Toxicita mikroplastů a nanoplastů

Úvod

Plasty a výrobky z nich jsou dnes všudypřítomné díky jejich obrovskému využití v průmyslu, službách, zemědělství, zdravotnictví, ale i v našem každodenním životě. Omezená biodegradovatelnost plastů však časem vyvolala celosvětové znečištění, mj. mikro- a nanoplasty. Tyto antropogenní znečišťující látky jsou buď průmyslově vyráběny v nano a mikroformě pro různá komerční využití, nebo vznikají v důsledku fragmentace plastů v životním prostředí. Mikroplasty a nanoplasty jsou v současnosti rozšířeny v oceánech, sladkovodních útvarech, na souši a dokonce jsou přítomny i v potravinách. Pochopení toxicity těchto materiálů může pomoci vymezit rizika pro lidské zdraví [1], [2].

(Eko)toxicita nanoplastů

Znalosti o toxicitě nanoplastů jsou stále značně omezené. Testování se doposud soustředilo zejména na akvatické testy, které jsou mezinárodně uznávané (ISO normy apod.) a snadno proveditelné. Mechanizmy toxického účinku a faktory, které toxicitu ovlivňují, nebyly doposud zcela objasněny [3], [4], [5]. Různé nanoplasty budou mít různé mechanizmy účinku, který je často spojen s účelem, ke kterému slouží. Stejný nanoplast může navíc vykazovat i různé mechanizmy účinku v závislosti na okolních podmínkách. Nejčastěji jsou zmiňovány tyto možné mechanizmy účinku nanoplastů (obr. 1):

• poškození membrán a membránového potenciálu,
• poškození buněčných proteinů,
• genotoxicita, mutageneze,
• narušení transportu elektronů v buňce,
• vznik reaktivních forem kyslíku (ROS - Reactive Oxygen Species),
• uvolňování toxických látek.

Obr. 1: Možné mechanismy účinku nanomateriálů (CYP - cytochrom P) [6].

Toxicita plastových mikro- a nanočástic závisí na koncentraci, velikosti částic, délce expozice, charakteru částic, tvaru a typu polymeru. Dále o toxicitě rozhoduje pozaďová kontaminace, dostupnost, druh organizmu, vývojové stádium a pohlaví.

Expozice mikroplastům a nanoplastům má vliv především na [7]:

• růst těla a populace,
• energetický metabolismus,
• příjem potravy,
• pohybovou aktivitu,
• fyziologický stres,
• oxidační stres,
• zánětlivý proces,
• imunitní systém,
• hormonální regulaci,
• aberantní vývoj - buněčnou smrt,
• celkovou toxicitu,
• změnu metabolismu lipidů.

Mikroplasty a nanoplasty působí neurodegenerativně, hepatodegenerativně, renodegenerativně a enterodegenerativně. Narušují fotosyntetické procesy u fytoplanktonu. Plastové částice menší než 10 μm jsou toxičtější než částice větších rozměrů [7].

Kromě zjištění o toxicitě mikro- a nanoplastů pro konkrétní enzym, buňku, tkáň, orgány je škála toxických účinků pro různé druhy organizmů vč. člověka velice široká. Lze je shrnout do několika oblastí, jako jsou [8]:

• změny v genové expresi,
• zánětlivé změny (střev, žaber, jater, ledvin a/nebo svalů),
• akumulace částic v tkáních (žaber, střev, jater, ledvin, žlučníku a/nebo pohlavních žláz),
• (lipidové) oxidační poškození v těle/orgánech,
• poruchy metabolismu,
• změny mechaniky pohybu a chování,
• iontové změny ve střevě a střevním mikrobiomu,
• snížení celkové kondice,
• zvýšení mortality.

