Artykuł naukowy

Toksyczność nanomateriałów i ich losy w środowisku
Izabela Jośko*
*Instytut Gleboznawstwa, Inżynierii i Kształtowania środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie
Abstract:
Intensywny rozwój nanotechnologii przejawiający się ogromną ilością nanoproduktów,
skutkuje uwalnianiem do środowiska nanomateriałów, których obecność wpływa na
funkcjonowanie ekosystemów. Występowanie nanocząsteczek w środowisku pociąga za sobą
zagrożenie dla organizmów żywych związane z ekspozycją na szkodliwe działanie
nanostruktur. Toksyczność nanomateriałów może być rozpatrywana pod wieloma względami,
począwszy od poziomu DNA, a kończąc na reakcji całego organizmu. Biologiczna odpowiedź
organizmów jest uzależniona nie tylko od właściwości nanomateriałów, ale również od
warunków środowiska. Toksyczność nanostruktur może być też korygowana przez
indywidualne predyspozycje organizmów (np. tolerancję na działanie określonych
związków). Praca stanowi przegląd aktualnej literatury dotyczący wiedzy na temat losów
nanomateriałów w środowisku ze szczególnym uwzględnieniem ich toksycznego wpływu na
organizmy.
1. Wstęp
Jakość wody lub gleby jest niezmiernie ważnym zagadnieniem bez względu na region czy
też część Świata. Utrzymywanie czystości tych elementów środowiska na wysokim poziomie
zapewnia prawidłowe funkcjonowanie ekosystemów. Jakość wód i gleb może jednak ulec
obniżeniu w wyniku nie tylko przemysłowej, ale jak pokazują najnowsze badania również
codziennej działalności człowieka. Stosowanie detergentów, szamponów, pestycydów, itp.
prowadzi do zanieczyszczenia wód różnego rodzaju substancjami biologicznie aktywnymi.
Obecność tych zanieczyszczeń w różnych elementach środowiska stwarza zagrożenie dla
zdrowia człowieka i innych organizmów żywych. Szczególnie budzi obawy podejście do
wykorzystania nowych technologii i substancji, bez poprzedzających badań określających
realny ich wpływ na środowisko.
Nanotechnologia jest stosunkowo młodą dziedziną nauki, jednak dynamicznie się
rozwijającą. Przedmiotem jej zainteresowania są cząsteczki o średnicy od 1 do 100 nm [1].
Nanomateriały dzięki niezwykłym właściwościom m.in. mechanicznym, elektrycznym,
optycznym czy termicznym coraz częściej znajdują zastosowanie w wielu dziedzinach życia
codziennego: w medycynie, kosmetyce, energetyce, elektronice czy ochronie środowiska [2].
Powiększające się pole zastosowań nanoproduktów najprawdopodobniej będzie skutkowało
wzmożoną obecnością nanomateriałów we wszystkich komponentach środowiska. Istnieją
liczne badania wskazujące na negatywne oddziaływanie nanomateriałów na organizmy żywe
[3-5].
Celem niniejszej pracy jest synteza wiadomości z dotychczas przeprowadzonych badań
dotyczących środowiskowych losów nanomateriałów ze szczególnym uwzględnieniem ich
toksycznego oddziaływania na organizmy żywe.
2. Definicja i klasyfikacja nanomateriałów
O ile struktury nanometryczne towarzyszą człowiekowi od stuleci (naturalnie
występujące w środowisku kwasy huminowe, wirusy, sadze, itp.) o tyle w kręgu
zainteresowań nanotechnologii znajdują się materiały wytwarzane bezpośrednio przez
człowieka w drodze procesów przemysłowych. Royal Society i Royal Academy of
Engineering (UK) [6]
nanotechnologię definiuje jako technologię zajmującą się
projektowaniem, charakteryzowaniem, produkcją i zastosowaniem struktur, urządzeń i
układów do kontroli kształtu i rozmiaru w skali nanometrycznej. Jak wskazuje nazwa tej
„nowej” technologii, podstawową jej jednostką metryczną jest nanometr, czyli miliardowa
część metra (1 nm = 10-9 m). Jest to skala wielkości odpowiadająca przykładowo połowie
średnicy helisy DNA [6]. Stąd też za nanomateriały uważa się grupę struktur, których
przynajmniej jeden wymiar mieści się w zakresie od 1 do 100 nm [1, 7]. Natomiast
nanocząstki według różnych źródeł są materiałami o dwóch [8] lub trzech wymiarach [9]
mniejszych, bądź równych 100 nm.
Przyjmując natomiast za podstawę podziału nanomateriałów budowę chemiczną,
wyróżniane
są
nanostruktury
organiczne
oraz
nieorganiczne
[10].
Ten
podział
nanomateriałów jest najczęściej stosowany przede wszystkim w kontekście środowiskowym.
