle cellule della vescica (Biggs, 1997) e 

l’induzione dell’enzima emeossigenasi (Del Razo, 2001a). 

Considerando che i meccanismi coinvolti nella tossicità arsenico-indotta 

e nella tumorigenesi risultano differenti 

sono stati utilizzati studi in vitro con cellule umane e animali 

per identificare le modalità d’azione responsabili degli 

effetti citotossici e genotossici indotti dall’As inorganico. 

Ad esempio, si ritiene che danni al DNA arsenico-indotti 

siano riconducibili, in parte o in toto a fenomeni di stress 

ossidativo. Molecole reattive prodotte in un ambiente 

cellulare sottoposto a stress ossidativo sono in grado di 

provocare danni a livello dei cromosomi e interferire con 

la divisione cellulare. Quest’ultimo effetto sarebbe riferibile 

a interferenze con il fuso mitotico (Kligerman, 2005) 

che possono portare ad aneuploidia, instabilità genetica, 

inizializzazione delle cellule, e potenzialmente indurre la 

formazione di tumori. Studi in vitro dovrebbero essere integrati 

da studi in animali e in popolazioni umane. Secondo 

alcuni autori lo stress ossidativo è una potenziale 

risposta all’esposizione ad As che potrebbe portare a 

cancerogenesi (Hughes e Kitchin, 2006). Nel merito sarebbe 

altresì opportuno indagare il significato e l’utilità 

di altri biomarcatori di effetto dello stress ossidativo indotto 

da As (8- idrossi-deossiguanosina, isoprostani urinari, 

etc.). In particolare sarebbe utile studiare l’espressione 

di geni che codificano enzimi di riparazione (8-ossiguanina-DNA 

glicolasi). Questi studi potrebbero 

anche permettere di identificare i pathways responsabili 

degli effetti cancerogeni dell’As inorganico. 

16. Concentrazioni di riferimento dell’intake alimentare 

La via prevalente di esposizione ad As per la popolazione 

generale è quella alimentare. Nel caso della popolazione 

americana adulta l’intake giornaliero stimato 

varia tra 2 e 92 µg/die (Tao e Bolger, 1998). Valori superiori 

sono stati riportati da Waranabe nel 2004 (515 

µg/die) e più recentemente (2007) da Kile (174 µg/die) 

su un gruppo di popolazione adulta residente in Bangladesh. 

È interessante sottolineare che le differenze 

emerse negli ultimi due studi citati potrebbero dipendere 

dall’area geografica considerata, non sottovalutando 

tuttavia il diverso approccio metodologico seguito 

dagli autori. Nella ricerca pubblicata nel 2004 

l’impiego della procedura del Market-Basket prevedeva 

l’acquisto di alimenti direttamente nei supermercati, 

mentre i prodotti analizzati da Kile erano già cucinati e 

quindi pronti al consumo (metodo del “Duplicato della 

Dieta”). È evidente che lo studio realizzato da Kile era 

caratterizzato da un’accuratezza maggiore in quanto 

considerava l’influenza di variabili importanti (ad 

esempio: tipologia di dieta, quantità e modalità di coltivazione 

e preparazione degli alimenti) (Turconi, 2007; 

WHO, 1985). Il limite che caratterizza la strategia di 

“Duplicato della Dieta” è la sua applicabilità su gruppi 

ristretti di popolazione, per cui i dati ottenuti non possono 

essere estesi a soggetti che non possiedono le 

medesime caratteristiche (sesso, etnia, area geografica) 

del gruppo ai quali si riferiscono. 

Prendendo in considerazione altre aree geografiche 

Muñoz (2005) ha riportato i valori di intake relativi a Canada 

(51 µg/die), Regno Unito (68 µg/die), Cile (77 

µg/die), Nuova Zelanda (149 µg/die), Giappone (192 

µg/die) e Spagna (291 µg/die). 

