CC BY
39
Ilona Tomczyk-Wydrycha), Anna Rabajczykb) *
a The State Water Holding Polish Waters / Panstwowe Gospodarstwo Wodne Wody Polskie
b) Scientific and Research Centre for Fire Protection - National Research Institute / Centrum Naukowo-Badawcze Ochrony Przeciwpozarowej im. Jozefa Tuliszkowskiego - Panstwowy Instytut Badawczy * Corresponding author / Autor korespondencyjny: arabajczyk@cnbop.pl
Metal Nanoparticles in Surface Waters - a Risk to Aquatic Organisms
Nanocz^stki metali w wodach powierzchniowych - zagrozenie dla organizmöw wodnych
ABSTRACT
Purpose: The aim of this paper is to provide information on the risks posed by metal nanoparticles released into surface waters. Introduction: Currently, the use of nanoparticles of metal and metal oxides (NPMOs) is extremely popular in various industries, and in medicine and households. Nanoparticles and nanocompounds have become significant contributors to technological progress due to their physicochemical properties such as the melting point, electrical and thermal conductivity, catalytic activity, light absorption and scattering, as well as biocompatible and bactericidal properties. These functions cause their increased performance compared to their macro counterparts. However, it should be noted that the properties of nanocomponents can create new risks to the environment and consumers.
Based on existing literature, a conclusion can be drawn that metal nanoparticles are a potential threat to plant and animal organisms, and humans. It is, therefore, necessary to intensify efforts to understand the mobility, reactivity and durability of nanocomponents in various environmental components, especially in the aquatic environment, and their toxicity to organisms. Methodology: This paper is a literature review.
Conclusions: The increasing use of nanosubstances, in both commercial and industrial products, has caused an increasing concentration and diversity of these substances in aquatic ecosystems. Based on the analysis of literature reports, it can be concluded that the size of nanoparticles, their structure and arrangement, as well as surface properties, are subject to constant changes in the environment as a result of their interactions with other components, and of the balances shaped by a variety of geochemical and biological factors.
Numerous studies conducted in recent years in the field of nanoecotoxicology have demonstrated the existence of a risk to aquatic organisms, which could lead to their impaired development and even death. Unfortunately, the lack of a standard technique for assessing the toxicity of nanoparticles in various biological systems, such as the reproductive, respiratory, nervous and gastrointestinal systems, and the developmental stages of aquatic organisms, makes it impossible to conduct such studies in a standardised fashion.
Reports of the toxicity of metal and metal oxide nanoparticles in relation to various forms of living organisms warrant in-depth investigations into how these particles function in aqueous solutions and interact with standard substances. Keywords: metal nanoparticles, emission, surface waters, living organisms Type of article: review article
Received: 05.11.2019; Reviewed: 01.01.2020; Accepted: 09.01.2020;
Authors' ORCID IDs: I. Tomczyk-Wydrych - 0000-0002-1278-2615; A. Rabajczyk - 0000-0003-4476-8428; The authors contributed the equally to this article;
Please cite as: SFT Vol. 54 Issue 2, 2019, pp. 70-88, https://doi.org/10.12845/sft.54.2.2019.5;
This is an open access article under the CC BY-SA 4.0 license (https://creativecommons.org/licenses/by-sa/4.0/).
ABSTRAKT
Cel: Celem artykulu jest przedstawienie informacji na temat zagrozen, jakie stanowiq nanoczqstki metali wprowadzane do wöd powierzchniowych. Wprowadzenie: Obecnie wykorzystanie nanoczqstek metali i tlenköw metali (NPMOs) cieszy siç ogromnq popularnosciq w röznych galçziach przemyslu, medycynie i gospodarstwach domowych. Nanoczqstki i nanozwiqzki zyskaly na znaczeniu w postçpie technologicznym ze wzglçdu na swoje wlasci-wosci fizykochemiczne takie jak temperatura topnienia, przewodnosc elektryczna i cieplna, aktywnosc katalityczna, absorpcja i rozpraszanie swiatla oraz swoje biokompatybilne i bakterioböjcze wlasnosci. Cechy te powodujq ich zwiçkszonq wydajnosc w stosunku do ich odpowiedniköw w skali makro. Nalezy jednak pamiçtac, ze wlasciwosci, jakie posiadajq nanozwiqzki, mogq generowac nowe ryzyko dla srodowiska naturalnego oraz konsumentöw.
Analizujgc dotychczasowg literature nalezy stwierdzic, ze nanoczgstki metali stanowig potencjalne zagrozenia dla organizmów roslinnych i zwierz^cych, w tym takze czlowieka. Konieczna jest zatem intensyfikacja prac, które pozwolg na zrozumienie mobilnosci, reaktywnosci i trwalosci nanozwigzków w róznych komponentach srodowiska, zwlaszcza w srodowisku wodnym, oraz toksycznosci w stosunku do organizmów. Metodología: Artykul zostal opracowany na podstawie przeglgdu literatury z zakresu poruszanej tematyki.
Wnioski: Rosngce wykorzystanie nanosubstancji, zarówno w produktach komercyjnych, jak i przemyslowych, determinuje coraz wi^ksze st^zenie i róznorodnosc tych substancji w ekosystemach wodnych. Na podstawie analizy doniesiert literaturowych nalezy stwierdzic, ze wielkosc nanoczgstek, ich budowa i uklad oraz wlasciwosci powierzchni podlegajg cigglym zmianom w srodowisku w wyniku interakcji z innymi skladnikami i równowag ksztaltowanych przez róznorodne czynniki bio- i geochemiczne.
Liczne badania przeprowadzone w ciggu ostatnich lat w dziedzinie nanoekotoksykologii wskazujg na zagrozenie w stosunku do organizmów wodnych prowadzgce do uposledzenia w rozwoju a nawet smierci organizmów. Niestety, brak standardowej techniki oceny toksycznosci nanoczgstek w róznych ukladach biologicznych, takich jak uklad rozrodczy, oddechowy, nerwowy, zolgdkowo-jelitowy i stadia rozwojowe organizmów wodnych, powoduje brak mozliwosci standardowego prowadzenia takich badart.
Doniesienia o toksycznosci NPMOs w odniesieniu do róznych form organizmów zywych powodujg, ze niezb^dna jest wiedza w zakresie ich funkcjono-wania w roztworach wodnych oraz interakcji z podstawowymi substancjami. Stowa kluczowe: nanoczgstki metali, emisja, wody powierzchniowe, organizmy zywe Typ artykutu: artykul przeglgdowy
Przyj^ty: 05.11.2019; Zrecenzowany: 01.01.2020; Zatwierdzony: 09.01.2020;
Identyfikatory ORCID autorów: I. Tomczyk-Wydrych - 0000-0002-1278-2615; A. Rabajczyk - 0000-0003-4476-8428; Autorzy wniesli równy wklad merytoryczny w powstanie artykulu;
Prosz<? cytowac: SFT Vol. 54 Issue 2, 2019, pp. 70-88, https://doi.org/10.12845/sft.54.2.2019.5; Artykul udostQpniany na licencji CC BY-SA 4.0 (https://creativecommons.org/licenses/by-sa/4.0/).
Introduction
The term nanotechnology encompasses the production and use of objects with at least one dimension in the range of 1-100 nm. Currently, it is a leading field of science, combining physics, chemistry, biology, medicine, IT and engineering. Nanotechnology plays an important role in the material- and energy-saving development of innovative high-performance products. Due to their constitution and size, heavy-metal based nanosubstances often exhibit new and significant biological, chemical and physical properties otherwise unattainable in macro- and microscopic structures. The large specific surface area, superparamagnetic properties, superior absorptivity, diverse crystalline structures and types of metal-oxide bonds make nanoparticles attractive materials offering a broad spectrum of applications in many areas of everyday life, as well as in the cosmetic, food and chemical industries, in medicine, optics and the energy industry, and in environmental protection and engineering.
Despite the many multifaceted benefits brought by the development of nanotechnology, it is important to realise that this development can also lead to new types of waste containing as-yet unregulated nanoparticles. New nano-based products, processes and materials entail the risk of associated emissions during production, application and deposition [1].
Given that the production of nanosubstances has been on the rise in recent years, it is reasonable to expect growing amounts of nanowaste. Mass consumption generates large amounts of waste, causing an increased presence of nanopar-ticles in wastewater and on landfills [2]. Hence, tracing nanoparticles within the biogeochemical cycle, including especially metal and metal oxide nanoparticles, which have their macros-cale counterparts, is a difficult task which requires in-depth studies at various stages of the product life cycle, from the concept,
Wprowadzenie
Nanotechnologia jest terminem obejmujqcym produkcj? oraz uzytkowanie obiektow, ktorych przynajmniej jeden wymiar zawiera si? w przedziale od 1 do 100 nm. Obecnie jest jednq z wio-dqcych dziedzin nauki, ktora tqczy wiedz? z obszaru fizyki, che-mii, biologii, medycyny, informatyki i inzynierii. Odgrywa waznq rol? w rozwoju innowacyjnych produktow o zwi?kszonej wydaj-nosci, przy jednoczesnym zmniejszeniu zuzycia surowcow i energii. Nanosubstancje oparte na skonsolidowanych z nimi metalach ci?zkich, ze wzgl?du na budow? i rozmiary, cz?sto wykazujq nowe istotne wtasciwosci biologiczne, chemiczne oraz fizyczne, niemozliwe do osiqgni?cia na poziomie makro- i mikro-skopowych struktur. Duza powierzchnia wtasciwa, wtasciwosci superparamagnetyczne, doskonata zdolnosc sorpcyjna, roznorod-nosc struktury krysztatow i charakter wiqzan metal-tlen powodujq, ze nanoczgstki sq atrakcyjnymi materiatami o szerokim spektrum zastosowan w wielu dziedzinach zycia codziennego oraz przemy-stach kosmetycznym, spozywczym, chemicznym, a takze w medy-cynie, optyce, energetyce oraz ochronie i inzynierii srodowiska.
Rozwoj nanotechnologii niesie ze sobq wiele korzysci w roz-nych sferach zycia codziennego. Nalezy jednak podkreslic, ze rownoczesnie moze generowac nowy typ odpadow, zawierajq-cych czqstki nanometryczne, wobec ktorych nie istniejq odpo-wiednie regulacje prawne. Nowe produkty, procesy i materiaty bazujqce na substancjach „nano" wiqzq si? z ryzykiem emisji tych zwiqzkow podczas produkcji, stosowania i depozycji [1].
Biorqc pod uwag?, ze produkcja nanosubstancji w ostatnich latach dynamicznie wzrasta, mozna spodziewac si? w konsekwen-cji rowniez wzrostu ilosci nanoodpadow. Zwi?kszeniu obecnosci nanoczqstek w sciekach i na sktadowiskach odpadow sprzyja row-niez masowa konsumpcja, generujqca duzq ilosc odpadow [2]. Dlatego tez sledzenie losu nanoczqstek w cyklu biogeochemicz-nym, zwtaszcza metali i tlenkow metali, majqcych swoje odpo-
to research and development, to production and distribution, to utilisation and, finally, to disposal or recycling.
Based on the life cycle assessment, attempts were made to identify potential sources of emissions and environmental risks associated with the use of nanoparticles [3-5] (Figure 1).
It is estimated that, among other products, the global market manufactures 1,000 tonnes of personal care products containing zinc-oxide nanoparticles (ZnO NPs). The widespread use of sunscreens containing ZnO NPs leads to a substantial release of these particles into the aquatic environment, especially during summer. Scientists have estimated that at least 25% of the sunscreen applied on skin is washed off when bathing and swimming. Consequently, about 250 tonnes of ZnO NPs are released each year into the aquatic environment during summer [6-7]. What is more, the use of ZnO NPs in rubber products raised questions as to the associated environmental impact. Indeed, at the last stage of the life cycle, this compound is released to the lithosphere due to wear and tear of rubber-based materials [8]. This, in turn, might cause ZnO NPs to penetrate into the aquatic environment at further migration stages due to dry or wet deposition.
Once present in industrial and municipal wastewater, these compounds migrate further to surface waters and soil, eventually making their way to the food chain. Exploring the properties and behaviour of these substances in aqueous solutions has, therefore, become a priority for human security and environmental protection [1], [9-12].
The migrations and behaviour of these pollutants can pose environmental and human risks [10], 13-15] This has provoked discussions about the safety of, and potential risks associated with, nanotechnology. A strong emphasis has been placed on determining the toxicity of nanostructures to various groups of organisms, including perennials, wheat, bacteria, protozoa, macrophytes, earthworms, fish, mice and rats [16-25]. It also appears extremely important to determine the characteristics and stability of nanoparticles in order to understand how they function in aqueous solutions and interact with standard substances in the environment [1], 9-12].
Sources of nanoparticle emissions
Metal nanoparticles occur naturally irrespective of human activity. They are found in the hydrosphere, atmosphere, lithosphere and biosphere. This is caused by natural processes such as photochemical reactions, volcano eruptions, forest fires, erosion, sandstorms, the last one being arguably the biggest source of metal nanoparticle emissions into the environment. As a result of air processes, NPMOs can undergo transformation, or depose in their primary form on soil, water and plant surfaces, from which they can migrate further into the environment. Other natural sources of nanoparticles in the environment include subsoil, bottom sediments and soil. In the case of water bodies, nanostructures can also be formed by processes such as precipitation, temperature change and evaporation [26-27].
wiedniki w skali makro, nie jest tatwe i wymaga wnikliwych badan na róznym etapie cyklu zycia produktu, poczqwszy od momentu powstania koncepcji, poprzez badania i rozwój, produkcjç, dystry-bucjç i wykorzystanie az do usuniçcia lub recyklingu.
Bazujqc na analiziç cyklu zycia nanoproduktu (LCA, ang. Life Cycle Assessment) podjçto próby okreslenia potencjalnych zró-det emisji oraz zagrozenia dla srodowiska wynikajqce z wykorzy-stania nanoczqstek [3-5] (ryc. 1).
Ocenia siç, ze rynek globalny produkuje m.in. 1000 ton pro-duktów pielçgnacyjnych zawierajqcych ZnO NPs (ang. zinc oxide nanoparticles). Korzystanie z filtrów przeciwstonecznych zawierajqcych ZnO NPs powoduje, ze sq one w duzych ilosciach wpro-wadzane do srodowiska wodnego, zwtaszcza w okresie letniego wypoczynku. Naukowcy obliczyli, ze co najmniej 25% kremu do opalania stosowanego na skôrç zmywa siç podczas kqpieli i pty-wania. Oznacza to, ze okoto 250 ton ZnO NPs jest potencjalnie aplikowane co roku do srodowiska wodnego podczas kqpieli w okresie lata [6-7]. Z kolei wykorzystanie nanoczqstek tlenku cynku w produktach gumowych wywotato pytania dotyczqce jego oddziatywania na srodowisko, poniewaz zwiqzek ten w ostatnim etapie swojego cyklu zycia emitowany jest do litosfery w wyniku scierania gumy [8]. To z kolei moze siç przyczynic do wprowadze-nia ZnO NPs do srodowiska wodnego na dalszych etapach migra-cji, na skutek suchej bqdz mokrej depozycji.
