Опубликовано 2 часа назад

Неконтролируемое городское овощеводство создаёт риски для общественного здоровья

Городское сельское хозяйство всё чаще признаётся важной частью инициатив по обеспечению продовольственной безопасности в городах по всему миру, включая Аддис-Абебу (Эфиопия). Мы изучили содержание микроэлементов (тяжёлых металлов) в донных отложениях, почве и орошаемых овощах с ферм, расположенных вдоль реки Акаки в Аддис-Абебе — столице Эфиопии, а также оценили связанные с этим риски для общественного здоровья.

Было собрано 24 пробы донных отложений, 36 проб почвы и съедобные части наиболее широко культивируемых овощей; их содержание микроэлементов анализировали с помощью масс-спектрометрии с индуктивно связанной плазмой (ICP-MS). В пробах донных отложений содержание As, Cr, Cu, Ni, Pb и Zn превышало пороговый уровень воздействия. Содержание As, Cr, Cu, Mn и Zn в почве превышало типичные значения для мировых почв. Кроме того, содержание Ni на одном из участков превышало лимиты, установленные Европейским экономическим сообществом (ЕЭС) для сельскохозяйственных почв. Примечательно, что в нескольких пробах овощей уровни As, Pb и Zn превышали допустимые пределы Всемирной организации здравоохранения (ВОЗ), несмотря на то, что содержание этих металлов в пробах почвы находилось в пределах приемлемых диапазонов для сельскохозяйственных земель. Таким образом, допустимые концентрации микроэлементов в сельскохозяйственных почвах, возможно, следует ужесточить. Кадмий, известный как причина заболеваний почек, костей и лёгких, включая рак, накапливался в овощах в наибольшей степени. Среди токсичных металлов уровни As, Cr и Pb были выше в пробах мангольда. Также может потребоваться ограничение качества оросительной воды и потребления овощей, выращенных на таких городских почвах.

Микроэлементы и токсичные металлы встречаются в земной коре естественным образом, как и другие необходимые элементы. Однако большинство этих элементов извлекаются из геологических формаций земли в результате антропогенных процессов, а затем рассеиваются и становятся доступными для живых организмов (Zovko и Romic, 2011). Процессы добычи практиковались в течение сотен лет без видимых негативных последствий. Более выраженные экологические эффекты начали проявляться с последней четверти XIX века, особенно в районах, прилегающих к горнодобывающим участкам и вокруг промышленных зон крупных городов (van Straalen и др., 2001; Balarama Krishna и др., 2003; Imperato и др., 2003). Хотя и не столь серьезно, как в промышленно развитых регионах, многие заводы в развивающихся странах часто расположены на окраинах городов вдоль берегов рек, где население в окрестностях использует загрязненную речную воду для бытовых нужд и выращивания сельскохозяйственных культур (Raschid-sally и Jayakody, 2008); и Эфиопия не является исключением (Alemayehu, 2001; Gebre и Van Rooijen, 2009).

Как отмечается в различных отчетах, применение сточных вод и осадка сточных вод на сельскохозяйственных полях практикуется со второй половины XIX века в разных частях мира (Chang и др., 2001; Drechsel и др., 2010). Хотя большинство первых ферм, орошаемых сточными водами, казались успешными, отчеты из разных частей мира утверждали, что такое применение было губительным, поскольку большинство сельскохозяйственных угодий в конечном итоге накапливали токсичные элементы (Kumar Sharma и др., 2007; Mapanda и др., 2005; Mireles и др., 2004; Muchuweti и др., 2006; Chang и др., 2001). Очевидно, что растения могут поглощать токсичные элементы вместе с другими необходимыми питательными веществами путем абсорбции при условии, что эти элементы доступны в почвах. Как сообщается различными исследователями (Itanna и др., 2008; Kumar Sharma и др., 2007; Muchuweti и др., 2006) и обширно обобщено Kabata-Pendias (2010), широкий спектр элементов был обнаружен в тканях растений. Таким образом, можно сказать, что использование осадка сточных вод и загрязненной речной воды для выращивания овощей и сельскохозяйственных культур может быть основным путем воздействия токсичных элементов на население.

