環境中のカドミウム曝露は、ミャンマーの成人に腎臓の管状および糸球体の機能障害を誘発する

詳細については。 コンタクトtina.xiang@wecistanche.com
概要—カドミウムは環境に有毒な金属であり、その曝露は世界的な公衆衛生上の脅威となっています。 ミャンマーのアイヤワディ管区にあるニャウンドン郡区のタジンヤエキョウ村に住む人々のカドミウムの暴露評価と、カドミウムの腎臓への悪影響を評価することを目的とした。 この村に住む被験者（18-40歳）が暴露群（n =65）として選ばれ、ミャンマーのヤンゴン管区のカマユット郡区に住む被験者が対照群（n =65）として選ばれました。スポット尿サンプルを採取して、グラファイト炉原子吸光分析（GFAAS）法を使用して尿中カドミウム濃度を測定し、尿中のクレアチニン濃度に調整しました。 評価するには腎臓機能、尿中、-ミクログロブリンレベルはELISAによって決定され、血清クレアチニンは比色Jaffe法によって測定され、推定糸球体濾過率（eGFR）は慢性腎臓病疫学コラボレーション（CKD-EPI）方程式によって計算されました。 尿中カドミウム濃度は、対照群（p =0。036）。尿中、-ミクログロブリンレベルは有意に高く（p=0。000）、eGFRは暴露群で有意に低かった（p=0。013）コントロールと比較して。 さらに、尿中カドミウムレベルは、すべての研究集団で尿中β-ミクログロブリンと有意な正の相関を示しました（p<0.01). the="" positive="" correlation="" becomes=""><0.01)in the="" exposed="" group="" only.="" for="" egfr,="" a="" significant="" negative="" correlation="" was="" found="" in="" all="" study="" populations=""><0.01)and the="" exposed="" groups=""><0.01). our="" findings="" suggested="" that="" environmental="" cadmium="" exposure="" can="" induce="">腎機能障害明らかに健康な成人の尿細管機能と糸球体機能の両方で。

キーワード：カドミウム、腎臓尿細管機能、腎臓糸球体機能、成人、ヒト

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前書き

有毒な重金属であるカドミウムは、主に亜鉛の採掘、製錬、精製の副産物です。 石炭燃焼、鉱山尾鉱、都市ごみ、製錬所スラグ、廃棄物の残留物は、大気への排出によって土地に堆積するため（Faroon et al、2012）、カドミウムを含む肥料や下水汚泥を農地に散布すると、土壌が汚染される可能性があります。 、およびカドミウムの取り込みは、人間が消費するために栽培された作物や野菜によって増加します（Jarup and Akesson、2009）。 食事は、世界のほとんどの地域で環境カドミウム曝露の主な原因です。 飲料水中のカドミウムは、すべてのカドミウム摂取量のごく一部にしか寄与していません（Olsson et al、2002）。 タバコの喫煙は、カドミウム曝露のもう1つの重要な原因です（McElroy et al、2007）。 周囲空気中のカドミウム濃度は一般的に低いです。 土壌が汚染されている地域では、カドミウム放出源が閉鎖された後でも、ハウスダストがカドミウムへの重要な暴露源となる可能性があります（Hogervorst et al、2007）。

カドミウム曝露は、特に高曝露レベル（尿中カドミウム（UCD）、13.5ug / gクレアチニン）で腎毒性作用と関連している（Jarup et al。、1993）。 しかし、カドミウム曝露とその健康への影響に関するいくつかの研究では、より低い曝露でも悪影響が生じる可能性があることが報告されています（Jarup et al。、1998; Menkeet al。、2009; Eom et al.2017）。 さらに、多くの研究が、一般集団におけるカドミウム曝露の健康への影響を報告しています。

特定の産業被ばくがないこと（Jarup and Akesson、2009）。

以前の研究は、腎臓（カドミウムは腎毒性があるため）と骨（骨粗鬆症を引き起こす）に焦点を当てていましたが、最近の研究では、低レベルの環境曝露での肺、腎臓、前立腺のがんリスクも報告されています（Jarup and Akesson、2009 ）、慢性閉塞性肺疾患や肺気腫などのカドミウム関連肺疾患（Lampe et al、2008）、循環器疾患特に冠状動脈性心臓病（Tellez-Plaza et al、2013）、および急性中枢および末梢神経毒性（Ismail et al、2015）の場合。

