The health risk posed by arsenic in

The health risk posed by arsenic in vegetables grown in private gardens near 22 contaminated glassworks sites was investigated in this study. Firstly, vegetable (lettuce and potato) and soil samples were collected and arsenic concentrations measured to characterize the arsenic uptake in the selected crops. Secondly, a probabilistic exposure assessment was conducted to estimate the average daily intake (ADIveg), which was then evaluated against toxicological reference values by the calculation of hazard quotients (HQs) and cancer risks (CRs). The results show that elevated arsenic concentrations in residential garden soils are mirrored by elevated concentrations in vegetables, and that consumption of these vegetables alone may result in an unacceptable cancer risk; the calculated reasonable maximum exposure, for example, corresponded to a cancer incidence 20 times higher than the stated tolerance limit. However, the characterization of risk depends to a great extent on which toxicological reference value is used for comparison, as well as how the exposure is determined. Based on the assumptions made in the present study, the threshold levels for chronic non-carcinogenic or acute effects were not exceeded, but the cancer risks indicated highlight the need for further exposure studies, as dietary intake involves more than just homegrown vegetables and total exposure is a function of more than just one exposure pathway. In addition, glassworks sites – and contaminated sites in general – contain multiple contaminants, affecting the final and total risk.






1. Introduction
Studies have shown that people living near arsenic-contaminated sites may be exposed to harmful quantities of the element, leading to adverse health effects (Lee et al., 2005, Liu et al., 2010 and Rapant et al., 2006). One possible exposure pathway is through the consumption of homegrown vegetables (Bacigalupo and Hale, 2012 and Smith et al., 2006).

Although it has been shown that crops cultivated near contaminated sites may have elevated concentrations of arsenic (Husaini et al., 2011, Lim et al., 2008 and Roychowdhury et al., 2003), the solubility, and hence availability for plant uptake, in most natural soils is generally low because of a strong sorption to iron, manganese and aluminum oxyhydroxides, clays and organic matter (Bissen and Frimmel, 2003, De Vos and Tarvainen, 2006, McBride, 1994, Warren et al., 2003 and Voigt et al., 1996). In surface soils, sorption is also favored as oxidized arsenic (as arsenate(V) ions; H2AsO4−/HAsO42 −) is more efficiently sorbed than the reduced form (arsenite(III); H3AsO3/H2AsO3−). Thus high total concentrations of arsenic do not necessarily equal a high bioavailability (for example uptake in plants). The toxic inorganic arsenate and arsenite species generally dominate the occurrence of arsenic in soil pore water and groundwater (Biswas et al., 2013). In plants, inorganic arsenic that has been taken up may be bio-transformed to less toxic organic arsenic forms (Peralta-Videa et al., 2009 and Wei et al., 2015), but the amount of inorganic arsenic in vegetables is still significant, with the range reported in the literature being typically between 45 and 100% (Biswas et al., 2013, Chung et al., 2014, Norton et al., 2013, Signes-Pastor et al., 2008, Smith et al., 2006 and Yost et al., 2004).

The information available on inorganic arsenic oral toxicity is extensive, and numerous effects of both non-carcinogenic and carcinogenic character have been described. Ingestion can result in fatigue, gastrointestinal symptoms, abnormal heart rhythm, bruising and impaired nerve function (ATSDR, 2007). The most characteristic effects of long-term oral exposure are hyperkeratosis and hyperpigmentation of the skin (ATSDR U.S., 2007 and IRIS Integrated Risk Information System, 1993). Other non-carcinogenic effects that may occur are peripheral vascular effects including cyanosis, gangrene and a condition known as “blackfoot disease”, as well as other cardio vascular effects such as high blood pressure and circulatory problems (ATSDR U.S., 2007 and IRIS Integrated Risk Information System, 1993). Oral exposure to inorganic arsenic has also been reported to increase the risk of cancer in the skin, liver, bladder and lungs (IARC International Agency for research on cancer, 2012 and IRIS Integrated Risk Information System, 1998).