Il parametro più comunemente usato per la valutazione 

del rischio ad As è rappresentato dall’Intake Giornaliero 

Tollerabile Provvisorio (PTDI) che per l’As inorganico è 

pari a 2,1 µg/Kg/die (Joint Fao/WHO, 1989). Tale dato 

rappresenta un importante riferimento, soprattutto nell’ambito 

di studi di monitoraggio delle popolazioni 

esposte ad esempio attraverso fonti naturali (acqua 

contaminata). Ciò al fine di contenere entro una soglia 

stabilita dalla comunità scientifica internazionale la 

concentrazione di intake di As inorganica per la popolazione. 

Nel 1981 l’Organizzazione Mondiale della Sanità 

(OMS) aveva infatti comunicato l’intake giornaliero di 

As inorganico associato a insorgenza precoce di lesioni 

della pelle (1,0 mg/die). In seguito, diversi studi hanno 

indagato gli effetti derivanti dall’assunzione di una 

quantità eccessiva di As inorganico e tra questi hanno 

riferito alterazioni a carico dell’apparato circolatorio e 

del sistema nervoso ma anche tumori della pelle, della 

vescica, del rene, del polmone e del fegato (USEPA, 

1988; Bates 1992; Chen, 1992; National Research 

Council, 1999). Da un’analisi della letteratura risulta che




alcuni autori utilizzano l’Intake Settimanale Tollerabile 

Provvisorio (PTWI), ritenuto più adeguato per contaminanti 

in grado di accumularsi nell’organismo per cui è 

importante stabilire un limite di intake entro un intervallo 

di tempo definito. Il PTWI è pari a 15 µg/Kg/settimana 

di As che equivale a 146 µg/die di As per un soggetto 

adulto di 68 Kg di peso corporeo. 

17. Valutazione dei valori di arsenico in liquidi 

biologici 

La concentrazione urinaria di arsenico può variare, 

anche sensibilmente, in funzione dell’area geografica 

considerata. In diverse popolazioni la dieta e l’acqua potabile 

sono le principali fonti di esposizione per soggetti 

non professionalmente esposti ad As inorganico. In alcune 

aree degli US e del continente asiatico i livelli di 

As sono significativamente elevati. La determinazione 

Tabella 2. Valori di riferimento di As urinario e forme metaboliche espresse in µg/l 

dell’elemento in campioni di urine e sangue è stata impiegata 

come indicatore di esposizione recente (NRC, 

1999). Ulteriori biomarcatori sono rappresentati dal 

contenuto di As in capelli e unghie. Tali matrici possono 

essere utilizzate per valutare esposizioni pregresse 

ad As. I livelli urinari di As inorganico e dei metaboliti 

metilati nella popolazione generale sono influenzati 

da fattori antropici locali e localizzati. Hall ha 

evidenziato correlazioni significative tra i livelli di As 

nell’acqua e la concentrazione di As in urine e sangue 

in una popolazione del Bangladesh esposta ad elevate 

concentrazioni. È stata determinata una concentrazione 

media di 100 µg/l, che ha ampiamente superato 

la concentrazione di As massima ammissibile stabilita 

dalla WHO (10 µg/l) e il valore soglia stabilito per la 

prevalenza dei paesi in via di sviluppo (50 µg/l). Chatterjee 

e Nordstrom hanno riferito analoghe situazioni 

per altre zone dell’Asia (Myanmar, Nepal, Cambogia, 

Laos, Vietnam e India).




Nel successivo paragrafo vengono dettagliati e commentati 

in funzione dell’area geografica i livelli medi rilevati di 

As inorganico e dei suoi principali metaboliti urinari. 