Obecne w sciekach przemystowych oraz miejskich zwiqzki migrujq dalej do wód powierzchniowych i gleb, a w konsekwencji wprowadzane sq do tancucha pokarmowego. Dlatego tez pozna-nie wtasciwosci i zachowania nanoczqstek metali w roztworach wodnych staje siç priorytetem w dziedzinie bezpieczenstwa, ochrony srodowiska i cztowieka [1], [9-12].
Losy i zachowanie siç tych zanieczyszczen mogq stanowic potencjalne zagrozenie dla srodowiska oraz cztowieka [10], [13-15]. Dlatego tez nanotechnologia jest przedmiotem dyskusji w kontek-scie bezpieczenstwa i ryzyka. Duzy nacisk potozony jest na okresle-nie toksycznosci nanostruktur w odniesieniu do róznych grup orga-nizmów, w tym bylin, pszenicy, bakterii, pierwotniaków, makrofitów, dzdzownic, ryb, myszy, szczurów [16-25]. Okreslenie cech i stabil-nosci nanoczqstek jest bardzo istotne, gdyz pozwala takze zrozu-miec ich funkcjonowanie w roztworach wodnych oraz w interakcji z podstawowymi substancjami obecnymi w srodowisku [1], [9-12].
Zródta emisji nanoczqstek
Niezaleznie od ludzkiej dziatalnosci naturalnie wystçpujqce nanoczqstki metali sq formowane i obecne w hydrosferze, atmos-ferze, litosferze i biosferze. Naturalnymi procesami przyczyniajq-cymi siç do emisji nanoczqstek sq reakcje fotochemiczne, erupcje wulkanów, pozary lasów, erozje i burze pisakowe. Burze pytowe sq uwazane ze najwiçksze zródto nanoczqstek metali w srodowisku. W wyniku procesów zachodzqcych w powietrzu NPMOs mogq ulec przeksztatceniu bqdz w postaci pierwotnej ulec depozycji na powierzchni gleby, wody, roslin, stanowiqcych o dalszej migracji w srodowisku. Takze podtoze geologiczne, osady denne, gleba sta-nowiq naturalne zródto nanoczqstek w srodowisku. W przypadku zbiorników wodnych nanostruktury mogq tworzyc siç dodatkowo
The widespread use of metal nanoparticles in everyday products and many industries, including in agriculture (Table 1), has led to an ever-growing number of sources of these nanostructures.
w wyniku takich procesow jak wytrqcanie, zmiana temperatury i odparowanie [26-27].
Powszechne zastosowanie nanoczgstek metali w produktach codziennego uzytku oraz w wielu gospodarkach przemystu, takze rolnictwie (tab. 1), powoduje, ze zrödet emisji tych nano-struktur jest coraz wiçcej.
Table 1. Examples of nanoparticle applications in various industries and households
Tabela 1. Przyktady zastosowan nanoczgstek w roznych gat^ziach przemystu i gospodarstwach domowych
Industry / Przemyst Nanoparticles / NPs Application / Zastosowanie Literature / Literatura
Medicine and pharmacy / Medycyna i farmacja Ag antibacterial, antiviral, antifungal agents; drug carriers, wound dressings, cardiovascular implants, dental materials, for coating contact lenses, diagnosis of cancer treatment / srodki przeciwbakteryjne, przeciwwirusowe, przeciwgrzybiczne, nosniki lekow, opatrunki na rany, implanty sercowo-na-czyniowe, materiaty dentystyczne, do powlekania soczewek kontaktowych, diagnostyka leczenia nowotworow / [28]
contrast agent for computed tomography (CT) / srodek kontrastowy do tomografii komputerowej [29]
Au biosensors, drug carriers / biosensory, nosniki lekow [30]
Cu bactericidal coatings / powtoki bakteriobojcze [31]
germicide, antimicrobial agent in the treatment of infectious diseases / srodek bakteriobojczy, srodek do zwalczania drobnoustrojow w leczeniu chorob zakaznych [32]
ZnO antibacterial toothpastes / antybakteryjne pasty do z^bow [28]
creams, lotions as a material that absorbs UV radiation, used for cancer therapy (nanocapsules used to transport drugs in the body), dental materials as a fraction of a dental composite, coatings of medical materials (antibacterial properties, effectively reducing the possibility of infection by bacteria, e.g. Escherichia coli, Staphylococcus aureus and Pseudomonas aeruginosa / kremy, balsamy jako materiat pochtaniajgcy promieniowanie UV, wykorzystywany do terapii nowotworowej (nanokapsuty wykorzystywane do transportu lekow w organizmie), materiaty dentystyczne jako frakcja kompozytu stomatolo-gicznego, powtoki materiatow medycznych (wtasciwosci antybakteryjne, skutecznie redukujgce mozliwosc zakazen przez bakterie np. Escherichia coli, Staphylococcus aureus oraz Pseudomonas aeruginosa [33-36]
Fe2O3 bactericides, drug carriers, magnetic hydrogels, MRI contrast media / srodki bakteriobojcze, nosniki lekow, hydrozele o wtasciwosciach magnetycznych, srodki kontrastowe do MRI [37]
for labeling stem cells / do znakowania komorek macierzystych [29]
TiO2 addition to pharmaceutical products (e.g. anti-cancer drugs) / dodatek do produktow farmaceutycznych (np. lekow przeciwnowotworowych) [38]
Cosmetology / Kosmetologia Ag preservative e.g. shampoos, toothpastes, face creams, soaps, moisturizing wipes, deodorants, lipsticks and lip balms / srodek konserwujgcy np. szam-ponow, pasty do z^bow, kremy do twarzy, mydta, chusteczki nawilzajgce, dezodoranty, szminki i balsamy do ust [39]
Au moisturizing oils, body lotions / olejki nawilzajgce, balsamy do ciata [1]
ZnO creams with UV filters, lipsticks, lip balms / kremy z filtrami UV, szminki, balsamy do ust [41-42]
TiO2 sunscreens/filtry przeciwstoneczne [40-42]
Fe2O3 sunscreen, face cosmetics (lipsticks, eye shadows, mascaras, powders), nail polishes / kremy z filtrem, kosmetyki do twarzy (szminki, cienie do powiek, tusze do rz^s, pudry), lakiery do paznokci [37]
Food industry / Przemyst spozywczy Au food packaging machine coatings / powtoki maszyn do pakowania Zywnosci [43]
Ag packaging films, refrigerators / folie opakowaniowe, lodowki [44]
TiO2 food additive / dodatek do Zywnosci [45]
Fe2O3 packaging additive, germicide, addition to food dyes / dodatek do opakowan, srodek bakteriobojczy, dodatek do barwnikow spozywczych [37]
ZnO packaging from polymer nanocomposites, in which the role of the filler is played by ZnO NPs / opakowania z nanokompozytow polimerowych, w ktorych role napetniacza petniq n-ZnO [46]
Textile industry / Przemyst tekstylny Ag, Au, Cu, SiO2 clothing, underwear, bedding, sheets, tablecloths, towels, mattresses / odziez, bielizna, posciel, przescieradta, obrusy, r^czniki, materace [1], [47]
Ag, Cu, Zn antimicrobial textiles / tkaniny zwalczajqce drobnoustroje [47]
Au/TiO2 fiber coatings (catalytic properties) / tworzq powtok^ wtokien (wtasciwosci katalityczne) [48]
Cu, CuO [49]
ZnO highly durable, effective fabrics for absorbing and scattering UV radiation / wysoko wytrzymate, skuteczne w pochtanianiu i rozpraszaniu promieniowa-nia UV tkaniny [50]
Environmental protection and engineering / Ochrona i inzynieria srodowiska Au, Ag, TiO2, ZnO water disinfection, water treatment / dezynfekcja wody, oczyszczanie wody [51-53]
Cu water treatment / oczyszczanie wody [32]
antibacterial and antifouling agent used in water purification / srodek prze-ciwbakteryjny i przeciwporostowy stosowany w oczyszczaniu wody [47]
Fe2O3 factor for removing metals from soil and water / adsorbent do usuwania metali z gleby i wody [54]
ZnO solar farm, production of solar cells with ZnO NPs / fotowoltaika, produkcja ogniw stonecznych z nZnO [55-57]
Car industry / Przemyst samochodowy Zn-Mg-Al biofuel catalyst / katalizator biopaliw [58]
Ag, Cu, SiO2 filters, air conditioning, upholstery, cables / filtry, klimatyzacja, tapicerka, kable [37]
Fe2O3 paint pigments, additives for polymer coatings, self-cleaning glass coatings, gas sensors / pigmenty do farb, dodatki do powtok polimerowych, powtok szkiet samoczyszczqcych, czujniki gazu [37]
Electronics / Elektronika Au, ZnSe, Fe3O4/Au, / oxide tlenki: Sn, Ce, Co, Fe, Ni, Au, Ag, Cu transistors, detectors, sensors / tranzystory, detektory, czujniki [1]
ZnO optoelectronics, piezoelectrics, laser technology, light-emitting diodes, nano-generators for the conversion of mechanical energy into electricity, varistors, sensors for CO and CO2, H2, SF6, C4H10, C2H5OH detection / optoelektronika, piezoelektryka, technologia laserowa, diody elektroluminescencyjne, nanoge-neratory do konwersji energii mechanicznej w energy elektrycznq, warystory, czujniki do wykrywania CO i CO2, H2, SF6, C4H10, C2H5OH [59-63]
Construction / Budownictwo Cu, Mo, V steel additive / dodatek do stali [64]
SiO2 cement additive, waterproof coatings, fireproof glass / dodatek do cementu, powtoki wodoodporne, szkta ognioodporne
TiO2 self-cleaning glass, anti-reflective coatings / szkta samoczyszczqce, powtoki antyrefleksyjne
FevO3 addition to concrete, cement, ceramics, paints / dodatek do betonu, cementu, ceramiki, farb [37]
Households / Gospodarstwa domowe Ag air fresheners / odswiezacze powietrza [65]
Ag, Au detergents / detergenty [66]
Ag, Cu, SiO2, TiO2, ZnO rugs, upholstered furniture, curtains, anti-bacterial coatings for countertops / dywany, meble tapicerowane, zastony, powtoki antybakteryjne blatow [1]
Source/ZrOdto: Own elaboration/Opracowanie wtasne. SAFETY & FIRE TECHNOLOGY
Anthropogenic nanoparticles can penetrate into the environment in one of the three ways, i.e. by being released (i) during raw material manufacture; (ii) when used; and (iii) after the disposal of products containing nanoparticles. The release of nanoparticles into the environment can occur directly, including through diesel fuel and charcoal burning, welding, refining, smelting and smoking cigarettes; or indirectly, through wastewater treatment, landfilling, using fertilisers and pesticides, wear and tear of car tyres, and combustion [4-5]. In addition, they exhibit an increasingly complex structure, which influences their physicochemi-cal and biological activity, and thereby the way they impact organisms.
Nevertheless, it should be mentioned that, according to Taylor (2002) [67], only about 10% of total atmospheric aerosols are caused by human activity, while naturally generated aerosols comprise as much as 90%. However, it is worth stressing at this point that due to the ever-growing use and production of nanostructures, these proportions may have changed substantially by now. Moreover, these synthetic nan-oparticles are a new kind of nanoparticles with potentially adverse impacts on the environment and human health [68]. Hence, it is necessary to identify sources of these pollutants, including those related to the production of waste and land-filling, and tracing their migration routes and the changes they undergo in the environment [2], [27], [69].
Nanoczqstki antropogeniczne mogq przedostac siç do srodowiska jednq z trzech drog:
- poprzez uwolnienie podczas produkcji surowcow,
- poprzez emitowanie podczas uzytkowania,
- poprzez uwolnienie po usuniçciu produktow zawierajq-cych nanoczqstki.
Emisja nanoczgstek do srodowiska moze odbywac siç w spo-sob bezposredni m.in. poprzez spalanie oleju napçdowego, wçgla drzewnego, spawanie, rafinacjç, wytapianie, a takze palenie papie-rosow lub posredni w wyniku oczyszczania sciekow, sktadowania odpadow, wykorzystania nawozow i pestycydow, scierania opon samochodowych oraz spalania [4-5]. Nanoczqstki antropogeniczne charakteryzujq siç coraz bardziej skomplikowanq, ztozonq struktur^, co wptywa na ich aktywnosc fizyko-chemiczno-biolo-gicznq i tym samym oddziatywanie na organizmy.
Nalezy jednakze nadmienic, ze zgodnie z doniesieniami Taylor (2002) [67] tylko okoto 10% catkowitych aerozoli w atmosfe-rze powstaje w wyniku dziatalnosci cztowieka, podczas gdy natu-ralnie generowane stanowiq az 90%. Nalezy jednak zaznaczyc, ze ze wzglçdu na coraz wiçksze zastosowanie i produkcjç nanostruk-tur, stosunek ten w chwili obecnej moze byc zdecydowanie inny. Ponadto te syntetyczne nanoczqstki sq nowym gatunkiem nanoczgstek, ktore mogq wywotywac niekorzystne skutki dla srodowiska i zdrowia ludzkiego [68]. Dlatego tez konieczna jest iden-tyfikacja zrodet powstawania tego typu zanieczyszczen, tqcznie z wytwarzaniem, produkcjq i sktadowaniem odpadow. Waznq rolç odgrywac bçdzie rowniez sledzenie drog ich migracji i przemian, jakim podlegajq w srodowisku [2], [27], [69].
Impact on aquatic organisms
The prevalence of nanosubstances in daily use materials and the economy has made it necessary to determine the toxicity of these compounds to aquatic organisms. The toxicity of nanocompounds depends on the size of the particle, shape, area, charge, chemical properties, liquid solubility, oxidability and the physical state. According to scientists, nanoparticles interact with microorganic cells in a number of mutually supportive ways - by interacting with DNA, proteins and the cell membrane, by producing toxins, and through catalytic oxidation. Metal nan-oparticles have a structure which allows them to bind with the cell membrane or freely pass through it. Given the ease with which bacteria and nanoparticles can interact, their interrelations should be investigated in more depth. Some of the metal nanoparticles bond with the amino acid cysteine, which is the building block of each enzyme. This causes the destruction of the spatial structure of proteins and the inactivation of their functions. And disrupted cellular metabolism leads to the accumulation of harmful metabolic byproducts [70].
