Exposition alimentaire aux éléments potentiellement nocifs des plantes comestibles en Pologne et dynamique des risques sanitaires liés à leur différenciation géochimique

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 8521 (2023) Citer cet article

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Les différences dans les valeurs de risque pour la santé calculées pour les consommateurs d'éléments potentiellement nocifs (PHE) présents dans les plantes comestibles ont été étudiées. Sur la base d'une recherche documentaire approfondie, les teneurs les plus élevées en PHE dans les plantes ont été identifiées dans les régions du sud et de l'ouest de la Pologne, qui ont également révélé l'enrichissement géochimique le plus élevé en Zn, Pb, Cu, As, Cd et Tl. Les valeurs de risque non cancérigène (HQ) inacceptables les plus élevées pour la teneur moyenne en PHE en Pologne ont été trouvées pour le Pb : les tout-petits (2,80), les enfants d'âge préscolaire (1,80) et les enfants d'âge scolaire (1,45) et pour le Cd pour les tout-petits (1,42) . Les valeurs de risque cancérigène inacceptable (CR) les plus élevées pour la teneur moyenne en As ont été observées chez les adultes (5,9 × 10–5). Les valeurs de risque non cancérigène les plus élevées pour les consommateurs ont été signalées dans les provinces de Silésie, de Basse-Silésie, de Lublin, de Petite-Pologne et d'Opole, indiquant l'impact de la variabilité géochimique sur les valeurs de risque.

Les plantes terrestres comestibles ont toujours été une partie importante de l'alimentation humaine, fournissant de l'énergie et des nutriments pour une vie équilibrée1. L'Organisation mondiale de la santé (OMS) recommande que les légumes, les fruits, les légumineuses, les noix et les grains entiers soient les principaux composants des repas, et les deux premiers doivent être consommés à raison de 400 g par jour au moins2. Selon les directives de Healthy Eating Plate3, chaque repas doit comprendre 30 % de légumes, 25 % de grains entiers, 25 % de protéines saines et 20 % de fruits. L'Institut national de la santé publique (PZH) en Pologne à partir de 2020 recommande que les légumes et les fruits constituent la moitié et les produits céréaliers un quart de chaque repas quotidien4.

Les légumes et les fruits sont une excellente source de minéraux, d'acides gras nécessaires et de fibres, mais aussi une source unique de vitamines (C, E, K et folates)5. En même temps, leur valeur calorifique, leur teneur en graisses saturées et en sodium sont faibles et elles ne contiennent pas de cholestérol6. La valeur énergétique des légumes varie de 8,4 à 74 kcal pour 100 g, avec une valeur moyenne de seulement 26 kcal pour 100 g7. Ceci est particulièrement important étant donné que le surpoids et l'obésité sont de graves problèmes de santé publique dans le monde entier8. Les nutriments fournis par les céréales comprennent les glucides/amidon (énergie), les protéines, les fibres et une grande variété de vitamines et de minéraux, y compris les vitamines du groupe B (folates, thiamine, riboflavine, niacine), la vitamine E, le fer, le zinc, le magnésium et phosphore9,10. La teneur élevée en fibres des céréales à grains entiers soutient également le fonctionnement du système digestif et peut prévenir la constipation11,12,13. La consommation de fruits et légumes, ainsi que de céréales, est fortement associée à un risque réduit de maladies cardiovasculaires, de cancer, de diabète, de maladie d'Alzheimer, de cataracte, de maladie diverticulaire et d'altération des fonctions corporelles liées à l'âge14,15,16,17,18 .

Les éléments potentiellement nocifs (PHE) sont largement présents et dispersés dans l'environnement. Leur accumulation dans les plantes est particulièrement importante car les substances nutritives peuvent migrer des plantes dans la chaîne alimentaire et finalement, elles peuvent s'accumuler chez l'homme19. En raison de la grande importance nutritionnelle des plantes comestibles et de leur rôle clé dans l'alimentation, l'augmentation de la teneur en PHE pourrait poser un risque important pour la santé de leurs consommateurs. La plupart des PHE qui pénètrent dans le corps humain par la voie de consommation proviennent des produits végétaux cultivés dans le sol, qui, en raison de facteurs géogéniques ou anthropiques, peuvent constituer une menace de leur migration vers les plantes comestibles en raison d'une concentration ou d'une mobilité accrue19. La plupart des recherches ont porté sur le fonctionnement des éléments dans les organismes vivants, mais des preuves de plus en plus nombreuses suggèrent que les interactions entre eux sont plus complexes qu'on ne le pensait à l'origine20. Cela est dû aux possibles interactions synergiques et/ou antagonistes entre eux, mais aussi aux réactions métaboliques complexes se produisant dans les organismes vivants et aux interactions avec le microbiome humain21,22,23. Alors que la santé devient de plus en plus importante pour la société, la recherche alimentaire liée plus étroitement à la médecine préventive gagne en popularité19,24,25,26,27,28,29,30,31,32,33.

La présence de PHE dans l'environnement n'a cessé d'augmenter au cours des dernières décennies34. L'intérêt généralisé pour les PHE n'a fait que croître en tant que sujet scientifique important au cours des 50 dernières années, lorsqu'il est devenu clair que certains éléments sont essentiels à la santé humaine (par exemple, Cu, Fe et Zn), tandis que d'autres sont toxiques (par exemple, As , Hg et Pb) et pourraient entraîner des effets néfastes sur la santé35. Le spectre des effets toxiques causés par les PHE est très large36,37. L'exposition au Cd peut provoquer des symptômes pseudo-grippaux et peut endommager les poumons38, peut avoir des effets tels que le cancer du poumon, des changements prolifératifs de la prostate, des fractures osseuses, un dysfonctionnement rénal et de l'hypertension38,39. Le taux et l'occurrence des effets neurotoxiques du Hg dépendent de facteurs d'exposition tels que la forme géochimique du Hg, les conditions de santé et les caractéristiques d'exposition40,41. Les effets les plus graves de l'exposition au Hg sont les dommages neurologiques (mercurialisme), le syndrome asthénique-végétatif et la maladie de Minamata42,43,44. En raison de son processus de métabolisme, As pourrait endommager chaque organe du corps humain45,46. L'exposition au Pb peut provoquer des troubles de la plombémie, de l'anémie, des coliques gastro-intestinales et du système nerveux central (SNC), les enfants présentant des signes de toxicité grave au Pb à des doses plus faibles que les adultes47,48,49. Co constituent la partie centrale de la molécule de vitamine B1250,51 cependant, ses doses excessives dans l'organisme peuvent provoquer une cardiomyopathie, perturber la glande thyroïde, augmenter le fonctionnement de la moelle osseuse et inhiber l'absorption de la vitamine B1220,51,52. Le Cu est essentiel pour soutenir la croissance fœtale, le fonctionnement du cerveau et la cicatrisation des plaies53. L'exposition au Cu concerne principalement le tractus gastro-intestinal, le foie, les reins, le système hématopoïétique, cardiovasculaire et nerveux central53,54,55. Le zinc est un élément essentiel pour des processus tels que l'expression des gènes, les réactions enzymatiques, la fonction immunitaire, la synthèse des protéines et de l'ADN, la cicatrisation, la croissance et le développement56,57. Un excès de Zn peut entraîner une détérioration du système immunitaire, une réduction du cholestérol HDL, des vomissements et des nausées, une perte d'appétit, de la diarrhée, de la fièvre et des maux de tête20,57. Le contact cutané avec le Ni peut avoir des effets néfastes sur la santé, tels que des dermatites, des maladies cardiovasculaires et rénales, une fibrose pulmonaire, un cancer du poumon et du nez, des vomissements et des nausées, une cyanose, des malaises gastro-intestinaux, une faiblesse, des œdèmes et même la mort20,58. De plus, As, Cd, Cr, Co, Ni et Pb ont été classés par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) comme ayant un impact cancérigène sur l'homme59, provoquant entre autres des cancers de la peau, des poumons, de la vessie, des reins et du foie60 .