Что еще хуже, общая доля рынка овощей, произведенных на таких землях, и общая численность населения мира, обеспеченного городским сельским хозяйством и фермерством, является значительной (Drechsel и др., 2006; Ensink и др., 2004; Gebre и Van Rooijen, 2009; Weldesilassie и др., 2011). В частности, в Аддис-Абебе такая практика обеспечивает около 30% овощей (60–70% листовых овощей), потребляемых жителями города и его окрестностей (CSA, 2007), и пользуется поддержкой правительства как стратегический компонент программы борьбы с бедностью (Gebremichael и др., 2014). Несмотря на то, что это является серьезной проблемой в городе и его окрестностях, только Itanna (2002) предпринял попытку исследовать концентрации микроэлементов в почвах и овощах, выращиваемых на фермах в Аддис-Абебе, Эфиопия. Таким образом, данное исследование было направлено на определение уровня микроэлементов в пробах почвы, донных отложений и овощей, взятых с трех различных фермерских участков вдоль русла сильно загрязненной Малой реки Акаки в Аддис-Абебе, столице Эфиопии, и на оценку связанных с этим рисков для общественного здоровья.

2.1 Район исследования

Аддис-Абеба, промышленный, культурный и политический центр Эфиопии, является одним из крупнейших городов Африки. Согласно прогнозу переписи населения и жилья Эфиопии 2007 года (CSA, 2008), в нем проживало около четырех миллионов жителей. Организация Объединенных Наций оценивает население Аддис-Абебы в 5,7 миллиона человек в 2024 году, что выше прогноза переписи 2007 года¹. В Аддис-Абебе выпадает среднегодовое количество осадков 1205 мм (Fazzini и др., 2015) и средняя температура 18°C (Abebe, 2017). В настоящее время городская администрация смогла очистить только около 30% образующихся сточных вод, в то время как остальные 70% поступают в реки без очистки. Фактически, реки, протекающие через город, используются как свалки как для твердых, так и для жидких отходов. Хотя большая часть сточных вод города имеет бытовое происхождение и считается менее опасной, в реках (обычно используемых для орошения) также были обнаружены токсичные химические вещества, поскольку некоторые фабрики сбрасывают свои отходы без очистки (Weldesilassie и др., 2011). Оценка, проведенная Gebre и Van Rooijen (2009), показала, что реки в Аддис-Абебе небезопасны для орошения и могут быть классифицированы как загрязненные реки (Beyene и др., 2009). В этом исследовании в качестве примера были выбраны мелкие овощные фермы, расположенные вдоль русла Малой реки Акаки. Пробы почвы, донных отложений и растений были собраны с трех различных овощных ферм, расположенных в районах Аско (выше по течению, без промышленных предприятий), Меканиса и Сарис, которые использовали Малую реку Акаки для орошения (Рисунок 1).

Рисунок 1 Карта мест отбора проб в Аддис-Абебе, Эфиопия.

2.2 Отбор проб

С трех овощных фермерских участков мы собрали 36 проб почвы; по 12 проб с каждой фермы (Рисунок 1). Отбор проб проводился в сухой сезон, когда ожидается более высокая интенсивность орошения и связанный с этим риск для здоровья от воздействия тяжелых металлов. При сборе этих проб использовались общие процедуры отбора почвенных проб (US-EPA, 1989; Zhang, 2007). Эти пробы отбирались на открытых участках между рядами высаженных овощей, чтобы минимизировать ошибки, связанные с поглощением химических веществ растениями. Первое, что мы сделали при сборе, — удалили нежелательные материалы, такие как бревна, листья и траву, с поверхности почвы, а затем отобрали пробы из верхнего слоя почвы (0–10 см) с помощью тефлоновой ложки и перенесли их в полиэтиленовые бутылки с минимальным свободным объемом для хранения и транспортировки. Затем бутылки были должным образом промаркированы и помещены в холодильник. В процессе отбора проб сборщики образцов использовали перчатки из натурального латекса, чтобы избежать нежелательного загрязнения.

Что касается донных отложений, пробы бентосных отложений были собраны из Малой реки Акаки, граничащей с тремя фермерскими участками. На каждом фермерском участке были выбраны две точки вдоль реки, чтобы увеличить количество проб и тем самым минимизировать систематическую ошибку. В каждой выбранной точке пробы донных отложений отбирались в четырех точках поперек ширины реки в месте, где течение реки спокойное, чтобы минимизировать нарушение и, в свою очередь, избежать потери мелких частиц. Таким образом, было собрано по восемь проб с каждого участка, всего 24 пробы донных отложений. При отборе проб использовалась тефлоновая ложка для взятия проб донных отложений со дна реки и переноса их в полиэтиленовые бутылки с минимальным свободным объемом. Бутылки для проб были должным образом промаркированы для идентификации, транспортированы и хранились так же, как и пробы почвы.

