ポーランドの食用植物の潜在的に有害な元素への食事曝露とそれらの地球化学的分化に関連する健康リスクダイナミクス

Scientific Reports volume 13、記事番号: 8521 (2023) この記事を引用

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1 オルトメトリック

メトリクスの詳細

食用植物に存在する潜在的に有害な元素（PHE）の消費者について計算された健康リスク値の差異が調査されました。包括的な文献検索に基づいて、植物中のPHE含有量が最も高いのはポーランドの南部および西部地域であることが特定され、Zn、Pb、Cu、As、Cd、Tlの地球化学的濃縮度が最も高いことも明らかになりました。ポーランドにおける平均PHE含有量の許容できない非発がん性リスク(HQ)値が最も高かったのは、Pb:幼児(2.80)、未就学児(1.80)、学齢児童(1.45)、および幼児のCd(1.42)でした。。平均 As 含有量の許容できない発がんリスク (CR) 値が最も高かったのは成人 (5.9 × 10-5) でした。消費者に対する非発がん性リスク値が最も高かったのは、シレジア州、ニーダーシレジア州、ルブリン州、レッサーポーランド州、オポーレ州で報告されており、リスク値に対する地球化学的変動の影響を示しています。

食用陸上植物は常に人間の食事の重要な部分を占めており、バランスの取れた生活にエネルギーと栄養素を供給してきました1。世界保健機関 (WHO) は、野菜、果物、豆類、ナッツ、全粒穀物を主な食事成分として推奨しており、最初の 2 つは少なくとも 1 日あたり 400 g の量で摂取する必要があります2。 Healthy Eating Plate3 ガイドラインによれば、各食事には 30% の野菜、25% の全粒穀物、25% の健康的なタンパク質、20% の果物が含まれている必要があります。ポーランドの国立公衆衛生研究所（PZH）は、2020 年から、毎日の食事の半分を野菜と果物、4 分の 1 をシリアル製品で構成することを推奨しています4。

野菜と果物は、ミネラル、必要な脂肪酸、繊維の優れた供給源であるだけでなく、ビタミン (C、E、K、葉酸) のユニークな供給源でもあります5。同時に、熱量、飽和脂肪、ナトリウム含有量が低く、コレステロールを含みません6。野菜のエネルギー値は 100 g あたり 8.4 ～ 74 kcal であり、平均値は 100 g あたりわずか 26 kcal です7。過体重と肥満が世界中で深刻な公衆衛生上の問題であることを考慮すると、これは特に重要です8。穀物によって提供される栄養素には、炭水化物/デンプン (エネルギー)、タンパク質、繊維、およびグループ B ビタミン (葉酸、チアミン、リボフラビン、ナイアシン)、ビタミン E、鉄、亜鉛、マグネシウム、ビタミン B を含むさまざまなビタミンやミネラルが含まれます。リン9,10。全粒シリアルに含まれる繊維が豊富なため、消化器系の機能もサポートされ、便秘を防ぐことができます11、12、13。穀物と同様に果物や野菜の摂取は、心血管疾患、がん、糖尿病、アルツハイマー病、白内障、憩室疾患、加齢に伴う身体機能障害のリスク低下と強く関連しています14、15、16、17、18。。

潜在的に有害な元素 (PHE) は環境中に広く存在し、分散しています。栄養物質は食物連鎖の中で植物から移動し、最終的には人間に蓄積する可能性があるため、植物におけるそれらの蓄積は特に重要です19。食用植物は栄養面での重要性が高く、食事における重要な役割を果たしているため、PHE 含有量の増加は消費者に重大な健康リスクをもたらす可能性があります。消費経路を通じて人体に入る PHE のほとんどは、土壌で栽培された植物産物に由来しており、地質または人為的要因の結果として、濃度または移動性の増加により、食用植物への移行の脅威となる可能性があります19。ほとんどの研究は、生体内の元素の機能を調査していますが、それらの間の相互作用が当初考えられていたよりも複雑であることを示す証拠が増えています20。これは、それらの間の相乗的および/または拮抗的相互作用の可能性によるものですが、生体内で起こる複雑な代謝反応およびヒトのマイクロバイオームとの相互作用によるものでもあります21、22、23。社会にとって健康の重要性がますます高まるにつれ、予防医学とより密接に関連した食品研究が人気を集めています19,24,25,26,27,28,29,30,31,32,33。