The aim of this study was, firstly, to investigate the degree to which arsenic is taken up by two common homegrown crops (potato and lettuce) that have been cultivated in garden soils around 22 heavily contaminated glassworks sites in south-eastern Sweden. Secondly, a probabilistic exposure assessment was conducted to estimate the health risk from arsenic due to the consumption of these vegetables. Arsenic, together with lead and cadmium, constitutes the major contaminant at these sites. This study is a follow-up of a previous study that focused on the two major cation-forming metals (Augustsson et al., 2015).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ความเสี่ยงสุขภาพโดยสารหนูในผักที่ปลูกในสวนส่วนตัวใกล้อเมริกา 22 glassworks ปนเปื้อนถูกตรวจสอบในการศึกษานี้ ประการแรก เก็บตัวอย่างดินและพืช (ผักกาดหอมและมันฝรั่ง) และวัดความเข้มข้นสารหนูเพื่อดูดซับสารหนูในพืชเลือกลักษณะ ประการที่สอง มีการประเมินความเสี่ยง probabilistic ได้ดำเนินการประมาณการโดยเฉลี่ยบริโภคประจำวัน (ADIveg), ซึ่งถูกประเมินแล้วเทียบกับค่าอ้างอิง toxicological โดยการคำนวณอันตราย quotients (HQs) และความเสี่ยงโรคมะเร็ง (CRs) ผลลัพธ์แสดงว่า ความเข้มข้นของสารหนูสูงในดินเนื้อปูนสวนที่อยู่อาศัยถูกสะท้อน โดยความเข้มข้นสูงในผัก และว่า การบริโภคผักเหล่านี้เพียงอย่างเดียวอาจทำให้เสี่ยงเป็นมะเร็งที่ไม่สามารถยอมรับ การคำนวณได้เหมาะสมสูงสุดแสง ตัวอย่าง corresponded การอุบัติการณ์โรคมะเร็ง 20 เท่าสูงกว่าขีดจำกัดยอมรับที่ระบุไว้ อย่างไรก็ตาม จำแนกความเสี่ยงขึ้นอยู่ในระดับดีซึ่งค่าอ้างอิง toxicological จะใช้สำหรับการเปรียบเทียบ เช่นวิธีระบุความเสี่ยง ตามสมมติฐานในการศึกษาปัจจุบัน ระดับขีดจำกัดของผลไม่ carcinogenic หรือเฉียบพลันเรื้อรังได้ไม่เกิน แต่ความเสี่ยงของโรคมะเร็งที่ระบุเน้นต้องเติมแสงศึกษา ผักมากกว่า homegrown เพียงเกี่ยวข้องกับการบริโภคอาหาร และสัมผัสทั้งหมดคือ ฟังก์ชันของทางเดินแสงเพียงหนึ่ง นอกจากนี้ glassworks ไซต์ – และไซต์ปนเปื้อนทั่วไป – ประกอบด้วยสารปนเปื้อนหลาย ผลกระทบต่อความเสี่ยงทั้งหมด และสุดท้าย1. บทนำศึกษาแสดงให้เห็นว่า ประชาชนที่อาศัยอยู่ใกล้กับเว็บไซต์ที่มีการปนเปื้อนสารหนูสามารถสัมผัสกับอันตรายปริมาณขององค์ประกอบ นำไปสู่ผลกระทบสุขภาพร้าย (Lee et al. ปี 2005 หลิว et al., 2010 และ Rapant และ al., 2006) ทางเดินแสงได้หนึ่งคือผ่านการบริโภคผัก homegrown (Bacigalupo และเฮ ล 2012 และ Smith et al., 2006)แม้ว่าจะได้รับการแสดงพืช cultivated ใกล้ปนเปื้อน ไซต์อาจมีการยกระดับความเข้มข้นของสารหนู (Husaini et al., 2011, Lim et al., 2008 และรอยเชาพูรีและ al., 2003), ละลาย และดังนั้น ความพร้อมใช้งานสำหรับการดูดธาตุอาหารพืช ในดินเนื้อปูนธรรมชาติมากที่สุดโดยทั่วไปต่ำ เพราะดูดแรงเหล็ก แมงกานีสและอลูมิเนียม oxyhydroxides, clays และอินทรีย์ (Bissen และ Frimmel , 2003, de Vos และ Tarvainen, 2006, McBride, 1994, al. เอ็ดวอร์เรน 2003 และ Voigt et al., 1996) ในดินเนื้อปูนผิว ดูดเป็นยังปลอดเป็นสารหนูตกแต่ง (เป็นประจุ arsenate(V) H2AsO4−/HAsO42 −) เป็น sorbed มีประสิทธิภาพมากขึ้นกว่าแบบลดลง (arsenite(III) H3AsO3/H2AsO3−) ดังนั้น ความเข้มข้นสูงที่รวมของสารหนูไม่จำเป็นต้องเท่ากับการดูดซึมสูง (เช่นดูดธาตุอาหารในพืช) นอกจากนี้พิษนินทรีย์ arsenate และ arsenite สายพันธุ์ทั่วไปครองเกิดสารหนูในน้ำรูดินและน้ำบาดาล (บิสวาส et al., 2013) ในพืช สารหนูอนินทรีย์ที่ได้ถูกนำขึ้นอาจได้ไบแปลงไปน้อยกว่าสารหนูอินทรีย์เป็นพิษฟอร์ม (Peralta Videa et al., 2009 และ Wei et al., 2015), แต่จำนวนสารหนูอนินทรีย์ในผักยังมีนัยสำคัญ กับการรายงานในวรรณกรรมโดยทั่วไปจะอยู่ระหว่าง 45 และ 100% (al. et บิสวาส 2013, Chung et al., 2014, Norton et al , 2013 ศิษยาภิบาล Signes et al., 2008 สมิธและ al., 2006 และ Yost et al., 2004)การมีความเป็นพิษปากสารหนูอนินทรีย์เป็นอย่างละเอียด และมีการอธิบายลักษณะพิเศษมากมายของอักขระที่ไม่ใช่ carcinogenic และ carcinogenic กินสามารถส่งผลในความอ่อนเพลีย อาการระบบ จังหวะหัวใจที่ผิดปกติ ช้ำ และความประสาทฟังก์ชัน (ATSDR, 2007) ผลลักษณะส่วนใหญ่ของการสัมผัสระยะยาวปากเป็น hyperkeratosis และ hyperpigmentation ของผิว (ATSDR สหรัฐอเมริกา 2007 และไอริสรวมความเสี่ยงระบบสารสนเทศ 1993) ลักษณะพิเศษอื่น ๆ ไม่ carcinogenic ที่อาจเกิดขึ้นมีลักษณะของหลอดเลือดต่อพ่วง cyanosis เนื้อตายเน่า และสภาพที่เรียกว่า "โรคจากที่นี้" รวมทั้งโรคอื่น ๆ ลักษณะของหลอดเลือดเช่นความดันโลหิตสูงและปัญหาหัวใจ (ATSDR สหรัฐอเมริกา 2007 และไอริสรวมความเสี่ยงระบบสารสนเทศ 1993) นอกจากนี้ยังมีการรายงานปากสัมผัสกับสารหนูอนินทรีย์จะเพิ่มความเสี่ยงของโรคมะเร็งผิวหนัง ตับ กระเพาะปัสสาวะ และปอด (IARC หน่วยงานนานาชาติเพื่อการวิจัยมะเร็ง 2012 และไอริสรวมความเสี่ยงระบบสารสนเทศ 1998)จุดมุ่งหมายของการศึกษานี้ได้ แรก การตรวจสอบระดับที่สารหนูถูกใช้ไปสองทั่ว homegrown พืช (มันฝรั่งและผักกาดหอม) ที่มีการปลูกในสวนดินเนื้อปูนประมาณ 22 ไซต์ glassworks ปนเปื้อนมากในสวีเดนตะวันออกเฉียงใต้ ประการที่สอง มีการประเมินความเสี่ยง probabilistic ได้ดำเนินการประเมินความเสี่ยงสุขภาพจากสารหนูจากการบริโภคผักเหล่านี้ สารหนู พร้อม ด้วยเป้าหมายและแคดเมียม ถือสารปนเปื้อนสำคัญที่เว็บไซต์เหล่านี้ การศึกษานี้เป็นการติดตามผลการศึกษาก่อนหน้านี้ที่เน้นสองหลัก cation ขึ้นรูปโลหะ (Augustsson et al., 2015)