Таким же образом были собраны наиболее широко культивируемые в Аддис-Абебе овощи: мангольд (Beta vulgaris L. var. cicla), листовая капуста (Brassica oleracea var. viridis) и морковь (Daucus carota). Учитывались только здоровые, зрелые/полностью выросшие и съедобные части листовых овощей (мангольд и листовая капуста) и корнеплода (морковь). Всего было собрано 45 проб овощей (по пять каждого овоща на каждом участке). В процессе отбора проб сборщики овощных проб использовали перчатки из натурального латекса для предотвращения загрязнения и немедленно переносили пробы в полиэтиленовые пакеты из полиэтилена низкой плотности (LDPE) и хранили в охлажденном состоянии.

2.3 Предварительная обработка и подготовка проб

Первым этапом лабораторного анализа была предварительная обработка проб. Мероприятия по предварительной обработке и подготовке проб включали удаление камней (гравия) и других посторонних частиц из проб почвы и донных отложений, промывку овощных проб дистиллированной водой для очистки от пыли/почвенных частиц и других внешних загрязнителей, сублимационную сушку или лиофилизацию (с использованием лиофилизатора LYOVAC GT2), а также измельчение и гомогенизацию (с помощью мельницы Fritsch Puloerisette, тип 0.2.102, производства Германии). Наконец, мы просеяли порошок через нейлоновое сито с размером ячеек 1 мм, поместили в полиэтиленовые бутылки и подготовили для разложения (Zhang, 2007).

2.4 Разложение проб

Все пробы почвы, донных отложений и растений были разложены с помощью микроволновой системы разложения CEM Mars 5 (оборудование с контролем давления и температуры) с использованием царской водки (HCl : HNO3, 3:1 по объему) для проб почвы и донных отложений, а также HNO3 и H2O2 для растительных проб (US-EPA, 2001). Первым этапом процесса разложения была очистка, чтобы убедиться, что сосуды свободны от любых загрязнителей, которые могут повлиять на результаты анализа. Процесс очистки был следующим: сосуды для разложения HP 500 сначала очищались 2% раствором Extran; ополаскивались водой Milli-Q®; высушивались под ламинарным вытяжным шкафом; заполнялись 10 мл HNO3; затем сосуды помещались в микроволновую систему разложения для предварительной очистки. Для этапа очистки сосуды устанавливались на температуру 150°C и давление 150 фунтов на квадратный дюйм в общей сложности на 20 минут (10 минут подъема и еще 10 минут выдержки). После охлаждения сосудов кислота из сосудов сливалась в контейнер для отработанной кислоты, сосуды ополаскивались водой Milli-Q® и снова высушивались под ламинарным вытяжным шкафом. Затем начинался этап разложения, при котором в сосуды добавлялось около 0,2 г проб почвы и донных отложений. Снова в сосуды добавлялось 6 мл HCl и 2 мл HNO3. Остальная часть процедуры была такой же, как и на этапе очистки, за исключением того, что здесь температура была установлена на 180°C, а давление на 200 фунтов на квадратный дюйм в общей сложности на 30 минут (15 минут подъема + 15 минут выдержки). Давление и температура в сосудах контролировались сосудом в позиции 1, который имел наибольший вес пробы почвы или донных отложений в каждом цикле разложений. После разложения в сосуды добавлялось около 40 мл воды Milli-Q® и переносилось в бутылки LDPE, после чего пробы были готовы для анализа с использованием ICP-MS. Процедура, используемая для растительных проб, была такой же, как и для почвы и донных отложений. Однако для растительных проб в сосуды добавлялось 5 мл HNO3 и 1 мл H2O2 (Pradit и др., 2010; US-EPA, 2001).

2.5 Анализ микроэлементов с использованием ICP-MS

Все пробы (почвы, донных отложений и растений) были разбавлены в десять раз, а затем проанализированы с использованием масс-спектрометра с индуктивно связанной плазмой высокого разрешения (ThermoFinnigan ELEMENT2). Перед анализом проб прибор ICP-MS был откалиброван с использованием многокомпонентного стандартного раствора (Trace Metal 1 ICM-411H, содержащего 5% азотной кислоты).