What is more, unlike their macrocounterparts, metal and metal oxide nanoparticles cause oxidative stress [71], and may cause very high localised stresses in the cell - for instance, by producing radicals [71]. Surface adsorption is closely associated with oxidative stress in microorganisms. This involves a change in the natural reducing environment of healthy cells maintained
Wptyw na organizmy wodne
Duze rozpowszechnienie nanosubstancji w materiatach codziennego uzytku i gospodarce spowodowato koniecznosc okre-slenia toksycznosci tych zwigzków w stosunku do organizmów wodnych. Toksycznosc zwigzków z grupy „nano" zalezy od roz-miaru czgstki, ksztattu, powierzchni, tadunku, wtasciwosci chemicz-nych, rozpuszczalnosci w cieczach, zdolnosci utleniania oraz stanu skupienia. Wedtug naukowców istnieje kilka wspomagajgcych siç wzajemnie sposobów interakcji nanoczgstek z komórkami mikroor-ganizmów przez oddziatywanie z DNA, biatkami, btong komórkowg oraz wytwarzanie toksyn i utlenianie katalityczne. Nanoczgstki metali, dziçki swojej strukturze, mogg zostac przytgczone do btony komórkowej lub swobodnie przez nig przechodzic. tatwosc powsta-nia interakcji miçdzy bakterig a nanoczgstkg stwarza potrzebç gtçb-szej analizy tych relacji. Niektóre sposród nanoczgstek metali wigzg siç z cysteing - aminokwasem stanowigcym podstawç budowy kazdego enzymu. W efekcie nastçpuje zniszczenie struktury prze-strzennej biatka i dezaktywacja jego funkcji. Zniszczony zostaje pra-widtowy metabolizm komórki, co powoduje gromadzenie siç szko-dliwych produktów przemiany materii [70].
Nanoczgstki metali i tlenków metali powodujg takze powsta-wanie stresu oksydacyjnego, który nie jest obserwowany w kontak-cie z ich odpowiednikami w skali makro [71]. Mogg one lokalnie spowodowac bardzo wysokie naprçzenia w komórce, na przyktad wykorzystujgc do tego produkcjç wolnych rodników [71]. Adsorpcja
by enzyme activity. Disruptions in this environment elicit toxicity through oxidative damage to proteins, carbohydrates, lipids and DNA. However, the most common toxic effect of NPMOs involves physical damage to the membrane, causing cell death as a result of perforation, altered membrane fluidity and disorganisation.
Yet, reactive oxygen species (ROS) are the main factor in bacterial death in some cases. This is true for nanoparticles whose cytotoxicity primarily consists in causing membrane disintegration by producing ROS [72-73]. There is research to suggest that a number of factors exist which additionally stimulate ROS production by nanoparticles such as Fe2O3, ZnO and CuO. These factors include blue light radiation with a wavelength of 405 nm, contact with transition metals, defects and a less organised structure. Metal and metal oxide nanoparticles exhibit considerable reactivity, and absorb radiation, creating electron-hole pairs. Electron-hole pairs react with solved molecular oxygen, surface hydroxyl groups and absorbed water molecules, generating radicals with the hydroxyl group (• OH) and peroxide (• O2-) [72], [74- 75].
A study by Yang (2012) [76] has shown that silver nanoparticles interact with thiol groups of cellular materials, leading to vital-enzyme inactivation and the inhibition of DNA replication. The very small (<10 nm) Ag NPs may permeate cells directly, and condition the inactivation of cell enzymes and DNA. This creates ROS and leads to cell growth inhibition, or even cell death [76-77]. Another study, conducted by Adams et al. (2006) [78], has shown that Gram-negative bacteria are less sensitive to ZnO than Gram-positive bacteria [78-79].
The minimum inhibitory concentration (MIC) for the investigated strains has shown that the impact of Ag NPs on Gram-positive bacterial growth is less significant than on Gram-negative bacterial growth. Diverse effects of nanoparticles of different metal oxides with the same oxidation state, i.e. ZnO and CuO, on Gram-negative (Escherichia coli, Proteus mirabilis, Pseudomonas aeruginosa) and Gram-positive (Staphylococcus aureus, Ente-rococcus hirae) bacteria have also been revealed [80-81], indicating that only iron oxide nanoparticles exhibit some slight antibacterial effect against Gram-positive bacteria such as Staphylococcus aureus and Enterococcus hirae [80-81]. In addition, the toxicity of n-Cr2O3 has been corroborated by the findings of Ramesh et al. (2012) [82], who employed the disk diffusion test method to illustrate the antibacterial effects of Cr2O3 nanoparticles. They noticed large areas of microorganism growth inhibition, a sign of the compound's antibacterial properties. Moreover, they confirmed the relationship between the concentration and the bactericidal potential [82].
Scientists have proven that the bioavailability of nanoparticles is strongly dependent on their transformations in the environment. Oxidised, reducible and soluble compounds easily absorb into organism cells [4]. Some of the nanoparticles, such as Ag, ZnO i CuO, release ions into the aquatic environment, which are responsible for the toxic effect [83].
Research on the impact of nanoparticles on organisms has also involved algae, invertebrates and certain fish species, including the so-called indicator species, such as Danio rerio. One study found large amounts of n-TiO2 in fish bones, which could
na powierzchni jest scisle powiqzana ze stresem oksydacyjnym u mikroorganizmöw. Zjawisko to polega na zmianie naturalnego srodowisko redukujqcego utrzymywanego w zdrowych komörkach przez aktywnosc enzymöw. Zaburzenia w prawidtowym stanie redukcji wywotujq toksyczne dziatanie poprzez oksydacyjne uszko-dzenia biatek, w^glowodanöw, lipidöw i DNA. Jednakze najczçstsze dziatanie toksyczne NPMOs zwiqzane jest z fizycznym uszkodze-niem membrany, co w konsekwencji prowadzi do smierci komörki w wyniku perforacji, zmiany ptynnosci membrany i dezorganizacji.
Istniejq jednak przypadki, w ktörych gtöwnym czynnikiem wywotujqcym smierc bakterii jest reaktywna forma tlenu (ROS). Wtasnie cytotoksycznosc nanoczqstek opiera siç gtöwnie na wywotywaniu dezintegracji membran przez produkcjç reaktyw-nych form tlenu [72-73]. Wedtug doniesien z prowadzonych badan istniejq czynniki, ktöre dodatkowo stymulujq nanoczqstki (w tym np. Fe2O3, ZnO, CuO) do produkcji ROS. Takimi czynni-kami sq m.in. napromieniowanie swiattem niebieskim o dtugo-sci fali 405 nm lub kontakt z metalami przejsciowymi, jak röwniez defekty i mniej zorganizowana struktura. Nanoczqstki metali i tlenköw metali wykazujq duzq reaktywnosc, absorbujq promieniowanie, co z kolei prowadzi do powstawania par elektron - dziura elektronowa. Generowane pary elektron - dziura podlegajq reakcjom z rozpuszczonym tlenem czqsteczkowym, powierzchniowymi grupami hydroksylowymi i zaadsorbowanymi czqsteczkami wody z wytworzeniem wolnych rodniköw z grup hydroksylowej (• OH) i nadtlenku (• O2-) [72], [74-75].
Wyniki badan prowadzonych przez Yang (2012) [76] wyka-zaty, ze nanoczqstki srebra wchodzq w interakcje z grupami tio-lowymi materiatöw komörkowych, konsekwencjq czego jest dez-aktywacja enzymöw zyciowych i zahamowanie replikacji DNA. Mate rozmiarowo (<10 nm) Ag NPs mogq dostac siç do komörek bezposrednio i warunkowac inaktywacjç enzymöw komörkowych i DNA. Prowadzi to do powstania ROS i doprowadza do zaha-mowania wzrostu, a nawet smierci komörki [76-77]. Natomiast badania przeprowadzone przez Adams i in. (2006) [78] wykazaty, ze bakterie Gram-ujemne sq mniej wrazliwe na obecnosc nanoczqstek ZnO niz Gram-dodatnie [78-79].
Minimalne stçzenie hamujqce (MIC) wobec badanych szcze-pöw wykazato, ze röwniez Ag NPs majq mniej znaczqcy wptyw na wzrost bakterii Gram-dodatnich niz na bakterie Gram-ujemne. Wykazano röwniez zröznicowane oddziatywania nanoczqstek röznych tlenköw metali na tym samym stopniu utlenienia, tj. ZnO i CuO, na bakterie Gram-ujemne (Escherichia coli, Proteus mirabilis, Pseudomonas aeruginosa) i Gram-dodatnie (Staphylococcus aureus, Enterococcus hirae) [80-81]. Uzyskane wyniki wykazaty, ze tylko nanoczqstki tlenku zelaza wykazaty nieznaczne dziatanie przeciwbakteryjne w stosunku do bakterii Gram-dodatnich, takich jak Staphylococcus aureus i Enterococcus hirae [80-81]. Dziatanie toksyczne n-Cr2O3 potwierdzajq röwniez wyniki zapre-zentowane przez Ramesha i in. [82]. Zespöt autorski w celu zobrazowania antybakteryjnego dziatania nanoczqsteczek Cr2O3 zastosowat metodç krqzkowo-dyfuzyjnq. Widoczne byty znaczne strefy zahamowania wzrostu mikroorganizmöw, co swiadczy o antybakteryjnych wtasciwosciach tego zwiqzku. Potwierdzona zostata röwniez prawidtowosc odnosnie wptywu stçzenia na sto-pien bakterioböjczosci [82].
have been attributable to the very small sizes of molecules and their increased reactivity due to the large area of the n-TiO2 particle. It was also noted that the accumulation of titanium oxide nanoparticles in fish bones had dramatically changed their thermal properties [84].
The zebrafish (Danio rerio) is a model organism widely used in nanoparticle toxicity studies. Researchers have identified several phenomena associated with nanoparticle-related toxicity, including overall toxicity (e.g. mortality, hatching rate, body length), congenital disorders (e.g. angioedema, gallbladder oedema, axial defects, nerve differentiation defects, eye development and pigmentation disorders, etc.), and behavioural changes (e.g. changes in the basal rate of swimming and the sleep-wake cycle, etc.) [85].
A study by Lacave et al. (2018) [86] involving the exposure of Danio rerio to silver nanoparticles has shown that the distribution of silver in the fish body is influenced by the form assumed by this element in water (either soluble or nanoparticle). The authors also found that dissolved silver caused short-term, and nanoparticles long-term, changes in the fish's body. What is more, X-ray microanalysis showed the presence of Ag NPs in the bronchi, liver and intestines. The authors of the study proved that the fish cleansed their bodies of Ag NPS after spending six months in clean waters, but their bronchitis induced by long-term exposure to silver nanoparticles persisted longer [86].
In their study, Griffitt et al. (2008) [87] used the zebrafish, Daphnia and algae as models of various trophic levels and feeding strategies. These organisms were exposed to silver, copper, aluminium, nickel and cobalt, in the form of both soluble nanoparticles and salts, as well as TiO2 nano-particles. The study found that Ag NPs and Cu NPs caused toxicity in all the investigated organisms, with TiO2 NPs having no toxic effect in any of the conducted tests. Sensitivity to nanoparticle toxicity varied between species, with filter invertebrates being more sensitive when exposed to nanoparticles compared to larger organisms such as the zebrafish. Cu NPs and Ag NPs were toxic for all the studied organisms. LC50 for Ag NPs was in the range of 0.04 mg • dm-3 (Daphnia pulex) to 7.2 mg • dm-3 (Danio rerio), while for Cu NPs it ranged from 0.06 mg • dm-3 (Daphnia pulex) to 0.94 mg • dm-3 (Danio rerio). Daphnia pulex was also found to be highly sensitive to Ni NPs (LC50, 3.89 mg • dm-3). In Ceri-odaphnia dubia, all the investigated metal nanoparticles elicited toxicity after only 48 hours. Metals in the form of nano-particles were found to be less toxic than saline solutions. Danio rerio was the only organism exhibiting higher sensitivity to the nanoparticle forms of copper and silver than to their soluble forms [87].
A study by Lekmage et al. (2018) [88] has explored the toxicity of tyrosine capped silver nanoparticles (tyr-AgNP) to three freshwater invertebrates - Hydra vulgaris, Daphnia car-inata and Paratya australiensis. Additionally, the authors of the study compared the sensitivity of these organisms to tyr-Ag NPs with their sensitivity to Ag+ ions. They found that Ag+ ions exhibited higher toxicity to all three studied species than that of tyr-Ag NPs. The analysis of LC50 values for both tyr-Ag NP
Naukowcy dowiedli, ze biodostçpnosc nanoczgstek jest sil-nie zalezna od ich transformacji w srodowisku. Te zwigzki, które utleniajg siç, redukujg, rozpuszczajg, tatwo wchtaniajg siç do komórek organizmów [4]. Niektóre z nanoczgstek, takie jak Ag, ZnO i CuO, w srodowisku wodnym uwalniajg jony, które sg odpo-wiedzialne za dziatanie toksyczne [B3].
Badania w zakresie wptywu nanoczgstek na organizmy pro-wadzono takze na glonach, bezkrçgowcach i gatunkach ryb, w tym rybach stosowanych jako wskaznikowe, jak np. Danio rerio. Wyniki prowadzonych badan wykazaty znaczgce ilosci n-TiO2 w osciach, co mogto byc spowodowane bardzo matymi rozmiarami czgstek oraz ich zwiçkszong reaktywnoscig wynika-jgcg z duzego pola powierzchni czgstki n-TiO2. Zauwazono rów-niez, ze kumulacja nanoczgstek tlenku tytanu w osciach spo-wodowata drastyczng zmianç ich wtasciwosci termicznych [B4].
Danio prçgowany (Danio rerio) to modelowy organizm, który jest szeroko stosowany w badaniach toksykologicznych nanoczgstek. Naukowcy zaobserwowali kilka zjawisk bçdgcych wyni-kiem toksycznosci wywotanej przez nanoczgstki, w tym toksycznosc ogólng (np. smiertelnosc, szybkosdczas wykluwania siç, dtugosc ciata), wady rozwojowe (obrzçk naczynioruchowy, obrzçk woreczka zóttkowego, wady osiowe, wady róznicowania nerwów, zaburzenia rozwoju oka i pigmentacji itp.) oraz zmiany w zachowaniu (np. zmiany szybkosci ptywania podstawy i cyklu odpoczynku I czuwania itp.) [B5].