Da una valutazione dei dati riportati in Tabella 2 e Figura 7 

emerge che nella popolazione giapponese il 99% dei campioni 

urinari esaminati presenta un livello medio di As superiore 

a 10 µg/l e in oltre il 50% dei campioni la concentrazione 

di As supera i 50 µg/l. Questi valori indicano che 

la popolazione giapponese non esposta professionalmente 

assume As dalla dieta, non escludendo l’influenza 

della contaminazione del suolo. In particolare dall’analisi 

delle forme metaboliche di As urinario risulta che l’acido 

dimetilarsinico è presente a livelli superiori nei paesi asiatici, 

come Cina, Corea e Giappone, rispetto a quelli europei 

(Italia, Germania) o sud americani (Cile, Messico). Hata 

conclude che i livelli di DMA, più elevati in Giappone, 

siano riferibili a un’alimentazione povera di carne. Infatti, lo 

studio condotto su 210 volontari maschi ha evidenziato 

che una riduzione dell’assunzione di pesce rispetto alla 

carne comporta una diminuzione dei livelli urinari di DMA, 

la cui emivita è stimata in circa 20 ore. Pertanto, poiché l’As 

è rapidamente metabolizzato e escreto nelle urine, l’As totale, 

l’As inorganico e la somma di As inorg + MMA + DMA 

in urina sono considerati biomarcatori di esposizione recente. 

È inoltre risultato dallo studio di Hata un valore me- 

diano di As inorganico + acido monometilarsonico + acido 

dimetilarsinico nella popolazione giapponese pari a 54,0 

µg/l. È stato quindi stabilito che, in accordo con l’American 

Conference of Governmental Industrial Hygienists (Documentation 

of Biological Exposure Index) (ACGIH), il valore 

di riferimento di As inorganico+MMA+DMA per la popolazione 

giapponese è 50 µg/l, mentre è di 25 µg/l per l’Europa 

e 10 µg/l per gli Stati Uniti. Per quanto riguarda i livelli 

di esposizione ad As della popolazione americana, lo 

studio condotto dai Centers for Deseases Control and Prevention 

(CDC) ha riportato nel documento National Health 

and Nutrition Examination Survey (NHANES 2003-2004) 

che la concentrazione media di As totale era pari a 7,3 µg/l 

nelle femmine (n= 1276) e pari a 9,5 µg/l nei maschi 

(n=1281). In questo lavoro sono stati determinati anche i 

valori di 6 composti organici di As tra i quali arsenobetaina, 

acido dimetilarsinico, acido arsenico, acido arsenoso, arsenocolina 

e ossido di trimetilarsina (Caldwell, in stampa). 

Dalla valutazione dei dati è emerso che ad eccezione di arsenobetaina 

e acido dimetilarsinico gli altri 4 metaboliti 

erano presenti nella popolazione generale in modeste 

quantità con una percentuale che variava dal 7,6 allo 0,3%, 

considerando che il limite inferiore di rilevabilità del metodo 

(LOD) era compreso tra 0,6 1,2 µg/l. Gli autori hanno 

confermato una correlazione tra l’aumento dei livelli di As 

Figura 7. Valori di riferimento di As urinario e forme metaboliche espresse in µg/l in varie aree geografiche




Figura 8. Valore minimo e massimo di As (µg/l) in sangue (Mandal 2003 e 2004) 

totale urinario e arsenobetaina, mentre in condizioni di 

basse esposizioni l’acido dimetilarsinico è il metabolita 

presente in concentrazione più elevata. Il valore medio di 

arsenobetaina urinaria ottenuto in 2557 soggetti era pari a 

3,71 µg/l con intervallo compreso tra 3,33 e 4,14 µg/l e il 

valore medio di acido dimetilarsinico era pari a 1,55 µg/l 

(1,31-1,83 µg/l). 

In questi paesi le possibili fonti di esposizione sono inferiori 

rispetto all’area orientale. Nel sud-ovest degli 

Stati Uniti e nord del Messico l’esposizione della popolazione 

generale ad As è limitata alle popolazioni di origine 

ispanica. 