腎臓は、長期暴露でカドミウムの影響を受ける主要な臓器です（Boonprasert et al、2011）。 カドミウムは腎臓によく保持され（半減期：10-30年）、尿中のカドミウム濃度は主に体のカドミウムの負荷に影響されます。 したがって、尿中のカドミウムの量は最近と過去の両方の曝露を示していますが、血液中のカドミウムの量は最近のカドミウムへの曝露を示しています。 髪や爪のカドミウムレベルは、体外からのカドミウムが髪や爪に付着する可能性があるため、いつまたはどれだけのカドミウムが摂取されたかの指標としては有用ではありません（有害物質疾病登録局（ATSDR） ）、2012）。

最初に、カドミウムへの暴露は腎臓の尿細管の損傷を引き起こします。 -ミクログロブリン、、-ミクログロブリン、またはレチノール結合タンパク質などの低分子量タンパク質の排泄の上昇は、尿細管タンパク質吸収能力への損傷の指標として使用されてきました。 長期および/または高曝露後、尿細管損傷は糸球体濾過率（GFR）の低下を伴う糸球体損傷に進行し、最終的に腎不全に進行する可能性があります（Jarup and Akesson、2009; Johriet al。、2010）。 、低用量のカドミウム曝露は、間質マトリックス成分フィブロネクチンの過剰産生およびマウスの腎臓における筋線維芽細胞/ EMT（上皮-間葉移行）マーカー-SMAの発現を誘発し、これは最終的に腎線維化につながる可能性があります（Thijssen et al、2007） 。

ミャンマーでは、環境中の重金属曝露は新たな公衆衛生問題です。 しかし、カドミウムで汚染された地域に関する公衆衛生データの証拠は限られています。 以前の研究では、Ayeyawady Divisionに住む妊娠中の母親の出生前の重金属曝露と不利な出産の結果との関係が報告されました（Kyi-Mar-Wai et al。、2 0 17）。 その研究では、妊娠中の母親がカドミウムに高度に曝露されていることを確認しました（調整された尿中カドミウムレベルの中央値はクレアチニンの0.9ug / gでした）。したがって、パイロット研究は、カドミウムの曝露評価を評価するために、AyeyarwadyDivisionのNyaungDonTownshipのTaZin Yae Kyaw村で、住民の飲料水サンプルにはカドミウム汚染がないにもかかわらず、カドミウム曝露が低かった可能性があることが判明しました。カドミウムの影響は、これらの明らかに健康な人々に対して行われるべきです。本研究は、これらの地域に住む人々におけるカドミウムの曝露評価と、腎臓に対するカドミウムの悪影響を評価することを目的としました。

材料および方法

研究領域と主題

This study was carried out from December 2018 to September 2019. In the present study, apparently healthy participants, aged 18-40 years, residing in the Ta Zin Yae Kyaw village of Nyaung Don Township in Ayeyarwady Division, Myanmar, were selected as the exposed group (n=65)(Fig. 1)and those residing in Kamayut Township in Yangon Division, Myanmar as the control group (n =65). Adult male and female subjects were selected from these areas. They were requested to come to the local authority offices and the detailed procedure, aim, and objectives of the study were explained. Then they were asked for their voluntary participation. Written informed consent was taken from the volunteers. Those with body mass index>25 kg / m2、腎疾患または泌尿器疾患、高血圧または糖尿病の既知の病歴、140/90 mm Hg以上の血圧、180 mg/dLまたは10mmol/L以上のランダム血糖、および妊娠中の女性被験者は除外されました。 合計130人の被験者がこの研究に参加しました。 生化学的分析のために、スポット尿サンプルと血液サンプルを採取しました。