Les régions du sud et de l'ouest de la Pologne étaient et sont respectivement riches en gisements de charbon et de lignite61. Les régions du sud et du centre étaient ou sont encore fortement exploitées pour le Cu dans la province de Basse-Silésie, pour le Fe dans les provinces de Silésie, de Łódź, de la Sainte-Croix, de Mazovie et de Basse-Silésie et pour le Zn et le Pb dans les provinces de Petite-Pologne et de Silésie62. L'exploitation et la transformation dans ces zones ont causé une forte pollution de l'environnement et une dévastation du paysage63,64,65 avec Zn, Pb, Cu, Fe étant la principale raison de l'exploitation et ainsi que les éléments qui l'accompagnent, c'est-à-dire Tl, Sb, Cd et As. . Les processus naturels d'altération géologique des roches et des sols qui se produisent dans ces régions ont également contribué aux niveaux élevés de ces éléments dans l'environnement. Dans leurs études, Lis et Pasieczna66 ont indiqué des différenciations élevées dans la teneur en éléments des sols dans diverses régions liées à leur variabilité géochimique. Il s'agit d'une considération particulièrement importante dans l'estimation du niveau de pollution, en comparant les concentrations d'éléments dans les compartiments environnementaux au niveau admissible tel que défini dans la loi ou les documents d'orientation. Une simple moyenne de la teneur en ces éléments des régions à concentrations géochimiquement élevées (sud et ouest de la Pologne) avec celles provenant de régions à teneur stable (est et nord de la Pologne) et l'utilisation de ces résultats plus loin dans les calculs de risque pourraient conduire à des résultats injustifiables et à des conclusions fausses et peut-être même dangereuses.

Ainsi, dans notre recherche, nous avons étudié la variation des valeurs de risque total calculées selon que les concentrations moyennes nationales ou régionales de PHE ont été utilisées. Cela nous a conduit à l'hypothèse que, comme les concentrations de PHE dans les plantes comestibles devraient être plus élevées dans les régions où les concentrations dans les sols sont également élevées, le risque sanitaire pour les consommateurs de ces régions devrait également être plus élevé. Compte tenu de ce qui précède, le but de cette étude était d'analyser la diversité des concentrations de PHE dans les plantes comestibles en Pologne et dans ses différentes régions, sur la base d'une revue de la littérature scientifique. Sur la base des données obtenues, les risques pour la santé des consommateurs de toute la Pologne, ainsi que des régions individuelles, ont été calculés et comparés, car la tendance à une alimentation saine, y compris la consommation de fruits et légumes frais achetés sur le marché local, gagne en popularité. Les objectifs détaillés de l'étude comprenaient : (1) les caractéristiques des teneurs en PHE (As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Sb, Tl et Zn) dans les légumes, les fruits et les céréales cultivés dans le différentes régions de Pologne sur la base des résultats des recherches scientifiques disponibles dans les bases de données consultées, (2) détermination des taux de consommation de plantes comestibles en Pologne dans les sous-populations étudiées sur la base des taux de consommation recommandés, (3) évaluation des risques pour la santé liés à la Consommation de PHE concernant les plantes comestibles en fonction de la région de Pologne et des sous-populations étudiées.

Pour collecter les concentrations des PHE étudiés dans les plantes comestibles cultivées en Pologne, une recherche documentaire approfondie sur la période de 1968 à 2021 a été effectuée de février à mars 2021 dans les bases de données suivantes : ScienceDirect, Google Scholar, Infona, EBSCOhost, Springer et Taylor & Francis. Des combinaisons des mots clés suivants ont été utilisées pour rechercher les résultats : éléments potentiellement nocifs, métaux, métaux lourds, plantes comestibles, aliments, fruits, légumes, céréales, Pologne. Au total, 5803 enregistrements ont été trouvés, dont tous ont été vérifiés pour plus d'utilité selon les aspects suivants : (1) les articles en double ont été supprimés ; (2) les articles non révisés n'ont pas été inclus ; (3) les recherches sur la teneur en métaux lourds des produits alimentaires d'origine animale n'ont pas été prises en compte ; (4) les articles sur les recherches effectuées avant 1998 conformément à l'ancienne division administrative géographique de la Pologne en provinces n'ont pas été pris en compte. Tous les détails de la revue de la littérature ont été présentés sur le diagramme de flux PRISMA67 à la Fig. 1. Au cours du processus, 86 articles ont été sélectionnés, pour lesquels leurs résumés ont été étudiés en fonction de leur pertinence par rapport à notre sujet scientifique. Sur la base de l'analyse des informations suivantes (1) brève description bibliographique (auteurs, titre, année de publication) ; (2) étudié les plantes comestibles ; (3) les PHE étudiés ; (4) méthodes d'extraction et de dosage des PHE ; et (5) localisation de la zone de recherche incluant le nom de la province, dans l'analyse principale, 27 articles ont été sélectionnés. Comme certaines recherches ont fourni des données pour plus d'une province, un nombre particulier d'articles inclus dans notre étude est présenté dans la Fig. 2. (n = 2) provinces ont été utilisées uniquement pour calculer le contenu national des PHE. De même, en raison d'un faible nombre de références en Poméranie (n = 2) et Warmie-Mazurie (n = 3) dans notre recherche, nous avons joint ces deux provinces en Pologne du Nord (n = 5) avant une analyse plus approfondie. Concernant les types de plantes comestibles qui ont fait l'objet d'articles de recherche pour notre recherche, ils ont été regroupés comme présenté dans le tableau 1. Le nombre de références obtenues pour chaque PHE était le suivant : As 6, Cd 23, Co 4, Cu 11, Hg 5, Ni 7, Pb 21 et Zn 11. Comme les articles concernaient un nombre variable de plantes étudiées et leurs emplacements, le nombre différent de sources réelles a été signalé.