Toxicita mikroplastů a nanoplastů - bakterie

I když v menší míře a kvůli prokázané nízké toxicitě polymerních materiálů byla studována také aplikace polymerních nanomateriálů. Například Casado et al. [9] prokázali, že u bakterie Vibrio fischeri nebyly žádné toxické účinky vzorků polyethyleniminových polystyrenových nanočástic (PS-PEI NP) (popsaných jako toxických pro několik organizmů v bibliografii). V podobné výzkumné práci Naha et al. [10] testovali toxické účinky poly (N- isopropylakrylamidu), (PNIPAM) a N- isopropylakrylamidu/N - terc-butylakrylamidu (NIPAM/BAM) polymerních nanočástic v různých poměrech, za použití Vibrio fischeri jako modelu. Ačkoli vykazovaly vynikající vlastnosti jako nanosystémy pro biomedicínské účely, výsledky testů provedených autory na těchto bakteriích vedly po krátké době expozice k významnému toxickému účinku (5 minut: EC₅₀ = 40,5 mg/l pro 65 : 35 NIPAM/BAM poměr a 5 min: EC₅₀ = 25,7 mg/l pro poměr 50:50 NIPAM/BAM). 

Amino-modifikovaný nanopolystyren (PS-NH 2) podporuje syntézu a uvolňování mikrocystinu z Microcystis aeruginosa, dominantního druhu sinice způsobujícího tzv. vodní květ. PS-NH 2 inhibuje činnost fotosystému II, redukuje organické látky fotosyntézy a vyvolává ROS, čímž zvyšuje syntézu mikrocystinu. Kromě toho PS-NH 2 podporuje extracelulární uvolňování microcystinu z M. aeruginosa prostřednictvím transportního proteinu a narušením integrity buněčné membrány. Přítomnost nanoplastů ve sladkovodních ekosystémech může zvýšit riziko eutrofizace povrchových vod, což představuje problém pro vodní ekologii a lidské zdraví [11].

Podle výsledků není dosažení obecného závěru o toxických účincích nanočástic na mikroorganizmy vůbec snadný úkol, protože jejich vlastní toxicita se podstatně liší od sebe navzájem, mezi organizmy a experimentálními podmínkami. Kromě toho vnitřní charakteristiky NP, jako je velikost, tvar, rozpustnost nebo povrchový náboj, se mohou měnit vlivem různých situací a změnou podmínek, například aglomerací částic v přítomnosti vodního roztoku. Přítomnost všech těchto proměnných zdůrazňuje potřebu přísných a standardizovaných protokolů hodnocení toxicity [12].

Toxicita mikroplastů a nanoplastů – vodní organizmy

Několik studií zkoumalo toxické účinky PS a PE v podobě mikro- a nanoplastů u bezobratlých, jako jsou hlístice, mlži a korýši. Expozice hlístice Caenorhabditis elegans pěti různými velikostmi sférických mikroplastů PS, (0,1 až 5 μm) s koncentrací v médiu (1 mg/l) měla za následek excitační toxicitu na lokomoci/motorické chování, sníženou míru přežití a snížení průměrné délky života, zejména po expozici 1,0 μm polystyrenové částici. Dále došlo k ovlivnění exprese různých neuronálních genů, což se shodovalo s poruchou cholinergních a GABAergních neuronů a oxidačním stresem. Bohužel nebyl nalezen žádný důkaz skutečného příjmu sférického polystyrenu v podobě mikroplastu od C. elegans [13].

Expozice sladkovodní slávky (Dreissena polymorpha) směsi dvou různých velikostí (1 μm a10 μm) mikroperliček polystyrenu o koncentraci 1 × 10⁶ a 4 × 10⁶ MPs/l po dobu 6 dnů vedlo k jejich depozici v lumen střeva a následnému přenosu do tkáně a hemolymfy, jak prokázalo mikroskopování. Směs polystyrenových mikroperliček nepůsobila genotoxicky. Ačkoli expozice vyvolala zvýšenou hladinu dopaminu, hladiny serotoninu, glutamátu nebo aktivita monoaminooxidázy a AChE se nezměnily. Směs s nízkou dávkou byla schopna zvýšit aktivitu katalázy a snížit aktivitu glutathionperoxidázy, typické pro extrémní stres [14].

U mlžů druhu Scrobicularia plana, expozice mikroplastům - PS, (20 μm, 1 mg/l) - vedla k průniku částic do hemolymfy, žáber a trávicí soustavy. V žábrách po 7 dnech a v trávicí žláze po 14 dnech došlo k nárůstu aktivity superoxiddismutázy (SOD) a také zvýšení aktivity glutathionu-S-transferázy (GST) na konci expozice, připomínající oxidační stres [15].