Wyniki prowadzonych badan przez Lacave i in. [B6], dotyczgce ekspozycji danio prçgowanego (Danio rerio) na nanoczgstki sre-bra wykazaty, ze na rozktad srebra w organizmie ryby ma wptyw forma, którg ten pierwiastek przyjmuje w wodzie (rozpuszczalna lub nanoczgstka). Jednoczesnie stwierdzono, ze rozpuszczone srebro powoduje krótkoterminowe zmiany w organizmie ryby, a nanoczgstki - zmiany dtugoterminowe. Mikroanaliza rentgenow-ska wykazata obecnosc Ag NPs w skrzelach, wgtrobie i jelitach. Naukowcy dowiedli, ze zwierzçta oczyscity siç z Ag NPs zgroma-dzonego w ich ciatach po spçdzeniu szesciu miesiçcy w czystych wodach, natomiast zapalenie skrzeli utrzymywato siç dtuzej po ekspozycji na nanoczgstki tego metalu [B6].
Griffitt i in. [B7] wykorzystali do badan Danio prçgowanego, rozwielitki i glony jako modele róznych poziomów troficznych i strategii zywienia. Organizmy byty narazone na srebro, miedz, glin, nikiel i kobalt - zarówno w postaci nanoczgstek, jak i soli rozpuszczalnych, a takze nanoczgstek TiO2. Wyniki wskazaty, ze Ag NPs i Cu NPs powodujg toksycznosc we wszystkich bada-nych organizmach. TiO2 NPs nie powodowaty toksycznosci w zad-nym z testów. Wrazliwosc na toksycznosc nanoczgstek róznita siç miçdzy gatunkami, przy czym bezkrçgowce filtrujgce byty bardziej podatne na ekspozycjç nanozwigzków w porównaniu z wiçkszymi organizmami, tj. danio prçgowanym. Cu NPs i Ag NPs byty toksyczne dla wszystkich badanych organizmów. LC50 dla Ag NPs miescito siç w zakresie od 0,04 mg • dm-3 (Daphnia pulex) do 7,2 mg • dm-3 (Danio rerio), podczas gdy dla Cu NPs od 0,0б mg • dm-3 (Daphnia pulex) do 0,94 mg • dm-3 (Danio rerio). Daphnia pulex byta równiez bardzo wrazliwa na Ni NPs (LC50, 3,B9 mg • dm-3). Wszyst-kie badane zwigzki metali w postaci nanoczgstek powodowaty toksycznosc u Ceriodaphnia dubia juz po 4B godzinach. Stwier-dzono, ze metale wystçpujgce w postaci nanoczgstek byty mniej
and Ag+ ions led to the conclusion that D. carinata, P. austral-iensis and H. vulgaris, respectively, were the most sensitive species [88]. A study by Zhang et al. (2015) [89] has revealed that the lethal effect of Ag NPs on Daphnia magna decreases in the presence of natural organic matter (NOM). More specifically, NOM was found to be able to reduce silver ions to Ag NPs under natural sunlight, and thereby to mitigate the severe toxicity of AgNPs [89].
Gosteva et al. (2015) [90] concluded that the toxicity of TiO2 NPs and Al2O3 NPs to Chlorella vulgaris Beijer and Daphnia magna Straus depended on the size, concentration and form of the nanoparticles. They established that TiO2 NPs averaging 5 and 90 nm in size and Al2O3 NPs averagely sized 7 and 70 nm belonged to the category of compounds with severe toxicity to the organisms in question. Conversely, no severe toxicity was found for TiO2 NPs (averaging 50 nm in size) and their macro-counterparts [90].
Borase et al. (2019) [91] conducted a study in which they used Moina macrocopa to explore the impact of gold nanopar-ticle toxicity. The 48-hour LC50 for this organism exposed to Au NPs was 14 ± 0.14 mg • dm-3. The sublethal exposure of young M. macrocopa to Au NPs (1.47 and 2.95 mg • dm-3) reduced the activity of acetylcholinesterase and digestive enzymes (trypsin and amylase). The concentration-driven increase in the activity of antioxidative enzymes such as catalase, superoxide dismu-tase and glutathione S-transferase suggested oxidative stress in M. macrocopa when exposed to Au NPs [91].
It should be noted that these insights into the impact of nanoparticles on freshwater organisms are largely limited, as they were gained from short-term (<48 h) standardised studies of toxicity, which both failed to address NP migration, and lacked an understanding of the underlying toxicity mechanisms. However, one study found that under longer exposure times (72-96 h) an n-TiO2 suspension caused toxicity to Daphnia magna at a nominal concentration of 3.8 (72 h EC(50)) and 0.73 mg • dm-3 (96 h EC(50)) (Table 2). The authors proposed a hypothesis that the toxicity mechanism involved the coverage of the organism surface followed by disturbances in moulting. When exposed (<6 h) to an n-TiO2 solution with a concentration of 2 mg • dm-3, newborn D. magna exhibited "biological surface coating" which disappeared within 36 h, over which the first moulting of the exposed organisms was 100-percent successful. Exposure lasting up to 96 h led to the reformation of the surface coating, and substantially reduced the moulting rate to 10%, causing the mortality rate to increase to 90%. Since the large majority of aquatic organisms have the coating, this form of physical toxicity of NP MOs may have widespread adverse effects on environmental health [92].
Aruoja et al. (2015) [93] investigated the toxicity of a large body of metal oxide nanoparticles (Al2O3, Co3O4, CuO, Fe3O4, MgO, Mn3O4, Sb2O3, SiO2, ZnO, TiO2 and WO3) using such organisms as the Pseudokirchneriella subcapitata algae, three species of bacteria (Vibrio fischeri, Escherichia coli, Staphylococcus aureus) and the Tetrahymena thermophila protozoa. Their algae growth inhibition tests revealed that algae with EC50 in the range of 0.1 - 58 mg • dm-3 were the most sensitive among
toksyczne niz roztwory soli. Jedynie Danio rerio byt bardziej wraz-liwy na nanoczqsteczkowe postacie miedzi i srebra niz na ich roz-puszczalne formy [87].
Lekamge i in. [88] zbadali toksycznosc nanoczqstek srebra pokrytych tyrozynq (tyr-AgNP) wobec trzech bezkrçgowcow stod-kowodnych Hydra vulgaris, Daphnia carinata i Paratya australien-sis. Dodatkowo wrazliwosc badanych organizmow na tyr-Ag NPs porownywali z jonem Ag+. Wyniki badan wykazaty, ze toksycznosc jonow Ag+ dla wszystkich trzech badanych gatunkow byta wyzsza niz toksycznosc tyr-Ag NPs. Na podstawie otrzymanych wartosci LC50 zarowno dla tyr-Ag NP jak i jonow Ag+, stwierdzono, ze najbardziej wrazliwym gatunkiem jest D. carinata, a w dalszej kolejnosci P. australiensis i H. vulgaris [88]. Z kolei badania Zhang i in. [89] wykazaty, ze smiertelne dziatanie Ag NPs na Daphnia magna zmniejszato siç w obecnosci NOM. W naturalnym swietle stonecznym NOM moze redukowac jony srebra do Ag NPs, a tym samym tagodzic ostrq toksycznosc AgNPs [89].
Gosteva i in. [90] wywnioskowali, ze toksycznosci TiO2 NPs i Al2O3 NPs na Chlorella vulgaris Beijer i Daphnia magna Straus zalezy od wielkosci, stçzenia i formy nanoczqstek. Ustalili, ze TiO2 NPs (o srednich rozmiarach 5 oraz 90 nm), Al2O3 NPs (o srednich rozmiarach czqstek 7 oraz 70 nm) nalezq do kategorii zwiqzkow
0 toksycznosci ostrej wobec wskazanych organizmow. Nie odno-towali natomiast zadnej toksycznosci ostrej dla TiO2 NPs (o srednich rozmiarach czqstek 50 nm) i jego makro postaci [90].
Moina macrocopa zostata wykorzystana w badaniu Borase
1 in. [91] do analizy wptywu toksycznosci nanoczqstek ztota. 48-godzinna wartosc LC50 dla Au NPs wynosita 14 ± 0,14 mg • dm-3 w stosunku do uzytego organizmu. Narazenie subletalne dla mto-docianych M. macrocopa na Au NPs (1,47 i 2,95 mg • dm-3) zmniejszato aktywnosc acetylocholinoesterazy i enzymow trawiennych, tj. trypsyny i amylazy. Zalezny od stçzenia wzrost aktywnosci enzy-mow przeciwutleniajqcych, takich jak katalaza, dysmutaza ponad-tlenkowa i S-transferaza glutationowa, sugerowat powstanie stresu oksydacyjnego w M. macrocopa po ekspozycji na Au NPs [91].
Nalezy zaznaczyc, ze wiedza o wptywie nanoczqstek na organizmy stodkowodne jest w duzej mierze ograniczona do krotkoterminowych (< 48 h) standardowych badan toksycznosci, ktorym brakuje zarowno charakterystyki losow migracji NPs, jak i zrozumienia podstawowych mechanizmow wywotu-jqcych toksycznosc. Zastosowanie dtuzszego czasu ekspozycji (72-96 h) wykazato, ze zawiesina n-TiO2 doprowadza do toksycznosci Daphnia magna przy nominalnym stçzeniu 3,8 (72 h EC(50)) i 0,73 mg • dm-3 (96 h EC(50)) (tab. 2). Zgodnie z zapre-zentowanq hipotezq mechanizm dziatania toksycznego obej-muje pokrywanie powierzchni organizmu, a nastçpnie wprowa-dzenie zaktocen w procesie linienia. Nowonarodzone D. magna (< 6 h) wystawione na oddziatywanie roztworu n-TiO2 o stçze-niu 2 mg • dm-3 wykazaty „biologiczne powtoki powierzchniowe", ktore zanikaty w ciqgu 36 h, w czasie ktorych pierwsze linie-nie zakonczyto siç powodzeniem u 100% odstoniçtych organi-zmow. Ekspozycja do 96 h doprowadzata do ponownego two-rzenia powtoki powierzchniowej i znacznie zmniejszyta szybkosc linienia do 10%, w wyniku czego nastqpit wzrost smiertelnosci do 90%. Poniewaz zdecydowana wiçkszosc organizmow wod-nych posiada powtoki, ta forma toksycznosci fizycznej NPMOs
the organisms under study. However, the highest toxicity to all organisms except for protozoa was found for CuO and ZnO (EC50 < 1 mg • dm-3). This was probably due to the formation of toxic Cu2+ and Zn2+. Conversely, at a concentration of 100 mg • dm-3, MgO nanoparticles showed no adverse effect on the studied organisms.
moze spowodowac powszechne negatywne skutki dla zdrowia srodowiskowego [92].
Table 2. Toxicity of selected metal oxide nanoparticles relative to selected metal oxide nanoparticles
Tabela 2. Toksycznosc wybranych nanoczgstek tlenkow metali wzgl^dem wybranych nanoczgstek tlenkow metali
NPMOs Organism / Organizm Toxicity / Toksycznosc Literature / Literatura
EC50 EC20 NOEC
ZnO Vibrio fischeri 1.910.2 0.9±0.4 0.75 (0.6)
CuO (Gram-negative luminescent bacteria / Bakterie luminescencyjne Gram-ujemne) 79 ± 27 24±5 16 (12)
TiO2 > 20000 > 20000 > 20000
ZnO 3.2 ± 1.3 (2.6 ± 1.04) 2.45-1.6 (2.0±1.3) 0.5 (0.4)
CuO Daphnia magna (Daphnia - protozoan / 3.2 ±1.6 (2.6 ± 1.3) 1.2±0.6 (0.96±0.48) 0.5 (0.4)
TiO2 rozwielitka-pierwotniak) >20000 not tested / nie testowany not tested / nie testowany [94]
ZnO 0.18 ± 0.03 (0.1 4± 0.02) 0.12 ± 0.04 (0.09 ± 0.03) 0.03 (0.02)
CuO Thamnocephalus platyurus (crustacean / skorupiak) 2.1±0.5 (1.7±0.4) 1.65 ± 0.64 (1.32 ± 0.51) 0.5 (0.4)
TiO2 > 20000 > 20000 > 20000
ZnO 0.042 0.023 0.017
CuO Pseudokirchneriella subcapitata (microalgae / mikroalga) 0.710 0.504 0.421 [95]
TiO2 5.83 1.81 0.984
ZnO 2.632 < 1.25
TiO2 Vibrio fischeri (Gram-negative luminescent bacteria / Bakterie luminescencyjne Gram-ujemne) > 300 300 [96]
MgO 25.46 7.5
CuO 5.903 1.56
CuO Tetrahymena thermophila 97.9 (80.4-138) [97]
ZnO (protozoan / pierwotniak) 6.8 (6.4-7.3)
AlvOa < 100
SiO2 Pseudokirchneriella subcapitata, Vibrio fischeri, Escherichia coli, Staphylococcus aureus, Tetrahymena thermophila. < 100 [93]
WO3 < 100
Sb2O3 < 100
EC - effective concentration - the concentration of the toxicant causing specific changes (effects) in the tested organisms; the determination result is provided as a concentration inhibiting 20% (EC20) or 90% (EC90) of a given physiological process; NOEC - no observed effect concentration - the largest concentration (dose) at which there is no significant increase in the incidence or severity of effects of a given substance on the tested organisms relative to controls.
EC - st^zenie efektywne - st^zenie toksykanta powodujgce powstawanie okreslonych zmian (efektow) w organizmach testowych; jako wynik oznaczania podawane jest st^zenie hamujgce w 20% (EC20) lub 90% (EC90) dany proces fizjologiczny; NOEC - najwi^ksze st^zenie (dawka), przy ktorym nie wyst^puje istotny wzrost cz^stosci lub nasilenia skutkow dziatania lub nasilenia skutkow dziatania danej substancji u badanych organizmow w stosunku do kontroli.
Source/Zrodto: Own elaboration/Opracowanie wtasne.
Tests involving Danio rerio were also conducted to investigate the toxicity of NiO nanoparticles. It was found that n-NiO have low toxicity due to LC50 (30 days) being at 45.0 mg • dm-3, and LCi00 (the minimum concentration causing a 100-percent death rate) was at 100.0 mg • dm-3, and LC0 (maximum non-lethal concentration) at 6.25 mg • dm-3 for adult specimens of the zebrafish. Long-term exposure to N-NiO can lead to an accumulation of this nanocompound in the affected organism's tissues and to an increase in toxicity, having an adverse effect on the population of aquatic organisms and the dynamics of feeding structures in aquatic systems [98].
