EKOTOXIKOLOGIE NANOMATERIÁLŮ. TEREZA SOVOVÁ a VLADIMÍR KOČÍ. 2. Nanomateriály a nanotechnologie. Obsah. 1. Úvod

Transkript

1 EKOTOXIKOLOGIE NANOMATERIÁLŮ TEREZA SOVOVÁ a VLADIMÍR KOČÍ Ústav chemie ochrany prostředí, Vysoká škola chemickotechnologická v Praze, Technická 5, Praha 6 sovovat@vscht.cz Došlo , přepracováno , přijato Klíčová slova: ekotoxikologie, nanotechnologie, nanomateriál, toxicita Obsah 1. Úvod 2. Nanomateriály a nanotechnologie 3. Nanomateriály v životním prostředí 4. Analýza nanomateriálů 5. Ekotoxicita nanomateriálů 6. Specifika testování toxicity nanomateriálů 7. Závěr 1. Úvod Nanomateriály (NM) a nanotechnologie se v posledních dvaceti letech dostaly do popředí vědeckého zájmu a nacházejí uplatnění v mnoha oborech lidské činnosti (od speciálních průmyslových aplikací po běžně dostupnou kosmetiku a textil) 1 3. Roční celosvětová produkce NM je odhadována na stovky až tisíce tun a bude nadále stoupat 1. Přesto nejsou jejich výroba ani použití nijak speciálně regulovány, i když se stále častěji množí obavy z možného ovlivnění kvality životního prostředí 3 5. Z hlediska složení se nejedná o nové látky, ovšem právě rozměry těchto částic a vláken jsou tím, co je odpovědné za nové či lepší vlastnosti těchto látek z hlediska technologického a co může ovlivňovat i jejich vliv na životní prostředí. S rostoucím objemem využívaných NM navíc bude růst i množství, které se dostane do životního prostředí (ať už nechtěně nebo cíleně). V historii můžeme najít několik příkladů, kdy bezmyšlenkovité masové využívání nových a důkladně neprozkoumaných látek vedlo k závažným globálním environmentálním problémům (vzpomeňme např. polychlorované bifenyly či DDT). Měla by být tedy na místě určitá obezřetnost a opatrnost při používání NM, dokud nenajdeme spolehlivou odpověď na otázku, zda NM nepředstavují zvýšené nebezpečí pro člověka i životní prostředí 1,3,4,6 9. Zatímco humánní toxicita jemných a ultrajemných částic, kam můžeme zahrnout i NM, není ničím novým a je poměrně dobře prostudována, účinky na ostatní organismy jsou velkou neznámou a nanoekotoxikologie jako obor je stále ve svých začátcích 4, Otázkou také zůstává, zda NM se svými jedinečnými vlastnostmi nevyžadují speciální přístup a zda současné ekotoxikologické testy, tak jak jsou navrženy, budou účelům testování NM vyhovovat 13. S tím souvisí i otázka, jak takové ekotoxikologické experimenty s NM interpretovat na úroveň ekosystémů, což by bylo naším hlavním cílem. Zde totiž do hry významným způsobem vstupuje i otázka osudu NM v jednotlivých složkách prostředí. 2. Nanomateriály a nanotechnologie Nanomateriály jsou definovány 1,8,14 17 jako látky, jejichž struktury mají alespoň jeden rozměr v rozmezí 1 až 100 nm. Někteří autoři 17 rozlišují ještě navíc nanočástice, které mají dva, popř. tři rozměry mezi nm. Nanomateriály jako takové nejsou výlučně lidským výtvorem. NM vznikají i bez lidského přičinění již od počátku vzniku Země 7,12. Mezi hlavní zdroje přírodních NM patří lesní požáry, vulkanická aktivita a eroze. NM mohou vznikat i biologickými procesy, zejména mikrobiální aktivitou 2,7. Ke vzniku NM přispívá (vedle cílené výroby NM) i lidská činnost, a to zejména spalovacími procesy (letecká i automobilová doprava, energetika, průmysl) nebo třeba opotřebováváním pneumatik motorových vozidel 7,12. NM tu tedy byly už dlouho předtím, než započala jejich cílená výroba. Organismy byly v průběhu evoluce NM vystaveny a mohly se adaptovat. Proč se tedy