環境中の PHE の発生は、過去数十年にわたって継続的に増加しています 34。 PHE に対する広範な関心は、人間の健康に不可欠な元素 (Cu、Fe、Zn など) と有毒な元素 (As 、Hg、Pb）が含まれており、健康への悪影響を引き起こす可能性があります35。 PHE によって引き起こされる毒性影響の範囲は非常に広いです 36,37。カドミウムへの曝露は、インフルエンザのような症状を引き起こす可能性があり、肺に損傷を与える可能性があり 38、肺がん、前立腺増殖性変化、骨折、腎機能障害、高血圧などの影響を与える可能性があります 38,39。水銀の神経毒性影響の速度と発生は、水銀の地球化学的形態、健康状態、曝露特性などの曝露要因に依存します40,41。水銀曝露の最も深刻な影響は、神経障害（水銀症）、無力植物症候群、および水俣病です42、43、44。その代謝プロセスにより、人体の各器官に損傷を与える可能性があります45,46。鉛への曝露は鉛直症、貧血、胃腸疝痛、中枢神経系（CNS）障害を引き起こす可能性があり、子供は成人よりも低用量でも重度の鉛毒性の兆候を示します47、48、49。 Co はビタミン B12 分子の中心部分を構成しています 50,51 が、体内での過剰摂取は心筋症を引き起こし、甲状腺を破壊し、骨髄の機能を高め、ビタミン B1220,51,52 の吸収を阻害する可能性があります。 Cu は、胎児の適切な成長、脳機能、創傷治癒をサポートするために不可欠です53。 Cu への曝露は、主に胃腸管、肝臓、腎臓、造血系、心血管系、および中枢神経系に関係します 53,54,55。亜鉛は、遺伝子発現、酵素反応、免疫機能、タンパク質と DNA の合成、創傷治癒、成長、発達などのプロセスに必須の元素です 56,57。過剰な亜鉛は、免疫系の低下、HDL コレステロールの減少、嘔吐や吐き気、食欲不振、下痢、発熱、頭痛を引き起こす可能性があります20,57。 Ni との皮膚接触は、皮膚炎、心血管疾患および腎臓疾患、肺線維症、肺がんおよび鼻がん、嘔吐および吐き気、チアノーゼ、胃腸の不快感、衰弱、浮腫、さらには死亡などの健康への悪影響を引き起こす可能性があります20,58。さらに、As、Cd、Cr、Co、Ni、Pb は、国際がん研究機関 (IARC) によって、人体に発がん性の影響を与えると分類されており 59、特に皮膚がん、肺がん、膀胱がん、腎臓がん、肝臓がんの原因となる 60 。

ポーランドの南部と西部地域は、それぞれ石炭と亜炭の鉱床が豊富であり、現在も豊富です61。南部および中部地域では、下シレジア州では Cu が、シレジア、ウッチ、聖十字架、マゾフシェ州、下シレジア州では Fe が、レッサーポーランドとシレジア州では Zn と Pb が盛んに開発されており、現在も盛んに開発されている62。これらの地域での開発と処理は、開発の主な理由である Zn、Pb、Cu、Fe とそれに付随する元素、つまり Tl、Sb、Cd、As により、重度の環境汚染と景観の荒廃を引き起こしています 63,64,65。。これらの地域で発生する岩石や土壌の地質風化という自然の過程も、環境中のこれらの元素のレベルの上昇に寄与しました。 Lis と Pasieczna66 は研究の中で、さまざまな地域の土壌の元素含有量が地球化学的変動に関連して大きく異なることを示しました。これは、環境区画内の元素濃度を法律または指導文書で定義されている許容レベルと比較することにより、汚染レベルを推定する際に特に重要な考慮事項です。地球化学的に濃度が高い地域（ポーランド南部および西部）のこれらの元素の含有量と、含有量が安定している地域（ポーランド東部および北部）の元素の含有量を単純に平均し、これらの結果をさらにリスク計算に使用すると、不当な結果が生じる可能性があります。そして誤った、そしておそらくは危険な結論に至ることもあります。

したがって、私たちの研究では、PHE の全国平均濃度または地域平均濃度が使用されたかどうかに応じて計算された合計リスク値の変動を調査しました。このことから、土壌中の濃度も高くなっている地域では食用植物中のPHE濃度も高くなるはずであるため、これらの地域の消費者の健康リスクも高くなるはずであるという仮説が導き出されました。上記を考慮して、この研究の目的は、科学文献のレビューに基づいて、ポーランドおよびその個々の地域における食用植物の PHE 濃度の多様性を分析することでした。地元の市場で購入した新鮮な果物や野菜の消費を含む健康的な食事の傾向が人気を集めていることから、得られたデータに基づいて、ポーランド全土および各地域の消費者への健康リスクが計算され、比較されました。研究の詳細な目的には以下が含まれる： (1) 農業で栽培された野菜、果物、穀物中の PHE 含有量 (As、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Sb、Tl、Zn) の特徴参照されたデータベースで入手可能な科学的研究の結果に基づくポーランドのさまざまな地域、(2) 推奨摂取率に基づく調査対象部分集団におけるポーランドの食用植物の摂取率の決定、(3) 食用植物に関連する健康リスク評価ポーランドの地域および調査された部分集団に応じた食用植物に関するPHE消費量。

ポーランドで栽培されている食用植物中の調査対象の PHE の濃度を収集するために、2021 年 2 月から 3 月にかけて、ScienceDirect、Google Scholar、Infona、EBSCOhost、Springer、Taylor のデータベースで 1968 年から 2021 年までの期間における包括的な文献検索が実行されました。＆フランシス。結果の検索には、潜在的に有害な元素、金属、重金属、食用植物、食品、果物、野菜、穀物、ポーランドのキーワードの組み合わせが使用されました。合計 5803 件のレコードが見つかり、そのすべてが次の側面に従ってさらなる有用性をチェックされました。(1) 重複した記事が削除されました。 (2) 未査読の論文は含まれていません。 (3) 動物性食品中の重金属含有量に関する研究は考慮されていませんでした。 (4) ポーランドの以前の地理的行政区分に従って 1998 年より前に実施された研究に関する論文は考慮されませんでした。文献レビューの詳細はすべて、図 1 の PRISMA フロー図 67 に示されています。その過程で 86 件の論文が選択され、その要約が私たちの科学的トピックとの関連性に関して調査されました。以下の情報の分析に基づく (1) 短い書誌的説明 (著者、タイトル、出版年)。 (2) 食用植物を調査した。 (3) PHE を調査した。 (4) PHE の抽出および測定方法。 (5) 州名を含む調査地域のローカリゼーション。主な分析では 27 件の論文が選択されました。一部の研究は複数の州のデータを提供したため、私たちの研究に含まれる特定の数の論文を図 2 に示します。一部の州では研究数が少ないため、マゾビア (n = 1) とサブカルパチアのデータは省略されています。 (n = 2) の州は、PHE の全国的な内容を計算するためにのみ使用されました。同様に、私たちの研究ではポメラニア (n = 2) とワルミア・マズーリア (n = 3) の参考文献の数が少ないため、さらなる分析の前にこれら 2 つの州をポーランド北部 (n = 5) として加えました。本研究の論文で調査した食用植物の種類については、表 1 のように分類しました。PHE ごとに得られた文献数は次のとおりです。As 6、Cd 23、Co 4、Cu 11、Hg記事にはさまざまな数の調査された植物とその場所が含まれているため、実際の発生源の数は異なります。