Particle size is one of the features taken into consideration when analysing the behaviour and properties of metal nanoparticles. It was found that a smaller particle size provides a larger area and reactivity, facilitating permeation of cells and organisms by nanoparticles, and effectively augmenting toxic effects. Lopes et al. (2014) [99] conducted a study using nanoparticles sized 30 and 80-100 nm. They concluded that the toxicity of the nanoparticles was driven primarily by their form. Moreover, they noticed that in the case of severe toxicity, ZnO macroparticles exhibited a larger LC50, compared to that of n-ZnO, which was probably the consequence of zinc having both the particulate and ionic form. Indeed, within 48 hours particles larger than 200 nm released more ions compared to n-ZnO of various grain sizes, this being the likely cause of the similarities in LC50 values found between the nanoparticles and the ions [99]. Toxicity is also influenced by aggregation in aqueous suspensions, to which nanoparticles are highly prone. Aggregation causes changes in physicochemical properties, making particles less available and thus less toxic [99].
One study investigated the ecotoxicity of n-TiO2 sized 10 and 30 nm, and of TiO2 sized 300 nm, for the green algae Pseudokirchneriella subcapitata [100]. Algae growth inhibition was found for all analysed n-TiO2 particles. It should be noted, however, that the presence of TiO2 nanoparticles reduced the toxicity of bio-available cadmium, which was most likely the effect of Cd2+ sorp-tion/complexation on the surface of titanium(II) oxide nanoparticles. However, TiO2 nanoparticles sized 30 nm were found to cause increased growth inhibition, which could be explained by the concentration of Cd(II) ions, suggesting a potential combination of the toxic effects of TiO2 and cadmium ions [100]. TiO2 ecotoxicity was also found for Ceriodaphnia dubia, a species of water flea in the class Branchiopoda, living in freshwater lakes, ponds and marshes in most countries in the world, and used in toxicity testing of wastewater treatment plant effluent water in the United States [101].
Freshwater Anthropoda include Daphnia similis, which are found in saline waters, alkaline ponds and fishless bodies of water, and Daphnia pulex, which live in temporary and permanent ponds and small lakes. The presence of CeO2 nanoparti-cles has a toxic effect on these organisms at a given concentration under 48 hours' exposure. EC50 was observed for Daphnia similis already at 0.26 mg • dm-3, and for Daphnia pulex at 91.79 mg • dm-3. The toxicity of n-CeO2 to Daphnia similis is, therefore, 350 times larger than to Daphnia pulex [102].
Aruoja i in. [93] przebadali szerokq grupç nanoczqstek tlenkow metali (A^Os, CosO^ CuO, FesO^ MgO, мпэод, Sb2Os, SiO2, ZnO, TiO2 oraz WO3) pod wzglçdem toksycznosci z zastosowaniem takich orga-nizmow jak: algi Pseudokirchneriella subcapitata, trzy gatunki bakte-rii (Vibrio fischeri, Escherichia coli, Staphylococcus aureus) oraz pier-wotniaki Tetrahymena thermophila. Uzyskane przez nich wyniki testu hamowania wzrostu glonow wykazaty, ze organizmy te z wartosciami EC50 w zakresie od 0,1-58 mg • dm-3, sq najbardziej wrazliwe spo-srod analizowanych organizmow. Jednakze najwyzszq toksyczno-sciq wzglçdem wszystkich organizmow, z wyjqtkiem pierwotniakow, charakteryzowaty siç CuO i ZnO (EC50 < 1 mg • dm-3), prawdopodob-nie ze wzglçdu na powstawanie toksycznych jonow Cu2+ i Zn2+. Nano-czqstki MgO natomiast nie wykazaty w ogole negatywnego wptywu na organizmy przy stçzeniu ponizej 100 mg • dm-3 [93].
Badania na Danio rerio prowadzono takze w celu sprawdzenia toksycznosci nanoczqstek NiO. Wyniki badan wykazaty, ze n-NiO charakteryzujq siç niskq toksycznosciq, gdyz LC50 (30 dni) wyno-sita 45,0 mg • dm-3, natomiast LC,00 (minimalne stçzenie powodu-jqce 100% smiertelnosci) byto na poziomie 100,0 mg • dm-3, a LC0 (maksymalne stçzenie niepowodujqce smiertelnosci) wyniosto 6,25 mg • dm-3 dla dorostych osobnikow danio prçgowanego. Nara-zenie organizmu na wieloletnie oddziatywanie n-NiO moze prowa-dzic do akumulacji nanozwiqzku w tkankach i do zwiçkszenia toksycznosci, co moze miec negatywny wptyw na populacjç orga-nizmow wodnych oraz dynamikç ksztattowania struktur pokarmo-wych w systemach wodnych [98].
Rozmiar czqstek jest jednq z cech, na ktore zwraca siç uwagç w analizach zachowania i wtasciwosci nanoczqstek metali. Stwier-dzono, ze mniejszy rozmiar czqstki zapewnia wiçkszq powierzch-niç i reaktywnosc. Umozliwia tym samym skuteczniejsze prze-nikanie nanoczqstek do komorek i organizmow, co determinuje wyzsze efekty toksycznosci. Lopes i in. [99] przeprowadzili badania z zastosowaniem nanoczqstek o rozmiarach 30 i 80-100 nm i stwierdzili, ze toksycznosc nanoczqstek wynikata przede wszyst-kim z ich formy. Zauwazyli ponadto, ze w przypadku ostrej toksycznosci makroczqstki ZnO wykazywaty nizszq wartosc LC50 w porow-naniu z wartosciami n-ZnO, co prawdopodobnie byto konsekwencjq wystçpowania cynku zarowno w postaci czqsteczkowej, jak i jono-wej. W ciqgu 48 godzin bowiem, czqstki o rozmiarach wiçkszych niz 200 nm uwolnity wiçcej jonow w porownaniu z n-ZnO, o roznej wiel-kosci ziaren. Prawdopodobnie to jest przyczynq podobienstwa miç-dzy wartosciami LC50 stwierdzonymi miçdzy nimi a formq jonowq [99]. Wptyw na toksycznosc ma takze agregacja w wodnych zawie-sinach, ktorej nanoczqsteczki sq bardzo podatne. W wyniku agre-gacji nastçpuje zmiana wtasciwosci fizykochemicznych, czqstki sq mniej dostçpne i tym samym mogq byc mniej toksyczne [99].
Ekotoksycznosc n-TiO2 o rozmiarach 10 i 30 nm oraz dla TiO2 o rozmiarach 300 nm, badano w odniesieniu do stodkowodnych alg zielonych Pseudokirchneriella subcapitata [100]. Zahamowanie wzrostu glonow stwierdzono dla wszystkich analizowanych czqstek n-TiO2. Nalezy jednak zaznaczyc, ze obecnosc nanoczqstek TiO2 zmniejszata toksycznosc biodostçpnego kadmu, co prawdopodobnie jest spowodowane sorpcjq/kompleksowaniem jonow Cd2+ na powierzchni nanoczqstek tlenku tytanu(II). Jednakze w przypadku nanoczqstek TiO2 o rozmiarach 30 nm stwierdzono zwiçkszonq inhi-bicjç wzrostu niz wynikatoby to ze stçzenia jonow Cd(II), co wska-
CeO2 nanoparticles exhibit toxic or stress-inducing effects also to:
- the Escherichia coli and Bacillus subtilis bacteria [103-104], the Anabaena CPB4337 cyanobacteria [105];
- the Pseudokirchneriella subcapitata aquatic green algae [105-107];
- the Caenorhabditis elegans vertebrae [108], the Gamma-rus roeseli and the Dreissena polymorpha bivalve [109], Mytilus galloprovincialis [110];
- and the Oncorhynchus mykiss vertebrae [111].
Benthos is an enormously important community of organisms in aquatic ecosystems. They serve important functions in aquatic processes, affecting the quality of waters and determining the presence of other organisms, especially plants. Hence, the presence of metal and metal oxide nanoparticles in water is very important, as under favourable aquatic conditions, they can undergo sedimentation and sorption on bottom sediments, thereby forming subsoil. Research has shown that the widely used n-Al2O3 is toxic and has a tendency to bioaccumulate in such benthos organisms as:
- the sludge worm (Tubifex tubifex) - food for invertebrates and fish;
- Hyalella Azteca - food for most aquatic amphibians;
- Lumbriculus Variegatus - largely feeding on dead organic matter; they are an excellent source of food for newt larvae;
- Corbicula Fluminea - a natural filter used for biotesting [112].
It should be added that in many cases the size distribution
of commercially prepared particles deviates considerably from producer specifications. Furthermore, the use of microorganisms to create NPMOs poses additional difficulties in assessing the risk of presence of various metal and metal oxide nan-oparticle structures in the aquatic environment. One example of this involves studies on the development of silver nanopar-ticles using Klebsiella pneumoniae, Escherichia coli, Enterobacter cloacae [113-114], as well as Pseudomonas stutzeri [115]. In normal conditions, the synthesis of Au and Ag nanoparticles is also based on organisms such as Lactobacillus [116], Klebsiella pneumonia, Escherichia coli and Enterobacter cloacae [117, 118].
zuje na mozliwosc potqczenia efektu toksycznosci nanoczqstek TiO2 oraz jonow kadmu [100]. Ekotoksycznosc TiO2 stwierdzono takze w stosunku Ceriodaphnia dubia, gatunku pchty wodnej w kla-sie skrzelonogi, zyjqcej w jeziorach, stawach i bagnach w wiçkszo-sci krajow oraz stosowanej w testach toksycznosci oczyszczalni sciekow wody w Stanach Zjednoczonych [101].
Do stodkowodnych stawonogow zaliczane sq m.in. Daphnia similis, ktora wystçpuje w wodach zasolonych, alkalicznych stawach, bezrybnych zbiornikach wodnych, oraz Daphnia pulex zyjqca w tymczasowych i trwatych stawach oraz matych jeziorach. Obec-nosc nanoczqstek CeO2 powoduje toksyczne dziatania wzglçdem tych organizmow przy stçzeniu 48-godzinnej ekspozycji, przy czym EC50 dla Daphnia similis zaobserwowano juz przy stçzeniu 0,26 mg • dm-3, podczas gdy dla Daphnia pulex przy stçzeniu 91,79 mg • dm-3. Toksycznosc n-CeO2 wzglçdem Daphnia similis jest zatem 350 razy wiçksza niz w stosunku do Daphnia pulex [102].
Nanoczqstki CeO2 wykazujq wtasciwosci toksyczne lub wywotujqce stres takze wzglçdem:
- bakterii Escherichia coli i Bacillus subtilis [103-104], cyanobacteria Anabaena CPB4337 [105],
- aquatic green alga Pseudokirchneriella subcapitata [105-107],
- krçgowcôw Caenorhabditis elegans [108], Gammarus roeseli i matz Dreissena polymorpha [109], Mytilus galloprovincialis [110],
- krçgowcôw Oncorhynchus mykiss [111].
W ekosystemach wodnych ogromne znaczenie ma bentos. Organizmy te petniq istotne role w procesach zachodzq-cych w wodzie, ksztattujqc tym samym jakosc wod, determinu-jqc obecnosc innych organizmow, zwtaszcza roslinnych. Dlatego tez istotne znaczenie ma zawartosc nanoczqstek metali i tlenkow metali, ktore w wodach w sprzyjajqcych warunkach mogq ulec sedymentacji, sorpcji na osadach dennych i tym samym budo-wac podtoze. Wyniki badan wskazujq, ze powszechnie stosowany n-Al2O3 wykazuje toksycznosc oraz tendencje do bioakumulacji wzglçdem takich organizmow bentosowych, jak:
- rurecznik pospolity (Tubifex Tubifex) - pokarm dla bez-krçgowcôw i ryb,
- kietze meksykanskie (Hyalella Azteca) - pokarm dla mniejszych ptazow wodnych,
- dzdzowniczka (Lumbriculus Variegatus) - wiçkszosc zywi siç martwq materiq organicznq, stanowiq dosko-nate zrodto pokarmu dla larw traszek,
- miçczak wodny (Corbicula Fluminea) - naturalny filtr, stosowany do biotestow [112].
Nalezy dodac, ze w wielu przypadkach rozktad wielkosci czqstek przygotowanych w handlu odbiega znaczqco od specyfikacji wytworcy. Ponadto dodatkowe trudnosci w ocenie ryzyka obecnosci roznych struktur nanoczqstek metali i tlenkow metali w srodowisku wodnym stwarza wykorzystywanie mikroorganizmow do tworzenia NPMOs, czego przyktadem sq badania nad tworzeniem nanoczqstek srebra przez Klebsiella pneumoniae, Escherichia coli i Enterobacter cloacae [113-114] oraz za pomocq Pseudomonas stutzeri [115]. Synteza nanoczqstek Au i Ag w warunkach standardowych takze oparta jest na organizmach takich jak Lactobacillus [116] czy Klebsiella pneumonia, Escherichia coli i Enterobacter cloacae [117- 118].
Summary and conclusions
Metal nanoparticles are increasingly coming into use across various areas of everyday life (including cosmetics, medicine and pharmaceuticals, electronics and clothing). Thus, they are also becoming a major environmental pollutant (especially in wastewater). Reports on the toxicity of NPMOs to various forms of living organisms warrant investigations into how these pollutants function in aqueous solutions and interact with standard substances. However, current research has been focusing primarily on the methods of synthesising nanostructures, and on exploring their properties for potential market applications.
The literature review gives rise to a presumption that the size of nanoparticles, their constitution, distribution and surface properties are undergoing constant changes in the environment due to their interactions with other components, and as a result of the balances shaped by diverse bio- and geochemical properties. Hence, the particle size distribution may change in response to reactions such as sorption, aggregation, precipitation, solution and microorganism-driven processes. It is necessary to understand the mechanisms and kinetics of the processes occurring in the aquatic environment for metal nanoparticles, and whether and how electric potential can be created at the particle interface.
The growing use of nanosubstances in both commercial and industrial products has led to their accumulation in the aquatic ecosystem. The rapid development and large-scale production of nanocompounds over the last several decades has raised concerns about the potential risks they pose to the health of aquatic flora and fauna. Despite the extensive research on nanoecotox-icology in recent years, a standardised technique is yet to be developed for the assessment of nanoparticle toxicity in various biological systems, including the reproductive, respiratory, nervous and gastrointestinal systems, as well as the developmental stages of aquatic organisms. More research is needed in this area to help draft legislation on controlling the release of nano-compounds into the aquatic environment and their impact on aquatic organisms [119].
It should be noted at this point that the subjects of studies are not always specific to surface waters. However, since the pretreated wastewater is released into surface waters together with bacteria that are specific also to humans, it is necessary to investigate how they interact with NPMOs. The insights so gained could help to optimise wastewater treatment processes using nanotechnology and NPMOs.