vůbec jejich vlivem na životní prostředí zabývat? Nejprve proto, že i přírodní NM mohou být za určitých podmínek toxické (např. sopečný prach), takže toxické účinky mohou mít i vyráběné NM. Vyráběné NM jsou dále látky, které se v nanoformě dříve v prostředí nevyskytovaly. Mohou mít unikátní fyzikálněchemické a potažmo toxické vlastnosti, které u přírodních NM nenajdeme. Například uhlíkaté NM (fullereny) mají jiné toxické vlastnosti než třeba ultrajemné grafitové částice, i když se všechny skládají pouze z uhlíku 7,8. NM mohou být teoreticky vytvořeny z jakékoliv látky. V nanoformě je dosud k dispozici cca 44 prvků periodické tabulky a jejich sloučenin a další stále přibývají. V současnosti se ale nejčastěji používají NM skládající se z přechodných kovů (nanostříbro, nanoželezo), křemíku, uhlíku (uhlíkaté nanotrubice, dendrimery) a oxidů kovů (zejména oxidy titanu, zinku a ceru) 16. Nanomateriály se používají v elektronice, automobilovém a leteckém průmyslu, jako přísady do plastických hmot, barviv a lepidel, při remediačních a dekontaminačních procesech. Uplatnění nacházejí ale i v předmětech denní potřeby (čisticí prostředky, zubní pasty, opalovací prostředky a jiná kosmetika, ponožky a jiný textil, vysavače, pračky) 12,15,16,

2 3. Nanomateriály v životním prostředí S rostoucím používáním NM všech typů stoupá i možnost jejich emisí do životního prostředí a jejich možný vliv na zdraví ekosystémů se dostává do popředí zájmu. Abychom mohli plně porozumět jejich možnému vlivu na životní prostředí, je třeba nejprve zjistit, jak se v něm budou chovat. Zůstanou tyto látky v nanoformě a uchovají si svoje vlastnosti a reaktivitu i po vstupu do vodního či horninového prostředí? Jaké bude jejich chování ve vztahu k dalším částicím a kontaminantům vyskytujícím se v prostředí? Jaký vliv budou mít fyzikální, chemické, biologické a další faktory? Odpovědi na tyto a další otázky budou klíčové pro zavádění regulačních mechanismů pro NM, které poskytnou adekvátní ochranu životního prostředí, aby byly zároveň plně využity přínosy a výhody, které nanotechnologie nabízí 1,4,12. Disperzi NM v kapalině můžeme podle definice IUPAC považovat za koloidní systém. V případě NM, tedy částic pod 100 nm, by měla být disperze stabilní a nemělo by docházet k agregaci. V reálném prostředí ale na částice působí mnoho dalších vlivů, které agregaci NM budou ovlivňovat 7,8,12. Převládá názor, že ve většině případů budou NM po vstupu do reálného prostředí agregovat, takže pouze část těchto látek si zachová nanoformu 3,4,7,11,21. Bude tím ovlivněno chování těchto látek v prostředí, jejich vliv na složky ekosystémů a komplikovat tak použití NM. Agregace NM také znamená, že ve vodním prostředí bude docházet k jejich sedimentaci, čímž se NM budou odstraňovat z vodního sloupce. Zároveň bude docházet k hromadění u dna, takže potenciálně ohroženou skupinou organismů budou zejména ty, které žijí u dna (tzv. bentické) 6,7,22. K adsorpci vzniklých agregátů i samotné agregaci může docházet také na povrchu i uvnitř samotných organismů. K podobným adsorpčním jevům může docházet i na rozhraní fází, např. u hladiny vody a ke kumulaci NM v těchto místech 6,7. Na tvorbu agregátů působí řada biotických i abiotických faktorů; některé jejich vznik podporují, další naopak disperzi stabilizují a mohou rozrušovat agregáty již vzniklé 6,7,11. Jedním z působících faktorů je salinita prostředí, přičemž vyšší salinita podporuje agregaci NM. S tím také souvisí rozdílná