Expozice mušle středomořské (Myetilus galloprovincialis) polystyrenovým mikroplastem kontaminovaným pyrenem (0,11 μm, 0,005–50 mg/l) po dobu 96 hodin vedla k významným změnám v expresi genů spojených s biotransformací, reakcí buněk na stres a imunitní reakcí v žábrách a trávicí žláze [16]. Expozice mušlí (Myetilus galloprovincialis) mikroplastům polyethylenu (PE) a polystyrenu (PS), (100 μm, 1,5 g/l) po dobu 7 dnů vedla k mikroskopické detekci plastových částic v hemolymfě, žábrách a střevech. Mikroplasty z PE a PS indukovaly jaderné změny a poškození DNA, navíc snižovaly aktivitu acetylcholinesterázy (AChE) v žábrách, ale ne v hemolymfě. Inhibice AChE nebyla zhoršena kontaminací pyrenem [17].

Expozice asijských sladkovodních škeblí (Corbicula fluminea) po dobu 96 hodin fluorescenčními polymerními mikrosférami (nezveřejněné složení; 1–5 μm, 0,2 mg/l nebo 0,7 mg/l) vedla k nálezu plastových částic ve střevě, lumen gestační žlázy, pojivové tkáni, hemolymfě a povrchu žáber [18]. Ve srovnatelné studii byl stejný druh vystaven po dobu 8 dnů mikrosférám fluorescenčního polymeru (1–5 μm, 0,13 mg/l), což vedlo k depozici částic v zažívacím traktu a žábrách. Expozicí polymerním mikrosférám se snížila aktivita cholinesterázy, což naznačuje oxidační poškození. Tyto efekty byly jen částečně reverzibilní po šesti dnech. Překvapivě, pozorované efekty byly zmírněny společnou expozicí rtuti [19].

Vystavení larev druhů Amphibalanu ampitrite a Artemia fransiscana mikročásticím fluorescenčního polystyrenu do velikosti 0,1 μm (0,001–10 mg/l) po dobu 24 a 48 hodin vedlo k přítomnosti částic ve střevě. Není však jasné, zda částice byly schopny dosáhnout okolních tkání. Expozice o koncentraci (c ≥ 1 mg/l) po dobu 48 hodin vyvolala změny v rychlost plavání. Navíc expozice mikroplastům působila na aktivitu enzymů [20].

Mezi hlavní nežádoucí účinky mikroplastů a nanoplastů na plže/mlže patří snížený příjem potravy, nižší schopnost asimilace, zvýšená respirace a spotřeba energie a zpomalení (reverzibilní) biologických reakcí, což vede k retardaci růstu, omezení délky života a změnám ve vývoji potomstva [7].

Mezi hlavní nežádoucí účinky mikro a nanoplastů na zooplanktonové korýše patří abnormální embryonální vývoj, změna metabolismu lipidů, snížení příjmu potravy, energetická deplece, kratší délka života, zpomalení růstu, poruchy reprodukce, prodloužení doby svlékání krunýře, abnormální způsob plavání a poškozené střevní mikroklky [7].

Expozice ryb Oryzias latipes fluorescenčním polystyrenovým nanoplastům (40nm, 10mg/l) po dobu 7 dnů ukázala přítomnost těchto částic primárně v žábrách a střevech, ale také ve varlatech, játrech a krvi. Zejména jejich detekce v mozku naznačuje, že nanoplasty mají vrozenou schopnost překročit hematoencefalickou bariéru [21]. Podobně nanočástice PS byly nalezeny v lyofilizovaném střevě, žábrách, játrech a mozkové tkáni dospělých ryb tilapie (Oreochromisniloticus) po 1-14 dnech expozice [22].

Studie s použitím dospělců zebřiček  (Danio rerio) vystavených fluorescenčnímu PE s vysokou hustotou v podobě mikroplastu (rozsah velikostí 10–22 μm až 500–600 μm;11–1100 částic/l) vedlo k požití částic a jejich přítomnosti v žábrách a střevech. Důležité je, že expozice (≥110 částic/l) měla za následek změny v pohybu ryb a dokonce vyvolávala záchvaty (1100 částic/l) [23]. Dále byly studovány toxické účinky polystyrenových nanočástic (70 nm) u zebřiček (Danio rerio) v koncentracích mezi 0,025–0,2 μg/ml, které u nich vyvolaly zánět jater a hromadění mastných kyselin. 