Podsumowanie i wnioski
Nanoczgstki metali coraz powszechniej sg stosowane w róz-nych dziedzinach zycia cztowieka (m.in. kosmetyka, medycyna i farmaceutyka, elektronika, odziez). W zwigzku z tym stanowig one coraz bardziej istotng grupç zwigzków emitowanych do sro-dowiska (zwtaszcza w postaci scieków), a doniesienia o tok-sycznosci NPMOs w odniesieniu do róznych form organizmów zywych powodujg, ze niezbçdna jest wiedza w zakresie ich funk-cjonowania w roztworach wodnych oraz interakcji z podstawo-wymi substancjami. Jednakze badania prowadzone w poszcze-gólnych osrodkach skupiajg siç przede wszystkim na metodach syntezy nanostruktur, analizy ich wtasciwosci pod wzglçdem mozliwosci zastosowania w gospodarce.
Analiza poszczególnych doniesien literaturowych pozwala przypuszczac, ze wielkosc nanoczgstek, ich budowa i uktad oraz wtasciwosci powierzchni podlegajg ciggtym zmianom w srodowi-sku w wyniku interakcji z innymi sktadnikami i równowag ksztat-towanych przez róznorodne czynniki bio- i geochemiczne. Roz-ktad wielkosci czgstek moze zatem ulec zmianie w odpowiedzi na zachodzgce reakcje, takie jak sorpcja, agregacja, strgcanie, rozpuszczanie oraz procesy uwarunkowane obecnoscig mikro-organizmów. Konieczne jest poznanie mechanizmów oraz kine-tyki procesów zachodzgcych w srodowisku wodnym w odniesieniu do nanoczgstek metali oraz mozliwosci tworzenia potencjatu elektrycznego na granicy faz czgsteczki.
Rosngce zastosowanie nanosubstancji - zarówno w produktach komercyjnych, jak i przemystowych - doprowadzito do ich akumulacji w ekosystemie wodnym. Szybki rozwój i produkcja nanozwigzków na duzg skalç w ciggu ostatnich kilku dziesiçcio-leci wzbudzity obawy dotyczgce ich potencjalnego zagrozenia dla zdrowia srodowiska dla fauny i flory wodnej. Przeprowadzono juz wiele badan w ciggu ostatnich lat w dziedzinie nanoekotok-sykologii, jednak nie ma jeszcze zadnej standardowej techniki oceny toksycznosci nanoczgstek w róznych uktadach biologicz-nych, takich jak uktad rozrodczy, oddechowy, nerwowy, zotgdko-wo-jelitowy i stadia rozwojowe organizmów wodnych. Niezbçdne sg badania w tym kierunku w celu opracowania przepisów do kontroli wptywu nanozwigzków na organizmy wodne i ich uwal-niania do srodowiska wodnego [119].
Nalezy takze zaznaczyc, ze obiekty badan nie zawsze sg cha-rakterystyczne dla wód powierzchniowych. Jednakze ze wzglçdu na emisjç podczyszczonych scieków do wód powierzchniowych wraz z bakteriami charakterystycznymi takze dla cztowieka, konieczna jest ich analiza pod kgtem interakcji z NPMOs. Wie-dza w tym zakresie moze doprowadzic do optymalizacji techno-logicznych procesów oczyszczania scieków w oparciu o nano-technologiç i NPMOs.
List of abbreviations I Wykaz skrótów
NPs - nanoparticles NPs - nanoczqstki
NPMOs - nanoparticles of metal and metal oxides NPMOs - nanoczqstki metali i tlenkow metali
LCA - Life Cycle Assessment LCA - ang. Life Cycle Assessment, ocean cyklu zycia
ROS - reactive oxygen species produktu
LD50 - lethal dose ROS - reaktywna forma tlenu
EC - effective concentration LD50 - ang. lethal dose, medialna dawka smiertelna
NOEC - No Observed Effect Concentration EC - ang. effective concentration, stçzenie efektywne
NOEC - ang. No Observed Effect Concentration, najwiçk-sze stçzenie, dla którego nie wystçpuje istotny wzrost czçstosci lub nasilenia skutków dzia-tania danej substancji badanych organizmów w stosunku do próbki kontrolnej.
Literature I Literatura
[1 ] Rabajczyk A., Possibilities for analysis of selected nano-metals in solid environmental samples, „Desalination and Water Treatment" 2016, 57, 3, 1598-1610, https:XXdoi.org X10.1080X19443994.2015.1030109.
[2] Kurwadkar S., Pugh K., Gupta A., Ingole S., Nanoparticles in the Environment: Occurrence, Distribution, and Risks, „Journal of Hazardous, Toxic, and Radioactive Waste" 2015, 19, 3, https:XXdoi.orgX10.1061X(ASCE) HZ.2153-5515.0000258.
[3] Feijoo S., González-García S., Moldes-Diz Y., Vazquez-Vazquez C., Feijoo G., Moreira M. T., Comparative life cycle assessment of different synthesis routes of magnetic nanoparticles, „Journal of Cleaner Production" 2017, 143, 528-538, https:XXdoi.orgX10.1016Xj.jclepro.2016.12.079.
[4] Amde M., Liu J., Tan Z-Q., Bekana D., Transformation and bioavailability of metal oxide nanoparticles in aquatic and terrestrial environments. A review, „Environmental Pollution" 2017, 230, 250-267, https:XXdoi.orgX10.1016Xj. envpol.2017.06.064.
[5] Bundschuh M., Filser J., Lüderwald S., McKee M. S., Metreveli G., Schaumann G. E., Schulz R., Wagner S., Nano-particles in the environment: where do we come from, where do we go to?, „Environmental Sciences Europe" 2018, 30, 1, https:XXdoi.orgX10.1186Xs12302-018-0132-6.
[6] Baker T. J., Tyler Ch. R., Galloway T. S., Impacts of metal and metal oxide nanoparticles on marine organism, „Environmental Pollution" 2014, 5, 257-271, https:XXdoi. orgX10.1016Xj.envpol.2013.11.014.
[7] Zhou H., Wang X., Zhou Y., Yao H., Ahmad F., Evaluation of the toxicity of ZnO nanoparticles to Chlorella, vulgaris by use of the chiral perturbation approach, „Analytical and Bioanalytical Chemistry" 2014, 406, 3689-3695, https:XXdoi.orgX10.1007Xs00216-014-7773-0.
[8.] Kotodziejczak-Radzimska A, Jesionowski T., Zinc Oxide - From Synthesis to Application: A Review, „Materials" 2014, 7, 2833-2881, https:XXdoi.orgX10.3390Xma7042833.
[9] Sahu S. C., Hayes A. W., Toxicity of nanomaterials found in human environment, „Toxicology Research and Application" 2017, 1, https://doi.org/10.1177/2397847317726352.
[10] Goyal P, Basniwal R. K., Toxicity of Nanoparticles and Their Impact on Environment, „Soil Biology" 2017, 48, 531-543, https://doi.org/10.1007/978-3-319-46835-8_21.
[11] Märutescu L., Chifiriuc M. C., Postolache C., Pircalabioru G. G., Bolocan A., Nanoparticles' toxicity for humans and environment, „Nanomaterials for Drug Delivery and Therapy" 2019, 515-535, https://doi.org/10.1016/ B978-0-12-816505-8.00012-6.
[12] Han Y., Kim D., Hwang G., Lee B., Eom I., Kim P J., Tong M., Kim H., Aggregation and dissolution of ZnO nanoparticles synthesized bydifferent methods: Influence of ionic strength and humic acid, „Colloids and Surfaces A: Phy-sicochemical and Engineering Aspects" 2014, 451, 7-15, https://doi.org/10.1016/j.colsurfa.2014.03.030.
[13] Pourzahedi L., Eckelman M. J., Comparative life cycle assessment of silver nanoparticle synthesis routes, „Environmental Science: Nano" 2015, 2, 4, 361-369, https://doi. org/10.1039/C5EN00075K.
[14] Fubini B., Ghiazza M., Fenoglio I., Physico-chemical features of engineered nanoparticles relevant to their toxicity, „Nanotoxicology" 2010, 4, 347-363, https://doi.org/10.31 09/17435390.2010.509519.
[1 5] Sajid M., Ilyas M., Basheer C., Tariq M., Daud M., Baig N., Shehzad F., Impact of nanoparticles on human and environment: review of toxicity factors, exposures, control strategies, and future prospects, „Environmental Science and Pollution Research" 2014, 22, 6, 4122-4143, https://doi. org/10.1007/s11356-014-3994-1.
[16] Bourdineaud J. P., Stambuk A., Srut M., Radic Brkanac S., Ivankovic D., Lisjak D., Sauerborn Klobucar R., Dragun Z., Bacic N., Klobucar, G. I. V., Gold and silver nanoparticles effects to the earthworm Eisenia fetida - the importance of tissue over soil concentrations, „Drug and Chemical
Toxicology" 2019, 1-1B, https://doi.org/10.10B0/014B05 45.2019.15б7757.
[17] Sánchez-López K. B., De los Santos-Ramos F.J., Gómez-Acata E.S., Luna-Guido M., Navarro-Noya Y. E., Fernández-Luqueño F., Dendooven L., TiO2 nanoparticles affect the bacterial community structure and Eisenia fetida (Savigny, 1826) in an arable soil, „PeerJ" 2019, 7, б939, https://doi.org/10.7717/ peerj.6939.
[1B] Miller R. J., Lenihan H. S., Muller E. B., Tseng N., Hanna S. K., Keller A A., Impacts of metal oxide nanoparticles on marine phytoplankton, „Environmental Science & Technology" 2010, 44, 7329-7334, https://doi.org/10.1021/es100247x.
[19] Haque E., Ward A., Zebrafish as a Model to Evaluate Na-noparticle Toxicity, „Nanomaterials" 201B, B, 7, https://doi. org/10.3390/nano8070561.
[20] Ivask A., Juganson K., Bondarenko O., Mortimer M., Aruoja V., Kasemets K., Blinova I., Heinlaan M., Slaveykova V., Kahru A., Mechanisms of toxic action of Ag, ZnO and CuO nano-particles to selected ecotoxicological test organisms and mammalian cells in vitro: A comparative review, „Nanotoxi-cology" 2014, B, 57-71, https://doi.org/10.3109/1743539 0.2013.B55B31.
[21] Song G., Ho W., Gao Y., Wang Y., Lin L, Zhang Z., Niu Q., Ma R., Mu L. Wang H., Effects of Cuo nanoparticles on Lemna minor, „Botanical Studies" 201б, 57, 1, https://doi. org/10.1186/s40529-016-0118-x.
[22] Belava V. N., Panyuta O. O., Yakovleva G. M., Pysmenna Y. M., Volkogon M. V., The Effect of Silver and Copper Nanopar-ticles on the Wheat-Pseudocercosporella herpotrichoides Pathosystem, „Nanoscale Research Letters" 2017, 12, 1, https://doi.org/10.11B6/s11671-017-202B-6.
[23] Kelley M., Current K. M., Dissanayake N. M., Obare S. O., Effect of Iron Oxide Nanoparticles and Amoxicillin on Bacterial Growth in the Presence of Dissolved Organic Carbon, „Biomdicines" 2017, 5, 3, https://doi.org/1 0.3390/ biomedicines5030055.
[24] Khan M. S., Qureshi N. A., Jabeen F., Assessment of toxicity in fresh water fish Labeo rohita treated with silver nanoparticles, „Applied Nanoscience" 2017, 7, 167-179, https://doi.org/10.1007/s13204-017-0559-x.
[25] Sukhanova A., Bozrova S., Sokolov P., Berestovoy M., Karaulov A., Nabiev I., Dependence of Nanoparticle Toxicity on Their Physical and Chemical Properties, „Nanoscale research letters" 201B, 13, 1, https://doi.org/10.11B6/ s11671-01B-2457-x.
[26] Buzea C, Pachec I. I., Robbie K., Nanomaterials and nanoparticles: Sources and toxicity, „Biointerphases" 2007, 2, 4, 17-71, https://doi.org/10.1116/1.2B15690.
[27] Christian P., Von der Kammer F., Baalousha M., Hofmann T., Nanoparticles: structure, properties, preparation and behavior in environmental media, „Ecotoxicology" 200B, 17, 326-343, https://doi.org/10.1007/s10646-00B-0213-1.
[2B] Ge L., Li Q., Wang M., Ouyang J., Li X., Xing M.M.Q., Nano-silver particles in medical applications: synthesis, performance, and toxicity, „International Journal Nanomedicine" 2014, 9, 2399-2407, https://doi.org/! 0.2147/IJN.S5501 5.
[20] Zou J., Hannula M., Misra S., Feng H., Labrador R., Aula A. S., Hyttinen J., Pyykkö I., Micro CT visualization of silver nanoparticles in the middle and inner ear of rat and transportation pathway after transtympanic injection, „Journal of Nanobiotechnology" 2015, 13, 1, https://doi. org/10.1186/s12951-015-0065-9.
[30] Farooq M. U., Novosad V., Rozhkova E. A., Wali H., Ali A., Fateh A. A., Neogi P, B., Wang, Z., Gold Nanoparticles-enabled Efficient Dual Delivery of Anticancer Therapeutics to HeLa Cells, „Scientific Reports" 2018, 8, 1, https://doi.org/10.1038/ s41598-018-21331-y.
[31] Sun C., Li Y., Li Z., Su Q., Wang Y., Liu, X., Durable and Washable Antibacterial Copper Nanoparticles Bridged by Surface Grafting Polymer Brushes on Cotton and Polymeric Materials, „Journal of Nanomaterials" 2018, 1-7, https://doi.org/10.1155/2018/6546193.
[32] Ingle A. P., Duran N., Rai M., Bioactivity, mechanism of action, and cytotoxicity of copper-based nanoparticles: A review, „Applied Microbiology and Biotechnology" 2013, 98, 3, 1001-1009, https://doi.org/10.1007/ s00253-013-5422-8.
[33] Jiang J., Pi J., Cai J., The Advancing of Zinc Oxide Na-noparticles for Biomedical Applications, „Bioinorganic Chemistry and Applications" 2018, 1-18, https://doi. org/10.1155/2018/1062562.
[34] Jin S. E., Jin J. E., Hwang W., Hong S. W., Photocatalytic antibacterial application of zinc oxide nanoparticles and self-assembled networks under dual UV irradiation for enhanced disinfection, „International Journal of Nanomedi-cine" 2018, 14, 1737-1751, https://doi.org/10.2147/IJN. S192277.