Do pierwszej grupy zaliczają się głównie związki, w których budowie dominują atomy węgla,
tj. fulereny (na przykład C60, C70, C76) oraz nanorurki węglowe (CNTs). Nieorganiczne
nanostruktury reprezentowane są głównie przez tlenki metali (TiO2, ZnO, CuO), metale (Au,
Ag) oraz kropki kwantowe (QDs - CdS, CdSe, CdTe) [11].
3. Dopływ nanomateriałów do środowiska
Skala produkcji oraz szeroki wachlarz zastosowań nanomateriałów sprawiły, iż obecność
tych struktur w środowisku stała się nieuchronna. Obecnie szacuję się liczbę produktów w
skład, których wchodzą nanomateriały na ponad 1000 [12]. Prognozowany rozmiar produkcji
na lata 2011-2020 wynosi 58 tys. ton nanomateriałów. Dla porównania w roku 2004 wielkość
ta oscylowała w granicach 2 tys. ton [13].
Dopływ nanomateriałów do poszczególnych komponentów środowiska może pochodzić z
źródeł punktowych lub powierzchniowych. Źródłami punktowymi mogą być miejsca
produkcji nanomateriałów i nanoproduktów, składowiska i spalarnie odpadów oraz
oczyszczalnie ścieków [14]. Natomiast źródła powierzchniowe (obszarowe) związane są z
uwalnianiem nanomateriałów na drodze użytkowania produktów zawierających je w swoim
składzie. Przykładowo podczas prania ubrań zawierających nano Ag [15] czy też w wyniku
spłukiwania przez deszcz z elewacji budynków farb zawierających TiO2 [16]. Ponadto,
nanomateriały mogą także być wprowadzane do środowiska w celu jego remediacji [17]. W
agrosystemach nanomateriały stosowane są w celu zwiększenia plonów poprzez stymulację
wzrostu roślin lub ochronę przed szkodnikami i chorobami. nTiO2 może być uwalniane do
środowiska podczas jego do listnej aplikacji w celu zwiększenia wzrostu niektórych roślin
[18], podczas gdy nano Cu w czasie stosowania środków ochrony roślin zawierających te
nanocząstki.
Jak wcześniej wspomniano zarówno w trakcie użytkowania jak i po eksploatacji
nanoproduktów, ich składniki mogą bezpośrednio trafiać do komponentów środowiska. Droga
ta jednak może zostać wydłużona poprzez na przykład pośrednictwo oczyszczalni ścieków. W
takich warunkach dalsze losy nanostruktur obecnych w ściekach, będą zależeć od
efektywności ich usunięcia w oczyszczalniach ścieków. Badania jednak pokazują, że ze
względu na rozmiar nowych zanieczyszczeń oczyszczalnie mogą mieć ograniczone
możliwości usuwania nanostruktur [19]. Innym potencjalnym źródłem nanomateriałów w
środowisku
mogą
być
również
odpady zawierające
zużyte
nanomateriały,
bądź
wyeksploatowane produkty zawierające w swoim składzie nanocząstki. Wyeksploatowane
nanoprodukty, podczas ich utylizacji w spalarniach odpadów, mogą uwalniać nano składniki
do atmosfery. Przyjmuje się jednak [20], że atmosfera jest obciążona mniejszym ładunkiem
tych zanieczyszczeń w porównaniu do innych elementów środowiska ze względu na dużą jej
pojemność oraz stosunkowo krótki czas przebywania cząstek mniejszych niż 100 nm (ok. 10
dni) w atmosferze. Proces recyklingu, któremu są poddawane nanoprodukty, nie jest
pozbawiony również ryzyka „przekazywania” nano składników produktom wtórnym np.
zanieczyszczenia zawarte w tekstyliach mogą zasilić skład towarów przemysłu papierniczego
[7].
4. Potencjalne mechanizmy toksyczności nanomateriałów
Obecność nanomateriałów w środowisku skutkuje ekspozycją na ich działanie
organizmów żywych. Zagadnienie to można rozpatrywać na poziomie komórkowym lub
całego organizmu. Jedną z kluczowych kwestii analizowaną w kontekście potencjalnych
skutków wywołanych przez ekspozycję na nanomateriały jest możliwość przenikania do
różnego rodzaju komórek. Na poziomie komórkowym infiltracja nanomateriałów do wnętrza
komórki może odbywać się na kilka sposobów. Zaobserwowano [21], że organizmy
prokariotyczne posiadają ograniczone możliwości pod względem absorpcji nanocząsteczek,
co
teoretycznie
zabezpiecza
je
przed
toksycznym
oddziaływaniem
niektórych
nanomateriałów. W większym natomiast stopniu na wniknięcie nanomateriałów narażone są
eukarionty. W przypadku tej grupy organizmów nanomateriały mogą przenikać do wnętrza
komórki w wyniku dyfuzji przez błony komórkowe, endocytozy (pinocytozy, fagocytozy,
endocytozy receptorowej) czy adhezji [14, 22].