Mezi hlavní nežádoucí účinky mikro a nanoplastů na zdraví ryb patří kratší délka života, snížená aktivita neurotransmisního biomarkeru, AChE, snížené ukládání energie prostřednictvím glykogenu, poruchy energetického metabolismu jater, vliv na srdeční a tukovou tkáň a srdeční frekvenci, prodloužení příjmu potravy, zánětlivé procesy, oxidační poškození (ROS), nekrózy, kratší délka těla, jiné intestinální bakteriální složení a změna textury mozku a svalů včetně dopadu na vodní bilanci (v mozku) [7].

Expozice nanoplastům (0,1–50 μg /ml) po dobu 72 hodin inhibovala růst mořské rozsivky Phaeodactylum tricornutum [24]. U zelené řasy Dunaliella tertiolecta  negativně ovlivnily mikroplasty její růst ve vysokých koncentracích (250 μg/ ml). [25] Při dlouhodobé expozici (14 dní) nanoplastům byl růst D. tertiolecta inhibován tvorbou agregátů v nanoměřítku [26]. Guo a kol. [27] prokázali, že velikost částic je důležitým faktorem ovlivňujícím toxicitu v řasách a plastové částice v několika stech mikrometrech nemohou významně ovlivnit jejich růst. Naproti tomu malé nanoplasty mohou překročit biologickou bariéru a stát se překážkami, které brání pohybu řas [28], [29].

Expozice mikro a nanoplastům může ovlivnit chlorofyl a fotosyntézu řas. Obsah chlorofylu byl významně snížen již při nízkých koncentracích nanoplastů [30]. Snížený obsah chlorofylu v mořské řase Tetraselmis chuii byl pozorováno při expozici mikroplastům (0,9 a 3,1 μg/ ml), ale při vyšších koncentracích nebyl pozorován žádný významný účinek [31]. Míra snížení obsahu chlorofylu  v zelené řase Scenedesmus obliquus se zvyšovala se zvyšující se koncentrací nanoplastů a dosáhla 80 % po 96hodinové expozici [28]. Delší expozice mikroplastům vedla k větší rychlosti poklesu obsahu chlorofylu  u sladkovodní řasy Chlamydomonas reinhardtii a proces stárnutí (degradace) mikroplastů zvýšil rychlost poklesu obsahu chlorofylu od 8,5 % do 15,6 % [32]. Expozice mikroplasty (1–1000 μg/ ml) prokázala, že rychlost inhibice růstu a obsahu chlorofylu v zelené řase Chlorella vulgaris se zvyšovala konzistentně se zvyšující se koncentrací mikroplastů [33].

K poškození fotosyntetického systému, mitochondriální membrány a genotoxickému poškození rozsivky Phaeodactylum tricornutum došlo po 24 hodinové expozici meziproduktu nanoplastu (1–10 μg/ ml) [24]. Zanedbatelné účinky měla koncentrace nanoplastů do 250 μg/ ml na fotosyntetickou činnost řasy Dunaliella tertiolecta [25], [26]. Bylo zjištěno, že mikroplasty potlačují fotosyntetické aktivity během celého období růstu jednobuněčné zelené řasy Chlorella pyrenoidosa , ale jejich inhibiční účinek klesal po dosažení maxima [34]. Účinnost fotosyntézy Karenia mikimotoi významně poklesla po 96 h nezávisle na expozičních koncentracích mikroplastů [29].

Vystavení Chlorella sorokiniana částicím PS (< 70 μm, 60 mg/l) vedlo ke změně esenciálních mastných kyselin. Tyto kyseliny tvoří hlavní strukturní sloučeniny v buněčných membránách řas, které mají důležité funkce při fotosyntéze [35].

Toxické účinky mikro a nanoplastů na řasy mají důsledky na jejich růst, fotosyntetickou aktivitu a morfologii. Mikro- a nanoplasty mají potenciál ovlivnit nejen kvalitativní ukazatele (např. metabolizmus mastných kyselin a lipidů), ale rovněž ty kvantitativní (množství produkovaných řas) [36].