[35] Barui A. K., Kotcherlakota R., Patra C. R., Biomedical applications of zinc oxide nanoparticles, „Inorganic Frameworks as Smart Nanomedicines" 2018, 239-278, https://doi.org/10.1016/B978-0-12-813661-4.00006-7.
[36] Mishra P. K., Mishra H., Ekielski A., Talegaonkar S., Vaidya B., Zinc oxide nanoparticles: a promising nano-material for biomedical applications, „Drug Discovery Today" 2017, 22, 12, 1825-1834, https://doi.org/10.1016/j. drudis.2017.08.006.
[37] Rabajczyk A., El Yamani N., Dusinska M., The effect of time on the stability of iron oxide nanoparticles in environmental acids, „Water Environment Research" 2017, 89, 5, 416-423, https://doi.org/10.2175/106143016X14609975747685.
[38] Çeçmeli S., Biray Avci C., Application of Titanium Dioxide (TiO2) Nanoparticles in Cancer Therapies, „Journal of Drug Targeting" 2019, 1-13, https://doi.org/10.1080/106 1186X.2018.1527338.
[39] Gajbhiye S., Sakharwade S., Silver Nanoparticles in Cosmetics, „Journal of Cosmetics, Dermatological Sciences and Applications" 2016, 6, 48-53, https://doi.org/10.4236/ jcdsa.2016.61007.
[40] Lu P. J., Huang S. C., Chen Y. P., Chiueh L. C., Shih D. Y. C., Analysis of titanium dioxide and zinc oxide nanoparticles in cosmetics, „Journal of Food and Drug Analysis" 201 5, 23, 3, 587-594, https://doi.org/10.1016/jjfda.2015.02.009.
[41] Lu P. J., Huang S. C., Chen Y. P., Chiueh L. C., Shih D. Y. C., Analysis of titanium dioxide and zinc oxide nanoparticles in cosmetics, „Journal of Food and Drug Analysis" 201 5, 23, 3, 587-594, https://doi.org/10.1016/jjfda.2015.02.009.
[42] Dréno B., Alexis A., Chuberre B., Marinovich M., Safety of titanium dioxide nanoparticles in cosmetics, „Journal of the European Academy of Dermatology and Venereology" 2019, 33, S7, 34-46, https://doi.org/10.1111/jdv.15943.
[43] Hoffmann T., Amaral Peters D., Angioletti B., Bertoli S., Peres Vieira L., Ratto Reiter M.G., Krebs De Souza C., Potentials Nanocomposites in Food Packaging, „Chemical Engineering Transactions" 2019, 75, 253-258.
[44] Huang Y., Mei L., Chen X., Wang Q., Recent Developments in Food Packaging Based on Nanomaterials, „Nanomate-rials" 2018, 8, 10, https://doi.org/10.3390/nano8100830.
[45] Peters R. J. B., van Bemmel G., Herrera-Rivera Z., Helsper H. P. F. G., Marvin H. J. P., Weigel S., Tromp P. C., Oomen A. G., Bouwmeester, H., Characterization of Titanium Dioxide Nanoparticles in Food Products: Analytical Methods To Define Nanoparticles, „Journal of Agricultural and Food Chemistry" 2014, 62, 27, 6285-6293, https://doi.org/10.1021 / jf5011885.
[46] Espitia P. J. P., Otoni C. G., Soares N. F. F., Zinc Oxide Nanoparticles for Food Packaging Applications, „Antimicrobial Food Packaging" 2016, 425-431, https://doi.org/10.1016/ B978-0-12-800723-5.00034-6.
[47] Giannossa L. C., Longano D., Ditaranto N., Nitti M. A., Paladini F., Pollini,M., Rai M., Sannino A., Valentini A., Cioffi, N., Metal nanoantimicrobials for textile applications, „Nanotechnology Reviews" 2013, 2, 3, https://doi. org/10.1515/ntrev-2013-0004.
[48] Uddin M. J., Cesano F., Scarano D., Bonino F., Agostini G., Spoto G., Bordiga S., Zecchina, A., Cotton textile fibres coated by Au/TiO2 films: Synthesis, characterization and self cleaning properties, „Journal of Photochemistry and Pho-tobiology A: Chemistry" 2008, 199, 1, 64-72, https://doi. org/10.1016/j.jphotochem.2008.05.004.
[49] El-Nahhal I. M., Zourab S. M., Kodeh F. S., Selmane M., Genois I., Babonneau F., Nanostructured copper oxide-cotton fibers: synthesis, characterization, and applications, „International Nano Letters" 2012, 2, https://doi. org/10.1186/2228-5326-2-14.
[50] Verbic A., Gorjanc M., Simoncic B., Zinc Oxide for Functional Textile Coatings: Recent Advances, „Coatings" 2019, 9, 9, https://doi.org/10.3390/coatings9090550.
[51] Guerra F., Attia M., Whitehead D., Alexis F., Nanotechno-logy for Environmental Remediation: Materials and Applications, „Molecules" 2018, 23, 7, https://doi.org/10.3390/ molecules23071760.
[52] Amde M., Liu, J. F., Tan Z. Q., Bekana D., Ionic liquid-based zinc oxide nanofluid for vortex assisted liquid liquid microextraction of inorganic mercury in environmental waters prior to cold vapor atomic fluorescence spectroscopic detection, Talanta 149, 2016, 341-346, https://doi. org/10.1016/j.talanta.2015.12.004.
[53] Gehrke I., Geiser A., Somborn-Schulz A., Innovations in na-
notechnology for water treatment, Nanotechnology, Science and Applications 1, 2015, https://doi.org/10.2147/NSA. S43773.
[54] Beek W. J. E., Wienk M. M., Janseen R. A. J., Efficient Hybrid Solar Cells from Zinc Oxide Nanoparticles and a Conjugated Polymer, Advanced Mater 16, 12, 2004, pp. 10091013, https://doi.org/10.1002/adma.200306659.
[55] Shweta, Pal K., Thapa K. B., Synthesis and characterization of ZnO nano-particles for solar cell application by the cost effective co-precipitation method without any surfactants, AIP Conference Proceedings 2142, 1, 2019, https:// doi.org/10.1063/1.5122336.
[56] Yuan Z., Low-temperature growth of well-aligned ZnO na-nowire arrays by chemical bath deposition for hybrid solar cell application, „Journal of Material Science: Material in Electronics" 2014, 25, 5, 2248-2252, https://doi. org/10.1007/s10854-014-1866-6.
[57] Yuan Z., Synthesis of ZnO nanocrystal by thermal decomposition for inverted polymer solar cell application, „Journal of Material Science: Material in Electronics" 2015, 26, 3, 1776-1779, https://doi.org/10.1007/s10854-014-2607-6.
[58] Chelladurai K., Rajamanickam M., Environmentally Benign Neem Biodiesel Synthesis Using Nano-Zn-Mg-Al Hydrotal-cite as Solid Base Catalysts, „Journal of Catalysts" 2014, 1-6, https://doi.org/10.1155/2014/326575.
[59] Kumar R., Al-Dossary O., Kumar G., Umar A., Zinc Oxide Nanostructures for NO2 Gas-Sensor Applications: A Review, „Nano-Micro Letters" 2014, 7, 2, 97-120, https://doi. org/10.1007/s40820-014-0023-3.
[60] Wang Z. L., Zinc oxide nanostructures: growth, properties and applications, „Journal of Physics. Condensed Matter" 2004, 16, 25, 829-858, https://doi. org/10.1088/0953-8984/16/25/R01.
[61] Moballegh A, Shahverdi H. R, Aghababazadeh R., Mirhabibi A., ZnO nanoparticles obtained by mechanoche-mical technique and the optical properties, „Surface Science" 2007, 601,13, 2850-2854, https://doi.org/10.1016/j. susc.2006.12.012.
[62] Bacaksiz E., Parlak M., Tomakin M., Ozgelik A., Karakiz M., Altunba? M., The effects of zinc nitrate, zinc acetate and zinc chloride precursors on investigation of structural and optical properties of ZnO thin films, „Journal of Alloys Compounds" 2008, 466, 1-2, 447-450, https://doi.or-g/10.1016/j.jallcom.2007.11.061.
[63] Segets D., Gradl J., Taylor R. K., Vassilev V., Peukert W., Analysis of Optical Absorbance Spectra for the Determination of ZnO Nanoparticle Size Distribution, Solubility and Surface Energy, „ACS Nano" 2009, 3, 7, 1703-1710, https://doi.org/10.1021/nn900223b.
[64] Feng L., Liu A., Liu M., Ma Y., Wei J., Man B., Fabrication and characterization of tetrapod-like ZnO nanostructures prepared by catalyst-free thermal evaporation, „Materials Characterization" 2010, 61, 128-133, https://doi.or-g/10.1016/j.matchar.2009.10.011.
[65] Huang C. L., Hsiao I. L., Lin H. C., Wang C. F., Huang Y. J., Chuang C. Y., Silver nanoparticles affect on gene expres-
sion of inflammatory and neurodegenerative responses in mouse brain neural cells, „Environmental Research" 2015, 136, 253-263, https://doi.Org/10.1016/j. envres.2014.11.006.
[66] Gupta R., Xie H., Nanoparticles in Daily Life: Applications, Toxicity and Regulations, „Journal of Environmental Pathology, Toxicology and Oncology" 201 8, 37, 3, 209-230, https://doi.org/10.1615/ JEnvironPatholToxicolOncol.2018026009.
[67] Taylor D. A., Dust in the wind, „Environmental Health Perspectives" 2002, 110, 2, A80-A87, https://doi. org/10.1289/ehp.110-a80.
[68] Jeevanandam, J., Barhoum A., Chan S., Dufresne A., Danquah M., Review on nanoparticles and nanostructured materials: History, sources, toxicity and regulations, „Beilstein Journal of Nanotechnology" 2018, 9, 1, 1050-1074, https://doi.org/10.3762/bjnano.9.98.
[69] Delay M., Frimmel F. H., Nanoparticles in aquatic systems, „Analytical and Bioanalytical Chemistry" 2012, 402, 583-592, https://doi.org/10.1007/s00216-011-5443-z.
[70] Contini C., Schneemilch M., Gaisford S., Quirke N., Nano-particle-membrane interactions, „Journal of Experimental Nanoscience" 2018, 13, 1, 62-81, https://doi.org/10.1080 /17458080.2017.1413253.
[71] Manke A., Wang L., Rojanasakul Y., Mechanisms of Na-noparticle-Induced Oxidative Stress and Toxicity, „Bio-med Research International" 2013, 942916, https://doi. org/10.1155/2013/942916.
[72] Dayem A. A., Hossain M. K., Lee S. B., Kim K., Saha S. K., Yang G. M., Choi H. Y., Cho S.G., The Role of Reactive Oxygen Species (ROS) in the Biological Activities of Metallic Nanoparticles, „International Journal of Molecular Sciences" 2017, 18, 1, https://doi.org/10.3390/ijms18010120
[73] Siddiqi K. S., ur Rahman A., Tajuddin, Husen A., Properties of Zinc Oxide Nanoparticles and Their Activity Against Microbes, „Nanoscale Research Letters" 2018, 13, 1, https://doi.org/10.1186/s11671-018-2532-3.
[74] Wang L., Hu Ch., Shao L., The antimicrobial activity of nanoparticles: present situation and prospects for the future, „International Journal of Nanomedicine" 2017, 12, 1227-1249, https://doi.org/10.2147/IJN.S121956.
[75] Sirelkhatim A., Mahmud S., Seeni A., Kaus N. H. M., Ann L. Ch., Bakhori S. K. M., Hasan H., Mohamad D., Review on Zinc Oxide Nanoparticles: Antibacterial Activity and Toxicity Mechanism, „Nanomicro Letters" 2015, 7, 3, 219-242, https://doi.org/10.1007/s40820-015-0040-x.
[76] Yang E.J., Kim S., Kim J.S., Choi I.H., Inflammaso-me formation and IL-1ß release by human blood monocytes in response to silver nanoparticles, „Biomaterials" 201 2, 33, 6858-6867, https://doi.org/10.1 016/j. biomaterials.2012.06.016.
[77] Zhang T., Wang L., Chen Q., Chen Ch., Cytotoxic Potential of Silver Nanoparticles, „Yonsei Medical Journal" 2014, 55, 2, 283-291, https://doi.org/10.3349/ymj.2014.55.2.283.
[78] Adams L. K., Lyon D. Y., Alvarez P. J. J. Comparative ecotoxicity of nanoscale TiO2, SiO2, and ZnO water suspen-
sions, „Water Research" 2006, 40, 3527-3532, https://doi. org/10.1016/j.watres.2006.0B.004.
[79] Fiedot M., Maliszewska I., Rac-Rumijowska O., Suchorska-Wozniak P., Lewinska A., Teterycz H., The Relationship between the Mechanism of Zinc Oxide Crystallization and Its Antimicrobial Properties for the Surface Modification of Surgical Meshes, „Materials (Basel)" 2017, 10, 4, https://doi.org/10.3390/ma10040353.
[B0] Azam A., Ahmed A. S., Oves M., Khan M. S., Habib S. S., Memic A., Antimicrobial activity of metal oxide nanoparticles against Gram-positive and Gram-negative bacteria: a comparative study, „International Journal of Nanomedicine" 2012, 7, https://doi.org/10.2147/IJN.S35347.
[B1] Niño-Martínez N., Orozco M. S. S., Martínez-Castañón G. A., Méndez F. T., Ruiz F., Molecular Mechanisms of Bacterial Resistance to Metal and Metal Oxide Nanoparticles, „International Journal of Molecular Sciences" 2019, 20, 11, https://doi.org/10.3390/ijms20112B0B.
[B2] Ramesh C., Mohan Kumar K. T., Senthil M., Ragunathan V., Antibacterial activity of Cr2O3 nanoparticles against E.co-li; Reduction of chromate ions by Arachis hypogaea leaves, „Archives of Applied Science Research" 2012, 4, 4, 1B94-190.
[B3] Bind V., Kumar A., Current issue on nanoparticle toxicity to aquatic organism, „MOJ Toxicology" 2019, 5, 2, 66-67.
[B4] Pramod K. S., Vijayasundaram V., Krishnakumar N., Palaniappan Pl.Rm., The effect of titanium dioxide exposure on the thermal properties of Zebrafish (Danio rerio) bones, „Journal of Thermal Analysis and Calorimetry" 2012, 10B, 1, 133-139, https://doi.org/10.1007/s10973-011-1774-4.
[B5] Zhang J., Guo W., Li Q., Wang Z., Liu S., The effects and the potential mechanism of environmental transformation of metal nanoparticles on their toxicity in organisms, „Environmental Science: Nano" 201B, 5, 11, 24B2-2499, https://doi.org/10.1039/CBEN006BBA.