ポーランドの食用植物の潜在的に有害な元素濃度に関する文献レビューの PRISMA 図。

ポーランドにおける食用植物の PHE 含有量に関する研究のローカライズ (Esri ArcMap 10.8.0.12790; http://esri.com)。

複数の調査研究から得られた結果を比較するには、調査された方法が同じであることが理想的です。ただし、このタイプの分析に必須/推奨される必須の方法論は存在しないため、得られた結果をさらに使用する前に、信頼性の高い分析を実行するために、PHE 抽出の方法を比較して結果が相互に比較できるかどうかを確認しました。プロジェクトではリスク評価をさらに進めます。文献レビュー中に私たちの研究に含まれた論文のリストと、それらの研究で使用された方法を補足表S1に示します。観察できるように、抽出方法は食用植物の総 PHE 濃度または疑似総 PHE 濃度を決定するために一般的に使用されます。したがって、これらの方法によって実行された分析の結果は、私たちの研究でさらに使用されました。さらに、抽出剤中の PHE 含有量の測定は、最も一般的な 2 つの機器手法、19 件の出版物の場合は原子吸光分析法 (AAS) を使用し、分析された 27 件の出版物のうち 11 件の出版物については誘導結合プラズマ質量分析法を使用して行われました。記事。

この研究では、USEPA68 によって開発された点推定法に従って人間の健康リスク評価が実行されました。私たちの研究では、関連する文献レビューから得られた値に基づいて、調査された PHE の平均値と P95 濃度値が (1) ポーランド全土および (2) 個々の州の計算に使用されました。

調査された人間の健康リスクは、ポーランドで消費される食用植物の 3 つのグループ (野菜、果物、穀物) に含まれる PHE、つまり As、Cd、Co、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn の含有量と関連していました。 PHE 含有量は、食用植物中の微量元素の濃度を調査することを目的としてポーランドで実施された研究から得られました。これらの結果はまず統計的特徴付けの対象となり、ポーランドと個々の州の両方について、最小値、最大値、平均値、P95、SD 値が決定されました (これらの地域で以前に調査が実施されたかどうかに応じて)。ポメラニア州とワルミア・マズーリア州からの参考文献の数が少なすぎるため、これら 2 つの地域からの結果は、さらなる分析に先立って私たちの研究では北部ポーランドとしてグループ化されました。リスク評価の計算では、個々の PHE の平均値と P95 値が使用されました。

私たちの研究では、食用植物は鮮度と栄養特性を維持するために、できるだけ地元で販売され、食べられるべきであるという傾向に基づいて、住民の曝露シナリオを調査しました。さらに、ポーランド人はしぶしぶ引っ越しをし、代わりに人生のほとんどを一か所で過ごす69ため、私たちの調査では生涯を地理的に一か所で過ごすと仮定した。食用植物に関しては、調査された暴露経路は住民による摂取を想定していた。この場合、一般集団とは別に、年齢と性別に基づいた他の部分集団も考慮しました。これらの部分母集団の分割は、関連研究、すなわち Nosecka70、Łopaciuk14、Gheribi71、Murawska72、Janowska-Miasik et al.73、Wolnicka et al.74、Zalewska et al.75、および Dietary から入手可能な統計的消費パターンに厳密に依存していました。アメリカ人向けのガイドライン76、および推奨される毎日の摂取量：WHO2、Healthy Eating Plate3、ポーランド国立公衆衛生研究所（PZH）4、およびオーストラリアの食事ガイドライン77。したがって、ポーランドにおける食用植物の統計的消費に関する入手可能なデータに基づいた調査では、次の亜集団が区別されました: 少女 (7 ～ 12 歳)、少年 (7 ～ 12 歳)、女性 18 ～ 35 歳、男性18～35歳、女性36～55歳、男性36～55歳、女性56～65歳、男性56～65歳、退職者（65歳以上）。ポーランドの幼児 (1 ～ 3 歳)、未就学児 (4 ～ 6 歳)、および青少年 (13 ～ 18 歳) に関する統計データが入手できないため、上のセクションで説明されている推奨摂取量値が使用されました。これらの部分集団の場合。さらに、学齢期の子供（7～12歳）と成人（18歳以上）の推奨摂取量も研究に使用されました。また、私たちの調査では、健康的な食事プレート3によると、ジャガイモはその栄養特性により野菜の総消費量から除外されていることも付け加えておきます。また、ポーランドではジャガイモが基本的な野菜として消費されており、その消費の詳細な特徴も知ることができます。

個々の PHE の 1 日摂取量 (DIR) の値は、3 つの食用植物グループ、つまり野菜、果物、穀物から消費された食用植物の総量として式 1 に従って計算されました。 (1)78:

ここで、C は食用植物のグループにおける個々の PHE の濃度 (mg/kg 湿重量、さらに ww.); IR は、1 人あたり 1 日あたりのグラム単位の食用植物の特定のグループの摂取率 (g/人-日) です。 BWは体重(kg)78、79、80、81です。調査した部分集団のリスク計算に使用した食用植物グループの摂取率 (IR) 値を表 2 に示します。リスク計算に使用した体重値を表 3 に示します。