2.6 Точность и прецизионность лабораторных процедур

Качество аналитических методов, использованных в этом исследовании, было подтверждено анализом холостых проб и сертифицированных стандартных образцов вместе с пробами, собранными в районах исследования, в каждой партии лабораторных процедур. В дополнение к холостым пробам (дважды дистиллированная вода) использовался сертифицированный стандартный образец LGC 6139 (от Лаборатории правительственного химика, Великобритания) при анализе проб почвы и донных отложений, а также сертифицированный стандартный образец тканей TORT-2 для анализа растительных проб (NRC, 1994). После завершения лабораторных работ и анализа с использованием ICP-MS полученные результаты сертифицированных стандартных образцов были сравнены с сертифицированными значениями. Для проверки прецизионности лабораторных результатов были взяты четыре повторности для всех проб почвы и донных отложений, и для каждого металла были рассчитаны среднее ± 2SD (95% доверительный интервал) и относительное стандартное отклонение. Относительные стандартные отклонения (RSD) в целом составляли менее 10%, что свидетельствовало о стабильности процедуры (Таблица 1). Анализ сертифицированного стандартного образца (LGC 6139) показал, что извлечение As, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb и Zn составляло от 90 до 110%, что приемлемо, так как находилось в пределах 95% доверительного интервала. Аналогичным образом, степень извлечения микроэлементов для TORT-2 (гепатопанкреас омара) была признана приемлемой.

Таблица 1 Средняя концентрация микроэлементов в почвах на трех различных овощных фермах в Аддис-Абебе (мг/кг сухого веса).

Среднее содержание в мировых почвах, обобщенное Kabata-Pendias (2010). Диапазоны максимально допустимых концентраций (MAC) для микроэлементов в сельскохозяйственных почвах, обобщенные Kabata-Pendias и Mukherjee (2007). Пределы Европейского экономического сообщества (Директива 86/278/EEC) (EEC, 1986).

2.7 Анализ данных

Данные были проанализированы с использованием статистического программного пакета MINITAB®17. Средние концентрации (мг/кг), стандартные отклонения (мг/кг) и относительные стандартные отклонения (%) каждого металла в пробах почвы, донных отложений и овощей со всех трех участков представлены в таблицах. Относительное стандартное отклонение ниже 20% считалось приемлемо хорошей прецизионностью (McFarren и др., 1970). Средний результат по каждому металлу на каждом участке (для проб почвы и овощей) также сравнивался со среднемировой концентрацией и международными приемлемыми стандартами. Средние коэффициенты переноса металлов из почвы в растения были рассчитаны как отношение концентрации металла в растительных пробах к концентрации металла в почвенных пробах.

В этом исследовании было собрано в общей сложности 36 проб почвы (по 12 проб с каждого места отбора) и 24 пробы донных отложений (по 8 проб с каждого места отбора) с трех овощных ферм. Как видно из Таблиц 1 и 2, уровень девяти элементов, содержащихся в пробах почвы и донных отложений, был количественно определен и представлен как среднее ± 2SD (мг/кг сухого веса).

Таблица 2 Средняя концентрация тяжелых металлов в донных отложениях вдоль Малой реки Акаки вблизи овощных ферм в Аддис-Абебе (мг/кг сухого веса).

Пороговый уровень воздействия представляет собой концентрацию, ниже которой неблагоприятные эффекты, как ожидается, возникают лишь в редких случаях (MacDonald и др., 2000).

Уровень As, Cr, Cu, Fe и Ni в почве был выше в районе Аско по сравнению с районами Меканиса и Сарис (Таблица 1). С другой стороны, значения Mn, Pb и Zn были выше в нижнем течении Малой реки Акаки. И все же, возможно представить металлы в порядке их распространенности в почвенных пробах всех трех участков (от высокой к низкой концентрации) как: Fe > Mn > Zn > Cr > Ni > Cu > Pb > As > Cd (Таблица 1).

Уровень Cr, Cu, Fe и Mn в донных отложениях был выше в районе Меканиса, чем в Аско и Сарис (Таблица 2). Другие микроэлементы, такие как Ni, Pb и Zn, оказались выше в районах Сарис. В целом, порядок распространенности проанализированных элементов в пробах донных отложений от высокой к низкой концентрации был следующим: Fe > Mn > Zn > Cr > Ni > Pb > Cu > As > Cd (Таблица 2).

Как показано в Таблице 3, уровни микроэлементов значительно различались между типами овощей даже в пределах одного участка. Например, Cd и Ni были выше в пробах моркови. Тогда как уровни As, Cr, Cu, Fe, Mn, Pb и Zn были выше в пробах мангольда. В целом, по распространенности первыми пятью микроэлементами в овощных пробах были Fe, Mn, Zn, Cu и Ni.