Diagramme PRISMA de la revue de la littérature sur les concentrations d'éléments potentiellement nocifs dans les plantes comestibles en Pologne.

La localisation de la recherche sur les teneurs en PHE des plantes comestibles en Pologne (Esri ArcMap 10.8.0.12790 ; http://esri.com).

Les méthodes étudiées devraient idéalement être les mêmes pour comparer les résultats reçus de plusieurs études de recherche. Cependant, comme il n'y a pas de méthodologie obligatoire requise/recommandée pour ce type d'analyse, avant d'utiliser davantage les résultats obtenus, nous avons comparé les méthodes d'extraction de PHE pour vérifier si les résultats pouvaient être comparables entre eux, afin d'effectuer une analyse fiable. l'évaluation des risques plus loin dans le projet. La liste des articles inclus dans notre recherche lors de la revue de la littérature ainsi que les méthodes utilisées dans ces études sont présentées dans le tableau supplémentaire S1. Comme on peut le constater, les méthodes d'extraction sont couramment utilisées pour déterminer les concentrations totales ou pseudo-totales de PHE dans les plantes comestibles. Ainsi, les résultats des analyses effectuées par ces méthodes ont été davantage utilisés dans nos études. De plus, la détermination de la teneur en PHE dans les extractants a été réalisée à l'aide de deux des méthodes instrumentales les plus populaires, la spectrométrie d'absorption atomique (AAS) dans le cas de 19 publications et la spectrométrie de masse à plasma inductif dans le cas de 11 publications sur les 27 analysées. des articles.

Dans l'étude, l'évaluation des risques pour la santé humaine a été réalisée selon la méthode d'estimation ponctuelle développée par l'USEPA68. Dans notre recherche, les valeurs de concentration moyenne et P95 des PHE étudiés ont été utilisées dans les calculs (1) pour toute la Pologne et (2) pour les provinces individuelles, sur la base des valeurs obtenues à partir de la revue de littérature pertinente.

Le risque pour la santé humaine étudié était lié à la teneur en PHE, à savoir As, Cd, Co, Cu, Hg, Ni, Pb et Zn, dans trois groupes de plantes comestibles consommées en Pologne : légumes, fruits et céréales. Les teneurs en PHE ont été obtenues à partir d'études menées en Pologne, qui visaient à étudier les concentrations d'oligo-éléments dans les plantes comestibles. Ces résultats ont d'abord été soumis à une caractérisation statistique, à savoir les valeurs min, max, moyenne, P95 et SD ont été déterminées, à la fois pour la Pologne et les provinces individuelles (selon que la recherche a été effectuée dans ces régions auparavant). En raison du trop petit nombre de références des provinces de Poméranie et de Warmie-Mazurie, les résultats de ces deux régions ont été regroupés sous le nom de Pologne du Nord dans nos études avant l'analyse plus approfondie. Dans les calculs d'évaluation des risques, les valeurs moyennes et P95 pour les PHE individuels ont été utilisées.

Notre étude a examiné le scénario d'exposition des résidents en se basant sur la tendance selon laquelle les plantes comestibles devraient être vendues et consommées aussi localement que possible pour conserver leur fraîcheur et leurs propriétés nutritionnelles. De plus, comme les Polonais se déplacent à contrecœur et passent plutôt la majeure partie de leur vie au même endroit69, nos enquêtes ont supposé une vie passée dans un seul lieu géographique. Concernant les plantes comestibles, la voie d'exposition étudiée suppose une consommation par les habitants. Dans ce cas, outre la population générale, nous avons également considéré d'autres sous-populations en fonction de l'âge et du sexe. La répartition de ces sous-populations dépendait strictement des modèles de consommation statistiques disponibles dans les études connexes, à savoir Nosecka70, Łopaciuk14, Gheribi71, Murawska72, Janowska-Miasik et al.73, Wolnicka et al.74, Zalewska et al.75 et Dietary Guidelines for Americans76, ainsi que la consommation quotidienne recommandée : WHO2, Healthy Eating Plate3, National Institute of Public Health (PZH) en Pologne4, et Australian Dietary Guidelines77. Ainsi, les sous-populations suivantes ont été distinguées dans notre enquête sur la base des données disponibles sur la consommation statistique de plantes comestibles en Pologne : filles (7-12 ans), garçons (7-12 ans), femmes 18-35 ans, hommes 18–35 ans, femmes 36–55 ans, hommes 36–55 ans, femmes 56–65 ans, hommes 56–65 ans et retraités (> 65 ans). Comme aucune donnée statistique n'était disponible pour les tout-petits (1 à 3 ans), les enfants d'âge préscolaire (4 à 6 ans) et les adolescents (13 à 18 ans) pour la Pologne, les valeurs d'apport recommandées décrites dans la section ci-dessus ont été utilisées dans le cas de ces sous-populations. De plus, les valeurs d'apport recommandées pour la consommation des enfants d'âge scolaire (7 à 12 ans) et des adultes (> 18 ans) ont également été utilisées dans notre étude. Il convient également d'ajouter que dans nos enquêtes, les pommes de terre ont été exclues de la consommation totale de légumes en raison de leurs propriétés nutritionnelles selon Healthy Eating Plate3. De plus, en Pologne, la pomme de terre est le légume de base consommé et les caractéristiques détaillées de leur consommation sont disponibles.

Les valeurs du taux d'apport quotidien (DIR) pour les PHE individuels ont été calculées comme la quantité totale de plantes comestibles consommées des trois groupes de plantes comestibles, à savoir les légumes, les fruits et les céréales selon l'Eq. (1)78 :

où C est la concentration du PHE individuel dans le groupe de plantes comestibles (mg/kg de poids humide ; en outre ww. ); IR est le taux d'ingestion d'un groupe donné de plantes alimentaires en grammes par personne et par jour (g/personne-jour) ; BW est le poids corporel (kg)78,79,80,81. Les valeurs du taux d'ingestion (RI) des groupes de plantes comestibles utilisées pour les calculs de risque pour les sous-populations étudiées sont présentées dans le tableau 2. Les valeurs de poids corporel utilisées pour les calculs de risque sont présentées dans le tableau 3.