Wewnątrz komórki może dochodzić do interakcji nanomateriałów z poszczególnymi
organellami, co może skutkować ingerencją w różnego rodzaju procesy metaboliczne [11].
Nanostruktury mogą też bezpośrednio wywoływać deformacje budulców komórek, np. błon
cytoplazmatycznych [23]. Modyfikacje komórkowe pociągają za sobą zmiany na poziomie
organizmu, które mogą przybierać różne formy np. zapalenia, zwłóknienia, a nawet śmierci
[11].
Do organizmu nanostruktury mogą przenikać drogą doustną, ale również poprzez
inhalację czy przez skórę [1]. Następnie, po przedostaniu się nanocząstek do wnętrza
organizmu, ulegają one translokacji do poszczególnych organów [3]. Możliwości penetracji
organizmów przez nanomateriały i ich mobilność w organizmie są zróżnicowane.
Przykładowo wdychane nTiO2 mogą powodować zapalenie płuc, a także wraz z krwią być
transportowane do innych organów. Te same jednak tlenki nie mają możliwości przenikania
przez skórę, dzięki czemu bezpośredni ich kontakt ze skórą nie stanowi realnego zagrożenia
dla organizmu [24].
Rośliny narażone są na transport nanomateriałów do ich wnętrza głównie przez aparaty
szparkowe liści oraz system korzeniowy. Dodatkowo nanocząstki mogą przenikać do roślin w
miejscach fizycznego uszkodzenia jednego z organów (korzeń, łodyga, liść) [14].
Przedostawanie nanocząstek do komórek roślin czy grzybów jest uwarunkowane rozmiarem
porów ścian komórkowych, który oscyluje w przedziale od 5 do 20 nm. Jednak Navarro i in.
[25] zwrócili uwagę na fakt, że nanomateriały wchodząc w reakcje ze składnikami ściany
komórkowej, mogą inicjować powstawanie nowych, większych porów, zwiększając w ten
sposób przepuszczalność ściany komórkowej.
Sposób toksycznego oddziaływania nanomateriałów nie został dotychczas jednoznacznie
określony. Obecnie w literaturze funkcjonują głównie dwie hipotetyczne przyczyny
tłumaczące toksyczną działalność nanostruktur [26]. Pierwsza hipoteza zakłada, że za
toksyczną działalność nanomateriałów odpowiadają jony metali uwalniane z nanocząsteczek
[26, 27]. Drugi wariant, tłumaczący szkodliwe oddziaływanie nanomateriałów, uznaje za jej
przyczynę produkcję reaktywnych form tlenu (ROS). Wolne rodniki mogą uszkadzać każdy
składnik komórki oraz inicjować produkcję większej ilości ROS [2]. Przykładowo
generowane wolne rodniki utleniają podwójne wiązania kwasów tłuszczowych w błonach
komórkowych, przez co zwiększona zostaje przepuszczalność tych membran, co sprzyja
występowaniu stresu osmotycznego [14]. Reaktywne formy tlenu mogą wiązać się również z
enzymami, hamując w ten sposób ich działanie. ROS mogą też modyfikować helisę DNA,
indukując w ten sposób degradację komórki [14]. Duża powierzchnia właściwa
nanomateriałów jest w stanie wytwarzać więcej ROS, niż miałoby to miejsce w przypadku ich
większych odpowiedników [14]. Oprócz wyżej wymienionych potencjalnych mechanizmów
toksycznej działalności nanomateriałów wyróżniane są również inne: uszkodzenia błon
komórkowych, utlenianie protein, genotoksyczność oraz zakłócenia w przewodzeniu energii
[2].
5. Ekotoksyczność nanomateriałów
W chwili obecnej dostępnych jest szereg danych świadczących o szkodliwym
oddziaływaniu nanomateriałów na organizmy żywe. Toksyczne oddziaływanie nanocząstek
stwierdzono w stosunku do różnych grup organizmów: pierwotniaków [28], bakterii [29],
grzybów [30], skorupiaków [31], roślin [32] i ssaków [33].
Jak już wcześniej wspomniano reakcja organizmów na obecność nanomateriałów może
być zróżnicowana poczynając od zmian na poziomie DNA, poprzez organelle komórkowe,
następnie pojedyncze komórki i organy, kończąc na chorobie lub śmierci całego organizmu.
W trakcie doświadczeń notowane były różnorodne skutki działalności nanostruktur na
organizmy żywe.