サンプルの収集と生化学的分析

被験者は、提供された清潔なビーカーを使用してスポット尿サンプルを収集するように求められました。 それを50mlポリエチレンボトルと2本の5mL尿チューブに移しました。尿中カドミウムの分析用に50mLボトル、収集後7日以内に-ミクログロブリン用に1本の5 mLチューブ、もう1本にクレアチニンレベルの測定。 保存する前に、このチューブに0.5 Nの水酸化ナトリウムを1滴加えて、尿のpHを6-8に調整し、酸性条件でのβ-ミクログロブリンのさらなる分解を防ぎました。 尿サンプルはクールボックスで輸送されました。 尿中カドミウムレベルを検出するためのサンプルは、収集から24時間以内に産業環境衛生局の研究所に転送されました。 残りの2つのサンプルは、生化学的分析のために、ヤンゴン第一医科大学生理学部の大学院研究所に-20度で保管されました。

無菌状態で肘前静脈から3mLの末梢血を採取し、血清クレアチニンを測定するために抗凝固剤を含まない試験管に採取しました。 血液サンプルもクールボックスで輸送されました。 2000rpmで10分間遠心分離した。 クレアチニンの血清サンプルは-20度で保存されました。

尿中カドミウムは、黒鉛炉原子吸光分析（GFAAS）法によって測定されました。 、-尿中のミクログロブリンは、酵素結合免疫吸着測定法（ELISA）（EIA-1789。DRGInternational、Inc.、Springfield、NJ、USA）によって測定されました。 血清および尿中のクレアチニンのレベルは、市販のキット（自動クレアチニン液体色、ヴィースバーデン、ドイツ）を使用した比色分析Jaffe法によって測定されました。 スポット尿サンプルを希釈用に調整するために、すべての尿パラメーターを尿中クレアチニン（UCR）の濃度に調整しました。 個々の被験者の糸球体濾過率（eGFR、1.73 m2あたり1分あたりのミリリットル）は、CKD疫学コラボレーション（CKD-EPI）式を使用して血清クレアチニン、年齢、性別から推定されました：CKD-EPI GFR {{1 {{15} }}} x min（Scr / k、1）x max（Scr / k、1）-1 .2 0x0。993Agx1.018[女性の場合x1.159[アフリカの場合アメリカ人]、ここでScrは血清クレアチニン（mg / dL）、Kは女性で0.7、男性で0.9、女性で-0。329、男性で-0。411、minは最小値を示しますScr / kまたは1、およびmaxは、Scr / kまたは1の最大値を示します（Levey et al。、2009）。

統計分析

すべての計算は、コンピューターベースのSPSSソフトウェアバージョン22を使用して実行され、マスターシートがカウンターチェックされました。 正規分布の数値変数の記述統計は平均±SDとして表され、偏った分布の統計は中央値および四分位範囲（IQR）として表されました。 カテゴリ変数の記述統計は、頻度とパーセンテージとして表されました。 Z検定とスチューデントのt検定を使用して、カテゴリデータと連続データを比較しました。 カイ二乗検定を使用して、カテゴリ変数を比較しました。 慢性カドミウム曝露群と対照群の間の腎パラメーターの比較は、マンホイットニーU検定を使用して実行されました。 スピアマンの相関係数（rho）を使用して、尿中カドミウムと腎臓パラメーターの間の相関を評価しました。 P値<0.05 was="" considered="" statistically="">

倫理的配慮

この研究は、ヤンゴン第一医科大学の研究倫理委員会が地方自治体の許可を得て発行した倫理ガイドライン（073 / UM1、REC.2018）に従って実施されました。 個人は自発的な参加のために招待されました。

結果と考察

13人の0研究対象（曝露群で65人、対照群で65人）の一般的な特徴を表1に示します。平均年齢は曝露群で高かった（29。86± 6。46年）対照群より（21.7±5.2 0年）。 平均ボディマス指数（BMI）は、曝露群と対照群の間で差がありませんでした。 喫煙者とビンロウジの咀嚼者の割合は、対照群よりも曝露群の方が高かった。 本研究では、被験者の尿中カドミウムレベルの中央値は、対照群（0.41 ug / g Cr）よりも曝露群（0.96ug / g Cr）で有意に高かった（p =0。036）（表2）。 尿中ミクログロブリンレベルは、対照群と比較して曝露群で有意に高く（p =0。000）、eGFRは曝露群で有意に低かった（p {{22}）。 } .013）対照群と比較（表2）。