Considerazioni differenti valgono per la popolazione indiana 

e cinese, in particolare per quella residente in Bengala, 

Bangladesh e Mongolia. Dallo studio di Rahman 

(2001) e Chowdhury (2004) risulta che la popolazione 

monitorata (86.000 persone in Bengala e 18.000 in Bangladesh) 

presentava un contenuto di As inorganico urinario 

(mediana) rispettivamente di 180 e 280 µg/l. Questa 

valutazione è considerata ad oggi non esaustiva (Le, 

2000) in quanto non si dispone di dati relativi alle forme 

organiche di As (DMA V e MMA V ). L’autore conclude che 

sono necessari ulteriori studi sulle conseguenze tossicologiche 

delle forme trivalenti, quali prodotti intermedi di 

metilazione, per comprendere a fondo il meccanismo di 

detossificazione dovuto al pathway di metilazione dell’As. 

Per questo motivo è fondamentale disporre dei livelli urinari 

di As organico e delle forme trivalenti ritenute responsabili 

dell’effetto tossico dell’elemento. 

Sangue 

Nello studio di Mandal (2003 e 2004) è stata determinata 

la concentrazione di As inorganico e delle forme 

metaboliche in sangue, urina, unghie e capelli in due 

gruppi di popolazione indiana. Il “gruppo A” era costituito 

da popolazione esposta (n=41) mentre il “gruppo 

B” da popolazione di controllo (n=25). In questo secondo 

caso, i soggetti coinvolti nel monitoraggio biologico 

hanno sospeso l’assunzione di acqua due anni 

prima dell’anno dell’indagine, continuando tuttavia ad 

assumere alimenti di provenienza locale (India, regione 

interna del Bangladesh). 

Per quanto riguarda il sangue nella popolazione di controllo 

è stata rilevata una concentrazione media di As 

totale pari a 26,3 µg/l, di cui 7,48 µg/l in plasma e 18,7 

µg/l in eritrociti (RBCs). Tale valore è stato espresso in 

µg/l anche per le emazie al fine di verificare la distribuzione 

dell’As nel sangue nei due diversi compartimenti. 

Nella successiva figura (Figura 8) sono riportati i valori 

minimi e massimi di As totale nella popolazione del 

“gruppo B” (controllo) rilevati in campioni di eritrociti, in 

plasma e in sangue intero. 

Nello studio di Mandal è stata evidenziata una concentrazione 

eritrocitaria media di arsenobetaina pari a 5,13 

µg/kg e di DMA V pari a 25,1 µg/kg. Anche nel compartimento 

plasmatico la concentrazione di DMA V (2,56 µg/l) 

è risultata superiore a quella di arsenobetaina (1,28 µg/l). 

I dati sono riassunti in Tabella 3 di seguito riportata.




Tabella 3. Concentrazione di As e forme metaboliche in eritrociti e plasma 

Nota: gli autori hanno espresso il contenuto di As in eritrociti in µg/Kg. 

Tabella 4. Concentrazione di As e forme metaboliche in urina 

Ciò dimostra che le forme metilate trivalenti di As, quali 

MMA III e DMA III non sono presenti nei globuli rossi e 

che nel plasma sono presenti solo le forme ossidate 

(MMA V e DMA V ). 

Si ritiene quindi che gli eritrociti siano in grado di inglobare 

DMA come DMA III dai quali può essere 

espulso in forma ossidata come DMA V . Il lavoro di 

Mandal risulta uno dei più recenti sulla identificazione 

delle forme molecolari di As nel sangue e conferma i 

dati precedenti, quali quelli di Schiobara (2001) e di Le 

(2000). Risulta evidente che ulteriori valutazioni sono 

necessarie per approfondire il meccanismo di trasporto 

delle forme organiche nei vari compartimenti 

del sangue. 

Tuttavia, poiché l’As si ritrova nel sangue entro poche 

ore dall’assorbimento, può essere impiegato solo come 

biomarcatore di esposizione recente. Al contrario tra le 

matrici biologiche capelli e unghie sono considerate un 

buon indicatore di esposizione cronica ad As. 