Les valeurs de dose quotidienne moyenne (ADD) des PHE individuels résultant de la consommation quotidienne de groupes de plantes comestibles (mg/kg pc-jour) ont été calculées à l'aide de l'Eq. (2)68 :

où C est la concentration de PHE dans le groupe étudié de plantes comestibles (mg/kg ww.); IR est le taux d'ingestion de plantes comestibles (g ww./personne-jour); EF est la fréquence d'exposition : 365 jours/an ; ED est la durée d'exposition : nombre d'années de vie dans la sous-population individuelle ; AT est le temps moyen en jours : ED × 365 pour les non cancérigènes et 70 ans × 365 pour les cancérigènes ; BW est le poids corporel (kg) et 10–3 est le facteur de conversion d'unité68,82.

En ce qui concerne les valeurs d'IR utilisées dans les études, elles incluaient à la fois l'apport quotidien recommandé et statistique, mais pas pour toutes les sous-populations car les deux types de données n'étaient pas disponibles. Par exemple, les valeurs statistiques n'étaient pas disponibles pour les groupes les plus vulnérables, c'est-à-dire les tout-petits, les enfants d'âge préscolaire et les adolescents, qui sont également à l'étape de développement cruciale de leur vie. Au moins quatre sources de littérature différentes étaient nécessaires pour obtenir les données de consommation pour un seul groupe d'âge, ce qui augmentait le risque de biais. La plupart des études sur la consommation de plantes comestibles se sont concentrées uniquement sur leur classification en légumes, fruits et céréales, limitant nos recherches à ces groupes pour la plupart. Les études que nous avons examinées différaient également en ce qui concerne le moment où elles ont été menées, la région, la taille de la population étudiée et la méthode analytique de détermination des teneurs en PHE. Que la méthode tienne compte de la quantité d'aliments achetés ou de la consommation déclarée par les répondants, ces données ne sont ni totalement fiables ni directement comparables. De plus, il n'a pas été possible d'estimer tous les points de données. Il n'y avait pas de données disponibles sur la consommation de céréales pour les garçons et les filles, donc le risque calculé pour ces groupes est probablement inférieur à la réalité.

Le risque non cancérigène a été déterminé sur la base du calcul des valeurs du quotient de risque (HQ) (sans unité) conformément à l'Eq. (3):

où ADD est la dose quotidienne moyenne (mg/kg pc-jour) et RfD est la dose de référence (mg/kg pc-jour)68.

La valeur totale du risque non cancérigène (HQt) pour les PHE étudiés a été calculée à l'aide de l'Eq. (4):

où les HQ sont les valeurs du quotient de risque pour 1−n PHE étudiés dans l'étude.

Le risque cancérigène a été déterminé sur la base des calculs des valeurs du risque de cancer (CR) (sans unité) à l'aide de l'équation. (5):

où CR est le risque carcinogène et SFo est le facteur de pente par voie orale ((mg/kg pc-jour)−1) pour un PHE individuel. Dans nos études, seul l'As a été considéré comme un PHE cancérigène en raison de l'absence de valeurs de SF dans les bases de données toxicologiques pour les autres éléments traces. La valeur totale du risque cancérigène, comme la somme des valeurs de CR partielles, n'a pas été calculée puisque As était le seul PHE cancérigène pris en compte dans cette étude.

Comme il n'y a pas d'accord sur les valeurs de RfD dans le cas du Pb dans notre recherche, nous avons également utilisé la méthode de la marge d'exposition (MOE), conformément aux recommandations de l'Autorité européenne de sécurité des aliments83 en fonction du risque résultant de la Exposition au Pb dans les plantes comestibles consommées sur la base de l'Eq. (6):

où MOE est la marge de la valeur exposée au risque ; La BMDL est la dose de référence (limite de confiance inférieure) et le DIR est la quantité totale de plantes comestibles consommées quotidiennement dans les sous-populations étudiées.

Sur la base des informations disponibles dans les bases de données toxicologiques, dans nos recherches sur As, Cd, Co, Cu, Hg, Ni, Pb et Zn, le risque non cancérigène (HQ) a été calculé concernant l'influence toxicologique de ces éléments sur les organismes . Sur la base des informations disponibles sur les effets cancérigènes, le risque cancérigène (CR) n'a été calculé que pour l'As dans l'étude. Les valeurs de dose de référence (RfD) suivantes (mg/kg pc-jour) ont été utilisées pour les calculs du risque non cancérigène (HQ) : 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 et Zn 3,0 × 10–184. Pour As, la valeur du facteur de pente orale (SFo) était égale à 1,5 (mg/kg pc-jour)−184. Dans le cas du Pb, pour lequel il n'y a pas unanimité sur la valeur de RfD, les calculs basés sur la BMDL estimée à 1,2 μg/kg pc-jour pour les adultes et 0,6 μg/kg pc-jour pour les enfants ont également été utilisés83.

Une caractérisation des risques a été réalisée à l'aide de la teneur en PHE recueillie à partir de la recherche documentaire pour la Pologne et pour les provinces individuelles sur la base des doses recommandées de consommation de plantes comestibles dans les sous-populations étudiées. En tant que risque non cancérigène acceptable, les valeurs du quotient de danger calculé ≤ 1 (HQ ≤ 1) ont été fixées, tant pour les PHE individuels (HQ), que pour le quotient de danger total (HQtotal), défini comme la somme de valeurs HQ partielles pour les PHE individuels68,85,86. Pour le risque cancérogène (CR), le niveau de risque acceptable a été fixé en dessous de la valeur de 1 × 10–5, sur la base du règlement du ministre chargé de l'environnement du 1er septembre 2016 relatif à la méthode d'évaluation de la pollution de la surface terrestre86.

Sur la base des emplacements géographiques de la recherche dans les 27 articles analysés, il a été observé que la plupart des études ont été réalisées dans le sud de la Pologne (Fig. 2). Cette région de la Pologne a été intensivement utilisée dans le passé en raison de l'exploitation et du traitement du charbon et des minerais métalliques87,88 provoquant la contamination de l'environnement de la région du sud de la Pologne par des métaux comme le Pb, le Zn, le Cu, l'As, le Tl et le Cd89,90, 91, 92, 93, qui a abouti à une étude approfondie de la teneur en métaux dans le système eau-sol-plante. En revanche, dans les autres régions de Pologne où les activités industrielles n'étaient pas pratiquées de manière intensive, le nombre d'enquêtes était nettement inférieur. Les statistiques récapitulatives des résultats de la teneur en PHE des plantes comestibles recueillies à partir de la recherche documentaire pour toute la Pologne sont présentées dans le tableau 4. Pour les provinces individuelles, un résumé similaire est présenté dans le tableau supplémentaire S2. Sur la base de la faible disponibilité des données et de leur faible teneur en plantes comestibles, Sb et Tl ont été exclus des analyses ultérieures de l'étude. Les résultats recueillis ont révélé que la concentration des PHE étudiés dans les plantes comestibles variait d'un niveau inférieur au niveau de détection (LOD) à un niveau significatif, ce qui a été particulièrement observé dans les plantes à feuilles et les racines comestibles. En considérant les teneurs moyennes en PHE, il a été observé que la concentration des éléments dans toutes les plantes comestibles était dans l'ordre décroissant suivant : Zn > Pb > Cu > Ni > Cd > Hg > As > Co. Pour les légumes, les fruits et les céréales, la la concentration des éléments était dans les ordres décroissants suivants, respectivement : Zn > Cu > Pb > Cd > Ni > Hg > As > Co, Zn > Cu > Ni > Pb > Cd > Co et Pb > Cd > Hg.

