Posted on: 13 lipca, 2021 Posted by: admin Comments: 0

Przeprowadziliśmy wnikliwą ocenę kluczowych prac badawczych, a także ocenę projektów PBPK.

Hepatotoksyczność zaobserwowano w badaniach bezpośredniego narażenia zębów i dróg oddechowych w licznych badaniach na zwierzętach; Skutki neurologiczne również zostały zidentyfikowane jako potencjalny obszar zainteresowania. Chlorek metylenu  został zidentyfikowany jako prawdopodobnie powodujący raka u ludzi na podstawie dowodów na rakotwórczość na 2 stronach internetowych (wątroba i płuca) u samców i kobiet myszy komputerowych B6C3F1 (bezpośrednia ekspozycja na oddychanie), a także na jednej stronie internetowej (wątroba) u samców B6C3F1 myszy (bezpośrednie narażenie na wodę pitną). Ostatnie badania epidemiologiczne nad dichlorometanem (7 badań nad nowotworami układu krwiotwórczego opublikowanych w 2000 r.) dostarczają dodatkowych danych, budzących obawy dotyczące powiązań z chłoniakiem nieziarniczym i licznymi szpiczakami. Chociaż w bazie danych są miejsca na genotoksyczność dichlorometanu (tj. rozwój adduktów DNA, a także mutacje genów w komórkach docelowych in vivo), pozytywne testy uszkodzenia DNA korelowały z dostępnością tkanek i/lub odmian do praktycznego metabolizmu S-transferazy glutationowej (GST). zadanie, kluczowa ścieżka aktywacji nowotworu wywołanego dichlorometanem. Technologie w ocenie IRIS obejmują oszacowanie ryzyka komórek nowotworowych, szczególnie dla przypuszczalnie wrażliwego genotypu (GST-theta-1+/+), a także modelowanie PBPK uwzględniające krążenie fizyczne człowieka w oparciu o oczekiwaną dystrybucję dla wszystkich osób od 6 miesięcy do 80 lat.

W 2011 roku Zintegrowany System Informacji o Ryzyku (IRIS) amerykańskiej Agencji Ochrony Środowiska (EPA) opublikował zaktualizowany przegląd toksykologiczny dichlorometanu (chlorku metylenu) (US EPA 2011). W tym komentarzu podsumowujemy źródła narażenia i główne ustalenia, postępy, krytyczne kwestie i przyszłe potrzeby badawcze zidentyfikowane w ocenie IRIS, szczególnie w odniesieniu do struktury modelu farmakokinetyki opartej na fizjologii (PBPK), podejścia stosowanego do włączenia wrażliwości na podstawie genotypu oraz inne źródła zmienności w populacji ludzkiej.

Chlorek metylenu  [CASRN (Chemical Abstract Solutions Computer Registry Number) 75-09-2] (lub chlorek metylenu) jest rozpuszczalnikiem organicznym, który faktycznie był szeroko stosowany w instalacjach przemysłowych (np. jako rozpuszczalnik do ekstrakcji, a także jako środek do czyszczenia metali) jako jak również produkty klienta (np. eliminatory do przemalowania).