Urina 

La concentrazione di As 

urinario correla in modo 

statisticamente significativo 

con la presenza 

di questo elemento nell’acqua 

destinata al 

consumo umano (r 2 = 

0,991, P= 0,83). 

Nella Tabella 4 si riportano 

i valori ottenuti da 

Mandal, le concentrazioni 

minime e massime, 

il valore medio delle 

forme di As organiche 

presenti in urina. Da 

una valutazione dei dati 

è emerso che nella popolazione 

di controllo 

erano presenti le forme 

trivalenti di As in elevata 

concentrazione, con 

una positività del 12% 

per MMA III e del 44% 

per DMA III . Poiché tale 

popolazione aveva interrotto 

l’assunzione di 

acqua continuando ad 

assumere prodotti di 

origine locale si ritiene 

che la via alimentare 

abbia rappresentato 

una sorgente di esposizione 

di importanza notevole 

per le popolazioni 

oggetto di studio. Dall’analisi dei dati è emerso anche 

che l’As totale in urina è 25 volte inferiore rispetto alla 

popolazione esposta ad acqua contaminata. 

Capelli e unghie 

Nell’utilizzo di questi indicatori un’importante considerazione 

preliminare consiste nell’escludere una 

contaminazione esogena del capello da As. Al riguardo 

occorre verificare che non sia stata utilizzata 

per l’igiene della persona acqua contaminata da As. 

Successivamente sono richieste accurate procedure 

di lavaggio della matrice, anche se la rimozione di As 

di origine esogena è più complessa dal punto di vista 

operativo e potrebbe comportare perdite di analita 

(Hindmarsh, 2002). 

L’As assorbito si accumula nei capelli e nelle unghie 

legandosi ai gruppi sulfidrilici della cheratina come As




Tabella 5. Concentrazione (µg/g) di As in unghie e capelli 

trivalente. I valori medi nei capelli sono inferiori a 1 

µg/g (Hindmarsh, 2002) mentre nelle unghie variano 

da 1,5 a 7,7 µg/g (Agahian, 1990; Hinwood, 2003). L’elemento 

è presente nei capelli soprattutto come As 

inorganico e modeste quantità di arsenico metilato 

(Yamauchi, 1989), mentre, secondo studi condotti 

sugli animali, l’arsenobetaina non si accumulerebbe 

nei capelli (Vahter, 1983). Recentemente, Mandal 

(2003) ha analizzato l’As nei capelli e nelle unghie determinando 

le concentrazioni di specie metilate trivalenti 

e di specie ossidate. I dati sono riassunti in Tabella 

5 e posti a confronto con studi precedenti di 

Ioamid e Arnold. 

È stato confermato che in questo tipo di matrice l’arsenobetaina 

è assente e che le forme più tossiche, quali 

quelle trivalenti, sono invece presenti come acido dimetilarsinico. 

È risultato dagli studi condotti che nella popolazione di 

controllo la concentrazione di As totale era notevolmente 

minore (64 volte inferiore nei capelli e 39 volte 

inferiore nelle unghie) rispetto alla popolazione esposta 

(Arnold, 1990). 

Latte materno e sangue del funicolo 

I livelli di As inorganico e delle forme organiche metilate 

nel latte materno variano in funzione delle aree 

geografiche considerate in quanto correlati alle caratteristiche 

geologiche delle differenti regioni e al contenuto 

dell’elemento nell’acqua destinata al consumo 

umano. In letteratura gli studi sulla determinazione di 

As in latte materno 

sono in numero limitato 

e riguardano il continente 

sudamericano 

(Argentina), l’Europa 

(Germania) e l’India 

(Bangladesh). 