Les valeurs de l'apport quotidien tolérable provisoire (DJTP) et les quantités suggérées à consommer placées sur les produits alimentaires ne sont que des recommandations et se réfèrent à l'apport quotidien sans tenir compte de l'alimentation totale et des résultats à long terme sur l'impact sur la santé. Ainsi, dans nos études, nous avons appliqué une approche d'évaluation des risques pour évaluer si la teneur en PHE présents dans les plantes comestibles et les quantités de plantes consommées sur la base de questionnaires de consommation peuvent constituer une menace pour la santé des consommateurs polonais. Pour tous les PHE étudiés (As, Cd, Co Cu, Hg, Ni, Pb et Zn), les valeurs de risque non cancérigène ont été calculées puisque tous révèlent des propriétés toxiques. Certains d'entre eux sont également considérés comme cancérigènes. Cependant, en raison du manque d'informations requises dans les bases de données toxicologiques, l'évaluation du risque cancérigène n'a été réalisée que pour l'As. Comme mentionné précédemment, étant donné que la majorité des résultats étaient inférieurs à la limite de détection pour Sb et Tl, ces deux PHE ont été exclus des analyses de risque.

Pour calculer les valeurs du quotient de danger (HQ) qui décrivent le risque non cancérigène, dans un premier temps, les valeurs de dose quotidienne moyenne (ADD) ont été calculées sur la base de l'apport recommandé de plantes comestibles individuelles en fonction de l'âge et du sexe parmi les sous-populations. En outre, les valeurs ADD ont été calculées en référence aux concentrations moyennes et P95 dans les plantes comestibles, ainsi que pour la Pologne et diverses provinces séparément. Ensuite, les résultats des valeurs ADD ont été utilisés pour calculer les valeurs du quotient de danger (HQ), ainsi que le risque non cancérogène total en tant que somme des valeurs HQ distinctes. Les valeurs HQ calculées pour les valeurs moyennes et P95 pour les PHE en Pologne sont présentées dans la Fig. 3, et pour les provinces individuelles dans la Fig. S1 supplémentaire.

Valeurs totales du risque non cancérogène (HQtotal) pour les plantes comestibles consommées en Pologne basées sur les concentrations moyennes et P95 de PHE ; P95—95e centile.

En ce qui concerne les concentrations moyennes calculées à partir des résultats disponibles pour l'ensemble de la Pologne, les valeurs de risque non cancérigène inacceptables les plus élevées pour les teneurs moyennes en PHE ont été trouvées pour le Pb chez les tout-petits (2,80), les enfants d'âge préscolaire (1,80) et les enfants d'âge scolaire (1,45 ), tandis que dans le cas des adolescents et des adultes, la valeur de risque était presque au niveau de 1. Pour Cd, le niveau de 1 était dépassé pour les tout-petits (1,42), et dans le cas des enfants d'âge préscolaire, il était proche de la valeur acceptable niveau. Dans le cas des données du 95e centile (P95), la valeur acceptable du risque non cancérogène n'a été dépassée que dans le cas du Ni pour tous les sous-groupes étudiés. Pour les teneurs en P95 Pb, le risque non cancérigène a été dépassé pour les tout-petits : As (2,40), Co (2,80), Cu (1,35), Hg (2,40), Zn (1,10), enfants d'âge préscolaire : As (1,60), Co (1,10), Hg (1,60), enfants d'âge scolaire : As (1,20) et Hg (1,20). Pour le Cd et le Pb, le risque acceptable a été dépassé pour toutes les sous-populations et leurs valeurs HQ les plus élevées ont été trouvées pour les tout-petits (Cd 12,0 et Pb 12,5).

Pour tous les PHE analysés, la tendance générale a été observée que les plus susceptibles étaient les sous-populations d'enfants d'âges divers. Pour la teneur au 95e centile (P95) des PHE dans les plantes comestibles, leur part dans la valeur du risque différait comme suit. Comme dans l'apport réel pour les filles, les garçons, les femmes et les hommes de 18 à 35 ans, les femmes et les hommes de 36 à 55 ans, les femmes et les hommes de 56 à 65 ans et les retraités, les autres racines comestibles avaient une contribution plus élevée que les pommes de terre. Pour Co, les fruits à pépins, les plantes non-racinées et les pommes de terre avaient la contribution la plus élevée. Pour Cu, Hg, Pb et Zn, la contribution des racines des plantes a augmenté significativement par rapport à leurs valeurs moyennes dans ces plantes.

En ce qui concerne les provinces individuelles (Fig. S1 supplémentaire), les valeurs de risque les plus élevées ont été observées dans la province de Silésie pour les tout-petits > enfants d'âge préscolaire > enfants d'âge scolaire > adultes > adolescents > garçons > filles > femmes 56–65 > femmes 36–55 > hommes 56–65 > retraités > hommes 18–35 > hommes 36–55 > femmes 18–35 pour Cd > Pb > Cu > As > Hg > Zn > Ni > Co. Le risque le plus élevé était de 4,44 pour la moyenne et de 19,74 pour le P95 Concentrations de Cd pour les tout-petits. Dans les provinces suivantes, le risque acceptable a également été dépassé : Basse Silésie pour Pb, Lublin pour Cd, Cu, Pb, Zn, Petite Pologne pour As, Cd, Co, Cu, Hg, Pb, Opole pour Hg, Pb et Nord de la Pologne pour Pb. Les valeurs de risque étaient les plus faibles dans le nord de la Pologne, où le risque le plus élevé et le seul dépassement (0,295) ont été observés pour les tout-petits pour le P95 de la teneur en Pb et l'ordre décroissant suivant pour les PHE étudiés contribuant au risque global a été trouvé : Pb > Cd > Cu > Zn > Co > Ni. Dans la plupart des provinces étudiées, l'ordre décroissant des valeurs de risque pour le Pb était le suivant : tout-petits > enfants d'âge préscolaire > enfants d'âge scolaire > adolescents et adultes > garçons et filles > autres sous-populations étudiées. Ce n'est qu'en Pologne du Nord que les risques pour les garçons et les filles dépassaient ceux des adolescents et des adultes.