W 2012 r., według bazy danych US EPA’s Toxic Release Supply (TRI) bazy danych , łącznie 3,4 miliona funtów dichlorometanu zostało uwolnione do środowiska w Stanach Zjednoczonych (UNITED STATE EPA 2015). Ze względu na swoją lotność znajduje się głównie w powietrzu, a główne bezpośrednie narażenie dla całej populacji następuje poprzez oddychanie (głównie z wyładowań przemysłowych i używania przedmiotów przez klienta). W 1996 r. typowe ogólnokrajowe stężenie dichlorometanu w powietrzu zewnętrznym wynosiło 0,47 μg/m3 (UNITED STATE EPA 2002). Bezpośrednie narażenie przez drogi oddechowe w pomieszczeniach może wynikać ze stosowania produktów klienta zawierających dichlorometan, takich jak kleje, pasty do butów w sprayu, farby i lepkie eliminatory [firma ds. Rejestru substancji szkodliwych i chorób (ATSDR) 2000], a także materiałów konstrukcyjnych i wyposażenia [Agencja Ochrony Środowiska w Kalifornii (CalEPA) 2000] Typowe stężenia powietrza w pomieszczeniach nagromadzone w miejskich, suv-ach, a także wiejskich rezydencjach między 1990 (po zakazie lakierowania włosów w 1989) a 2005 rokiem wahały się od 0,4 do 3,5 μg/m3 (Dawson, a także McAlary 2009). Stężenia dichlorometanu w żywności i wodzie są niewielkie w przeciwieństwie do stężeń w powietrzu; stąd bezpośrednie ekspozycje stomatologiczne są niskie. Średnie stężenia w wodzie pitnej są zwykle mniejsze niż jeden składnik na miliard (ppb), czyli poniżej 5 ppb optymalnego stopnia zanieczyszczenia (MCL) (CalEPA 2000). Emisje dichlorometanu do źródeł wody pitnej wahają się w granicach od 0,3 do 2,4% całkowitych uwolnień ekologicznych, znacznie mniej niż 86-95% w przypadku uwolnień klimatycznych, przy czym uwolnienia na ląd stanowią 2-12% ( CalEPA 2000). U zwierząt domowych (McDougal i wsp. 1986) i ludzi (Stewart i Dodd 1964) wykazano w rzeczywistości absorpcję dichlorometanu przez twarz, co czyni tę ścieżkę dodatkową potencjalną ścieżką bezpośredniego narażenia na problem, szczególnie w środowisku zawodowym bez odpowiedniego sprzętu ochronnego i z nieprawidłowym używać produktów konsumenckich (np. odmalować środki do usuwania). Wysokie stężenie dichlorometanu w powietrzu wewnątrz pomieszczeń odnotowano w miejscach pracy, gdzie prawdopodobnie największa liczba pracowników jest narażona na działanie chemikaliów podczas czyszczenia metalu, usuwania farby komercyjnej, a także podczas pracy z użyciem rozpuszczalników atramentowych (ATSDR 2000).

Proces metaboliczny dichlorometanu obejmuje 2 główne szlaki (patrz Uzupełniający Numer Produktu S1): szlak oksydacyjny CYP2E1, który dominuje przy zmniejszonej ekspozycji oraz S-transferaza glutationowa (GST) – szlak zmilitaryzowany, który powoduje sprzęganie dichlorometanu z glutationem (GSH ) (Gargas i in. 1986; Guengerich 1997). Podstawowym etapem szlaku CYP2E1 (cytochrom P450 2E1) jest tworzenie chlorku formylu, którego większość (> 97%) jest metabolizowana dalej do tlenku węgla (CO) (Watanabe oraz Guengerich 2006). Ścieżka katalizowana przez GST powoduje rozwój koniugatu GSH, który jest ostatecznie metabolizowany do dwutlenku węgla (CO2). Sprzęganie dichlorometanu z GSH skutkuje powstaniem dwóch reagujących związków pośrednich, o których faktycznie sugerowano, że biorą udział w zatruciu dichlorometanem, S-(chlorometylo) GSH, a także formaldehydem (Hashimi i wsp. 1994). Chociaż oczekuje się, że obie ścieżki będą przebiegać niezależnie od bezpośredniej ekspozycji, ścieżka CYP dominuje przy niższym skupieniu bezpośredniej ekspozycji.

METODY

Przegląd toksykologiczny został stworzony zgodnie z ogólnymi wytycznymi analizy zagrożeń (National Research Council 1983, 1994). Strategia wyszukiwania literatury została oparta na CASRN (75-09-02) oprócz nazw zwyczajowych dichlorometanu i Chlorek metylenu. Poszukiwania przeprowadzono we współpracy między zespołem oceniającym a bibliotekarzem klinicznym.

Określono główne badania zasobów analizujące wszelkiego rodzaju zatrucia (np. rozrodcze, wątrobowe, rakowe) u zwierząt doświadczalnych i ludzi, oprócz danych toksykokinetycznych, a także mechanistycznych. Każdy zestaw badań odnoszących się do pewnego rodzaju wyniku końcowego został następnie poddany przeglądowi, biorąc pod uwagę wpływ kryteriów bezpośredniego narażenia (ścieżka, poziom, czas trwania), populacja lub świnka morska, niepowtarzalność miary efektu i różne inne elementy metod badawczych (USA EPA 2011). Wyniki wyszukiwania, a także procesu oceny zostały zbadane przez zewnętrzny panel oceniający w ramach procesu opracowywania oceny (zob. Dodatek A w EPA ZJEDNOCZONEJ STANY ZJEDNOCZONEJ 2011).