Bakterie są jedną z najczęściej wykorzystywanych grup organizmów w badaniach
ekotoksykologicznych nanomateriałów. Wpływ nanostruktur na bakterie może mieć
zróżnicowany charakter. Badania prowadzone przez Li i in. [26] pokazały, że wystawienie
komórek Escherichia coli na działanie nZnO może prowadzić do deformacji błon
cytoplazmatycznych oraz wystąpienia stresu osmotycznego. Wang i in. [34] badając inną
grupę bakterii Photobacterium phosphoreum stwierdzili istotną redukcję ich luminescencji
pod wpływem obecności w roztworze kropek kwantowych (CdSe, CdTe, ZnS-AgInS2). W
przypadku Pseudomonas chlororaphis Dimpka i in. [35] stwierdzili zahamowanie ich
rozwoju pod wpływem działania nano Ag. Autorzy zaobserwowali [36], że na intensywność
inhibicji miał wpływ poziom egzopolisacharydów (EPS) produkowanych przez bakterie. EPS
tworzą warstwę ochronną uniemożliwiającą translokację nanocząsteczek do wnętrza komórki,
natomiast jony metali są w stanie je zneutralizować, co skutkuje ich absorpcją przez bakterie
[36].
Innym
ważnym
zagadnieniem
w
kontekście
toksyczności
nanomateriałów
podejmowanym przez różnych badaczy jest określenie ich mutagenności. W testach tych
najczęściej wykorzystywane są bakterie Salmonella typhimurium oraz E. coli (test Amesa).
Przeprowadzone badania ujawniły mutagenność wywołaną przez m.in. nanocząsteczki TiO2
oraz ZnO [37]. Mutagenny wpływ MWCNTs nie został jednak zaobserwowany przez Di
Sotto i in. w stosunku do tej samej grupy bakterii [38].
Kolejną grupą organizmów często wykorzystywaną w badaniach ekotoksykologicznych są
glony. Wang i in. [39] stwierdzili toksyczne działanie nTiO2 oraz QDs względem
Chlamydomonas reinwardtii. Zahamowanie rozwoju tych glonów następowało już przy
koncentracji QDs na poziomie 1 mg L-1. W przypadku nTiO2, jego negatywny wpływ
ujawniał się natomiast przy stężeniu 10 mg L-1. TiO2 przejawiał również toksyczny wpływ w
stosunku do innych glonów (np. Pseudokirchneriella subcapitata [40]). Przypuszcza się, że
hamujący wpływ nanocząstek w stosunku do glonów wynika z adsorpcji nanocząsteczek na
powierzchni ich komórek. Utrudnia to dopływ składników odżywczych do tych organizmów
[40]. Gong i in. [41] poddając algi Chlorella vulgaris działaniu nNiO odnotowali
zahamowanie wzrostu ich komórek. Zaobserwowali jednak, że żyjące algi przyspieszają
agregację nanocząsteczek oraz redukcję tlenku niklu do niklu metalicznego, co powodowało
obniżenie szkodliwości nNiO. Schwab i in. [42] zauważyli, że przy takiej samej koncentracji
CNTs, zakres ich wpływu na C. vulgaris i P. subcapitata był zróżnicowany. Zahamowanie
wzrostu alg było bardziej spowodowane agregacją CNTs z komórkami zielenic, aniżeli
rodzajem i wiekiem CNTs czy gatunkiem alg Agregaty tworzące się między CNTs i
komórkami zielenic powodowały, że komórki miały ograniczoną dostępność światła.
Kolejną grupę organizmów szeroko stosowaną w doświadczeniach badających
toksyczność nanomateriałów stanowią skorupiaki. Rozwielitki (Daphnia magna) poddane
oddziaływaniu nTiO2 odznaczały się ograniczonym wzrostem oraz obniżeniem reprodukcji.
Obecność nanocząsteczek wpływała negatywnie na asymilację pokarmu przez ten organizm,
co należy traktować jako kolejny skutek działalności tej grupy materiałów [43]. Li i in. [44]
badając toksyczność nanocząsteczek TiO2 i Al2O3 na Ceriodaphnia dubia, zaobserwował, że
wraz z zwiększającym się stężeniem tych cząstek zmniejsza się ilość przyswajanej energii
przez te organizmy. Według autorów może to świadczyć o większym zużyciu energii na
potrzeby życiowe przez C. dubia w obecności nanocząsteczek w porównaniu do warunków
kontrolnych. Z kolei poddanie nowonarodzonych rozwielitek D. magna działalności C60
skutkowało zwiększającą się śmiertelnością młodych organizmów wraz z upływem czasu.
Samice, które zostały wystawione na ekspozycję fulerenów, w późniejszym okresie nie były
zdolne do reprodukcji [45].