Toxicita mikroplastů a nanoplastů - rostliny

Mikro a nanoplasty vstupují do kořenů rýže a inhibují délku a váhu primárních kořenů [37]. Délka kořene cibule Allium cepa se zkrátila při expozici mikroplastům s vysokou koncentrací (400 μg/ ml) po 72 hodinách [38]. Nanoplasty mění morfologii kořene hospodářských plodin (rýže, pšenice) [37], [39] a snižují poměr nadzemní části rostlin vůči kořenu (pšenice, cibule) [39], [40]. Mikro a nanoplasty inhibují růst výhonků rýže v laboratorních i polních podmínkách. Objem nadzemní části (biomasy) kukuřice se snížil po expozici mikrokuličkám PE [41]. Mikro a nanoplasty inhibují růst řeřichy Lepidium sativum [42] a okřehku Lemna minor [43].

Metabolismus uhlíku, který poskytuje energii pro růst rostlin, resp. biosyntézu, je důležitým ukazatelem růstu rostlin. Mikro a nanoplasty mohou ovlivnit růst nebo vývoj rostlin tím, že naruší metabolické dráhy [39]. Mikro a nanoplasty inhibují metabolismus uhlíku v sazenicích rýže [37]. Pozměněný metabolismus pšenice je charakterizován významným zvýšením obsahu dusíku a uhlíku v listech pšenice po expozici nanoplastům [39]. Kromě toho mohou nanoplasty vyvolat tvorbu ROS v sazenicích rýže, ovlivňující jejich vývoj [37]. Tento efekt byl také pozorován u bobu (Vicia faba) vlivem mikročástic PS [44]. Nanoplasty (100 nm) jsou akumulovány v kořenech a indukují ROS a působí genotoxicky [44].

Toxicita nanomateriálů - terestriální živočichové

Pro hodnocení rizika pro lidské zdraví, které představují mikro- a nanoplasty, existuje velké množství důkazů o translokaci plastových částic z umělých náhrad do lymfatických uzlin a jiných částí těla. Studie expozic v modelových systémech savců ukazují na potenciální absorpci mikro- a nanoplastů v různých orgánech. Mikro- a nanoplasty jsou cytotoxické pro lidské makrofágy. V lidských mozkových a epiteliálních buněčných liniích směs mikro- a nanočástic 40-250 nm PS, 10 μm PS a 100–600 nm PE a 3-16 μm PE, způsobila na dávce závislý nárůst oxidativního stresu (ROS). Aktivaci krevních destiček (in vitro) spustil aminovaný PS [45].

U myší denní orální dávky podávané sondou 5 a 20 μm fluorescenční mikroplastové částice PS vedly k akumulaci obou velikostí v játrech a ledvinách. Velmi vysoké dávky (od 2× 104 až do 1,5 × 106 položky na zvíře/ den) vyvolaly zánět jater a metabolické změny naznačující vliv na (energetický) metabolismus lipidů, oxidační stres (ROS) a neurotoxické účinky. Myši krmené částicemi PS o velikosti 500 nm a 50 μm a koncentraci 1 mg/l vykazovaly snížení tělesné hmotnosti a změny jaterních a lipidových hodnot po pěti týdnech. Kromě toho došlo ke zvýšení sekrece hlenu, změně relativní početnosti, imunity a mikrobioty, změna exprese klíčových genů souvisejících s lipogenezí a syntézou triglyceridů v játrech. Díky tomu se snížily hladiny jaterních triglyceridů a celkového cholesterolu [45].

Provádění toxikokinetických a biodistribučních studií na zvířecích modelech je nezbytné pro korelaci potenciálních účinků nanočástic na člověka. Zkoumány jsou aspekty jako cytotoxicita, genotoxicita, tumorigeneze a reprodukční toxicita [46]. Většina vědeckých studií se však provádí in vitro kvůli obtížím s experimenty na zvířatech, protože ty jsou časově náročné (trvají měsíce až roky) a eticky konfliktní. Testy toxicity na zvířecích modelech jsou obvykle založeny na analýze krevních parametrů a jejich alteracích, genových expresích nebo orgánových modifikacích [47].