Dodatkowo, jak zdefiniowali Cooper et al. (2011), przeprowadzono bardziej skoncentrowane poszukiwania badań nad komórkami nowotworowymi w zdrowiu publicznym, wykorzystując PubMed (ostatni dostęp 30 marca 2011 r.) i dodano techniki wyszukiwania skupiające się na powiązanych rozpuszczalnikach. Badania naukowe z wynikami specyficznymi dla dichlorometanu zostały wybrane do referencji; badania podające przybliżone ryzyko w oparciu o podstawowe kategorie rozpuszczalników zostały wykluczone. W analizie i syntezie zbioru 18 uznanych badań epidemiologicznych nad rakiem wykorzystano szczegóły dotyczące cech indywidualnych, metody oceny narażenia, a także poziomów narażenia, definicji wyników, a także zasobów danych, a także prospektywnych pomyłek. Tabele podsumowujące te badania naukowe można znaleźć w analizie IRIS (U.S. EPA 2011).

Główne toksyczne skutki Chlorek metylenu

Toksyczność wątroby. Wyniki dotyczące wątroby są typowymi obserwowanymi formami zatrucia zgodnymi z inhalacją (Burek i wsp. 1984; Nitschke i wsp. 1988) lub dentystyczną (Serota i wsp. 1986a) narażeniem na dichlorometan u gryzoni. Zmiany obserwowane u zwierząt po ekspozycji na dichlorometan obejmują ogniska/obszary zmian w wątrobie, wakuolizację hepatocytów (wakuolację lipidów w hepatocytach), stłuszczenie wątroby i martwicę, przy czym efekty obserwowane zaczynają się od 500 ppm (Burek i wsp. 1984; Nitschke i wsp. 1988). Łatwo dostępne badania na ludziach nie dają odpowiedniej podstawy do analizy wpływu na wątrobę, zwłaszcza pod warunkiem ograniczenia serologicznych etapów uszkodzenia wątroby (Ott i wsp. 1983; Soden 1993). Sposób działania, a także pierwotny przedstawiciel (tj. związek matki i taty, konkretny metabolit) dla tych wyników nierakowych nie są znane. Niemniej jednak, analiza dawka-odpowiedź pokazuje, że korelacja z zatruciem zwierząt domowych (wakuolizacja wątroby) była znacznie lepsza dla specyficznego dla wątroby tempa metabolizmu CYP niż dla ogniska rodzicielskiego lub tempa metabolizmu GST. Brak informacji o sposobie działania i związku z metabolizmem CYP dla wakuolizacji wątroby pozostaje w porównaniu z danymi mechanistycznymi i wewnętrzną metryką wykorzystaną dla komórek nowotworowych (omówionych szczegółowo poniżej). W UNITED STATE EPA (2011) przyjęto odrębne urządzenia dla unikalnych punktów końcowych, z zastosowaniem różnych metryk dawki.