W
ocenie
toksyczności
roślin
najczęściej
wykorzystywanymi
parametrami
są
zahamowanie kiełkowania i wzrostu korzeni. Yang i Watts [46] badali wpływ nano Al na
wzrost i rozwój kukurydzy, soi, marchwi, ogórka i kapusty. Określano dodatkowo jaki może
być wpływ innych zanieczyszczeń (fenantrenu) na toksyczność nano Al. Stwierdzono, że
nanocząstki zawierające fenantren charakteryzowały się niższą toksycznością aniżeli
nanocząstki nie zawierające tego związku. Prawdopodobnie obecność fenantrenu skutkowała
usunięciem wolnych rodników z powierzchni nano Al, które były odpowiedzialne za inhibicję
wzrostu korzeni. Zahamowanie kiełkowania oraz wzrostu korzeni u roślin wyższych w
obecności nanocząstek obserwowano również w innych badaniach [32, 47-49]. Lin i Xing
[50] stwierdzili, że w obecności nano Zn i nZnO dochodzi do istotnego hamowania
kiełkowania i wzrostu korzeni rzodkwi, rzepaku, życicy, sałaty, kukurydzy i ogórka. LopezMoreno i in. [51] stwierdzili toksyczne działanie nCeO2 na cztery gatunki roślin: lucerny,
kukurydzy, ogórka i pomidora (Lycopersicon esculentum). U trzech gatunków roślin
(kukurydzy, ogórka, pomidora) stwierdzono spadek kiełkowania nasion przy koncentracji
nCeO2 na poziomie 2000 mg L-1. Wpływ nCeO2 na wzrost korzeni był bardziej
zróżnicowany. Mianowicie, u kukurydzy oraz ogórka stwierdzono, że nanocząsteczki działają
pobudzająco na wzrost korzeni, natomiast w przypadku lucerny i pomidora hamująco. Oprócz
zahamowania kiełkowania oraz wzrostu korzeni, negatywny wpływ nanocząstek w stosunku
do roślin może przejawiać się również w inny sposób. Kumari i in. [52] zaobserwowali
cytotoksyczny wpływ nano Ag na komórki cebuli Allium cepa. Autorzy stwierdzili
zahamowanie podziałów komórkowych w komórkach wierzchołków korzeni badanej rośliny.
Efektem tego było obniżenie się w obecności nanocząstek indeksu mitotycznego z 60% do
27%. Z kolei badania Asli i Neumann [53] pokazały szkodliwe oddziaływanie nTiO2 na
kukurydzę, które objawiało się zmniejszeniem transpiracji oraz zahamowaniem wzrostu liści.
Prawdopodobną przyczyną były interakcje nTiO2 z budulcami ścian komórkowych, co
utrudniało transport wody do komórek badanych roślin.
U organizmów wyższych obecność nanocząsteczek może wpływać na zmiany ekspresji
genów. Ten typ reakcji na obecność nano Ag w środowisku wodnym zaobserwował Chae i in.
[54] u ryżanki japońskiej (Oryzias latipes). Badania Bilberg i in. [55] nad rybami Carassius
carassius oraz Perca fluviatilis pokazują, że nano Ag może działać toksycznie na zmysł
węchu, co następnie skutkuje mniejszą zdolnością poszukiwania pokarmu, reprodukcją oraz
ochroną przed drapieżnikami. Wang i in. [56] zaobserwował wpływ nTiO2 na reprodukcję
Danio rerio. Po 13 tygodniach ekspozycji na nanocząstki zanotowano prawie 30% obniżenie
w ilości produkowanej ikry. Toksyczność reprodukcyjna w obecności nTiO2 może być
skutkiem bezpośredniego oddziaływania nanocząstek na ikrę, bądź pośredniego poprzez
zakłócanie witelogenezy. Badania nad toksycznością u ssaków prowadzone są głównie u
myszy i szczurów. U myszy poddanych oddziaływaniu nZnO doszło m.in. do uszkodzeń
śledziony i zapalenia trzustki [57]. Ekspozycja zaś tego organizmu na nanocząsteczki nTiO2
powodowała uszkodzenia wątroby i mięśnia sercowego [58]. Poddanie szczurów inhalacji
nCeO2, skutkowała obecnością tych nanocząstek w płucach, co następnie powodowało stan
zapalny [59].
6. Podsumowanie
Nanotechnologia jest dziś jedną z najbardziej obiecujących dziedzin nauki, o czym
świadczy powiększające się grono nabywców nanoproduktów. Należy więc przypuszczać, że
nanocząstki w najbliższym czasie staną się realnym zanieczyszczeniem środowiska.
Wytwarzane nanostruktury obciążone są ryzykiem toksycznego oddziaływania na organizmy
żywe, ze względu na odmienny skład chemiczny w porównaniu do materiałów naturalnych
oraz ze względu na specyficzne właściwości, które są „projektowane” pod kątem określonych
zastosowań. Dodatkowo skala produkcji nanomateriałów sprzyja rozprzestrzenianiu się tych
związków w środowisku, zwiększając prawdopodobieństwo kontaktu organizmów żywych z
nanostrukturami,
środowiskowych.
co
może
potęgować
ryzyko
wystąpienia
szkodliwych
skutków
7. Literatura
1.
Morris, J.; Willis, J., U. S. Environmental protection agency nanotechnology white paper.
Washington 2007.
2.
Klaine, S. J.; Alvarez, P. J. J.; Batley, G. E.; Fernandes, T. F.; Handy, R. D.; Lyon, D. Y.;
Mahendra, S.; Mclaughlin, M. J.; R., L. J., Nanomaterials in the environment: bahavior, fate,
bioavailabililty, and effects. Environ. Toxicol. Chem. 2008, 27, 1825-1851.