Závěr

Mikro- a nanoplasty jsou všudypřítomné ve vodním a suchozemském prostředí a byly pozorovány škodlivé biologické účinky na různé organismy, od bakterií a řas po rostliny a zvířata. Rychle rostoucí počet toxikologických studií uvádí různé reakce a širokou druhově závislou citlivost na expozici mikro a nanoplastům. Zatímco studiím dominují testy in vivo, naše chápání buněčné toxicity a odpovídajících mechanismů toxicity je stále omezené. To zpochybňuje řádné posouzení environmentálních a zdravotních rizik.

Obecně platí, že mechanismy toxicity mikro a nanoplastů závisí na jejich velikosti, povrchových charakteristikách, typu polymeru a také na typu buňky. Mezi pravděpodobné mechanismy toxicity patří především narušení membrány, narušení extracelulárních polymerních látek, tvorba ROS a poškození DNA.

Hlubší pochopení těchto klíčových mechanismů v různých taxonomických skupinách může pomoci zlepšit náš přístup k tomuto problému a zároveň je užitečné pro celkové hodnocení dopadu znečištění plasty na životní prostředí a lidské zdraví.

Dedikace

©2021 Tento výsledek byl finančně podpořen z institucionální podpory na dlouhodobý koncepční rozvoj výzkumné organizace na léta 2018–2022 a je součástí výzkumného úkolu Měření a vyhodnocení pracovní atmosféry v provozech nanotechnologického průmyslu, řešeného Výzkumným ústavem bezpečnosti práce, v. v. i., v letech 2021–2022.

Literatura

[1] PINTO DA COSTA, J.; ROCHA-SANTOS, T.; DUARTE, A. C. The Environmental Impacts of Plastics and Micro-Plastics Use, Waste and Pollution: EU and National Measures. European Union, 2020. 76 s.

[2] TOUSSAINT, Brigitte …[et al.]. Review of micro- and nanoplastic contamination in the food chain. Food Additives & Contaminants: Part A. 2019, vol. 36, no. 5, s. 639-673.

[3] KLAINE, S. J. …[et al.]. Nanomaterials in the environment: behavior, fate, bioavailability, and effects. Environmental Toxicology and Chemistry: An International Journal. 2008, vol. 27, no. 9, s. 1825-1851.

[4] FARRÉ, M. …[et al.]. Ecotoxicity and analysis of nanomaterials in the aquatic environment. Analytical and bioanalytical chemistry. 2009, vol. 393, no. 1, s. 81-95.

[5] BHATT, I.; TRIPATHI, B. N. Interaction of engineered nanoparticles with various components of the environment and possible strategies for their risk assessment. Chemosphere. 2011, vol. 82, no. 3, s. 308-317.

[6] SOVOVÁ, T.; KOČÍ, V. Ecotoxicology of nanomaterials. Chemické listy. 2012, roč. 106, č. 2.

[7] KÖGEL, T. …[et al.]. Micro-and nanoplastic toxicity on aquatic life: Determining factors. Science of the Total Environment. 2020, vol. 709, no. 136050.

[8] PRÜST, M.; MEIJER, J.; WESTERINK, R. H. (2020). The plastic brain: neurotoxicity of micro-and nanoplastics. Particle and fibre toxicology. 2020, vol. 17, s. 1-16.

[9] CASADO, M. P.; MACKEN, A.; BYRNE, H. J. Ecotoxicological assessment of silica and polystyrene nanoparticles assessed by a multitrophic test battery. Environ. Int. 2013, vol. 51, s. 97-105.

[10] NAHA, P. …[et al.]. (2009). Preparation, characterization and ecotoxicological evaluation of four environmentally relevant species of N-isopropylacrylamide and N- sopropylacrylamide-co-N-tert-butylacrylamide copolymer nanoparticles. Aquat. Toxicol. 2009, vol. 92, s. 146-154.

[11] FENG, L. J. …[et al.]. (2020). Nanoplastics promote microcystin synthesis and release from cyanobacterial Microcystis aeruginosa. Environmental science & technology. 2020, vol. 54, no. 6, s. 3386-3394.

[12] MARTÍNEZ, G. …[et al.]. (2021). Environmental Impact of Nanoparticles’ Application as an Emerging Technology: A Review. Materials. 2021, vol. 14, no. 1, s. 166.