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ความเสี่ยงด้านสุขภาพที่เกิดจากสารหนูในพืชผักที่ปลูกในสวนส่วนตัวใกล้กับการปนเปื้อน 22 เว็บไซต์โรงงานถูกตรวจสอบในการศึกษานี้ ประการแรกผัก (ผักกาดหอมและมันฝรั่ง) และตัวอย่างดินที่ถูกเก็บรวบรวมและความเข้มข้นของสารหนูวัดลักษณะการดูดซึมสารหนูในพืชที่เลือก ประการที่สองการประเมินการรับสัมผัสความน่าจะเป็นได้ดำเนินการประมาณปริมาณเฉลี่ยต่อวัน (ADIveg) ซึ่งได้รับการประเมินแล้วกับค่าอ้างอิงทางพิษวิทยาจากการคำนวณบวกลบคูณหารอันตราย (กองบัญชาการ) และความเสี่ยงโรคมะเร็ง (CRS) ผลปรากฏว่ามีความเข้มข้นสูงสารหนูในดินสวนที่อยู่อาศัยมีการสะท้อนความเข้มข้นสูงในผักและบริโภคผักเหล่านี้เพียงอย่างเดียวอาจส่งผลให้เกิดความเสี่ยงโรคมะเร็งที่ยอมรับไม่ได้; สูงสุดคำนวณที่เหมาะสมเช่นตรงกับอุบัติการณ์โรคมะเร็ง 20 ครั้งสูงกว่าขีด จำกัด ที่ระบุไว้ความอดทน แต่ลักษณะของความเสี่ยงขึ้นอยู่ในระดับที่ดีที่ค่าอ้างอิงทางพิษวิทยาที่ใช้สำหรับการเปรียบเทียบเช่นเดียวกับวิธีการสัมผัสถูกกำหนด บนพื้นฐานของสมมติฐานในการศึกษาปัจจุบันระดับเกณฑ์สำหรับผลกระทบที่ไม่ก่อให้เกิดมะเร็งเฉียบพลันหรือเรื้อรังที่ไม่ได้เกิน แต่ความเสี่ยงโรคมะเร็งที่ระบุเน้นถึงความจำเป็นสำหรับการศึกษาได้รับต่อไปในขณะที่การบริโภคสารอาหารที่เกี่ยวข้องกับการมากกว่าผักพื้นบ้านเพียงและการสัมผัสทั้งหมด เป็นหน้าที่ของมากกว่าเพียงแค่การสัมผัสทางเดินหนึ่ง นอกจากนี้โรงงานเว็บไซต์ - และพื้นที่ปนเปื้อนในทั่วไป - มีสารปนเปื้อนหลายที่มีผลต่อความเสี่ยงขั้นสุดท้ายและรวม. 1 บทนำการศึกษาพบว่าคนที่อาศัยอยู่ใกล้กับสถานที่สารหนูปนเปื้อนอาจได้รับในปริมาณที่เป็นอันตรายขององค์ประกอบที่นำไปสู่ผลกระทบต่อสุขภาพที่ไม่พึงประสงค์ (Lee et al., 2005 หลิว et al., 2010 และ Rapant et al., 2006) หนึ่งเดินรับเป็นไปได้คือการบริโภคผักพื้นบ้าน (Bacigalupo และเฮล 2012 และสมิ ธ et al., 2006). แม้ว่าจะได้รับการแสดงให้เห็นว่าพืชที่ปลูกใกล้กับสถานที่ปนเปื้อนอาจจะมีความเข้มข้นสูงของสารหนู (Husaini et al., 2011 ลิม et al., 2008 และ Roychowdhury et al., 2003) การละลายและด้วยเหตุนี้ว่างสำหรับการดูดซึมของพืชในดินที่เป็นธรรมชาติมากที่สุดโดยทั่วไปอยู่ในระดับต่ำเนื่องจากความแข็งแกร่งในการดูดซับเหล็กแมงกานีสและอลูมิเนียม oxyhydroxides ดินเหนียวและสารอินทรีย์ (Bissen และ Frimmel 2003 De Vos และ Tarvainen 2006 ไบรด์, ปี 1994, วอร์เรน et al., 2003 และวอยต์ et al., 1996) ในดินพื้นผิวดูดซับเป็นที่ชื่นชอบเป็นสารหนูออกซิไดซ์ (เป็นสารหนู (V) ไอออน; H2AsO4- / HAsO42 -) จะมีประสิทธิภาพมากขึ้นกว่ารูปแบบดูดซับลดลง (arsenite (III) H3AsO3 / H2AsO3-) ดังนั้นความเข้มข้นสูงรวมของสารหนูไม่จำเป็นต้องเท่ากับการดูดซึมสูง (สำหรับการดูดซึมเช่นในพืช) สารหนูอนินทรีที่เป็นพิษและชนิด arsenite ครองโดยทั่วไปการเกิดขึ้นของสารหนูในดินน้ำรูขุมขนดินและน้ำใต้ดิน (Biswas et al., 2013) ในพืชสารหนูอนินทรีที่ได้รับการดำเนินการขึ้นอาจจะเป็นไบโอเปลี่ยนเป็นพิษน้อยกว่ารูปแบบสารหนูอินทรีย์ (Peralta-Videa et al., 2009 และ Wei et al., 2015) แต่ปริมาณของสารหนูอนินทรีในผักยังคงเป็นอย่างมีนัยสำคัญ มีช่วงที่มีการรายงานในวรรณคดีเป็นปกติระหว่าง 45 และ 100% (Biswas et al., 2013, Chung et al., 2014, นอร์ตัน et al., 2013, Signes-บาทหลวง et al., 2008 สมิ ธ , et al 2006 และสต์ et al., 2004). ข้อมูลที่มีอยู่บนความเป็นพิษของสารหนูอนินทรีในช่องปากเป็นที่กว้างขวางและผลกระทบจำนวนมากของทั้งสองตัวละครที่ไม่ใช่สารก่อมะเร็งและสารก่อมะเร็งได้รับการอธิบาย การกลืนกินสามารถทำให้เกิดความเมื่อยล้าอาการระบบทางเดินอาหารผิดปกติจังหวะหัวใจช้ำและทำงานของเส้นประสาทที่มีความบกพร่อง (ATSDR 2007) ผลกระทบส่วนใหญ่ลักษณะของการเปิดรับในช่องปากในระยะยาวเป็นตุ่มพองและรอยดำจากผิว (ATSDR สหรัฐปี 2007 และบูรณาการความเสี่ยง IRIS ระบบสารสนเทศ, 1993) ผลกระทบที่ไม่ใช่สารก่อมะเร็งอื่น ๆ ที่อาจเกิดขึ้นมีผลกระทบหลอดเลือดรวมทั้งเขียวเน่าและสภาพที่เรียกว่า "โรค Blackfoot" เช่นเดียวกับผลกระทบอื่น ๆ หลอดเลือดหัวใจเช่นความดันโลหิตสูงและปัญหาการไหลเวียน (ATSDR สหรัฐปี 2007 และความเสี่ยง IRIS แบบบูรณาการ ระบบสารสนเทศ, 1993) ที่จะได้รับสารอนินทรีสารหนูยังได้รับรายงานว่าจะเพิ่มความเสี่ยงของโรคมะเร็งผิวหนัง, ตับ, กระเพาะปัสสาวะและปอด (IARC องค์การระหว่างประเทศเพื่อการวิจัยเกี่ยวกับโรคมะเร็งปี 2012 และบูรณาการความเสี่ยง IRIS ระบบสารสนเทศ, 1998). จุดมุ่งหมายของการศึกษาครั้งนี้ ตอนแรกที่จะตรวจสอบระดับที่สารหนูถูกพาขึ้นสองพืชพื้นบ้านทั่วไป (มันฝรั่งและผักกาดหอม) ที่ได้รับการปลูกในดินที่สวนประมาณ 22 โรงงานที่ปนเปื้อนอย่างหนักเว็บไซต์ในตะวันออกเฉียงใต้ของสวีเดน ประการที่สองการประเมินการรับสัมผัสความน่าจะเป็นที่จะได้ดำเนินการประเมินความเสี่ยงต่อสุขภาพจากสารหนูเนื่องจากการบริโภคผักเหล่านี้ สารหนูพร้อมด้วยตะกั่วและแคดเมียมถือว่าสารปนเปื้อนที่สำคัญที่เว็บไซต์เหล่านี้ การศึกษาครั้งนี้คือการติดตามผลของการศึกษาก่อนหน้านี้ที่มุ่งเน้นไปที่โลหะสองไอออนบวกขึ้นรูปที่สำคัญ (Augustsson et al., 2015)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ความเสี่ยงสุขภาพที่เกิดจากสารหนูในผักที่ปลูกในสวนส่วนตัวใกล้ 