さらに、すべての研究集団、曝露群、および対照群における尿細管および糸球体機能の尿中カドミウムとバイオマーカーの相関関係を表3に示します。尿中カドミウムレベルと尿中の間に有意な正の相関がありました。 、-研究対象集団のミクログロブリン（スピアマンのrho=0 .321、n=130、p<0.01)(fig.2). when="" it="" was="" studied="" in="" the="" exposed="" group="" only,="" the="" correlation="" becomes="" stronger(spearman's="" rho="0.347,n=65,"><0.01), although="" a="" significant="" positive="" correlation="" was="" also="" found="" in="" the="" control="" group(spearman's="" rho="0.264," n=""><0.05)(fig.3).likewise,there was="" also="" a="" significant="" negative="" correlation="" between="" urinary="" cadmium="" level="" and="" egfr="" (spearman's="" rho="-0.257,n="><0.01)(fig. 4).="" a="" similar="" pattern="" but="" a="" stronger="" negative="" correlation="" was="" found="" in="" the="" exposed="" group="" only="" (spearman's="" rho=""><>

重金属曝露の健康への影響に関するこれまでのミャンマーの研究のほとんどは、鉛、ヒ素、および水銀に焦点を当てていましたが、カドミウム関連の健康への影響に関する研究は、この国ではまだ限られています。 ミャンマー南部のアイヤワディ管区では、地下水が砒素で高度に汚染されていることが確認されているが（Tun、2003）、カドミウムのデータは不明である。 この地域は、豊かな沖積土での稲作において中心的な役割を果たしています。 米はカドミウムの主要な供給源の1つとして特定されており、特にアジアでは、人間の摂取量をリードしています。 摂取されたカドミウムの最大50％は、アジア諸国の米とその製品からのものでした（Tsukahara et al、2003）。 カドミウムは、アイヤワディ地方で生産された玄米と白米に含まれていることがわかりました（Phyo-Wai-Zin et al。、2018）。

本研究では、13人の被験者の尿中カドミウム濃度が測定され、曝露された被験者の尿中カドミウムの中央値は0。96ug/gクレアチニンであることがわかりました。 これは、ミャンマーのアイヤワディ地域で行われた以前の研究（調整された尿中カドミウムレベルの中央値は0。9 ug / gクレアチニン）と一致していました（Kyi-Mar-Wai et al。、2 { {12}} 17）しかし、それはアジアの人口について報告されたものよりも高かった（中央値、0。59 ug / gクレアチニン）（Kippler et al。、2007）。曝露された被験者のカドミウム濃度。本研究では（中央値、0.96 ug / gクレアチニン）は、ヒト被験者の通常の許容レベル（0.19 ug / gクレアチニン）（ATSDR.2008）よりも比較的高かった。ATSDR（2012）によると、尿中カドミウム濃度は5ug / gを超えるクレアチニンは高曝露と見なされます。したがって、本研究の集団は低用量のカドミウムに曝露されたと推定できます（ATS-DR、2012）。

暴露群の被験者の一般的な特徴は、すべての面で対照群の被験者と多かれ少なかれ類似していた。 さらに、両方のグループの被験者は主に若く、肥満ではなく、明らかに健康であったため、腎疾患のリスクは低かった。 しかし、暴露群の被験者の平均年齢は対照群よりも高かった。 たばこを吸った被験者はごくわずかであり、カドミウム曝露のもう1つの主要な原因であるビンロウジの咀嚼者（たばこを含む）もいました。 しかし、ビンロウジの咀嚼者の割合は、曝露されたグループの方が高かった。 さらに、女性被験者の割合は、対照群（30.8％）よりも暴露群（66.2％）の方が高かった。