3.
Kahru, A.; Dubourguier, H., From ecotoxicology to nanoecotoxicology. Toxicology 2010, 269,
105-119.
4.
Lee, C. W.; Mahendra, S.; Zodrow, K.; Li, D.; Tsai, Y.; Braam, J.; Alvarez, P. J. J., Developmental
phytotoxicity of metal oxide nnoparticles to Arabidopsis thaliana. Environ. Toxicol. Chem. 2010, 29,
669-675.
5.
Geisler-Lee, J.; Wang, Q.; Yao, Y.; Zhang, W.; Geisler, M.; Li, K.; Huang, Y.; Chen, Y.; Kolmakov,
A.; Ma, X., Phytotoxicity, accumulation and transport of silver nanoparticles by Arabidopsis thaliana.
Nanotoxicology 2012.
6.
Engineering., T. R. S. T. R. A. o., Nanoscience and nanotechnologies: opportunities and
uncertainties. Clyvedon Press, Cardiff, UK 2004.
7.
Som, C.; Berges, M.; Chaudhry, Q.; Dusinska, M.; Fernandes, T. F.; Olsen, S. I.; Nowack, B., The
importance of life cycle concepts for the development of safe nanoproducts. Toxicology 2010, 269,
160-169.
8.
materials, A. S. f. t. a., Standard terminology relating to nanotechnology. E 2456-06. West
Conshohocken, USA: ASTM International 2006.
9.
SCENIHR, Committe on Emerging and Newly-Identified Health Risks: The Existing and
Proposed Definitions Relating to Products of Nanotechnologies. 2007.
10.
Ju-Nam, Y.; R., L. J., Manufactures nanoparticles: An overview of their chemistry, interactions
and potential environmental implications. Sci. Total Environ. 2008, 400, 396-414.
11.
Nowack, B.; Bucheli, T. D., Occurence, bahavior and effects of nanoparticles in the
environment. Environ. Pollut. 2007, 150, 5-22.
12.
nanotechproject.org, w.
13.
Maynard, A. D., Nanotechnology: A Research Strategy for Adressing Risk. Woodrow Wilson
International Center for Scholars, Washington, DC 2006.
14.
Bhatt, I.; Tripathi, B. N., Interaction of engineered nanoparticles with various components of
the environment and possible strategies for their risk assessment. Chemosphere 2011, 82, 308-317.
15.
Benn, T. M.; Westerhoff, P., Nanoparticle silver released into water from commercially
available sock fabrics. Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 4133-4139.
16.
Kaegi, R.; Ulrich, A.; Soinnet, B.; Vonbank, R.; Wichser, A.; Zuleeg, S.; Simmler, H.; Brunner, S.;
Vonmont, H.; Burkhardt, M.; Boller, M., Synthetic TiO2 nanoparticle emission from exterior facades
into the aquatic environment. Environ. Pollut. 2008, 156, 233-239.
17.
Kummerer, K.; Menz, J.; Schubert, T.; W., T., Biodegradability of organic nanoparticles in the
aqueous environment. Chemosphere 2010, 82, 1387-1392.
18.
Unrine, J. M.; Hunyadi, S.; Judy, J. D.; Bertsch, P. M., Effects of particle size on chemical
speciation and bioavailability of copper to earthworms (Eisenia fetida) exposed to copper
nanoparticles. J. Environ. Qual. 2010, 39, 1942-1953.
19.
Limbach, L.; Bereiter, R.; Uller, E.; Krebs, R.; Galli, R.; Stark, W. J., Removal of oxide
nanoparticles in a model wastewater treatment plant: influence of agglomeration and surfactants on
clearing efficiency. Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 5828-5833.
20.
Gottschalk, F.; Sonderer, T.; Scholz, R.; Nowack, B., Modeled environmental concentrations of
engineered nanomaterials ( TiO2, ZnO, Ag, CNT, fullerenes) for different regions. Environ. Sci. Technol.
2009, 43, 9216-9222.
21.
Moore, M. N., Do nanoparticles present ecotoxicological risks for the health of the aquantic
environment? Environ. Intern. 2006, 32, 967-976.
22.
Unrine, J. M.; Bertsch, P. M.; Hunyadi, S., Bioavailability, trophic transfer, and toxicity of
manufactured metal and metal oxide nanoparticles in terrestrial environments. Nanoscience and
Nanotechnology, John Wiley & Sons, Inc. 2008, 14, 345-366.
23.
Spohn, P.; Hirsch, C.; Hasler, F.; Bruinink, A.; Krug, H. F.; Wick, P., C60 fullerene: A powerful
antioxidant or a damaging agent? The importance of an in-depth material characterization prior to
toxicity assays. Environ. Pollut. 2009, 157, 1134-1139.
24.
Dastjerdi, R.; Montazer, M. A., A review on the application of inorganic nano-structured
materials in the modification of textiles: Focus on anti-microbial properties. Colloids and Surfaces B:
Biointerfaces 2010, 79, 5-18.