22 ปนเปื้อนช่างกระจกเว็บไซต์พบในการศึกษานี้ ประการแรก , ผัก ( ผักและมันฝรั่ง ) และเก็บตัวอย่างดิน และสารหนูสารหนูในวัดลักษณะการเลือกพืช ประการที่สองการประเมินความเสี่ยงเชิงปริมาณ มีวัตถุประสงค์เพื่อประเมินเฉลี่ยรายวัน ( adiveg ) ซึ่งถูกประเมินเทียบกับค่าอ้างอิงทางพิษวิทยาโดยการคำนวณของภัยฉลาด ( HQS ) และความเสี่ยงโรคมะเร็ง ( CRS ) ผลการวิจัยพบว่า ระดับสารหนูในดินสวน ที่อยู่อาศัย มิเรอร์ โดยยกระดับความเข้มข้นในผักและการบริโภคผักเหล่านี้เพียงอย่างเดียวอาจส่งผลในการเสี่ยงต่อการเป็นโรคไม่ถูก คำนวณค่าแสงที่เหมาะสมสูงสุด ตัวอย่างเช่น ของอุบัติการณ์มะเร็ง 20 ครั้งสูงกว่าที่ระบุความอดทนจำกัด อย่างไรก็ตาม จากการวิเคราะห์ความเสี่ยงขึ้นอยู่ในระดับที่ดีในที่ค่าอ้างอิงทางพิษวิทยาจะใช้สำหรับการเปรียบเทียบรวมทั้งวิธีการเปิดรับแสงจะกำหนด ตามสมมติฐานในการศึกษาเกณฑ์ระดับเรื้อรังหรือเฉียบพลัน ไม่ก่อให้เกิดมะเร็ง ผลไม่เกิน แต่ความเสี่ยงมะเร็งพบเน้นต้องการศึกษาการเปิดรับเพิ่มเติม เช่น การบริโภคอาหารที่เกี่ยวข้องกับมากกว่าผักพื้นบ้านและการรวมฟังก์ชั่นของการมากกว่าหนึ่งเส้นทางนอกจากนี้ เว็บไซต์ช่างกระจก ) และพื้นที่ปนเปื้อนใน–ทั่วไปมีสารปนเปื้อนหลายมีผลต่อขั้นสุดท้ายและความเสี่ยงรวม






1 ศึกษาบทนำ
แสดงว่า ประชาชนที่อาศัยอยู่ใกล้สารหนูปนเปื้อนในเว็บไซต์อาจได้รับอันตราย ปริมาณขององค์ประกอบที่นำไปสู่ผลกระทบต่อสุขภาพที่ไม่พึงประสงค์ ( ลี et al . , 2005 , Liu et al . , 2010 และ rapant et al . , 2006 )หนึ่งเป็นไปได้การทางเดินผ่านการบริโภคผักพื้นบ้านและบาซิกาลูโพเฮล , 2012 และ Smith et al . , 2006 ) .

แต่มันได้ถูกแสดงว่า พืชที่ปลูกใกล้พื้นที่ปนเปื้อนอาจจะยกระดับความเข้มข้นของสารหนู ( husaini et al . , 2011 , ลิม et al . , 2008 และ roychowdhury et al . 2003 ) , ละลาย ดังนั้นความพร้อมสำหรับการใช้พืชดินธรรมชาติมากที่สุดโดยทั่วไปจะต่ำ เนื่องจากมีการดูดซับแรงเหล็ก , แมงกานีสและอะลูมิเนียม oxyhydroxides , ดินเหนียวและอินทรีย์วัตถุ ( bissen และ frimmel , 2003 , เดอวอส และ tarvainen , 2006 , รายได้ , 1994 , วอร์เรน et al . , 2003 และวอยก์ต et al . , 1996 ) การดูดซับในดินผิวยังเป็นที่ชื่นชอบเป็นออกซิไดซ์ ( เช่นสารหนูสารหนู ( V ) ไอออน ;h2aso4 −− ) / haso42 คือมีประสิทธิภาพมากขึ้นกว่าการไม่มีรูปแบบ ( arsenite ( III ) ; h3aso3 / h2aso3 − ) รวมจึงสูง ความเข้มข้นของสารหนูไม่จําเป็นต้องเท่ากับการดูดซึมสูง ( ตัวอย่างเช่นการใช้ในพืช ) พิษสารหนูอนินทรีย์และโดยทั่วไปการเกิดสปีชีส์ arsenite ครองปริมาณสารหนูในน้ำของดินและน้ำใต้ดิน ( บิสวาส et al . , 2013 ) ในพืช