食用植物群の毎日の消費から生じる個々の PHE の平均 1 日用量 (ADD) 値 (mg/kg 体重-日) は、式 1 を使用して計算されました。 (2)68:

ここで、C は調査対象の食用植物群における PHE 濃度 (mg/kg ww.) です。 IRは食用植物の摂取率(g ww./人・日)です。 EF は暴露頻度です: 365 日/年。 ED は曝露期間、つまり個々の部分集団の生存年数です。 AT は平均日数 (日) です。非発がん物質の場合は ED × 365、発がん物質の場合は 70 年 × 365。 BW は体重 (kg)、10–3 は単位換算係数です 68,82。

研究で使用された IR 値には、推奨摂取量と統計的な 1 日摂取量の両方が含まれていましたが、両方のタイプのデータが入手できなかったため、すべての部分集団を対象としたものではありませんでした。例えば、最も弱い立場にあるグループ、つまり、人生の重要な発達段階にある幼児、未就学児、青少年については統計値が得られませんでした。単一の年齢層の消費データを取得するには少なくとも 4 つの異なる文献情報源が必要であり、バイアスが発生するリスクが高まりました。食用植物の消費に関するほとんどの研究は、野菜、果物、穀物への分類のみに焦点を当てており、私たちの研究はほとんどこれらのグループに限定されていました。私たちがレビューした研究は、実施された時期、地域、研究対象集団の規模、PHE 含有量を決定する分析方法に関しても異なりました。この方法が購入した食品の量を考慮したのか、回答者が申告した消費量を考慮したのかに関係なく、これらのデータは完全に信頼できるものでも、直接比較できるものでもありません。さらに、すべてのデータポイントを推定することはできませんでした。少年少女の穀物摂取に関する利用可能なデータは存在しないため、これらのグループの計算されたリスクは実際よりも低い可能性があります。

非発がん性リスクは、式 1 に従ったハザード指数 (HQ) 値 (単位なし) の計算に基づいて決定されました。 (3):

ここで、ADD は平均 1 日用量 (mg/kg 体重-日)、RfD は参照用量 (mg/kg 体重-日) です68。

調査された PHE の合計非発がん性リスク (HQt) 値は、式 1 を使用して計算されました。 (4):

ここで、HQ は、研究で調査された 1-n PHE のハザード指数です。

発がんリスクは、式 1 を使用したがんリスク (CR) 値 (単位なし) の計算に基づいて決定されました。 (5):

ここで、CR は発がんリスク、SFo は個々の PHE の経口傾斜係数 ((mg/kg 体重-日) -1) です。我々の研究では、他の微量元素の毒性データベースに SF 値が存在しないため、As のみが発がん性 PHE であると考えられていました。この研究で考慮された唯一の発がん性 PHE は As であったため、部分 CR 値の合計としての総発がんリスク値は計算されませんでした。

私たちの研究では Pb の場合の RfD 値について合意がないため、欧州食品安全機関 83 の推奨に従って、Pb から生じるリスクに応じて暴露マージン (MOE) 法も使用しました。式(1)に基づく、消費された食用植物の鉛曝露量 (6):

ここで、MOE は露出値のマージンです。 BMDL はベンチマーク用量 (信頼限界の下限) であり、DIR は調査された部分集団において毎日消費される食用植物の総量です。

毒性データベースで入手可能な情報に基づいて、As、Cd、Co、Cu、Hg、Ni、Pb、および Zn に関する研究で、これらの元素が生物に及ぼす毒性学的影響に関して非発がん性リスク (HQ) が計算されました。。発がん性の影響に関して入手可能な情報に基づいて、この研究では発がん性リスク (CR) が As についてのみ計算されました。非発がん性リスク (HQ) の計算には、以下の基準用量値 (RfD) (mg/kg 体重-日) が使用されました: As 3.0 × 10-4、Cd 1.0 × 10-4、Co 3.0 × 10-4、 Cu 4.0 × 10-2、Hg 3.0 × 10-4、Ni 2.0 × 10-2、Pb 1.5 × 10-3、Zn 3.0 × 10-184。 As の場合、経口傾斜係数 (SFo) 値は 1.5 (mg/kg 体重-日) -184 に等しかった。 RfD 値に関して全会一致がない Pb の場合、成人では 1.2 μg/kg 体重-日、小児では 0.6 μg/kg 体重-日と推定される BMDL に基づく計算も使用されました 83。

リスク特性評価は、調査された部分集団における食用植物の推奨摂取量に基づいて、ポーランドおよび各州の文献調査から収集された PHE 含有量を使用して実行されました。許容可能な非発がん性リスクとして、個々の PHE (HQ) と、次の合計として定義される合計ハザード指数 (HQtotal) の両方について、計算されたハザード指数 ≤ 1 (HQ ≤ 1) の値が設定されました。個々の PHE の部分的な HQ 値68、85、86。発がんリスク（CR）については、2016 年 9 月 1 日の地表の汚染の評価の方法に関する環境大臣規則に基づき、許容リスク水準が 1 × 10-5 未満に設定されている86。