Dans le cas du risque cancérigène, les valeurs ADD ont également été utilisées pour calculer les valeurs CR. Les valeurs CR calculées pour les valeurs moyennes et P95 pour les teneurs en PHE pour toute la Pologne et dans les provinces individuelles sont présentées à la Fig. Valeurs P95 de As dans les plantes comestibles, sauf pour les femmes et les hommes de 56 à 65 ans et les sous-populations de filles. Cependant, ces valeurs se rapprochaient du niveau acceptable de 1 × 10–5. Les valeurs de risque les plus élevées ont été observées chez les adultes pour la teneur moyenne (5,9 × 10–5) et P95 (1,8 × 10–4) As. L'ordre décroissant du risque de RC lié à la consommation d'As avec des types de plantes particuliers était le suivant : racine > feuille > fruit > inflorescence.

Valeurs du risque cancérogène total (CRtotal) pour les plantes comestibles consommées en Pologne et dans les provinces individuelles basées sur les concentrations moyennes et P95 d'As ; P95—95e centile.

Considérant les provinces individuelles, il a été observé que le niveau de risque cancérigène acceptable était dépassé dans la province de Lublin pour les adultes pour les teneurs moyennes en As et pour les tout-petits et les enfants d'âge scolaire pour les teneurs en P95 As. Dans la province de Petite-Pologne, le niveau de risque de RC a été dépassé pour les adultes, les retraités, les hommes de 36 à 55 ans, les femmes et les hommes de 18 à 35 ans, les femmes et les hommes de 36 à 55 ans pour les teneurs moyennes en As et pour les teneurs en P95 As pour toutes les sous-populations suivantes ordre décroissant : adultes > hommes 36–55 > femmes 36–55 > hommes 18–35, tout-petits > enfants d'âge scolaire > retraités > enfants d'âge préscolaire > adolescents > garçons > filles > hommes 56–65 > femmes 56–65. Dans la province de Silésie, le risque de RC a été dépassé pour les adultes, les tout-petits et les enfants d'âge scolaire pour les teneurs moyennes en As, ainsi que pour les teneurs en P95 As pour toutes les sous-populations dans l'ordre décroissant suivant : adultes > tout-petits > enfants d'âge scolaire > pré -scolarisés > adolescents > femmes 36–55 > retraités > hommes 36–55 > hommes 18–35 > femmes 18–35 > garçons > filles > femmes 56–65 > hommes 56–65.

L'approche de la marge d'exposition (MOE) a été utilisée dans notre étude pour le Pb, ainsi que d'autres valeurs toxicologiques qui n'étaient pas disponibles dans les bases de données. Les valeurs de MOE ont été calculées pour les concentrations moyennes et P95 de Pb en Pologne et sont présentées dans le tableau 5 et pour les provinces individuelles dans le tableau supplémentaire S3.

Compte tenu des valeurs de MOE pour toute la Pologne, le risque élevé pour la santé (valeurs de MOE < 1) a été indiqué pour les teneurs moyennes en Pb avec la consommation de plantes à feuilles et à racines pour les tout-petits, et la consommation de plantes à racines pour les enfants d'âge scolaire et les enfants d'âge préscolaire. Pour les teneurs en P95 de Pb, les valeurs de MOE étaient < 1 pour toutes les sous-populations étudiées, à l'exception des femmes de 18 à 35 ans, des hommes de 36 à 55 ans et des retraités, le risque le plus élevé étant observé pour la consommation de plantes à racines, à noyaux, à pépins et à feuilles.

Considérant les provinces individuelles, le risque inacceptable a été observé dans la province de Basse-Silésie pour la consommation de plantes à feuilles par les tout-petits, les enfants d'âge préscolaire, les enfants d'âge scolaire et les adultes pour les valeurs moyennes et P95 Pb, ainsi que pour les adolescents pour les teneurs en P95 Pb. . Dans la province de Lublin, le risque inacceptable a été indiqué pour les teneurs moyennes en Pb des plantes à racines pour les enfants d'âge préscolaire, les enfants d'âge scolaire, les adultes et les adolescents et pour les valeurs de P95 Pb pour les valeurs de P95 Pb pour les racines, les feuilles et les plantes fruitières pour les tout-petits. et les enfants d'âge préscolaire, pour les plantes à racines et à feuilles pour les enfants, les adultes et les adolescents d'âge scolaire, et pour les plantes à racines pour les filles et les garçons. Dans la province de la Petite-Pologne, le risque inacceptable a été déterminé pour les teneurs moyennes en Pb des plantes à feuilles et à noyaux pour les tout-petits et les enfants d'âge préscolaire, pour les plantes à feuilles pour les enfants d'âge scolaire et les adultes et pour les teneurs en P95 Pb des plantes à feuilles, à noyaux et à fruits. pour les tout-petits, les enfants d'âge préscolaire et les enfants d'âge scolaire, pour les plantes à pierre et à feuilles pour les adolescents, les filles et les garçons, et pour les plantes à feuilles et à fruits pour les adultes. Dans la province d'Opole, un niveau de risque inacceptable n'a été trouvé que pour la teneur en P95 Pb des plants de baies pour les tout-petits, les enfants d'âge préscolaire et les enfants d'âge scolaire. Dans la province de Silésie, un niveau de risque inacceptable a été trouvé pour les teneurs en P95 Pb pour les plantes à racines et à pépins pour les tout-petits et pour les plantes à racines pour les enfants d'âge préscolaire, les enfants d'âge scolaire, les adultes, les adolescents, les garçons et les filles. Dans le nord de la Pologne, les valeurs de MOE calculées étaient > 1, indiquant l'absence de risque pour les consommateurs lié à la teneur en Pb.