Concha (1998) ha studiato 

un gruppo di popolazione 

andina 

(n=30) e la concentrazione 

mediana di As è 

risultata pari a 3,2 

µg/Kg con un intervallo 

compreso tra 0,83 e 7,6 

µg/Kg. Questo dato è 

stato considerato un livello 

di esposizione 

elevato ad As, soprattutto 

se confrontato 

con i livelli europei rilevati 

nella popolazione 

tedesca, per la quale il 

valore medio di As nel latte materno è risultato di 0,20 

µg/l (Sternowsky, 2002). Nello studio di Concha 

(1998) è stata anche valutata la correlazione tra la 

concentrazione media rilevata nel latte (2,0 µg/Kg) e 

quella in sangue intero e urina. In quest’ultima matrice 

è stata determinata la concentrazione delle diverse 

forme organiche. L’As in sangue è risultato pari 

a 9,6 µg/l, mentre in urina è risultato pari a 400 µg/l, 

di cui 330 µg/l di As inorganico+MMA+DMA (valore 

medio). 

Questo studio ha dimostrato che non esiste una correlazione 

statisticamente significativa tra concentrazione 

di As in latte materno e sangue o urina. I valori 

elevati di As riscontrati in urina hanno infatti fornito 

una correlazione negativa (r 2 =0,22; P=0,18) con quelli 

del latte materno. La ricerca sopraccitata è stata considerata 

da altri autori (Sternowsky, 2002) un importante 

riferimento in quanto la popolazione oggetto di 

monitoraggio era residente in una zona priva di qualsiasi 

insediamento industriale e l’alimentazione non 

prevedeva l’assunzione di pesce. Per tale motivo si è 

reso necessario correlare i risultati anche con l’intake 

alimentare. Esaminando l’acqua consumata è risultata 

un’assunzione di As superiore a 200 µg/die. 

Pur non essendo ancora noto il meccanismo di trasporto 

di questo elemento, si ritiene che la secrezione 

dei di questo metallo sia basato su un meccanismo 

omeostatico che coinvolge proteine carriers. Si ritiene 

nel merito che i livelli di As nel sangue del funicolo 

(1,7 µg/l) correlano con il contenuto dell’elemento nel 

latte materno. Ulteriori conferme provengono dallo 

studio di Hall (2007). Un gruppo di donne (n=104) in




Bangladesh ha evidenziato un valore medio di As nel 

sangue materno di 11,9 µg/l. Questo dato presentava 

una correlazione positiva (r=0,93, p= 0,0001) con la 

concentrazione media del sangue del funicolo ombelicale 

(15,7 µg/l). Anche l’analisi di metaboliti organici 

di As ha confermato questo riscontro. L’applicazione 

delle attuali tecniche strumentali, altamente selettive 

e specifiche nel riconoscimento delle forme metaboliche 

di As, ha permesso di rendere disponibili informazioni 

utili, in particolare sulla presenza di metaboliti 

organoarsenicali in sangue materno o del funicolo. 

In sangue materno e ombelicale è stata rilevata ad 

esempio la stessa percentuale di DMA e MMA, con 

un valore pari al 43% e 30% del contenuto totale di 

As. In questo studio si è osservato che una dieta fortificata 

con acido folico può influenzare il pathway 

metabolico e favorire il processo di detossificazione 

dell’organismo. 

18. Valori di As in soggetti esposti 

L’esposizione professionale ad As per via inalatoria 

può interessare operai occupati in fonderie, in impianti 

di combustione del carbone o in siti industriali 

per la produzione di antiparassitari contenenti As, ma 

anche la popolazione che risiede in prossimità di 

queste industrie può essere soggetta ad una potenziale 

esposizione ad As. 

Walker e Griffin (1998) hanno utilizzato un modello 

per la valutazione dell’esposizione per prevedere la 

concentrazione di As urinario di bambini che vivevano 

a Superfund. Applicando questo modello a dati specifici 

del sito considerato, la concentrazione di As urinario 

prevista concordava ragionevolmente con le 

concentrazioni urinarie di arsenico misurate. Il rischio 

previsto di esposizione ad As inorganico utilizzando i 

dati sito-specifici nel modello di esposizione erano 

minori rispetto a quelli previsti utilizzando valori di default. 