分析された 27 件の論文における研究の地理的位置に基づくと、ほとんどの研究はポーランド南部で実施されたことがわかりました (図 2)。ポーランドのこの地域は、石炭や金属鉱石の採掘と加工により過去に集中的に利用され87,88、ポーランド南部地域の環境がPb、Zn、Cu、As、Tl、Cdなどの金属で汚染されていました89,90。 91、92、93。その結果、水-土壌-植物系における金属含有量の集中的な調査が行われました。一方、産業活動が集中的に行われていないポーランドの他の地域では、調査件数は大幅に減少しました。ポーランド全土の文献調査から収集された食用植物中のPHE含有量の結果の概要統計を表4に示します。個々の州については、同様の概要を補足表S2に示します。データの入手可能性が低いことと、食用植物中のそれらの含有量が低いことに基づいて、Sb と Tl は研究におけるさらなる分析から除外されました。収集された結果により、食用植物中の調査対象のPHEの濃度は検出レベル(LOD)未満から有意なレベルまで変動し、特に葉物植物と食用の根で観察されたことが明らかになった。平均 PHE 含有量を考慮すると、すべての食用植物の元素濃度は、Zn > Pb > Cu > Ni > Cd > Hg > As > Co の降順であることが観察されました。野菜、果物、穀物の場合、元素濃度はそれぞれ、Zn > Cu > Pb > Cd > Ni > Hg > As > Co、Zn > Cu > Ni > Pb > Cd > Co、および Pb > Cd > Hg の降順でした。

暫定耐容 1 日摂取量 (PTDI) 値および食品に記載されている摂取推奨量は推奨にすぎず、食事全体や長期的な健康への影響の結果を考慮せずに 1 日あたりの摂取量を指します。したがって、私たちの研究では、食用植物に含まれるPHEの含有量と、消費アンケートに基づいた植物の摂取量がポーランドの消費者の健康に脅威を与える可能性があるかどうかを評価するために、リスク評価アプローチを適用しました。調査されたすべての PHE (As、Cd、Co、Cu、Hg、Ni、Pb、および Zn) について、それらはすべて毒性特性を示すため、非発がん性リスク値が計算されました。それらの中には発がん性があると考えられているものもあります。しかし、毒性データベースから必要な情報が不足しているため、発がん性リスク評価はアスファルトについてのみ実施されました。前述したように、結果の大部分が Sb と Tl の検出限界を下回っているため、これら 2 つの PHE はリスク分析から除外されました。

非発がん性リスクを表すハザード指数 (HQ) の値を計算するために、まず、亜集団間の年齢と性別に応じた個々の食用植物の推奨摂取量に基づいて平均 1 日用量 (ADD) 値を計算しました。また、ADD 値は、食用植物の平均濃度と P95 濃度を参照して、またポーランドとさまざまな州を個別に計算しました。次に、ADD 値の結果を使用して、ハザード指数 (HQ) 値と、個別の HQ 値の合計として非発がん性リスクの合計を計算しました。ポーランドのPHEの平均値とP95値について計算されたHQ値を図3に示し、個々の州については補足図S1に示します。

PHE の平均濃度と P95 濃度に基づく、ポーランドで消費された食用植物の非発がん性リスクの合計 (HQtotal) 値。 P95 - 95 パーセンタイル。

ポーランド全土の利用可能な結果から計算された平均濃度に関して、平均 PHE 含有量の許容できない非発がん性リスク値が最も高いのは、幼児 (2.80)、未就学児 (1.80)、および学齢期の子供 (1.45) の Pb でした。 )、一方、青年と成人の場合、リスク値はほぼ 1 のレベルでした。Cd の場合、幼児ではレベル 1 を超え (1.42)、就学前の子供の場合は許容範囲に近かったです。レベル。 95 パーセンタイルデータ (P95) の場合、調査したすべてのサブグループについて、Ni の場合のみ許容可能な非発がん性リスク値を超えませんでした。 P95 Pb 含有量では、幼児の場合は非発がん性リスクを超えました: As (2.40)、Co (2.80)、Cu (1.35)、Hg (2.40)、Zn (1.10)、未就学児: As (1.60)、Co (1.10)、Hg (1.60)、学齢期の子供: As (1.20) および Hg (1.20)。 Cd と Pb については、すべての部分母集団で許容リスクを超え、幼児では最高の HQ 値が見つかりました (Cd 12.0 および Pb 12.5)。

分析されたすべての PHE について、最も影響を受けやすいのはさまざまな年齢の子供の部分集団であるという一般的な傾向が観察されました。食用植物中の PHE の 95 パーセンタイル (P95) 含有量では、リスク値におけるそれらの割合は次のように異なりました。 18～35歳の少女、少年、女性と男性、36～55歳の女性と男性、56～65歳の女性と男性、退職者の実際の摂取量と同様に、他の食用根菜の寄与度がジャガイモよりも高かった。 Co pome の果物、根以外の植物、ジャガイモの寄与が最も高かった。 Cu、Hg、Pb、Zn の根植物の寄与は、これらの植物の平均値と比較して大幅に増加しました。

個々の県（補足図S1）に関しては、シレジア県で幼児＞未就学児＞学齢期の児童＞成人＞青少年＞少年＞少女＞女性56～65歳＞女性36～55歳で最も高いリスク値が観察された。 > 男性 56 ～ 65 歳 > 退職者 > 男性 18 ～ 35 歳 > 男性 36 ～ 55 歳 > 女性 18 ～ 35 歳のカドミウム > 鉛 > 銅 > ヒ素 > 水銀 > 亜鉛 > ニッケル > コバルト。最も高いリスクは平均で 4.44、P95 で 19.74 でした。幼児向けのカドミウム濃度。以下の州でも許容リスクを超えました: 下シレジアでは Pb、ルブリンでは Cd、Cu、Pb、Zn、レッサーポーランドでは As、Cd、Co、Cu、Hg、Pb、オポーレでは Hg、Pb、ポーランド北部Pb用。リスク値はポーランド北部で最も低く、幼児の Pb 含有量 P95 で最も高いリスクと唯一の超過 (0.295) が観察され、調査された PHE が全体のリスクに寄与する降順であることが判明しました: Pb > Cd > Cu > Zn > Co > Ni。調査対象となったほとんどの州では、Pb のリスク値の降順は次のとおりでした: 幼児 > 未就学児 > 学齢期の児童 > 青少年および成人 > 少年少女 > その他の調査対象集団。ポーランド北部でのみ、少年と少女のリスクが青少年と成人のリスクを上回りました。