鉄の状態と多くの妊娠（体内の鉄貯蔵がしばしば枯渇する）が重要な要因であるため、尿中のカドミウムは女性の間で高くなります：低鉄はカドミウム吸収を増加させます（Akesson et al。、2002）。 さらに、鉄欠乏は、年齢、人種、貧困、体重指数、および出産歴に関係なく、禁煙、閉経前、妊娠していない女性の血中および尿中カドミウム増加の危険因子であることが報告されています（Gallagher et al。、2011）。 カドミウムは、亜鉛、カルシウム、鉄と同じ腸管吸収輸送システムを使用しており（Vesey、2010）、3つの必須の二価陽イオンです。 鉄（Fe）体の貯蔵は、カドミウムの吸収率に特に影響を与えることが示されました。Fe体の貯蔵が少ないほど、腸管内の食物からより多くのカドミウムが吸収されます（Ryu et al。、2004）。 したがって、この研究で対照群と比較して暴露群で観察された尿中カドミウム排泄の増加は、上記の要因によるものである可能性があります。

カドミウム曝露源に関しては、カドミウムは主に食物と喫煙を介して体内に侵入する可能性があると報告されています（JärupandAkesson、2009）。 この研究対象集団が尿中カドミウムレベルを上昇させた理由は、おそらく食物によるものです。 Kyi-Mar-Wai et al。（2017）による以前の研究によると、慢性的なカドミウム曝露はミャンマーのAye-yarwadyDivisionの住民で発見されました。 そのため、ミャンマーのアイヤワディ管区にあるニャウンドンタウンシップのタジンヤエキャエ村の住民を対象に、この疑わしい地域のカドミウム源の暴露評価と飲料水サンプルについてパイロット調査を実施しました。 飲料水サンプル中のカドミウムレベルが検出可能なレベルを下回っていることを発見しました。 しかし、米を含むいくつかの食品、または暴露地域と対照地域の土壌中のカドミウムレベルの測定は、本研究には含まれていませんでした。 ミャンマーでは、米が主食であり、その他の米由来食品も日常の食事の主要な構成要素です。 食生活の歴史によると、彼らの毎日の食事には、米、米由来の食品、ジャガイモ、緑の葉野菜、魚が含まれていました。 たばこを吸った被験者はごくわずか（12.3％）であり、曝露群の被験者の49.2％は、カドミウム曝露のもう1つの主要な原因であるタバコを吸ったビンロウの噛み物でした。 さらに、淡水湖に建設された調査地域（タジンヤエキョウ村）は、輸送に小型ボートを使用しており、カドミウム汚染の職業歴はありません。 したがって、食事源は、その集団におけるカドミウム汚染の潜在的な原因である可能性があります。

アイヤワディ管区はミャンマーの三角州であり、キョンピョウ郡区が米の栽培において支配的な役割を果たしており、その製品はアイヤワディ管区の全域に分布しています。 AyeyawadyDivisionのNyaungDonTownshipの住民も、この地域で生産された米を消費していました。 Khin-Phyu-Phyu et al。（2017）は、Kyonpyaw Townshipの米粒、土壌、および管井戸水中のAs、Cd、Pb、Cr、Zn、Cu Ni Fe、およびMn重金属の取り込みと蓄積を研究しました。 彼らは、14の米サンプルのうち6つでカドミウムが検出されたことを発見しましたが、そのレベルはそれぞれの最大許容濃度（MAC）よりも低かった。 14の土壌サンプルでは、

カドミウムの濃度はMAC内でした。 カドミウムは23の水サンプルのうち14で検出されましたが、4つはMACを上回っていました（Cd =3 ppb、WHO、2006）。 カドミウムによる土壌汚染は、主に農薬、肥料、除草剤の散布、採掘、または汚染された地下水による灌漑によって発生します（Egan et al。、2007）。

さらに、魚は調査地域の食事の主要な食物です。 ニャウンドンタウンシップはエーヤワディ川沿いにあり、住民はエーヤワディ川の淡水魚を消費しています。 Mar（2020）は、ミャンマーのエーヤワディー川の魚のカドミウムレベルを国際基準と比較するために、異なる食性のサンプリングされた魚の筋肉へのカドミウムの取り込みを分析しました。 カドミウムのレベルが高いため、魚のサンプルは人間が消費するのに完全に安全ではないことがわかりました。 彼らの研究によると、研究対象の魚種の筋肉組織に高レベルのカドミウムが含まれているのは、都市廃棄物などの人為的活動、エーヤワディー川沿いの農場での肥料、肥料、農薬の乱用、および家庭廃棄物が原因である可能性があります。 彼らの調査結果は、Ayeyawady川からの魚のカドミウム汚染の存在を強調しています。 したがって、本研究の被験者におけるカドミウムへの別の曝露経路は、カドミウムで汚染された魚が人体に蓄積することによるものである可能性があります。