25.
Navarro, E.; Baun, A.; Behra, R.; Hartmann, N. B.; Filser, J.; Miao, A.; Quigg, A.; Santschi, P. H.;
Sigg, L., Environmental behavior and ecotoxicity of engineered nanoparticles to algae, plants, and
fungi. Ecotoxicology 2008, 17, 372-386.
26.
Li, M.; Zhu, L.; Lin, D., Toxicity of ZnO nanoparticles to Escherichia coli: mechanism and the
influence of medium components. Environ. Sci. Technol. 2011, 45, 1977-1983.
27.
Song, W.; Zhang, J.; Guo, J.; Zhang, J.; Ding, F.; Li, L.; Sun, Z., Role of the dissilved zinc ion and
reactive oxygen species in cytotoxicity of ZnO nanoparticles. Toxicol. Lett. 2010, 199, 389-397.
28.
Mortimer, M.; Kasemets, K.; Kahru, A., Toxicity of ZnO and CuO nanoparticles to ciliated
protozoa Tetrahymena thermophila. Toxicology 2010, 269, 182-189.
29.
Ge, Y.; Schimel, J. P.; Holden, P. A., Evidence for negative effects of TiO2 and ZnO
nanoparticles on soil bacterial communities. Environ. Sci. Technol. 2011, 45, 1659-1664.
30.
Kasemets, K.; Ivask, A.; Dubourguier, H.; Kahru, A., Toxicity of nanoparticles of ZnO, CuO and
TiO2 to yeast Saccharomyces cerevisiae. Toxicol. in Vitro 2009, 23, 1116-1121.
31.
Hu, J.; Wang, D.; Wang, J.; Wang, J., Toxicity of lead on Ceriodaphnia dubia in the presence of
nano-CeO2 and nano-TiO2. Chemosphere 2012, 89, 536-541.
32.
Lin, D.; Xing, B., Phytotoxicity of nanoparticles: Inhibition of seed germination and root
growth. Environ. Pollut. 2007, 150, 243-250.
33.
Chen, Z.; Meng, H.; Xing, G.; Chen, C.; Zhao, Y.; Jia, G.; Wang, T.; Yuan, H.; Ye, C.; Zhao, F.;
Chai, Z.; Zhu, C.; Fang, X.; Ma, B.; Wan, L., Acute toxicological effects of copper nanoparticles in vivo.
Toxicol. Lett. 2006, 163, 109-120.
34.
Wang, L.; Zheng, H.; Long, Y.; Gao, M.; Hao, J.; Du, J.; Mao, X.; Zhou, D., Rapid determination
of the toxicity of quantum dots with luminous bacteria. J. Hazard. Mater. 2010, 177, 1134-1137.
35.
Dimpka, C. O.; Calder, A.; Gajjar, P.; Merugu, S.; Huang, W.; Britt, D. W.; Mclean, J. E.;
Johnson, W. P.; Anderson, A. J., Interaction of silver nanoparticles with an environmentally beneficial
bacterium, Pseudomonas chlororahis. J. Hazard. Mater. 2011, 118, 428-435.
36.
Dimpka, C. O.; Calder, A.; Britt, D. W.; Mclean, J. E.; Anderson, A. J., Responses of a soil
bacterium, Pseudomonas chlororaphis O6 to commercial metal oxide nanoparticles compared with
responses to metal ions. Environ. Pollut. 2011, 159, 1749-1756.
37.
Kumar, A.; Pandey, A. H.; Singh, S. S.; Shanker, R.; Dhawan, A., Cellular uptake and mutagenic
potential of metal oxide nanoparticles in bacterial cells. Chemosphere 2011, 83, 1124-1132.
38.
Di Sotto, A.; Chiaretti, M.; Carru, G. A.; Bellucci, S.; Carru, S.; Mazzanti, G., Multi- walled
carbon nanotubes: Lack of mutagenic activity in the bacterial reverse mutation assay. Toxicol. Lett.
2009, 184, 192-197.
39.
Wang, J.; Zhang, X.; Chen, Y.; Sommerfeld, M.; Hu, Q., Toxicity assessment of manufactured
nanomaterials using the unicellular green alga Chlamydomonas reinhardtii. Chemosphere 2008, 73,
1121-1128.
40.
Metzler, D. M.; Li, M.; Erdem, A.; Huang, C. P., Responses of algae to photocatalytic nanoTiO2 particles with an emphasis on the effects of particle size. Chem. Eng. J. 2011, 170, 538-546.
41.
Gong, N.; Shao, K.; Feng, W.; Lin, Z.; Liang, C.; Sun, Y., Biotoxicity of nickel oxide nanoparticles
and bio-remediation by microalgae Chlorella vulgaris Chemosphere 2011, 83, 510-516.
42.
Schwab, F.; Bucheli, T. D.; Lukhele, L. P.; Magrez, A.; Nowack, B.; Sigg, L.; Knauer, K., Are
carbon nanotube effects on green algae caused by shading and agglomeration? Environ. Sci. Technol.