Таблица 3 Средняя концентрация тяжелых металлов в овощах, собранных с трех различных участков в Аддис-Абебе (мг/кг сухого веса).

Рекомендации FAO/WHO (2001). Диапазон типичных значений в овощах (Kabata-Pendias и Pendias, 2001). Рекомендации FAO/WHO (2011).

Когда мы рассматриваем перенос микроэлементов из почвы в растения, было обнаружено, что Cd является очень сильно поглощаемым элементом овощами (Таблица 4). Затем Zn и Cu также были следующими элементами с высоким коэффициентом переноса растение/почва соответственно. С другой стороны, Cr и Fe можно рассматривать как элементы с низким коэффициентом переноса растение/почва (Таблица 4).

Таблица 4 Средний коэффициент переноса металлов из почвы в растения.

4.1 Концентрация тяжелых металлов в пробах почвы

Средние концентрации As, Cd и Cu в почвах трех овощных фермерских участков (Таблица 1) оказались ниже максимально допустимых концентраций (MAC) для сельскохозяйственных почв (Kabata-Pendias и Mukherjee, 2007). Этот результат согласуется с исследованием, проведенным в южной части Аддис-Абебы (Itanna, 2002). Аналогичным образом, средние значения Cd, Cu и Pb были ниже пределов, установленных Европейским экономическим советом (EEC, 1986). Однако содержание Ni на участке Аско (северная Аддис-Абеба, место без промышленной деятельности) было немного выше MAC для сельскохозяйственных почв, среднемирового содержания в почвах и предела EEC (Таблица 1). Alemayehu (2001) также сообщил о подобной более высокой концентрации Ni в почве, 93,0 мг/кг, в районе Аско в районе Бураю, северная Аддис-Абеба. Эта более высокая концентрация Ni на участке Аско может быть связана с геологическим строением, из которого образовалась почва (Giramy и Assefa, 1989). В дополнение к Ni, концентрации As, Cr, Fe и Cu также были относительно выше в Аско (расположенном на высоте 2572 метра над уровнем моря на границе города, где нет промышленных предприятий), чем в Меканиса и Сарис, которые расположены в промышленных зонах в центре города в нижнем течении на высоте соответственно на 344 и 373 метра ниже, чем Аско. Этот результат согласуется с результатами Demie (2015), который сравнивал распределение тяжелых металлов в почвах северной (Бураю) и южной (Акаки) частей Аддис-Абебы. Как уже упоминалось, это может быть связано с большим вкладом геологических формаций, чем промышленных и муниципальных источников, в районе Аско, северная Аддис-Абеба, по сравнению с Меканиса и Сарис, южная Аддис-Абеба.

С другой стороны, почвенные пробы на участке Сарис содержали немного более высокие количества Cd, Pb, Mn и Zn, чем на двух других участках. Itanna (2002) также сообщил о подобных результатах для Cd и Pb. Это может быть объяснено более высоким вкладом загрязнения, поскольку этот район является местом, где промышленная деятельность, сточные воды, сброс твердых отходов, выхлопные газы автомобилей, автомеханические работы и тому подобное очень интенсивны. Исследование, проведенное в городе Шашамане на юге Эфиопии, также выявило сильную корреляцию между уровнем загрязнения почвы тяжелыми металлами и наличием гаражей и автомеханических мастерских (Demie, 2015), и это может иметь место и в Аддис-Абебе.

Фактически, ряд исследований из разных уголков мира сообщают, что уровень микроэлементов в сельскохозяйственных почвах накапливается. Оценка, проведенная в Аддис-Абебе, показала, что концентрации Cr и Ni в пробах почвы и овощей с двух городских ферм были выше ожидаемых (Itanna и др., 2008). Другое исследование из Мехико также сообщило о потенциально опасных концентрациях таких металлов, как Cr, Co и Cu, в сельскохозяйственных почвах (Mireles и др., 2004). Аналогичным образом, исследование, проведенное в Хараре, Зимбабве, Mapanda и др. (2005) показало, что концентрация микроэлементов в сельскохозяйственных почвах может достигать уровня выше рекомендуемого предела (EEC, 1986) в течение 10 лет орошения, особенно для Cd, Cu и Zn, в зависимости от степени загрязнения воды.