Neurotoksyczność. Zgodnie z różnymi innymi chlorowanymi rozpuszczalnikami, takimi jak trichloroetylen i tetrachloroetylen, bezpośrednia ekspozycja na dichlorometan prowadzi do zmniejszenia aktywności motoryki elektrycznej, upośledzenia pamięci, a także modyfikacji reakcji na bodźce czuciowe u myszy i szczurów (przegląd: Bale i in. 2011). Oddziaływania te są podobne do oddziaływań innych rozpuszczalników, takich jak toluen, które w rzeczywistości przebadano bardzo intensywnie. Wyniki badań eksperymentalnych na ludziach pokazują, że poważne niedobory neurobehawioralne – determinowane m.in. zadaniami psychomotorycznymi, testami synchroniczności rąk – oczu, zmianami czynności stymulowanych wzrokowo, a także czujnością słuchową – mogą mieć miejsce przy stężeniach > 200 ppm z 4–8 godzinną ekspozycją (Bos et al. 2006; Putz et al. 1979). Mniej badań przeanalizowało neurologiczne skutki przewlekłego narażenia, chociaż istnieją pewne dowody na zwiększoną częstość występowania objawów neurologicznych wśród pracowników przy zwykłym narażeniu na 75-100 ppm (Cherry i wsp. 1981), a także na długotrwałe skutki niektórych neurologicznych kroki (tj. możliwe szkody w zainteresowaniu i czasie reakcji w skomplikowanych pracach) u pracowników, których przeszłe narażenie utrzymywało się w zakresie 100-200 ppm (Lash et al. 1991). Badania dotyczące trwałego narażenia są ograniczone pod względem rozmiaru próbki i rozważań dotyczących mocy. Niemniej jednak badanie przeprowadzone przez Lasha i in. (1991) jest godny uwagi, ponieważ dokonał przeglądu neurotoksyczności pracowników zajmujących się konserwacją statków powietrznych sprawdzanych średnio 5 lat po przejściu na emeryturę, a także wykazuje skutki utrzymujące się po ustaniu narażenia. Wymagane są dodatkowe badania naukowe nad długotrwałymi neurotoksycznymi skutkami przewlekłego bezpośredniego narażenia. Niedawne świadectwo danych mechanistycznych wskazuje, że dichlorometan może działać bezpośrednio w określonych miejscach w umyśle, takich jak ligandy, a także kanały jonowe bramkowane napięciem; te modulacje farmakodynamiczne są podobne do innych rozpuszczalników chlorowanych, w tym trichloroetylenu i tetrachloroetylenu (Bundle et al. 2011). W rzeczywistości dodatkowo zaobserwowano zmiany w glutaminianie, kwasie γ-aminomasłowym, dopaminie, serotoninie, acetylocholinie, a także różnych innych neuroprzekaźnikach. Obszary docelowe składają się z jądra ogoniastego i hipokampu (związanego z uczeniem się, a także z pamięcią) oraz móżdżku (związanego z zadaniami motoryki elektrycznej, a także funkcją nerwowo-mięśniową). Nie przeprowadzono dodatkowych kompleksowych badań stworzonych specjalnie w celu określenia sposobu działania dla wywołanych dichlorometanem problemów funkcji neurologicznych (Bale i wsp. 2011).

Komórki nowotworowe. Informacje z 2-letnich testów biologicznych na zwierzętach dla dichlorometanu dostarczają dowodów na rakotwórczość w dwóch miejscach (wątroba i płuca) u samców i samic myszy komputerowych B6C3F1 z bezpośrednim narażeniem inhalacyjnym [National Toxicology Program (NTP) 1986], a także na jednej stronie internetowej dla samców B6C3F1 myszy (wątroba) z bezpośrednim narażeniem na wodę pitną (Hazleton Laboratories 1983; Serota i wsp. 1986b). Bezpośrednia ekspozycja na skupienie oddechowe 2000 lub 4000 ppm dichlorometanu spowodowała zwiększenie występowania grudek płuc, a także wątroby u myszy komputerowych B6C3F1, ze statystycznie istotnymi wzorcami obserwowanymi u mężczyzn i kobiet w obu miejscach (wartości p wahały się od <0,001 do 0,013 ) (NTP 1986). W badaniach narażenia doustnego Serota i in. (1986b) wykazali, że nie ma trendu związanego z dawką, a także nie ma znaczących różnic w parach z kontrolami. Ocena leżąca u podstaw tych wniosków była nieobecna, jednak wyniki statystyczne przedstawione w pełnym raporcie badawczym (Hazleton Laboratories 1983) podtrzymują analizę tych informacji jako wskazującą na niski wzorzec (wzorzec wartość p = 0,058) ze statystycznie istotnym wzrostem w 3 z 4 grup dawkowania (p = 0,071, 0,023, 0,019 i 0,036 odpowiednio dla grup dawkowania 50, 125, 185, jak również 250 mg/kg/dzień).