stabilita NM v mořské a sladké vodě 7,8,16,23. Některé organické látky naopak disperzi NM stabilizují 7,11,15,24. Jedná se v prvé řadě o huminové látky (huminové kyseliny a fulvokyseliny) 25 29, dále různé proteiny, polymery a povrchově aktivní látky 11. Ty se i cíleně přidávají do produktů obsahující NM, aby se zabránilo agregaci 3,7,8. Všechny výše uvedené látky se běžně vyskytují v prostředí, spousta povrchově aktivních látek se do prostředí dostává i s odpadními vodami, takže stabilizace NM v prostředí působením organických látek je pravděpodobná 7,8. Chování NM v prostředí bude ovlivňovat řada dalších faktorů, jejichž vliv ale není dosud dobře prozkoumán. Je to například ph (a s ním související bod nulového náboje), teplota a proudění, které ovlivňují srážky částic 8. Svůj vliv má i koncentrace částic, přičemž při zvyšující se koncentraci se zvyšuje i míra agregace, protože srážky částic jsou častější 15. Důležité budou i vlastnosti samotných částic jako je velikost, tvar, hmotnost, velikost povrchu, chemické složení, náboj povrchu, rozpustnost, apod. 7,12. Vzhledem k poměrně složitému chování NM v prostředí se nabízí otázka, zda a jakým způsobem budou NM ovlivňovat další kontaminanty v prostředí 1,6,7,15,30,31. NM mají velký specifický povrch, proto mohou hrát významnou roli v distribuci, transportu i biologické dostupnosti kontaminantů v prostředí 1,15,32. Zejména hydrofobní látky mají tendenci se v prostředí vázat na různé částice 15. Některé aplikace NM navíc přímo spočívají v adsorpci kontaminantů na NM, které se cíleně dávkují do vod či půd, aby tak snížily jejich kontaminaci (fullereny, uhlíkaté nanotrubice, nanoželezo) 15. Nabízí se i ovlivnění toxicity. NM mohou toxické účinky ostatních látek tlumit, zároveň ale může být zvýšena jejich mobilita a usnadněn tak vstup do organismu 6,7. 4. Analýza nanomateriálů Pro objektivní posouzení vlivu NM na životní prostředí bychom měli být schopni určit jejich koncentraci i velikost částic ve složkách životního prostředí i v samotných organismech. Tato měření jsou důležitá i při testovaní účinků NM v laboratorním měřítku 3,7,8,12. Pro určení koncentrace a chemického složení je možné použít jednoduché metody jako gravimetrie, turbidimetrie nebo spektrofotometrie, které ale dokážou detegovat množství v řádu mg l 1. Koncentrace v řádu g l 1 a menší už ovšem není možné určit. Pro NM obsahující kovy lze použít klasické metody, jako je indukčně vázaná plazma (ICP) nebo atomová absorpční spektroskopie (AAS) 7,8. Existují ovšem určité pochybnosti, zda by se NM v těchto přístrojích chovaly stejně jako konvenční materiály, např. zda by docházelo k úplné atomizaci 8. Hustota částic (počet částic na jednotku objemu) může být určena pomocí vizuálních počítacích metod s použitím elektronové mikroskopie, která je schopna na rozdíl od světelné rozlišit i jednotlivé nanočástice 3,7,8,12. Metody elektronové mikroskopie mají ale několik nevýhod. Vzorek vyžaduje poměrně složitou přípravu. Musí být dokonale vysušen, což může ovlivnit velikost částic a není jisté, zda větší shluky částic byly opravdu přítomny ve vzorku, nebo jsou pouze výsledkem jeho přípravy. V přístroji panuje také hluboké vakuum a silné magnetické pole, což může mít také svůj vliv. Elektronové mikroskopy navíc nejsou běžně dostupné 7,8. Určení tvaru, velikosti a povrchu částic je důležité vzhledem k tomu, že tyto parametry jsou tím, čím se NM odlišují od konvenčních látek. Existuje i názor, že povrch částic je vhodnější k vyjádření závislosti dávka odpověď, než standardně používaná hmotnostní koncentrace 8. První možností je elektronová mikroskopie, která umožňuje i přímé zobrazení měřených částic. Má ale nevýhody, které byly již popsány výše. Je vhodné tedy použít méně inva- 83