[13] LILI, Lei …[et al.]. Polystyrene (nano) microplastics cause size-dependent neurotoxicity, oxidative damage and other adverse effects in Caenorhabditis elegans. Environmental Science: Nano. 2018, vol. 5, issue 8, s. 2009-2020.

[14] MAGNI, S. …[et al.]. Evaluation of uptake and chronic toxicity of virgin polystyrene microbeads in freshwater zebra mussel Dreissena polymorpha (Mollusca: Bivalvia). SciTotal Environ. 2018, no. 631–632, s. 778-788.

[15] RIBEIRO, F. …[et al.]. Microplastics effects in Scrobicularia plana. Mar Pollut Bull. 2017, vol. 122, no. 1-2, s. 379-391.

[16] BRANDTS, I. …[et al.]. Effects of nanoplastics on Mytilus galloprovincialis after individual and combined exposure with carbamazepine. Sci Total Environ. 2018, vol. 643, s. 775–784.

[17] AVIO, C. G. …[et al.]. Pollutants bioavailability and toxicological risk from microplastics to marine mussels. Environ Pollut. 2015, vol. 198, s. 211-222.

[18] GUILHERMINO, L. …[et al.]. Uptake and effects of the antimicrobial florfenicol, microplastics and their mixtures on freshwater exotic invasive bivalve Corbicula fluminea. Sci Total Environ. 2018, vol. 622-623, s. 1131–1142.

[19] OLIVEIRA, P. …[et al.]. Effects of microplastics and mercury in the freshwater bivalve Corbicula fluminea (Müller, 1774): filtration rate, biochemical biomarkers and mercury bioconcentration. Ecotoxicol Environ Saf. 2018, vol. 164, s. 155-163.

[20] GAMBARDELLA, C. …[et al.]. Effects of polystyrene microbeads in marine planktonic crustaceans. Ecotoxicol Environ Saf. 2017, vol. 145, s. 250-257.

[21] KASHIWADA, S. Distribution of nanoparticles in the see-through medaka (Oryzias latipes). Environ Health Perspect. 2006, vol. 114, no. 11, s. 1697-1702.

[22] DING, J. …[et al.]. Accumulation, tissue distribution, and biochemical effects of polystyrene microplastics in the freshwater fish red tilapia (Oreochromis niloticus). Environ Pollut. 2018, vol. 238, s. 1-9.

[23] MAK, C. W. …[et al.]. Acute toxic effects of polyethylene microplastic on adult zebrafish. Ecotoxicol Environ Saf. 2019, vol. 182, no. 109442.

[24] SENDRA, M. …[et al.]. Are the primary characteristics of polystyrene nanoplastics responsible for toxicity and ad/absorption in the marine diatom Phaeodactylum tricornutum? Environmental Pollution. 2019, vol. 249, s. 610-619.

[25] SJOLLEMA, S. B. …[et al.]. Do plastic particles affect microalgal photosynthesis and growth? Aquatic toxicology. 2016, vol. 170, s. 259-261.

[26] BERGAMI, E. …[et al.]. Long-term toxicity of surface-charged polystyrene nanoplastics to marine planktonic species Dunaliella tertiolecta and Artemia franciscana. Aquatic toxicology. 2017, vol. 189, s. 159-169.

[27] GUO, S. …[et al.]. Ultra-thermostable RNA nanoparticles for solubilizing and high-yield loading of paclitaxel for breast cancer therapy. Nature communications. 2020, vol. 11, no. 1, s. 1-11.

[28] ZHAO, Z. Q. …[et al.]. Object detection with deep learning: a review. IEEE transactions on neural networks and learning systems. 2019, vol. 30, no. 11, s. 3212-3232.

[29] ZHAO, Z. Q. …[et al.]. Deep learning and its applications to machine health monitoring. Mechanical Systems and Signal Processing. 2019, vol. 115, s. 213-237.

[30] FENG, S. …[et al.]. Effect of adjusting pH and chondroitin sulfate on the formation of curcumin-zein nanoparticles: Synthesis, characterization and morphology. Carbohydrate Polymers. 2020, vol. 250, no. 116970.