Несмотря на то, что определение естественных фоновых концентраций микроэлементов в почвах и составление региональных средних значений является спорным из-за пространственных вариаций геологических формаций и вклада антропогенных факторов с древних времен (Hamon и др., 2004). Поэтому в этом исследовании использовались количества, обобщенные Kabata-Pendias (2010), только для целей сравнения. Концентрация Mn оказалась в 3, 4 и 6 раз выше средних значений в мировых почвах на участках Аско, Меканиса и Сарис соответственно. Аналогичным образом, средние концентрации Cr в почвах на Аско были вдвое выше средних значений мировых почв. Концентрация Ni также была в 3 и 2 раза выше среднего значения в мировых почвах на Аско и Меканиса соответственно. Концентрации Zn со всех мест отбора проб оказались в 2,5 раза выше среднего значения в мировых почвах. В целом, получение более высоких значений микроэлементов в почвах этого района исследования по сравнению со средними значениями в мировых почвах не должно вызывать удивления, поскольку почвообразование в нашем районе исследования иное, и оно происходит в результате выветривания гидротермально измененных вулканических пород (Giramy и Assefa, 1989). Хотя Hamon и др. (2004) предположили возможность прогнозирования ожидаемых значений микроэлементов в верхних слоях почвы из концентраций полуконсервативных элементов, таких как Fe, Al и Mn, трудно установить такие соотношения, используя небольшие наборы данных, собранных в этой оценке.

4.2 Концентрация тяжелых металлов в пробах донных отложений

Аналогичным образом, результаты проб донных отложений (Таблица 2), собранных вдоль русла Малой реки Акаки (прилегающей к каждому овощному фермерскому участку), показали, что концентрации As, Cr, Ni и Zn (на всех участках), Cu (на Меканиса) и Pb (на Аско и Сарис) были выше порогового уровня воздействия (уровня, который представляет концентрацию, ниже которой неблагоприятные эффекты, как ожидается, возникают лишь в редких случаях) (MacDonald и др., 2000). Концентрации Cr в донных отложениях на Аско, Меканиса и Сарис составляли 94, 97 и 79 мг/кг соответственно, что намного выше порогового уровня воздействия 37,3 мг/кг сухого веса. В дополнение к этому, концентрации Ni также составляли 60, 73 и 75 мг/кг сухого веса на Аско, Меканиса и Сарис соответственно, в отличие от порогового уровня воздействия 18 мг/кг для речных донных отложений. Уровни As и Zn также были немного выше порогового уровня воздействия на всех трех участках. Хотя ненасыщенные донные отложения могут служить поглотителем микроэлементов в воде, металлы также могут высвобождаться в водную толщу и впоследствии загрязнять орошаемые почвы, когда донные отложения превышают свою адсорбционную и ионообменную способность (Miranda и др., 2021). С другой стороны, концентрация каждого элемента в пробах почвы и донных отложений на каждом участке не показала четкой закономерности. Это может быть связано с переносом металлов через эрозию почвы из топографически более высокой северной части города (район Аско) с относительно более высокой концентрацией большинства микроэлементов в почве в топографически более низкую южную часть города (районы Меканиса и Сарис), а также с постепенным усилением загрязнения промышленными и муниципальными отходами в нижнем течении (Alemayehu, 2006).

4.3 Концентрации тяжелых металлов в овощных пробах

Как представлено в Таблице 3, уровни микроэлементов в овощных пробах значительно различались между типами овощей даже в пределах одного участка. Это различие может быть связано с физиологическими различиями между овощами. Такие металлы, как Fe, Mn, Zn, Cu и Ni, были наиболее распространенными элементами в овощных пробах. Средние уровни Fe, особенно в листовых овощах — мангольде и листовой капусте — колебались от 145 до 781 мг/кг (сухого веса) на всех трех участках, что было значительно выше типичного диапазона значений, то есть 16–130 мг/кг сухого веса (Kabata-Pendias и Pendias, 2001). Аналогичным образом, пробы моркови из Аско, листовой капусты из Сарис и пробы мангольда как из Меканиса, так и из Сарис содержали более высокие концентрации Mn, чем типичные значения. Также значения Ni в пробах моркови находились в диапазоне от 3,6 до 4,8 мг/кг сухого веса на всех трех участках, в отличие от диапазона типичных значений, который составляет от 0,26 до 3,3 мг/кг (Kabata-Pendias и Pendias, 2001). Возможным объяснением более высоких концентраций микроэлементов в овощах в этом районе исследования по сравнению с мировым типичным значением является загрязнение и геологические формации (Giramy и Assefa, 1989). Средние уровни Zn в мангольде составляли от 73 до 101 мг/кг сухого веса на всех трех участках, что значительно превышало 60 (мг/кг сухого веса), рекомендованные FAO/WHO (2001).