3 zivní techniky, které co nejméně narušují měřený vzorek a nevyžadují tak pracnou přípravu vzorku 3,7,8,12. Jednou z takových metod je i metoda dynamického rozptylu světla (DLS Dynamic Light Scattering). DLS je poměrně lehce proveditelná a dostupná technika, která má ale i několik nevýhod. Nejdůležitější z nich je fakt, že tato metoda není vhodná pro měření vzorků s širokou distribucí částic. Měřený signál je úměrný velikosti částic, proto větší částice mají silnější odezvu než částice NM. Pokud vzorek obsahuje i malé množství částic větších než 1 m, částice NM nebudou ve výsledcích patrné. Avšak pokud je tato metoda správně využívána, je možno ji použít k popisu testovaných látek (zejména vzorků komerčních NM, kde rozptyl velikosti částic není tak významný) a také ke sledování agregace NM v průběhu testu 3,8. Měření koncentrace a vlastností NM v reálných vzorcích komplikuje několik skutečností: V reálných vzorcích lze očekávat poměrně nízké koncentrace NM. Přestože dosud nemáme přehled, v jakých koncentracích se NM v jednotlivých složkách životního prostředí vyskytují, pravděpodobné jsou hodnoty v řádu ng l 1, popř. g l 1, přičemž v sedimentech jsou možné i vyšší 8,12. V reálných vzorcích půd se vyskytuje vysoké pozadí přírodních NM (koloidů) i organického uhlíku, což znesnadňuje detekci uhlíkatých NM. To samé platí pro i kovové NM (např. pro železo) 7,8,12. V případě reálných vzorků tedy nelze rovnou použít metody jako ICP, AAS, apod. Je nejprve nutné NM vyextrahovat z přírodních matric (což je problematické především v případě vzorků půd a sedimentů) a provést rozdělení částic podle velikosti Ekotoxicita nanomateriálů Naše znalosti o toxicitě nanomateriálů jsou stále značně omezené. Testování se doposud soustředilo zejména na akvatické testy, které jsou mezinárodně uznávané (ISO normy, apod.) a snadno proveditelné. Mechanismy toxického účinku a faktory, které toxicitu ovlivňují, nebyly doposud zcela objasněny 2,12,30. Různé NM budou mít různé mechanismy účinku, který je často spojen s účelem, ke kterému NM slouží. Stejný NM může navíc vykazovat i různé mechanismy účinku v závislosti na okolních podmínkách. Nejčastěji je zmiňováno pět možných mechanismů účinku NM: poškození membrán a membránového potenciálu 12,33,34, poškození buněčných proteinů 12, genotoxicita 8,12,30,35, narušení transportu elektronů v buňce 12,36, vznik reaktivních forem kyslíku (ROS) 4,12,18,30,37,38 a uvolňování toxických látek 3,8,12,30 (obr. 1). Konkrétní ekotoxikologická data pro NM jsou velmi omezená. Nejčastěji byly NM testovány na bakteriích, sladkovodních korýších, sladkovodních řasách a rybách. Naopak zcela chybí údaje pro terestrické organismy, vyšší rostliny a omezená data jsou k dispozici i pro mořské organismy. Nejčastěji zkoumanými bakteriemi jsou Escherichia coli 12,29,36,37,39 a Bacillus subtilis 12,29,37,39. Toxické účinky pro bakterie byly pozorovány zejména u Ag (cit. 12,40 ) a TiO 2 (cit. 12,37,41 ), jejichž antibakteriální účinky jsou již dlouho známy. Další zkoumané NM s toxickými účinky pro bakterie jsou fullereny 7,29,34, MgO (cit. 39 ), ZnO (cit. 3,16,37,42 ) a CeO 2 (cit. 36 ). Pokud jde o sladkovodní organismy, nejčastěji se setkáváme se sladkovodními korýši (Daphnia magna, Thamnocephalus platyurus) a sladkovodními mikroskopickými řasami (Desmodesmus subspicatus, Pseudokirchne- Obr. 1. Možné mechanismy účinku NM (CYP - cytochrom P), podle Klaine a spol