[B6] Lacave J. M., Vicario-Parés U., Bilbao E., Gilliland D., Mura F., Dini L., Cajaraville M. P., Orbea A., Waterborne exposure of adult zebrafish to silver nanoparticles and to ionic silver results in differential silver accumulation and effects at cellular and molecular levels, „Science of The Total Environment" 201B, 642, 1209-1220, https://doi.org/10.1016/j. scitotenv.201B.06.12B.
[B7] Griffitt R. J., Luo J., Gao J., Bonzongo J. C., Barber D. S., Effects of particle composition anad species on toxicity of metallic nanomaterials in aquatic organisms, „Environmental Toxicology and Chemistry" 200B, 27, 9, https://doi. org/10.1B97/0B-002.1.
[BB] Lekamge S., Miranda A. F., Abraham A., Li V., Shukla R., Bansal V., Nugegoda D., The Toxicity of Silver Nanopartic-les (AgNPs) to Three Freshwater Invertebrates With Different Life Strategies: Hydra vulgaris, Daphnia carinata, and Paratya australiensis, „Frontiers in Environmental Science" 201B, 6, 1-13, https://doi.org/10.33B9/fenvs.201B.00152.
[B9] Zhang Z., Yang X., Shen M., Yin Y., Liu J., Sunlight-driven reduction of silver ion to silver nanoparticleby organic matter mitigates the acute toxicity of silver to Daphnia magna,
„Journal of Environmental Sciences" 2015, 35, 62-68, https://doi.org/10.1016/jjes.2015.03.007.
[90] Gosteva I., Morgalev Y., Morgaleva T., Morgalev S., Effect of Al2O3 and TiO2 nanoparticles on aquatic organisms, IOP Conference Series: Materials Science and Engineering 98, 2015, https://doi.org/10.1088/1757-899X/98/1/012007.
[91] Borase H. P, Muley A. B., Patil S. V., Singhal R. S., Nano-eco toxicity study of gold nanoparticles on less explored aquatic organism Moina macrocopa: enzymatic biomarkers and bioaccumulation perspective, „Environmental Toxicology and Pharmacology" 2019, 68, 4-12, https://doi.or-g/10.1016/j.etap.2019.02.013.
[92] Dabrunz A., Duester L., Prasse C., Seitz F., Rosenfeldt R., Schilde C., Schaumann G.E., Schulz R., Biological Surface Coating and Molting Inhibition as Mechanisms of TiO2 Na-noparticle Toxicity in Daphnia magna, PLoS ONE 6, 2011, https://doi.org/10.1371/journal.pone.0020112.
[93] Aruoja V., Pokhrel S., Sihtmäe M., Mortimer M., Mädler L., Kahru A., Toxicity of 12 metal-based nanoparticles to algae, bacteria and protozoa, „Environmental Science Nano" 2015, 6, https://doi.org/10.1039/C5EN00057B.
[94] Heinlaan M., Ivask A., Blinova I., Dubourguier H.C., Kahru A., Toxicity of nanosized and bulk ZnO, CuO and TiO2 to bacteria Vibrio fischeri and crustaceans Daphnia magna and Thamnocephalus platyurus, „Chemosphe-re" 2008, 71, 7, 1308-1316, https://doi.org/10.1016/j. chemosphere.2007.11.047.
[95] Aruoja V., Dubourguier H.C., Kasemets K., Kahru A., Toxicity of nanoparticles of CuO, ZnO and TiO2 to microal-gae Pseudokirchneriella subcapitata, „Science of the Total Environment" 2009, 407, 4, https://doi.org/10.1016/j. scitotenv.2008.10.053.
[96] Sovova T., Koci V., Kochânkovâ L., Ecotoxicity of nano and bulk forms of metal oxides, Conference: 1st NANOCON International Conference, At: Roznov p. Radhostêm, Czech Republic, 2009.
[97] Mortimer M., Kasemets K., Kahru A., Toxicity of ZnO and CuO nanoparticles to ciliated protozoa Tetrahymena ther-mophila, „Toxicology" 2009, 269, 2-3, 182-189, https://doi. org/10.1016/j.tox.2009.07.007.
[98] Kovriznych J. S., Sotnikova R., Zeljenkova D., Rollerova E., Szabova E., Long-term (30 days) toxicity of NiO nanoparticles for adult zebrafish Danio rerio, „Interdisciplinary Toxicology" 2014, 7, 1, 23-26, https://doi.org/10.2478/ intox-2014-0004.
[99] Lopes S., Ribeiro F., Wojnarowicz J., tojkowski W., Jurkschat K., Crossley A., Soares A.M.V.M., Loureiro S., Zinc oxide nanoparticles toxicity to Daphnia magna: size-dependent effects and dissolution, „Environmental Toxicology and Chemistry" 2014, 33, 190-198, https://doi.org/10.1002/etc.2413.
[100] Hartmann N.B., Von der Kammer F., Hofmann T., Baalousha M., Ottofuelling S., Baun A. Algal testing of titanium dioxide nanoparticles--testing considerations, inhibitory effects and modification of cadmium bioavailability, „Toxicology" 2010, 269, 2-3, 190-197, https://doi. org/10.1016/j.tox.2009.08.008.
[10] Dalai S., Pakrashi S., Chandrasekaran N., Mukherjee A., Acute Toxicity of TiO2 Nanoparticles to Ceriodaphnia dubia under Visible Light and Dark Conditions in a Freshwater System, PLoS One 8, 4, 2013, https://doi.org/10.1371/ journal.pone.0062970.
[102] Artells E., Issartel J., Auffan M., Borschneck D., Thill A., Tella M., Brousset L., Rose J., Bottero J.Y., Thiéry A., Exposure to Cerium Dioxide Nanoparticles Differently Affect Swimming Performance and Survival in Two Daphnid Species, PLoS One 8, 8, 2013, https://doi.org/10.1371/journal.pone.0071260.
[103] Pelletier D. A., Suresh A. K., Holton G. A., McKeown C. K., Wang W., Gu B., Mortensen N. P., Allison D. P., Joy D. C., Allison M. R., Brown S. D., Phelps T. J., Doktycz, M. J., Effects of Engineered Cerium Oxide Nanoparticles on Bacterial Growth and Viability, „Applied and Environmental Microbiology" 2010, 76, 24, 7981-7989, https://doi.org/10.1128/AEM.00650-10.
[104] Thill A., Zeyons O., Spalla O., Chauvat F., Rose J., Auffan M., Flank A. M., Cytotoxicity of CeO2 nanoparticles for Escherichia coli. physico-chemical insight of the cytotoxicity mechanism, „Environmental Science & Technology" 2006, 40, 6151-6156, https://doi.org/10.1021/es060999b.
[105] Rodea-Palomares I., Boltes K., Fernández-Piñas F., Leganés F., García-Calvo E., Santiago J., Rosal R., Physicochemical Characterization and Ecotoxicological Assessment of CeO2 Nanoparticles Using Two Aquatic Microorganisms, „Toxicological Sciences" 2011, 119, 1, 135-145, https:// doi.org/10.1093/toxsci/kfq311.
[106] Rogers N. J., Franklin N. M., Apte S. A., Batley G. E., Angel B. M., Lead J. R., Baalousha M., Physico-chemical behaviour and algal toxicity of nanoparticulate CeO2 in freshwater, „Environmental Chemistry" 2010, 7, 50-60, https://doi. org/10.1071/EN09123.
[107] Van Hoecke K., Quik J. T., Mankiewicz-Boczek J., De Schamphelaere K. A., Elsaesser A., Van der Meeren P., Barnes C., McKerr G., Howard C. V., Van de Meent D., Rydzynski K., Dawson K. A., Salvati A., Lesniak A., Lynch I., Silversmit G., De Samber B., Vincze L., Janssen C.R., Fate and effects of CeO2 nanoparticles in aquatic ecotoxicity tests, „Environmental Science & Technology" 2009, 43, 12, 4537-4546, https://doi.org/10.1021/es9002444.
[108] Zhang H., He X., Zhang Z., Zhang P., Li Y., Ma Y., Kuang Y., Zhao Y., Chai Z., Nano-CeO2 exhibits adverse effects at environmental relevant concentrations, „Environmental Science & Technology" 201 1, 45, 8, 3725-3730, https://doi.org/10.1021/es103309n.
[109] Garaud M., Auffan M., Devin S., Felten V., Pagnout Ch., Pain-Devin S., Proux O., Rodius F., Sohm B., Giamberini L., Integrated assessment of ceria nanoparticle impacts on the freshwater bivalve Dreissena polymorpha, „Nanotoxi-cology" 2016, 10, 7, 935-944, https://doi.org/10.3109/17 435390.2016.1146363.
[110] Conway J. R., Hanna S. K., Lenihan H. S., Keller A. A., Effects and implications of trophic transfer and accumulation of CeO2 nanoparticles in a marine mussel, „Environ-mental Science & Technology" 2014, 48, 1517-1524, https://doi.org/10.1021/es404549u.
[111] Johnston B. D., Scown T. M., Moger J., Cumberland S. A., Baalousha M., Linge K., vanAerle R., Jarvis K., Lead J. R., Tyler C. R. Bioavailability of nanoscale metal oxides TiO2, CeO2, and ZnO to fish, „Environmental Science & Technology" 2010, 44, 1144-11 51, https://doi.org/10.1021 / es901971a.
[112] Stanley J. K., Coleman J. G., Weiss C. A. Jr, Steevens J. A., Sediment toxicity and bioaccumulation of nano and micron-sized aluminum oxide, „Environmental Toxicology and Chemistry" 2010, 29, 2, 422-429, https://doi. org/10.1002/etc.52.
[113] Minaeian S., Shahverdi A. R., Nohi A. S., Shahverdi H. R., Extracellular biosynthesis of silver nanoparticles by some bacteria, „JSIAU" 2008, 17, 66, 1-4.
[114] Das V. L., Thomas R., Varghese R. T., Soniya E. V., Mathew J., Radhakrishnan E. K., Extracellular synthesis of silver nanoparticles by the Bacillus strain CS 11 isolated from industrialized area, „3 Biotech" 2013, 4, 2, 121-126, https://doi.org/10.1007/s13205-013-0130-8.
[115] Joerger R., Klaus T., Granqvist C.G., Biologically produced silver-carbon composite materials for optical-
ILONA TOMCZYK-WYDRYCH, M.SC. - she graduated from the Jan Kochanowski University in Kielce in the field of Environmental Protection with a specialization in environmental monitoring and environmental management. Employee of State Water Holding Polish Waters. Scientific interests focus on the migration of metal and metal oxides nanoparticles in the aquatic environment and their interaction with compounds present in surface waters.
ANNA RABAJCZYK, D.SC. - Associate Professor at the Scientific and Research Centre for Fire Protection - National Research Institute. She graduated from WSP in Kielce. Doctorate in chemistry at the University of Opole. Habilitation in environmental engineering at the Wroctaw University of Technology. Environmental auditor. She has extensive scientific and didactic experience, and deals with issues to environmental engineering, nanotechnology, biotechnology as well as chemical transformation and environmental threats. She is an expert in national and international institutions (including NCBR, EC, The European Education and Training Expert Panel). She completed numerous both domestic and foreign internships and scholarships, she was a member in many scientific and organizatio -nal committees of both domestic and foreign conferences.
ly functional thin film coatings, „Advanced Materials" 2010, 12, 407-409, https://doi.org/10.1002/(SICI)-1521-4095(200003)12:6<407::AID-ADMA407>3.0.C0;2-0.
[116] Nair B., Pradeep T., Coalescence of nano-clusters and formation of submicron crystallites assisted by Lactobacillus strains, „Cryst Growth Design" 2002, 2, 293-298, https://doi.org/10.1021/cg0255164.
[117] Shahverdi A. R., Minaeian S., Shahverdi H. R., Jamalifar H., Nohi A. A., Rapid synthesis of silver nanoparticles using culture supernatants of Enterobacteria: a novel biological approach, „Process Biochemistry" 2007, 42, 919-923, https://doi.org/10.1016/_j.procbio.2007.02.005.
[118] Sinha S., Pan I., Chanda P., Sen S. K., Nanoparticles fabrication using ambient biological resources, „Journal of Applied Bioscienced 2009, 19, 1113-1130.
[119] Rather M. A., Bhat I. A., Sharma N., Sharma R., Molecular and Cellular Toxicology of Nanomaterials with Related to Aquatic Organisms, „Advances in Experimental Medicine and Biology" 2018, 1048, 263-284, https://doi. org/10.1007/978-3-319-72041-8_16.
MGR ILONA TOMCZYK-WYDRYCH - Absolwentka Uniwersytetu Jana Kochanowskiego w Kielcach, kierunek ochrona Srodowiska
0 specjalnosci monitoring Srodowiska oraz zarzqdzanie Srodowi-skowe. Pracownik Panstwowego Gospodarstwa Wodnego Wody Polskie. Zainteresowania naukowe koncentrujg si? na migracji nano-czqstek metali i tlenkow metali w srodowisku wodnym oraz ich inte-rakcji z innymi zwiqzkami obecnymi w wodach powierzchniowych.
DR HAB. ANNA RABAJCZYK - profesor Centrum Naukowo-Badawczego Ochrony Przeciwpozarowej im. Jözefa Tuliszkowskiego - Panstwo -wego Instytutu Badawczego. Absolwent WSP w Kielcach, kierunek chemia. Doktorat z chemii na Uniwersytecie Opolskim. Habilita-cja z inzynierii Srodowiska na Politechnice Wroctawskiej. Audytor Srodowiskowy. Posiada bogate doswiadczenie naukowe i dydak-tyczne. Zajmuje si? zagadnieniami inzynierii srodowiska, nanotech-nologii, biotechnologii oraz transformacji chemicznej i zagrozen Srodowiskowych. Petni rol? eksperta w krajowych i mi^dzynarodo -wych instytucjach (m.in. NCBR, EC, The European Education and Training Expert Panel). Odbyta liczne staze i stypendia krajowe
1 zagraniczne, byta cztonkiem w wielu komitetach naukowych i orga-nizacyjnych konferencji zarowno krajowych, jak i zagranicznych.
Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyzszego
Stworzenie anglojçzycznych wersji oryginalnych artykulöw naukowych wydawanych w kwartalniku „BITP. Bezpieczenstwo i Technika Pozarnicza" - zadanie finansowane w ramach umowy 658/P-DUN/2018 ze srodköw Ministra Nauki i Szkolnictwa Wyzszego przeznaczonych na dzialalnosc upowszechniaj^c^ naukç.