2011, 45, 6136-6144.
43.
Zhu, X.; Chang, Y.; Chen, Y., Toxicity and bioaccumulation of TiO2 nanoparticle aggregates in
Daphnia magna. Chemosphere 2010, 78, 209-215.
44.
Li, M.; Czymmek, K. J.; Huang, C. P., Responses of Ceriodaphnia dubia to TiO2 and Al2O3
nanoparticles: A dynamic nano-toxicity assessment of energy budget distribution. J. Hazard. Mater.
2011, 187, 502-508.
45.
Tao, X.; Fortner, J. D.; Zhang, B.; He, Y.; Chen, Y.; Hughes, J. B., Effects of aqueous stable
fullerene nanocrystals (nC60) on Daphnia magna: Evaluation of sub-lathal reproductive respones and
accumulation. Chemosphere 2009, 77, 1482-1487.
46.
Yang, L.; Watts, D. J., Particle surface characteristics may play an important role in
phytotoxicity of alumina nanoparticles. Toxicol. Lett. 2005, 158, 122-132.
47.
El- Temsah, Y. S.; Joner, E. J., Impact of Fe and Ag nanoparticles on seed germination and
differences in bioavailability during exposure in aqueous suspension and soil. Environ. Toxicol. 2012,
27, 42-49.
48.
Jośko, I.; Oleszczuk, P., Influence of soil type and environmental conditions on the ZnO, TiO2
and Ni nanoparticles phytotoxicity. Chemosphere 2013, 92, 91-99.
49.
Rico, C. M.; Majumdar, S.; Duarte-Gardea, M.; Peralta-Videa, J. R.; Gardea-Torresdey, J. L.,
Interaction of nanoparticles with edible plants and their possible implications in the food chain. J.
Agr. Food Chem. 2011, 59, 3485-3498.
50.
Lin, D.; Xing, B., Root uptake and phytotoxicity of ZnO nanoparticles. Environ. Sci. Technol.
2008, 42, 5580-5585.
51.
Lopez-Moreno, M. L.; De la Rosa, G.; Hernandez-Viezcas, J. A.; Perlat-Videa, J. R.; GardeaTorresdey, J. L., X-ray absorption spectroscopy (XAS) corroboration of the uptake and storage of CeO2
nanoparticles and assessment of their differential toxicity in four edible plant species. J. Agr. Food
Chem. 2010, 58, 3689-3693.
52.
Kumari, M.; Mukherjee, A.; Chandrasekaran, N., Genotoxicity of silver nanoparticles in Allium
cepa. Sci. Total Environ. 2009, 407, 5243-5246.
53.
Asli, S.; Neumann, P. M., Colloidal suspensions of clay or titanium dioxide nanoparticles can
inhibit leaf growth and transpiration via physical effects on root water transport Plant Cell Environ.
2009, 32, 577-584.
54.
Chae, Y. J.; Pham, C. H.; Lee, J.; Bae, E.; Yi, J.; Gu, M. B., Evaluation of the toxic impact of silver
nanoparticles on Japanese medaka (Oryzias latipes) Aquat. Toxicol. 2009, 94, 320-327.
55.
Bilberg, K.; Doving, K. B.; Beedholm, K.; Baatrup, E., Silver nanoparticles disrupt olfactionin
Cruciancarp (Carassius carassius) and Eurasian perch (Perca fluviatilis). Aquat. Toxicol. 2011, 104,
145-152.
56.
Wang, J.; Zhu, X.; Zhang, X.; Zhao, Z.; Liu, H.; George, R.; Wilson-Rawls, J.; Chang, Y.; Chen, Y.,
Disruption of zebrafish (Danio rerio) reproduction upon chronic exprosure to TiO2 nanoparticles.
Chemosphere 2011, 83, 461-467.
57.
Wang, B.; Feng, W. Y.; Wang, M.; Wang, T.; Gu, Y.; Zhu, M.; Ouyang, H.; Shi, J.; Zhang, F.;
Zhao, Y.; Chai, Z.; Wang, H.; Wang, J., Acute toxicological impact of nano and submicro-scaled zinc
oxide powder on healthy adult mice. J. Nanopart. Res. 2008, 10, 263-276.
58.
Wang, J.; Zhou, G.; Chen, C.; Yu, H.; Wang, T.; Ma, Y.; Jia, G.; Gao, Y.; Li, B.; Sun, J.; Li, Y.; Jiao,
F.; Zhao, Y.; Chai, Z., Acute toxicity and biodistribution of different sized titanium dioxide particles in
mice after oral administration. Toxicol. Lett. 2007, 168, 176-185.
59.
Srinivas, A.; Raoa, P. J.; Selvam, G.; Murthy, P. B.; Reddy, P. N., Acute inhalation toxicity of
cerium oxide nanoparticles in rats. Toxicol. Lett. 2011, 205, 105-115.