発がんリスクの場合、ADD 値も CR 値の計算に使用されました。ポーランド全土と各州のPHE含有量の平均値とP95値について計算されたCR値を図4に示します。ポーランド全土について計算された発がん性リスク値は、調査されたすべての部分母集団について、平均値と各州の両方で許容できないリスクを明らかにしました。 56 ～ 65 歳の女性と男性、および少女の部分集団を除く、食用植物の As の P95 値。ただし、これらの値は 1 × 10–5 の許容レベルに近づきました。最も高いリスク値は、成人の平均値 (5.9 × 10-5) と P95 (1.8 × 10-4) の内容で観察されました。特定の植物タイプでの As 摂取による CR リスクの降順は、根 > 葉 > 果実 > 花序でした。

As の平均濃度と P95 濃度に基づく、ポーランドおよび各州で消費された食用植物の総発がんリスク (CRtotal) 値。 P95 - 95 パーセンタイル。

個々の州を考慮すると、ルブリン州では成人の平均 As 含有量、幼児および学齢期の P95 As 含有量が許容発がんリスクレベルを超えていることが観察されました。マレッサーポーランド州では、以下のすべての亜集団の平均As含有量とP95 As含有量で、成人、退職者、男性36～55歳、女性と男性18～35歳、女性と男性36～55歳でCRリスクレベルを超えました。降順: 成人 > 男性 36 ～ 55 歳 > 女性 36 ～ 55 歳 > 男性 18 ～ 35 歳、幼児 > 学齢児童 > 退職者 > 未就学児 > 青少年 > 少年 > 少女 > 男性 56 ～ 65 歳 > 女性 56 ～ 65 歳。シレジア州では、成人、幼児、学齢期の平均 As 含有量、およびすべての亜集団の P95 As 含有量の CR リスクを、次の降順で上回りました: 成人 > 幼児 > 学齢期の子供 > プレ-学生>青少年>女性36〜55歳>退職者>男性36〜55歳>男性18〜35歳>女性18〜35歳>少年>少女>女性56〜65歳>男性56〜65歳。

暴露マージン (MOE) アプローチは、鉛およびデータベースでは入手できない他の毒性学的値の研究に使用されました。 MOE 値は、ポーランドの Pb の平均濃度と P95 濃度について計算され、表 5 に示され、各州については補足表 S3 に示されています。

ポーランド全土の MOE 値を考慮すると、幼児の葉と根の植物の摂取、および学齢期の児童と未就学児の根の植物の摂取における平均 Pb 含有量について、高い健康リスク (MOE 値 < 1) が示されました。鉛の P95 含有量については、18 ～ 35 歳の女性、36 ～ 55 歳の男性および退職者を除くすべての調査対象集団で MOE 値が 1 未満であり、根、石、ザシ、および葉の植物の摂取で最も高いリスクが観察されました。

個々の州を考慮すると、下シレジア州では、平均値と P95 Pb 値の両方について、幼児、未就学児、学齢期の児童、および成人による葉植物の摂取、および P95 Pb 含有量についての青少年の葉植物摂取に関して、許容できないリスクが観察されました。。ルブリン県では、未就学児、学齢期の子供、成人、青少年の根の植物の平均鉛含有量と、幼児の根、葉、果実の植物の鉛95ペソ値について、許容できないリスクが述べられています。学齢期の子供、大人、青少年には根と葉の植物、女の子と男の子には根の植物が含まれます。マレッサーポーランド州では、幼児と未就学児の葉と石の植物の平均鉛含有量、学齢期の子供と成人の葉の植物の平均鉛含有量、および葉、石、および果物の植物のP95鉛含有量について、許容できないリスクが決定されました。幼児、未就学児、学齢期の子供向け、青少年、女の子、男の子向けの石と葉の植物、大人向けの葉と果物の植物。オポーレ県では、幼児、未就学児、および学齢期の子供向けのベリー植物のPb含有量P95についてのみ、許容できないリスクレベルが検出されました。シレジア県では、幼児向けの根植物およびナシ科植物、および未就学児、学齢児童、成人、青少年、少年、少女向けの根植物の P95 Pb 含有量について、許容できないリスクレベルが判明しました。ポーランド北部では、計算された MOE 値は > 1 であり、鉛含有量による消費者へのリスクがないことを示しています。