Les résultats d'autres études de recherche sur le risque pour la santé des consommateurs lié à la consommation de plantes comestibles vont dans le sens de nos conclusions. En ce qui concerne les publications disponibles en Europe sur les risques sanitaires liés aux PHE présents dans les cultures vivrières, dans l'étude menée en Roumanie94 qui suggère également des risques sanitaires inacceptables liés à l'apport de métaux lourds provenant de la consommation de légumes. Étant donné que les montagnes des Carpates représentent une riche source de métaux lourds pour les pays d'Europe de l'Est, cette étude permet de confirmer que dans une région avec une géochimie, une géologie et une histoire minière similaires à celles du sud de la Pologne, le risque peut également être inacceptable, le Pb dans les légumes-racines étant principalement responsable de cela. Des valeurs à haut risque ont également été notées pour le Pb et le Cd dans les légumes à feuilles, ce qui est également conforme à nos conclusions. Cependant, cette étude se concentre sur des légumes individuels, de sorte que le risque alimentaire global n'est pas présenté et ne peut donc pas être comparé. L'étude sur les métaux lourds dans les sols agricoles de l'UE95 présente des résultats préoccupants lors de l'examen de notre étude. Plus précisément, l'étude a révélé que les teneurs en métaux lourds dans la plupart des régions d'Europe occidentale et méridionale étaient plus élevées que celles observées en Pologne. Cependant, l'évaluation des risques pour la santé ne faisait pas partie de cette étude et il n'y a donc aucune information sur les valeurs de risque. Le risque total pour la santé calculé par Wang et al.96 dans l'UE28 pour l'ingestion de maïs était égal à 3,74 × 10–6 pour les adultes et 2,08 × 10–6 pour les enfants et pour l'ingestion de blé était égal à 5,80 × 10–5 pour les adultes et 4,30 × 10–5 pour les enfants96. Pour la teneur en métaux lourds dans les légumes, des données peuvent être trouvées pour l'oignon et la carotte lettons97, avec des teneurs plus élevées en Ni (0,25 mg/kg et 0,28 mg/kg, respectivement) et en Pb (0,09 mg/kg et 0,12 mg/kg, respectivement) par rapport à à notre étude (valeurs moyennes : 0,05 mg/kg et 0,06 mg/kg, respectivement). La teneur en Cd signalée en Lettonie (0,05 mg/kg et 0,12 mg/kg) était considérablement plus élevée qu'en Pologne (0,66 mg/kg). Cependant, l'étude susmentionnée ne considérait que les oignons et la carotte, tandis que nos résultats provenaient du groupe des légumes-racines.

Des études menées au Nigéria sur la consommation de plantes comestibles cultivées sur des sols arables à proximité de mines de plomb et de zinc ont rapporté des valeurs du quotient de risque total dans la voie d'ingestion de plantes comestibles plus élevées pour les enfants que pour les adultes26. Le risque était plus élevé qu'acceptable pour le Cd, le Cr et le Pb, le risque le plus élevé concernant le Pb pour les enfants (2,04) et il était comparable au risque pour les enfants consommant le nombre recommandé de plantes (moyenne des tout-petits, des enfants d'âge préscolaire et des enfants d'âge scolaire HQ) pour les valeurs moyennes de Pb en Pologne (2,07). Pour les valeurs de P95 Pb que nous rapportons ici pour la consommation végétale chez les garçons (2,77) et les filles (2,63), le HQ dépasse celui observé au Nigeria. Des recherches sur les risques pour la santé liés à la consommation de cultures vivrières cultivées à proximité d'une décharge en Thaïlande98 ont montré un HQ très élevé pour l'As (47,28), tandis que le HQ le plus élevé pour les valeurs de P95 As en Pologne pour les tout-petits était de 2,43 et pour aucune des sous-populations d'adultes, le le risque a dépassé la limite acceptable. De même, le risque cancérogène était également beaucoup plus élevé dans l'étude de Ruchuwararak et al.98. Les HQ pour le Cd observés en Thaïlande étaient également plus élevés que les valeurs observées en Pologne, même si cette différence était moins collante. Cependant, les valeurs de risque pour Pb et Zn étaient beaucoup plus faibles que pour la Pologne. La valeur HQ la plus élevée notée en Thaïlande était de 0,255, bien en deçà du risque le plus faible pour les valeurs moyennes de Pb que nous rapportons ici pour les retraités (0,37). D'autres études ont révélé des valeurs HQ élevées pour As dans tous les groupes d'âge99,100,101, alors que dans cette étude, HQ > 1 n'a été observé que pour les enfants. D'autres études de recherche ont également souligné que plus la pollution de l'environnement est élevée, plus la teneur en PHE des plantes comestibles est élevée, tout comme le risque lié à la consommation102,103,104. Elle est particulièrement visible dans l'étude de Cai et al.105, où une zone polluée par une grande fonderie de cuivre dans le centre de la Chine a été comparée à une zone de référence non polluée. Les teneurs en Cd, Cu, Pb et As dans les plantes comestibles étaient significativement plus élevées dans la zone polluée, et le HQ était plus élevé dans la zone affectée que dans la zone de référence, allant de 237 % pour le Pb à 2 747 % pour le Cd. Notons que cette étude a pris en compte non seulement les plantes comestibles, mais aussi les poissons et l'eau potable, cependant l'apport des cultures était une source de 78% des éléments dangereux. De même, dans l'étude de Yang et al.99, les contaminations des végétaux et le risque sanitaire étaient tous deux significativement plus faibles pour le site de référence que pour la zone polluée.

De manière générale, il a été observé qu'une consommation plus élevée de plantes comestibles entraînait des valeurs de risque plus élevées et que la consommation de légumes, de fruits et de céréales était inférieure à celle recommandée pour une vie saine. Bien qu'un apport plus élevé soit lié à des valeurs de risque plus élevées, il est important de considérer que des apports plus faibles peuvent également être considérés comme malsains d'un point de vue alimentaire. Sur la base de la tendance selon laquelle le risque était plus élevé tout en tenant compte de l'apport quotidien recommandé, il serait utile de générer des données solides pour les groupes présentant le risque le plus élevé (tout-petits et enfants d'âge préscolaire), afin de conclure en toute confiance si le risque pour ces groupes est suffisamment bas pour être considéré comme acceptable. Néanmoins, la plupart de nos recherches ont été effectuées sur la population humaine générale, et il y a très peu de différenciation entre les adultes et les enfants, et les études prennent rarement en compte d'autres sous-populations. Même si des données sur les hommes, les femmes et les enfants sont collectées, elles sont toutes regroupées et les statistiques synthétiques utilisées ne font pas de distinction entre ces sous-populations. Outre le fait qu'une telle approche donne des résultats non représentatifs, les hypothèses sous-jacentes formulées lors du regroupement des données entraînent des caractérisations des risques très incertaines. De plus, l'approche de calcul du risque basée sur les taux de consommation recommandés a conduit au scénario le plus défavorable en termes de quantité d'apport quotidien. Une comparaison de la teneur en PHE avec les valeurs provisoires de l'apport quotidien maximal tolérable (PMDTI) se réfère à la consommation quotidienne et se concentre davantage sur les éléments nutritionnels des aliments. Dans le cas d'éléments conférant des effets néfastes sur la santé, outre la dose, un outil essentiel pour évaluer l'impact sur la santé humaine est la procédure d'évaluation des risques. Sur cette base, les valeurs des risques non cancérigènes (HQ) et cancérogènes (CR) ont été calculées pour les valeurs moyennes et P95 des PHE en Pologne obtenues à partir de notre recherche documentaire.