本研究では、腎臓が職業的または環境的に曝露された集団および動物におけるカドミウムの主な標的臓器であることが報告されているため、明らかに健康なミャンマーの被験者における慢性カドミウム曝露の影響を研究するために腎機能を評価した（Hong et al 。、2004）。 さらに、カドミウム曝露と腎機能障害との関係の証拠が最も強い（ATSDR、2012）。 腎機能評価に関しては、尿中β-ミクログロブリン（尿細管機能障害のマーカーとして）、および血清クレアチニンとeGFR（糸球体機能障害のマーカーとして）が本研究で決定されました。

尿中ミクログロブリンレベルは、対照群と比較して曝露群で有意に高かったことがわかりました（p =0 .036）。 この発見は、中国での研究の発見と一致していた（Nordberg et al。、1997）。 彼らは、中国のカドミウム汚染地域に住む集団グループにおけるカドミウム曝露と腎臓への影響の生物学的モニタリングを研究しました。 彼らは、尿中ミクログロブリンレベルが、高曝露群（UCD、10.7 ug / L）では530ug / gクレアチニン（中央値）、中曝露群（UCD、1.62 ug / L）では160 ug / gクレアチニン（中央値）であることを発見しました。 ）。 彼らはまた、尿中カドミウムと尿中のβ-ミクログロブリン排泄との間の統計的に有意な用量反応関係を報告した。

同様に、カドミウム汚染地域と非汚染地域に住むタイの人口におけるカドミウム誘発腎効果に対するカドミウム曝露のベンチマーク用量を調べたところ、汚染地域のすべての年齢層の尿中カドミウムの幾何学的平均が見つかりました（男性の場合は6.3 ug / gクレアチニン、女性の場合は7ug / gクレアチニン）は、汚染されていない地域のものよりも有意に大きかった（0。男性の場合は5 ug / gクレアチニン、女性の場合は1.1 ug / gクレアチニン） 。 尿中のミクログロブリンは、一般的に汚染された地域（GM、男性で443 ug / gクレアチニン、女性で207.7 ug / gクレアチニン）の方が、汚染されていない地域（GM、男性で249 ug / gクレアチニン、187.2）よりも大きかった。男性と女性の両方およびすべての年齢層のug/gクレアチニン（女性用）（Nishijo et al。、2014）。 同様に、中国のカドミウム汚染地域（UCD;中央値13.5ug / gクレアチニン）と対照地域（UCD;中央値3.1 ug / gクレアチニン）に住む被験者を、腎臓を誘発するためのカドミウム摂取の参照レベルについて調査しました。中国の人口の機能不全。 汚染された領域とコントロールの間で尿中ミクログロブリンのレベルに有意差が見つかりました（300 ug/gクレアチニンvs100ug / gクレアチニン、p<0.01)(chen et="" al,="">

本研究では、尿中β-ミクログロブリン排泄量の中央値は、対照群よりも暴露群で有意に高かった。 臨床現場では、1000 ug / gクレアチニンを超える尿中ミクログロブリンレベルは、近位尿細管への損傷を示します（Aoshima、1987; Nakagawa et al。、1993）。 本研究の結果をこの臨床的カットオフレベルに関して評価した場合、両方のグループでこのレベルを超えるデータは観察されませんでした。