食用植物の摂取に関連した消費者の健康リスクに関する他の調査研究の結果は、私たちの調査結果と一致しています。食用作物に含まれる PHE に関連した健康リスクに関するヨーロッパの入手可能な出版物に関しては、ルーマニアで実施された研究 94 においても、野菜摂取による重金属摂取に関連した許容できない健康リスクが示唆されています。カルパティア山脈は東ヨーロッパ諸国にとって重金属の豊富な供給源であるため、この研究により、ポーランド南部と同様の地球化学、地質、鉱山の歴史を持つ地域では、根菜類に含まれる鉛のリスクも許容できない可能性があることが確認できた。主にそれを担当します。葉物野菜の Pb と Cd についても高いリスク値が示されており、これも我々の調査結果と一致しています。ただし、この研究は個々の野菜に焦点を当てているため、全体的な食事のリスクは提示されていないため、比較することはできません。 EU95 の農地土壌中の重金属に関する研究は、私たちの研究を考慮する際にいくつかの懸念すべき結果を示しています。具体的には、この研究では、西ヨーロッパおよび南ヨーロッパのほとんどの地域の重金属含有量が、ポーランドで観察されたものよりも高いことが判明しました。ただし、健康リスク評価はこの研究の一部ではないため、リスク値に関する情報はありません。 EU28 において Wang らによって計算された総健康リスク 96 は、トウモロコシの摂取について成人で 3.74 × 10-6、小児で 2.08 × 10-6 に等しく、小麦の摂取では成人で 5.80 × 10-5、小児で 4.30 でした。子供用 × 10–596. 野菜の重金属含有量については、ラトビアのタマネギとニンジンのデータが見られます97。これらと比べて、Ni (それぞれ 0.25 mg/kg と 0.28 mg/kg) と Pb (それぞれ 0.09 mg/kg と 0.12 mg/kg) の含有量が高くなります。私たちの研究（平均値：それぞれ0.05 mg/kgと0.06 mg/kg）。ラトビアで報告された Cd 含有量 (0.05 mg/kg および 0.12 mg/kg) は、ポーランド (0.66 mg/kg) よりもかなり高かった。ただし、前述の研究ではタマネギとニンジンのみが考慮されていたのに対し、私たちの結果は根菜類のグループから得られたものです。

鉛鉱山および亜鉛鉱山の近くの耕作可能な土壌で栽培された食用植物の消費に関してナイジェリアで実施された研究では、食用植物の摂取経路における総危険指数の値が大人よりも子供の方が高いことが報告されました26。カドミウム、クロム、鉛のリスクは許容範囲よりも高く、子供の場合は鉛に関するリスクが最も高く(2.04)、推奨された数の植物を摂取する子供のリスク(幼児、未就学児、児童の平均)と同等でした。ポーランドにおける平均 Pb 値 (2.07)。ここで我々が報告する男子（2.77）と女子（2.63）の植物摂取量の P95 Pb 値では、HQ はナイジェリアで観察された値を上回っています。タイの埋立地の近くで栽培された食用作物を摂取することによる健康リスクに関する研究98では、AsのHQが非常に高いことが示され（47.28）、一方、ポーランドにおける幼児のP95 Asの最高HQ値は2.43であり、成人のどの部分集団でも、リスクが許容限度を超えました。同様に、発がんリスクも Ruchuwararak et al.98 の研究でははるかに高かった。タイで観察されたカドミウムの HQ もポーランドで観察された値よりも高かったが、この差はそれほど顕著ではなかった。ただし、鉛と亜鉛のリスク値はポーランドよりもはるかに低かった。タイで記録された最高の HQ 値は 0.255 で、ここで報告する退職者の平均 Pb 値の最低リスク (0.37) を大きく下回っています。他の研究では、すべての年齢層で As の高い HQ 値が明らかになりました 99,100,101 が、この研究では、HQ > 1 は子供のみで観察されました。他の調査研究でも、環境汚染が深刻であればあるほど、食用植物のPHE含有量が高くなり、消費によるリスクも高くなることが指摘されている102,103,104。それはCaiらの研究105で最も顕著に表れており、そこでは中国中部の大規模なCu精錬所によって汚染された地域が、基準となる汚染されていない地域と比較された。食用植物中の Cd、Cu、Pb、As の含有量は汚染地域で著しく高く、HQ は参照地域よりも影響を受けた地域で高く、Pb の 237% から Cd の 2747% までの範囲でした。この研究では食用植物だけでなく、魚や飲料水も考慮されていますが、作物の摂取が有害元素の 78% の供給源であったことに注目します。同様に、Yang et al.99 の研究では、野菜の汚染と健康リスクの両方が、汚染地域よりも参照場所の方が大幅に低かった。

一般に、食用植物の摂取量が多いほどリスク値が高くなり、野菜、果物、穀物の摂取量が健康的な生活に推奨される量よりも少ないことが観察されました。摂取量が多いほどリスク値が高くなりますが、摂取量が少ないと食事の観点からは不健康とみなされる可能性があることを考慮することが重要です。推奨される 1 日の摂取量を考慮するとリスクが高くなるという傾向に基づいて、最もリスクが高いグループ (幼児および未就学児) のリスクが高いかどうかを自信を持って結論付けるためには、これらのグループについて堅牢なデータを生成することは価値があるでしょう。許容できると考えられるほど低い。それにもかかわらず、私たちの研究のほとんどは一般の人間集団を対象に行われており、成人と子供の間の区別はほとんどなく、研究で他の部分集団が考慮されることはほとんどありません。男性、女性、子供からのデータが収集された場合でも、それらはすべて一緒にグループ化され、使用される要約統計量ではこれらの部分母集団が区別されません。このようなアプローチでは代表的な結果が得られないことは別として、データをグループ化する際に行われる基礎的な仮定により、リスクの特徴付けが非常に不確実になります。さらに、推奨摂取量に基づくリスク計算アプローチは、1 日の摂取量の点で最悪のシナリオをもたらしました。 PHE 含有量と暫定最大耐容 1 日摂取量 (PMDTI) 値の比較は、毎日の摂取量を指し、食品の栄養成分に重点を置いています。健康に悪影響を与える要素の場合、線量とは別に、人間の健康への影響を評価するための重要なツールはリスク評価手順です。それに基づいて、非発がん性 (HQ) および発がん性 (CR) のリスクの値が、文献調査から得られたポーランドの PHE の平均値と P95 値に対して計算されました。