Кроме того, средние значения Pb в пробах мангольда и листовой капусты составляли 0,49 мг/кг и 0,84 мг/кг соответственно, что превышало 0,3 мг/кг сухого веса, рекомендованное руководящее значение FAO/WHO (2011) на всех участках, за исключением листовой капусты на Аско, содержащей 0,19 мг/кг сухого веса. Концентрации выше типичных значений в овощах также были зарегистрированы для Cu в моркови в районе Меканиса (FAO/WHO, 2011). Среди наиболее токсичных элементов концентрация As в пробах мангольда на участках Аско и Сарис и листовой капусты на участках Меканиса и Сарис была выше руководящих значений, рекомендованных FAO/WHO (2011). Такие различия могут быть связаны с совокупным эффектом различных свойств почвы, таких как pH, органический углерод почвы и ионообменная способность, которые, в свою очередь, влияют на биодоступность металлов (Alloway, 1994). Тем не менее, уровни не выходили за пределы типичных диапазонов значений в овощах, обобщенных Kabata-Pendias и Pendias (2001). Обычно мышьяк не склонен накапливаться в овощах, выращенных в незагрязненных условиях. Однако его поглощение овощами может значительно увеличиваться для растений, выращенных на загрязненных почвах, что приводит к накоплению мышьяка в тканях растений (Khan и др., 2009).

Мангольд был самым активным накопителем тяжелых металлов среди изученных овощей. Предыдущее исследование также идентифицировало мангольд как самый высокий накопитель тяжелых металлов, включая мышьяк (Cooper и др., 2020). Кроме того, мангольд был оценен на предмет его фиторемедиационного потенциала в почве, загрязненной тяжелыми металлами, в восточном Камеруне. Результаты этого исследования показали, что Beta vulgaris L. (мангольд) является перспективным фиторемедиационным растением для восстановления здоровья почвы и поддержки устойчивого сельского хозяйства (Arthur и др., 2022).

Уже установленным фактом является то, что концентрации микроэлементов в растениях часто положительно коррелируют с распространенностью этих элементов в почвах (Kabata-Pendias и Mukherjee, 2007). В этой оценке было обнаружено, что уровень As, Pb и Zn в почвенных пробах находился в пределах допустимых значений для сельскохозяйственных почв. Однако содержание этих металлов в овощных пробах оказалось выше руководящих значений, установленных FAO/WHO (2011). Более токсичные металлы, такие как Cd, As, Pb и Cr, могут оказывать как острое, так и хроническое воздействие на здоровье при более низких концентрациях. Ожидается, что риск для здоровья будет более серьезным для овощеводов/их семей, беременных женщин, детей (Cooper и др., 2020). Фермеры и их семьи могут потреблять больше овощей, что подвергает их более высокому поступлению тяжелых металлов и, следовательно, большему риску для здоровья. В таких случаях можно утверждать, что установление стандартов на микроэлементы для сельскохозяйственных почв может не обеспечить безопасное ведение сельского хозяйства. Поскольку перенос элементов из почвы в растения зависит от ряда факторов, может быть важным установление региональных стандартов с учетом типов почв, климата и типов растений.

4.4 Коэффициент переноса тяжелых металлов из почвы в растения (TF)

Что касается переноса тяжелых металлов из почвы в растения, результат, полученный в этом исследовании (Таблица 4), показал аналогичные тенденции для всех типов овощей, собранных для этой конкретной оценки, за исключением Cd. Средний коэффициент переноса Cd из почвы в растение был равен 0,44. Но для моркови значение составляло около 1,034. Коэффициент переноса для моркови согласовывался с типичным коэффициентом переноса Cd (Kabata-Pendias и Pendias, 2001), то есть 10. Уровень Cd в моркови также подтверждался Kabata-Pendias (2010), поскольку некоторые растения склонны накапливать чрезвычайно высокие уровни определенных микроэлементов (Iskandar, 2000; Manahan, 2001). Даже различия могут наблюдаться между типами овощей, выращенных на одном участке (Fytianos и др., 2001). В целом, коэффициент переноса металлов, кроме Cd, может быть обобщен следующим образом: Cu и Zn в диапазоне 1E-1; As, Mn, Pb и Ni в диапазоне 1E-2; Cr и Fe в диапазоне 1E-3. Коэффициент переноса из почвы в растение для таких металлов, как Cd, Zn и Cu, оказался в диапазоне от 1 до 10% содержания металла в почве, что было самым высоким. Однако коэффициент переноса Cr и Fe оказался очень низким (от 0,1 до 1%).