[31] PRATA, J. C. Airborne microplastics: consequences to human health? Environmental pollution. 2018, vol. 234, s. 115-126.

[32] WANG, Y. …[et al.]. Ethylene enhances seed germination and seedling growth under salinity by reducing oxidative stress and promoting chlorophyll content via ETR2 pathway. Frontiers in plant science. 2020, vol. 11, s. 1066.

[33] TUNALI, M. …[et al.]. Effect of microplastics and microplastic-metal combinations on growth and chlorophyll a concentration of Chlorella vulgaris. Science of The Total Environment. 2020, vol. 743, s. 140479.

[34] MAO, Y. …[et al.]. Phytoplankton response to polystyrene microplastics: perspective from an entire growth period. Chemosphere. 2018, vol. 208, s. 59-68.

[35] GUSCHINA, I. A.; HAYES, A. J.; ORMEROD, S. J. Polystyrene microplastics decrease accumulation of essential fatty acids in common freshwater algae. Environmental Pollution. 2020, vol. 263, s. 114425.

[36] NAVA, V.; LEONI, B. A critical review of interactions between microplastics, microalgae and aquatic ecosystem function. Water research. 2021, vol. 188, no. 116476.

[37] ZHOU, C. Q. …[et al.]. Response of rice (Oryza sativa L.) roots to nanoplastic treatment at seedling stage. Journal of Hazardous Materials. 2021, vol. 401, no. 123412.

[38] MAITY, S.; PRAMANICK, K. Perspectives and challenges of micro/nanoplastics‐induced toxicity with special reference to phytotoxicity. Global change biology. 2020, vol. 26, no. 6, s. 3241-3250.

[39] LIAN, J. …[et al.]. Do polystyrene nanoplastics affect the toxicity of cadmium to wheat (Triticum aestivum L.)? Environmental Pollution. 2020, vol. 263, no. 114498.

[40] DE SOUZA MACHADO, A. A. …[et al.]. Microplastics can change soil properties and affect plant performance. Environmental science & technology. 2019, vol. 53, no. 10, s. 6044-6052.

[41] URBINA, M. A. …[et al.]. Adsorption of polyethylene microbeads and physiological effects on hydroponic maize. Science of the Total Environment. 2020, vol. 741, no. 140216.

[42] BOSKER, T. …[et al.]. Microplastics accumulate on pores in seed capsule and delay germination and root growth of the terrestrial vascular plant Lepidium sativum. Chemosphere. 2019, vol. 226, s. 774-781.

[43] KALČÍKOVÁ, G. …[et al.]. Impact of polyethylene microbeads on the floating freshwater plant duckweed Lemna minor. Environmental Pollution. 2017, vol. 230, s. 1108-1115.

[44] JIANG, X. …[et al.]. Ecotoxicity and genotoxicity of polystyrene microplastics on higher plant Vicia faba. Environmental Pollution. 2019, vol. 250, s. 831-838.

[45] NOWACK, B. Evaluation of environmental exposure models for engineered nanomaterials in a regulatory context. NanoImpact. 2017, vol. 8, s. 38-47.

[46] CHAKRABORTY, C. …[et al.]. Zebrafish: a complete animal model to enumerate the nanoparticle toxicity. J. Nanobiotechnol. 2016, vol. 14, s. 65.

[47] ARAMI, H. …[et al.]. In vivo delivery, pharmacokinetics, biodistribution and toxicity of iron oxide nanoparticles. Chem. Soc. Rev. 2015, vol. 44, s. 8576-8607.

Vzorová citace

NECHVÁTAL, Marek; KLOUDA, Karel. Toxicita mikroplastů a nanoplastů. Časopis výzkumu a aplikací v profesionální bezpečnosti [online]. 2021, roč. 14, č. 4. ISSN 1803-3687.

ekotoxicita=stitek

mikroplasty=stitek

nanoplasty=stitek

nanočástice=stitek

ekotoxicita=stitek

mikroplasty=stitek

nanoplasty=stitek

nanočástice=stitek

ekotoxicita=stitek

mikroplasty=stitek

nanoplasty=stitek

nanočástice=stitek

ekotoxicita=stitek

mikroplasty=stitek

nanoplasty=stitek

nanočástice=stitek