ポーランドは地球化学的背景と人為的活動に関して多様であるため、ポーランド全地域のPHE濃度の単純平均値は最良のアプローチとは考えられておらず、主に比較の理由からアプローチの最初のステップとして使用されました。地球化学的バックグラウンド濃度の変化する性質の影響や、ポーランドの地域に応じた食用植物中のPHEs濃度の違いを含めるために、個々の州について計算された平均値とP95値もリスク評価に使用されました。私たちの結果は、平均値のみを使用すると誤った結論につながる可能性があることを示唆しています。これは、管理 (つまり、リスク管理) の決定がこれらの結果に基づいて行われる場合、たとえば修復措置などに非常に重要です。個々の州の結果を比較すると、植物の含有量が最も高い地域で最も高いリスク値が観察されました。したがって、PHE 含有量が低い地域と高い地域からの結果を平均してより広い地域のリスクを計算すると、結果が歪む可能性があります。ただし、地域全体で同じ消費レベルを想定しましたが、これは現実的ではありません。したがって、国内のさまざまな地域における部分集団間の消費の変動を説明するために、さらなる研究が推奨されます。

現在、EU における食品の安全性は多くの法律によって規制されており、2006 年 12 月 19 日の欧州委員会規則 (EC) No 1881/2006 では、食品中の特定の汚染物質の最大レベルを設定しています 106 が、私たちの研究に関して特に重要です。また、食品の安全性は、食品の一般原則と要件を定めた 2002 年 1 月 28 日の欧州議会および理事会の規則 (EC) No 178/2002 によって設立された EU の議題である欧州食品安全機関 (EFSA) によって強力にサポートされています。法律107。さらに、ポーランドでは食品の安全性は主任衛生検査官によって管理されています108。消費者の安全性に関して、私たちの研究で計算されたリスク値は、研究で使用された摂取率に基づいて過大評価されていました。それにもかかわらず、進行する環境汚染と、消費される食用植物中にPHEが存在することを報告する研究の増加に基づいて、近い将来、消費者にとって重大な健康問題を示す可能性があるため、食用植物中のPHE含有量を監視することが推奨されます。私たちの研究では、より多くの消費者グループを参加させ、アンケート調査の消費結果を使用することで、より信頼性の高いアプローチを実現しようとしました。ただし、最も信頼性の高い結果を得るには変動性と不確実性の分析が必要であるため、特に我々の予備的な結果が食用植物中のPHE含有量が消費者に対する潜在的なリスクを示すことを示しているため、さらなる分析では統計的モデリングが推奨されます。

私たちは、ポーランドの食用植物に含まれるPHE含有量に関する包括的な文献調査に基づいて、消費者の健康リスク評価を実施しました。ポーランド全土において、平均 PHE 含有量を考慮すると、幼児、未就学児、および学齢期の児童の Pb については、許容可能な非発がん性リスクレベル 1 を超えていました。 Cd については、幼児の許容リスクを超え、未就学児の許容値に近づきました。 PHE 含有量の 95 パーセンタイルの場合、調査されたすべての部分母集団について、Ni の場合のみ許容可能な非発がん性リスク値を超えませんでした。ポーランド全土の発がんリスク値は、56～65歳の女性と男性および女子部分集団を除く、食用植物中のヒ素の平均含有量とP95含量の両方において、調査されたすべての部分集団で許容できないリスクを明らかにした。シレジア、ニーダー・シレジア、ルブリン、レッサー・ポーランド、オポーレの各県では消費者にとっての非発がん性リスクの許容レベルを超え、レッサー・ポーランド、ルブリン、シレジアの各県では発がん性リスクの許容レベルを超えており、地球化学的変動が消費者に及ぼす影響を示している。リスク評価の結果。全国平均は必ずしも現実を表しているわけではなく、誤ったリスク特性評価につながる可能性があるため、地域ごとにリスクを計算することをお勧めします。これは、リスク管理の決定がリスク評価に基づいて行われる場合に特に有害となる可能性があります。

現在の研究中に使用および/または分析されたデータセットは、合理的な要求に応じて責任著者 AG-K から入手できます。

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言語品質の向上と原稿の最終版の校正にご協力いただいた Antonis Ampatzoglou 博士に感謝いたします。

この研究プロジェクトは、AGH 科学技術大学のプログラム「エクセレンスイニシアチブ - 研究大学」と助成金 2 号によって支援されました。 16.16.140.7998。

AGH科学技術大学、地質学、地球物理学、環境保護学部環境保護学科、Al。 Mickiewicza 30, 30-059, クラクフ, ポーランド

アガタ・ヴォドコウスカ & アグニエシュカ・グルゼッカ＝コソフスカ

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概念化、AW および AG-K。分析、AW および AG-K。リソース AW および AG-K。執筆 - オリジナル草案の準備、AW および AG-K。執筆 - レビューと編集、AW および AG-K。視覚化（図と表の準備）、AW。監修、AG-K。資金調達、AG-K。データキュレーション、AW、AG-K。すべての著者は原稿の出版版を読み、同意しました。

対応者はアグニエシュカ・グルゼッカ＝コソフスカさん。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

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転載と許可

Wódkowska, A.、Gruszecka-Kosowska, A. ポーランドの食用植物に含まれる潜在的に有害な元素への食事曝露と、それらの地球化学的分化に関連する健康リスクのダイナミクス。 Sci Rep 13、8521 (2023)。 https://doi.org/10.1038/s41598-023-35647-x

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受信日: 2023 年 1 月 10 日

受理日: 2023 年 5 月 22 日

公開日: 2023 年 5 月 25 日

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