さらに、すべての被験者について、尿中カドミウムと尿中ミクログロブリンの間に有意な正の相関が見られました（スピアマンのrho =0 .321、n=130。p。<0.01)in the="" present="" study.="" when="" it="" was="" studied="" in="" the="" exposed="" group="" only,="" the="" correlation="" becomes="" stronger="" (spearman's="" rho="0.347," n=""><0.01). it="" suggests="" that="" even="" in="" cases="" of="" chronic="" exposure="" to="" low-dose="" cadmium,="" urinary="" β,-microglobulin,="" a="" sensitive="" indicator="" of="" renal="" tubular="" dysfunction,="" was="" associated="" with="" the="" level="" of="" exposure="" to="" cadmium.="" this="" finding="" in="" the="" present="" study="" was="" in="" agreement="" with="" the="" previous="" finding="" (hong="" et="" al..2004).="" they="" showed="" that="" there="" was="" a="" significant="" positive="" correlation="" between="" urinary="" cadmium="" and="" urinary="" β,-microglobulin(spearman's="" rho="0.284,p"><0.001)in a="" chinese="" population.="" similarly,="" urinary="" cadmium="" was="" significantly="" positively="" correlated="" with="" urinary="" β-microglobulin(spearman's="" rho=""><0.01)in both="" men="" and="" women="" of="" the="" general="" korean="" population="" (eom="" et="">

おそらく、本研究の対象は、カドミウムへの職業的曝露のない一般集団からのものでした。 近位尿細管の損傷は可逆的である可能性があり、一般集団でカドミウム曝露が停止すると、個人は回復する可能性があります。 それはまた、病気の存在を示さない前臨床段階でもあります。 しかし、カドミウムによる尿細管損傷が継続的に維持されると、腎機能障害に進行し、糸球体濾過率が低下する可能性があります（Jarup et al。、1998; Bernard、2008）。

本研究はまた、環境カドミウム曝露が研究集団の糸球体機能障害に影響を与えるかどうかを評価した。 結果は、eGFRが対照群よりも暴露群で有意に低かったことを示した（p =0 .013）。 これは、ナイジェリアの職人とガソリンホーカーにおける重金属（カドミウム、鉛、クロム）への慢性的な職業的曝露と腎臓の変化について行われた研究の発見と一致していました。 彼らは、eGFRが非曝露群（平均99.31 mL / min）よりも曝露群（平均89.85 mL / min）で有意に低いことを発見しました（p =0。000）、彼らの研究における暴露群の低いeGFRの値は、正常範囲内である（Bot et al。、2020）。

さらに、本研究のすべての研究グループで、尿中カドミウムとeGFRの間に有意な負の相関がありました（スピアマンのrho =-0 .257、p =0 .003）。 同様のパターンですが、より強い負の相関が暴露されたグループでのみ見られました（スピアマンのrho =-0。379、n =65、p<0.01). likewise,="" a="" study="" of="" low-level="" cadmium="" exposure="" and="" kidney="" function="" in="" 167="" living="" kid-ney="" donors="" in="" sweden="" found="" that="" urinary="" cadmium="" (mean="" ucd,0.29="" ug/g="" creatinine)was="" negatively="" correlated="" with="" egfr(r=""><0.005)(wallinet al.,2014).="" another="" study="" investigated="" the="" link="" between="" the="" toxicity="" of="" cadmium="" and="" clinical="" measure="" of="" kidney="" function,="" such="" as="" egfr,="" in="" low="" and="" high="" cadmium-exposure="" areas="" in="" thailand.="" they="" found="" that="" urinary="" cadmium="" (mean="" ucd,5.93="" ug/g="" creatinine)showed="" a="" strong="" inverse="" association="" with="" egfr=""><0.001)(satarug et="">

この研究の結果は、環境カドミウム曝露が腎機能障害を誘発する可能性があることを示しています。 尿細管機能と糸球体機能の両方で。 低分子量タンパク尿などの腎臓尿細管機能障害は、カドミウム曝露の初期の有害作用の指標であり、比較的ゆっくりと進行し、腎臓糸球体機能障害は、慢性カドミウム曝露の後期に現れることが報告されました（Jarup et al 。、1998）。 したがって、カドミウム曝露と一般集団の腎機能障害などの標的臓器疾患との関連を評価するには、横断的研究ではなく体系的な前向きコホート疫学研究が必要です。

結論として、本研究は、調査地域の明らかに健康なミャンマーの人々が低レベルのカドミウムにさらされていることを示しています。これは公衆衛生上の脅威として数えられるべきです。 また、カドミウム曝露が研究対象集団の腎機能の変化と関連していることもわかりました。 ミャンマーのこれらの地域における潜在的な汚染源へのカドミウム曝露を評価し、他の臓器におけるカドミウム関連の健康影響を決定するために、さらなる研究が必要です。