Badania na ludziach faktycznie zaobserwowały powiązania między narażeniem w pracy na Chlorek metylenu  a zwiększonym zagrożeniem dla wielu specyficznych nowotworów, składających się z komórek raka mózgu, raka wątroby i dróg żółciowych, chłoniaka nieziarniczego i kilku szpiczaków (Cooper i wsp. 2011). Oferowane badania towarzyszące nie dają odpowiedniej podstawy do wyciągania wniosków, ponieważ ogranicza je zmniejszona moc analityczna dla dość rzadko występujących nowotworów, takich jak komórki rakowe wątroby i umysłu, ograniczone szczegóły dotyczące klasyfikacji komórek raków krwiotwórczych (a także wykorzystanie śmiertelność, a nie informacje o występowaniu tych komórek rakowych), a także, w przypadku niektórych badań, brak danych z historii pracy lub nieodtworzenie kohorty tworzenia (UNITED STATE EPA 2011). Przykład raka krwiotwórczego – badania kontrolne są dość aktualnym rozszerzeniem źródła danych epidemiologicznych, z siedmioma ogromnymi badaniami badawczymi wykorzystującymi dość dogłębne procedury analizy bezpośredniego narażenia, które zostały opublikowane, biorąc pod uwagę, że 2000 (Barry i wsp. 2011; Costantini i wsp. 2008; Gold i wsp. 2011; Infante-Rivard i wsp. 2005; Miligi i wsp. 2006; Seidler i wsp. 2007; Wang i wsp. 2009). Oceny bezpośredniej ekspozycji wykorzystywały ustrukturyzowany format rozmowy kwalifikacyjnej, uzyskując historię pracy w czasie całego życia ze szczegółami dotyczącymi miejsc pracy, a także produktów, z niektórymi badaniami składającymi się z dodatkowych modułów specyficznych dla stanowiska i branży opracowanych w celu uzyskania jeszcze bardziej wszechstronnych informacji dotyczących szczegółów rozpuszczalniki. W czterech badaniach zdarzeń chłoniaka nieziarniczego lub licznych szpiczaków zaobserwowano organizacje z narażeniem na dichlorometan (wcześniej ujawniono lub najwyższą możliwą klasyfikację narażenia; iloraz szans między 1,5 a 2,2) (Gold i wsp. 2011; Miligi i wsp. 2006; Seidler i wsp. 2007; Wang i wsp. 2009); wyniki te pokazują, że w przyszłych badaniach potrzebne jest skoncentrowanie się na tych konkretnych komórkach nowotworowych. W badaniach epidemiologicznych nie badano nieprawidłowości tempa metabolizmu GST w odniesieniu do zagrożenia komórek rakowych, jednak komunikacja między genotypem TT CYP2E1 rs2076067 (znaczenie funkcjonalne nieznane), ekspozycją na dichlorometan, a także ryzykiem chłoniaka nieziarniczego zaobserwowano w jednym badaniu (Barry et al. 2011). Nieregularność genetyczna we wrażliwości na bezpośrednie narażenie na rozpuszczalnik, w szczególności na bezpośrednie narażenie na Chlorek metylenu, jest dodatkowym obszarem przyszłych potrzeb badawczych.