Из этого и других исследований мы поняли, что растения поглощают металлы с совершенно разной скоростью. Концентрация микроэлементов в растениях, по-видимому, зависит от ряда факторов, таких как абсорбция и транспорт внутри растения, концентрация и форма нахождения в почвах, токсичность металлов для растений, ферментативные процессы, генетические различия, стадии зрелости растения и сезонные влияния (Alloway, 1994; Kabata-Pendias, 2010; Luo и Rimmer, 1995). И все же, возможно, предусмотреть химический состав растений из состава сельскохозяйственных почв и наоборот (Voutsa и др., 1996). Как правило, концентрации металлов в растениях ниже, чем в соответствующих почвах, в которых растения выращиваются. Это указывает на то, что только часть металлов в почве переносится в растения (Kabata-Pendias и Pendias, 2001). Следовательно, коэффициент переноса из почвы в растение является подходящим способом количественной оценки относительных различий в биодоступности металлов и, следовательно, рисков для общественного здоровья через потребление. Согласно Kabata-Pendias (2010), перенос микроэлементов из почвы в растения следует некоторым общим тенденциям, которые могут быть выражены как коэффициент переноса растение/почва. Kabata-Pendias (2010) показала, что Cd имеет самый высокий коэффициент переноса растение/почва, равный 10, за которым следуют Co, Cu, Hg, Mo, Pb и Zn со значением 1E-1. Другие элементы, которые включают As, Mn, Ni, Sb, Fe, V и Ti, как известно, имеют самый низкий коэффициент переноса, который лежит в диапазоне от 1E-3 до 1E-2.

Концентрации некоторых металлов в пробах почвы, донных отложений и овощей, собранных вдоль Малой реки Акаки в Аддис-Абебе, оказались значительно высокими. Концентрации As, Cr, Cu, Mn и Zn в большинстве почвенных проб были выше типичных значений мировых почв. Таким образом, можно с уверенностью сказать, что орошение сельскохозяйственных угодий загрязненными тяжелыми металлами реками может привести к накоплению токсичных металлов в сельскохозяйственных почвах. В пробах донных отложений концентрации As, Cr, Cu, Ni, Pb и Zn были выше порогового уровня воздействия — уровня, требующего немедленных корректирующих мер. В некоторых овощных пробах уровень As, Pb и Zn был намного выше допустимых пределов, рекомендованных FAO/WHO. Кадмий был самым накапливаемым тяжелым металлом в овощах. Мангольд был самым активным накопителем токсичных металлов, в основном As, Cr и Pb. Это исследование показало, что соблюдение допустимых пределов As, Pb и Zn в почве для сельскохозяйственных угодий не гарантирует соответствия руководящим значениям FAO/WHO в овощных пробах. Следовательно, можно сказать, что установление стандартов на микроэлементы для сельскохозяйственных почв может быть недостаточным для обеспечения безопасного ведения сельского хозяйства.

Для сдерживания рисков для здоровья, связанных с тяжелыми металлами в орошаемых овощах, национальные/международные стандарты качества оросительной воды и стандарты на тяжелые металлы в овощах должны быть обеспечены через регулярный мониторинг качества воды. Наиболее осуществимые меры смягчения последствий включают выявление и контроль источников загрязнения, выделение буферных зон, применение естественных методов очистки сточных вод, таких как водно-болотные угодья, и фиторемедиацию почв для сильно загрязненных ферм. Кроме того, потребление овощей, загрязненных тяжелыми металлами, должно быть сокращено или, если возможно, исключено, чтобы минимизировать риски для здоровья человека. Кроме того, просвещение общественности, включая фермеров и женщин, о рисках для здоровья, связанных с употреблением овощей, загрязненных тяжелыми металлами, должно быть в числе приоритетных мер вмешательства.

¹ https://worldpopulationreview.com/cities/ethiopia/addis-ababa

Addis T, Ketema S and Melaku A (2025) Uncontrolled urban vegetable farming poses public health risks in Ethiopia. Front. Water 6:1520923. doi: 10.3389/frwa.2024.1520923

Перевод статьи «Uncontrolled urban vegetable farming poses public health risks in Ethiopia» авторов Addis T, Ketema S and Melaku A., оригинал доступен по ссылке. Лицензия: CC BY. Изменения: переведено на русский язык