I risultati di questi studi, nei quali sono stati utilizzati 

dati di biomonitoraggio, hanno mostrato che 

l’approccio corrente nella valutazione del rischio, nel 

quale si utilizzano valori di default, potrebbe portare a 

una sovrastima del rischio. 

Polissar (1990) ha valutato i livelli espositivi ad As in 

una popolazione residente nei pressi di una fonderia. 

Sono state ritrovate elevate concentrazioni di As urinario 

principalmente in bambini di età inferiore a 6 

anni che vivevano a circa 0,5 miglia dalla fonderia. Il 

portarsi le mani alla bocca costituiva, con ogni probabilità, 

la sorgente maggiore di esposizione in 

questi bambini. L’esposizione ad As inorganico poteva 

verificarsi anche durante la vita prenatale attraverso 

il consumo materno di acqua contenente elevate 

concentrazioni dell’analita. Non sono ancora 

noti in dettaglio gli effetti provocati da questo tipo di 

esposizione. 

19. Conclusioni 

L’arsenico è un contaminante ambientale ubiquitario e 

nell’uomo può causare una serie di patologie che includono 

lesioni cutanee (iperpigmentazione, melanosi, 

cheratosi), problemi all’apparato respiratorio (tosse 

cronica, respiro corto, bronchite), effetti sul sistema 

nervoso (neuropatie, disordini neurocomportamentali, 

perdita di memoria, basso quoziente intellettivo, disturbo 

dell’attenzione, cancro in numerosi organi 

(pelle, polmone, vescica) ed effetti sul sistema riproduttivo 

(complicazioni durante la gravidanza, anomalie 

fetali, parto prematuro, basso peso alla nascita), oltre 

a patologie cardiovascolari e diabete. 

Per evidenziare e documentare un’esposizione cronica 

l’analisi dei livelli di As inorganico in acque destinate 

al consumo umano e la misura dei livelli delle 

forme arsenicali in urina rappresentano indubbiamente 

strategie di monitoraggio individuale utili e per 

certi versi indispensabili per un’accurata caratterizzazione 

del rischio espositivo. Evidenze recenti hanno 

confermato che l’origine etnica del gruppo di popolazione 

considerato è una variabile importante nel determinare 

gli effetti avversi alla salute riferibili ad As. 

Le tecniche strumentali oggi disponibili permettono di 

definire i valori di riferimento di As e delle sue forme 

metaboliche in gruppi di popolazione generale. La disponibilità 

di dati di letteratura in merito all’esposizione 

e agli effetti tossicologici dell’As inorganico necessità 

di ulteriori conoscenze tra le quali assumono 

carattere prioritario quelle di seguito elencate: a) ulteriori 

approfondimenti analitici sulle specie organiche 

di As, in particolare quelle assunte con gli alimenti; 

b) informazioni sulle popolazioni potenzialmente 

suscettibili; c) sviluppo di biomarcatori di effetto 

e loro validazione, in particolare alla bassi dosi 

espositive dell’elemento; d) meccanismo di azione 

dell’As inorganico come interferente endocrino e 

come cancerogeno, eventualmente identificando le 

specie arsenicali responsabili di questi effetti; e) sviluppo 

di bioindicatori molecolari attraverso lo studio 

delle variazioni di espressione genica. 

In conclusione si ritiene che gli studi sul meccanismo 

di azione di As come cancerogeno in esperimenti in 

vitro e nell’uomo rappresentino un necessario contributo 

alla comunità scientifica e per il legislatore. La 

necessità di fornire risposte esaurienti ai futuri orientamenti 

della ricerca scientifica secondo il protocollo 

in precedenza sintetizzato rappresenta quindi, rispetto 

al target finale enunciato, un percorso obbligato e per 

certi versi inderogabile.




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3. Arsenico - Giornale Italiano di Medicina del Lavoro ed Ergonomia ...

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