Z drugiej strony, w przypadku wakuolizacji wątroby (efekt nienowotworowy), dostępne są informacje o sposobie działania komórek nowotworowych wywołanych dichlorometanem. Źródło danych o niestabilności chromosomów wywołanej dichlorometanem, jak również o uszkodzeniach DNA, podtrzymuje mutagenny tryb rakotwórczego działania dichlorometanu, pełniący kluczową funkcję dla ścieżki metabolicznej GST w karcynogenezie. Dowód ten składa się z a) dowodów in vivo aberracji chromosomowych, a także mikrojąder w mysim płucu i zewnętrznych krwinkach czerwonych, tkankach o wysokim schemacie GST, bez jednoczesnej cytotoksyczności (Allen i wsp. 1990), oprócz niekorzystnych wyników w kościach komórki szpiku, które mają nieco zmniejszoną dostępność GST (Allen i wsp. 1990; Gocke i wsp. 1981; Sheldon i wsp. 1987; Westbrook-Collins i wsp. 1990); b) dowody in vitro mikrojąder (Doherty i wsp. 1996) i wymiany chromatyd sis (Olvera-Bello i wsp. 2010) w komórkach ludzkich, anomalii oraz pęknięć DNA w komórkach jajnika chomika chińskiego z cytozolem wątroby myszy komputerowej kompetentnym pod względem GST (Graves, a także Eco-friendly 1996), a także mutacja w stresie drobnoustrojowym, która posiada zadanie metaboliczne GST (w stresie bez GST, wyniki były negatywne, chyba że transfekowano zwierzęcym genem GST) (DeMarini i wsp. 1997; Graves i wsp. 1994a; Pegram i wsp. 1997; Thier i wsp. 1993); a także c) testy wskaźnika uszkodzenia DNA in vivo i sztucznej inseminacji, składające się z testu wymiany komet i chromatyd siostrzanych, z pozytywną przyczyną mysich czerwonych krwinek, wątroby i płuc, ale nie w szpiku kostnym, gdzie dostępność GST jest ograniczona (Allen i wsp. 1990; Graves i wsp. 1994b, 1995; Sasaki i wsp. 1998; Westbrook-Collins i wsp. 1990). Ta specyficzność miejsca w tkance docelowej jest istotnym czynnikiem w analizie łatwo dostępnych informacji. Badania in vivo na ssakach wykazują wyniki specyficzne dla miejsca, składające się z aberracji chromosomowych (Allen i wsp. 1990), wiązań krzyżowych w zdrowych białkach DNA (Casanova i wsp. 1992, 1996), SSB DNA (pęknięcia pojedynczych nici) ( Graves et al. 1994b, 1995) i wymiany chromatyd sis (Allen et al. 1990) w komórkach wątroby i/lub płuc myszy B6C3F1 przylegających do ciężkiej ekspozycji na oddychanie w celu skupienia, które wytwarza grudki wątroby i płuc z przewlekłą bezpośrednią ekspozycją, oraz uszkodzenia DNA (zidentyfikowane w teście kometowym) po zwiększeniu bezpośredniej ekspozycji na dichlorometan w tkance wątroby, ale nie w miejscach o jeszcze bardziej ograniczonym metabolizmie GST (żołądek, nerki, umysł lub szpik kostny) u myszy komputerowych CD-1 (Sasaki i al. 1998).

Do wagi dowodów na mutagenne ustawienie aktywności dichlorometanu przyczyniają się obserwacje, że większość korzystnych wyników, zarówno in vitro, jak i in vivo, miała miejsce przy dawkach niecytotoksycznych; że w kilku badaniach zaobserwowano zwiększoną częstość występowania genotoksyczności wraz z dawką; w których rozwój uszkodzeń DNA in vivo zaobserwowano w 24 zasobach ludzkich po ciężkich ekspozycjach (Tomb and Environment friendly 1996; Graves et al. 1995; Hu et al. 2006; Sasaki et al. 1998).

Znaczenie ścieżki, w której pośredniczy GST w porównaniu z drogą, w której pośredniczy CYP dla raka, przynajmniej w wątrobie, jest również silnie poparte przewidywaniami modelu PBPK. Pomiędzy wdychaniem bezpośredniego narażenia na 2000, a także 4000 ppm następuje znaczny wzrost częstości występowania nowotworów wątroby (raków wątrobowokomórkowych lub gruczolaków) zarówno u samców, jak i samic myszy (Mennear i wsp. 1988; NTP 1986), ale wersja PBPK przewiduje prawie pełne wysycenie metabolizmu wątrobowego CYP o 2000 ppm. Na przykład u kobiet myszy częstość występowania wzrostu wątroby wzrasta z 35% do 87% pomiędzy tymi poziomami ekspozycji, ale specyficzna dla wątroby dawka zależna od CYP wzrasta tylko z 3,1 do 3,2 g metabolizowanej wątroby/l tkanki wątroby/dobę, a także całej -dawka CYP w organizmie od 132 do 136 mg metabolizowanych/kg masy ciała/dobę. (Ten brak korelacji pomiędzy procesem metabolicznym CYP a rakiem jest wyraźnie odmienny od doskonałego związku obserwowanego pomiędzy metabolizmem CYP a także efektami nierakowymi, zdefiniowanymi wcześniej.) Zastosowanie tych dawek z informacjami zwrotnymi komórek rakowych skutkuje nieakceptowalnym dopasowaniem kryteriów wieloetapowego raka model dawkowania.