Comme la Pologne est diversifiée en ce qui concerne son arrière-plan géochimique et ses activités anthropiques, les valeurs moyennes simples des concentrations de PHE de toutes les régions de Pologne ne sont pas considérées comme la meilleure approche et ont été principalement utilisées comme première étape de notre approche à des fins de comparaison. Pour inclure l'impact de la nature changeante des concentrations de fond géochimiques, ainsi que les différences dans les concentrations de PHE dans les plantes comestibles selon les régions polonaises, les valeurs moyennes et P95 calculées pour les provinces individuelles ont également été utilisées dans notre évaluation des risques. Nos résultats suggèrent que l'utilisation de valeurs moyennes uniquement peut conduire à des conclusions erronées, ce qui est extrêmement important si des décisions administratives (c.-à-d. gestion des risques) sont prises sur la base de ces résultats, par exemple, sur les mesures correctives. En comparant les résultats pour les provinces individuelles, les valeurs de risque les plus élevées ont été observées là où les teneurs les plus élevées dans les plantes se sont également produites. Ainsi, le calcul du risque pour la région plus large en faisant la moyenne des résultats des zones avec des teneurs en PHE plus faibles et plus élevées pourrait fausser les résultats. Cependant, nous avons supposé un niveau de consommation identique dans toutes les régions, ce qui n'est pas réaliste. Ainsi, des recherches supplémentaires sont recommandées pour tenir compte de la variabilité de la consommation parmi les sous-populations dans diverses régions du pays.

Actuellement, la sécurité alimentaire dans l'UE est régie par un certain nombre d'actes législatifs, le règlement (CE) n° 1881/2006 de la Commission du 19 décembre 2006 fixant des teneurs maximales pour certains contaminants dans les denrées alimentaires106 étant particulièrement important pour nos recherches. En outre, la sécurité alimentaire est fortement soutenue par l'agenda de l'UE L'Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA), instituée par le règlement (CE) n° 178/2002 du Parlement européen et du Conseil du 28 janvier 2002 établissant les principes généraux et les exigences applicables aux denrées alimentaires loi107. En outre, en Pologne, la sécurité sanitaire des aliments est contrôlée par l'Inspection sanitaire en chef108. En ce qui concerne la sécurité des consommateurs, les valeurs de risque calculées dans notre recherche ont été surestimées sur la base des taux d'admission utilisés dans la recherche. Néanmoins, sur la base de la pollution environnementale progressive et du nombre croissant d'études faisant état de la présence de PHE dans les plantes comestibles consommées, il est recommandé de surveiller la teneur en PHE des plantes comestibles car elles pourraient indiquer un problème de santé majeur pour leurs consommateurs dans un avenir proche. Dans nos études, nous avons essayé de parvenir à une approche plus fiable, incluant davantage de groupes de consommateurs et utilisant les résultats de consommation des enquêtes par questionnaire. Cependant, comme des analyses de variabilité et d'incertitude sont nécessaires pour obtenir les résultats les plus fiables, une modélisation statistique est recommandée dans une analyse plus approfondie, d'autant plus que nos résultats préliminaires indiquent que la teneur en PHE des plantes comestibles représente un risque potentiel pour les consommateurs.

Nous avons effectué une évaluation des risques pour la santé des consommateurs, basée sur une recherche documentaire approfondie sur la teneur en PHE des plantes comestibles en Pologne. Pour l'ensemble de la Pologne, compte tenu des teneurs moyennes en PHE, le niveau acceptable de risque non cancérogène de 1 a été dépassé pour le plomb pour les tout-petits, les enfants d'âge préscolaire et les enfants d'âge scolaire. Pour le Cd, le risque acceptable était dépassé pour les tout-petits et proche de la valeur acceptable pour les enfants d'âge préscolaire. Dans le cas du 95e centile de la teneur en PHE, la valeur acceptable du risque non cancérogène n'a été dépassée que dans le cas du Ni pour toutes les sous-populations étudiées. Les valeurs de risque cancérigène pour l'ensemble de la Pologne ont révélé un risque non acceptable pour toutes les sous-populations étudiées, à la fois pour les teneurs moyennes et P95 en As dans les plantes comestibles, à l'exception des femmes et des hommes âgés de 56 à 65 ans et des sous-populations féminines. Le niveau acceptable du risque non cancérogène pour les consommateurs a été dépassé dans les provinces de Silésie, de Basse-Silésie, de Lublin, de Petite-Pologne et d'Opole et de risque cancérogène a été dépassé dans les provinces de Petite-Pologne, de Lublin et de Silésie, indiquant l'impact de la variabilité géochimique sur résultats de l'évaluation des risques. Il est recommandé de calculer le risque au niveau régional car les moyennes nationales ne représentent pas nécessairement la réalité et peuvent conduire à des caractérisations de risque erronées, ce qui peut être particulièrement préjudiciable lorsque les décisions de gestion des risques sont prises sur la base d'une évaluation des risques.

Les ensembles de données utilisés et/ou analysés au cours de la présente étude sont disponibles auprès de l'auteur correspondant AG-K sur demande raisonnable.

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Nous tenons à remercier le Dr Antonis Ampatzoglou pour son soutien dans l'amélioration de la qualité de la langue et la relecture de la version finale du manuscrit.

Le projet de recherche a été soutenu par le programme "Initiative d'excellence - université de recherche" de l'Université des sciences et technologies AGH et Grant no. 16.16.140.7998.

Département de la protection de l'environnement, Faculté de géologie, de géophysique et de protection de l'environnement, Université des sciences et technologies AGH, Al. Mickiewicza 30, 30-059, Cracovie, Pologne

Agata Wódkowska & Agnieszka Gruszecka-Kosowska

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Conceptualisation, AW et AG-K. ; analyse, AW et AG-K. ; ressources AW et AG-K. ; rédaction—préparation du projet original, AW et AG-K. ; rédaction—révision et édition, AW et AG-K. ; visualisation (préparation de la figure et du tableau), AW ; supervision, AG-K. ; acquisition de financement, AG-K. ; conservation des données, AW et AG-K. Tous les auteurs ont lu et accepté la version publiée du manuscrit.

La correspondance est Agnieszka Gruszecka-Kosowska.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

Wódkowska, A., Gruszecka-Kosowska, A. Exposition alimentaire à des éléments potentiellement nocifs dans les plantes comestibles en Pologne et dynamique des risques pour la santé liés à leur différenciation géochimique. Sci Rep 13, 8521 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-35647-x

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Reçu : 10 janvier 2023

Accepté : 22 mai 2023

Publié: 25 mai 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-023-35647-x

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