Zastanawiano się nad znaczeniem badań biologicznych dichlorometanu u myszy komputerowych dla ludzi w warunkach niskiego narażenia w oparciu o problemy z wysokim narażeniem w badaniach genotoksyczności, a także testy biologiczne na zwierzętach, wysokie wskaźniki raka wątroby u samców myszy B6C3F1, oraz dość wysoką aktywność GST u myszy (Green 1997). Niemniej jednak, jak opisano w kolejnym obszarze, wariant aktywności GST jest bezpośrednio włączony do modelowania PBPK i oczekuje się, że obie ścieżki będą przebiegać, również przy niskich bezpośrednich ekspozycjach. Ponadto różnice w lokalizacji GST-Theta (T)1 w komórkach, dodatkowego źródła zmienności międzygatunkowej, potwierdzają znaczenie danych z testów biologicznych wzrostu wątroby myszy komputerowych dla ludzi. Lokalizacja jest widoczna w jądrach hepatocytów myszy komputerowych i nabłonku dróg żółciowych, jednakże preferencyjnej lokalizacji jądrowej GSTT1 nie obserwuje się u szczurów (Mainwaring i wsp. 1996). Niemniej jednak, w ludzkiej tkance wątroby, jądrową lokalizację GSTT1 zaobserwowano w niektórych hepatocytach, a także w jądrach komórek nabłonkowych dróg żółciowych (Sherratt i wsp. 2002).

PODSUMOWANIE

Podsumowując, ocena toksykologiczna dichlorometanu IRIS (U.S. EPA 2011) na podstawie obecnie dostępnych danych opartych na hepatotoksyczności u szczurów, a także myszy komputerowych, stworzyła zalecane wartości dawkowania nierakotwórczych dla ekspozycji doustnej i inhalacyjnej; problemem jest również możliwość wystąpienia skutków neurologicznych, na które składają się długoterminowe skutki utrzymujące się po zaprzestaniu trwałego bezpośredniego narażenia. Chlorek metylenu  został sklasyfikowany jako „najprawdopodobniej powodujący raka u ludzi”, w dużej mierze na podstawie dowodów na rakotwórczość w dwóch miejscach (wątroba i płuca) u mężczyzn i kobiet myszy B6C3F1 (narażenie oddechowe), a także w jednym miejscu (wątroba). u samców myszy komputerowych B6C3F1 (bezpośrednie narażenie na wodę pitną) i utrzymywane przez związek między bezpośrednimi narażeniami zawodowymi, a także nowotworami mózgu, wątroby i układu krwiotwórczego u ludzi. Dodatkowe badania epidemiologiczne i mechanistyczne dotyczące nowotworów limfo-hematopoetycznych, w tym badania analizujące dziedziczną nieprawidłowości w sprzężeniu zwrotnym z bezpośrednim narażeniem na konkretne rozpuszczalniki, mogą przyczynić się do lepszego zrozumienia rakotwórczego działania dichlorometanu. Chociaż istnieją luki w źródle danych dotyczących genotoksyczności dichlorometanu (tj. rozwój adduktów DNA, a także anomalie genów w tkankach docelowych in vivo), określono mutagenne ustawienie aktywności dla kancerogenezy w oparciu o przedstawione dowody aberracji chromosomowych, mikrojąder, jak również jak DNA uszkadza sztuczną inseminację, a także in vivo, która jest związana z dostępnością tkanek i / lub odmian funkcjonalnego zadania metabolicznego GST, ważnej ścieżki aktywacji dla raka wywołanego dichlorometanem. Ekspresja GSTT1 została faktycznie zauważona, na obniżonych poziomach, w różnych miejscach oprócz wątroby i płuc, składających się z komórek sutka i umysłu (Juronen i wsp. 1996; Lehmann i Wagner 2008). Technika PBPK wykorzystana do przybliżenia ryzyka komórek rakowych w ocenie dichlorometanu oznacza znaczną poprawę, na przykład poprzez skupienie się na genotypie o wysokim stopniu zagrożenia (GSTT1+/+, oznaczający około 30% populacji USA), jak również jako konsolidacja rozkładów fizjologicznych człowieka dla wszystkich osób w wieku od 6 miesięcy do 80 lat. Dodatkowe badania naukowe dotyczące prognozy części tempa metabolizmu występującego na szlakach CYP vs GST mogą prowadzić do niepewności co do tego, co jest obecnie uważane za najskuteczniejszy oferowany model PBPK, który jest wykorzystywany jako struktura do metrologia zagrożeń.