4 riella subcapitata, Chlamydomonas reinhardtii). U těchto organismů byly toxické účinky pozorovány u nanoforem TiO 2 (cit. 19,37,43 46 ), ZnO (cit. 3,5,18,37,44,45,47 ), CuO (cit. 5,18,47,48 ), Ag (cit. 1,4,49 ), Ni (cit. 4 ), NiO (cit. 50 ), kvantových teček 51 a fullerenů 6,44,52. Ze sladkovodních obratlovců se v literatuře setkáváme zejména s rybami. Nejvíce studií se týká účinků fullerenů, resp. uhlíkatých nanotrubic, méně NM anorganických 12. Spíše než akutní toxicita byly pozorovány různé subletální efekty, které mohou mít vliv na chronickou toxicitu NM 12,13, V porovnání se sladkovodními organismy jsou informace o toxických účincích NM na mořské organismy velmi omezené, ačkoliv by neměly být zanedbávány z několika důvodů. Jak už bylo zmíněno dříve, chování NM v mořské vodě bude značně odlišné od chování ve vodě sladké. Navíc většina průmyslových efluentů končí v mořích a i výrobci NM jsou často lokalizováni na pobřežích (Japonsko, Čína, Spojené státy), nemluvě o zvýšeném množství opalovací kosmetiky, která NM obsahuje. Pobřežní oblasti jsou proto potenciální konečné úložiště všech typů NM a měla by se jim věnovat zvýšená pozornost. Několik studií 5,12,23,47,57 se věnuje mořské fluorescenční bakterii Vibrio fischeri, kde byly toxické účinky prokázány u ZnO (cit. 5,12,47,57 ) a CuO (cit. 5,12,47,57 ). Toxické účinky NM ovlivňuje mnoho faktorů. Prvním z nich je velikost částic, zejména vzhledem k tomu, že velikost částic je často jedinou vlastností, kterou se NM odlišují od konvenčních látek (pokud nejsou k NM přidávány různé příměsi k stabilizaci). Některé studie dokazují, že velikost částic na toxicitu vliv má, často poměrně významný, přičemž se snižující se velikostí částic se toxicita zvyšuje, resp. nanomateriály se jeví jako toxičtější oproti konvenčním formám daných látek 17. Tento trend byl pozorován u fullerenů 19, Al 2 O 3, TiO 2 (cit. 16,19 ) i CuO (cit. 5,16 ), naproti tomu v případě ZnO nebyly většinou pozorovány v toxicitě žádné rozdíly 16. Další faktory pak s velikostí částic souvisí. Jedná se o faktory, které ovlivňují agregaci částic (tedy iontová síla, množství organických látek, koncentrace dané látky, ph, teplota). Dále má vliv i způsob přípravy roztoku toxikantu (pouze míchání, sonikace, přídavek dispergační látky) 3,4,7,11. U fotosenzitivních látek (TiO 2, ZnO) má na míru toxického účinku vliv přítomnost a míra osvětlení a druh světelných paprsků 5. Svůj vliv mají i charakteristiky testovaných organismů. 6. Specifika testování toxicity nanomateriálů Testování toxicity NM je stále na počátku a data, která máme k dispozici, jsou nedostatečná. Testování toxicity se často omezuje pouze na akvatické testy a také mechanismy toxických účinků nejsou zatím plně objasněny. Navíc značně komplexní chování NM často vyžaduje speciální přístup ve srovnání s konvenčními látkami a při realizaci testů se setkáváme s novými problémy a překážkami. Hlavní problematické oblasti lze shrnout do tří bodů 7,11,13 : vhodné metody dispergace NM a otázka, zda se dispergace má či nemá provádět, charakterizace testovaných látek před experimentem i v jeho průběhu, výběr a použití referenčních látek. Metody dispergace jsou v zásadě tři: míchání, sonikace a přídavek vhodné dispergační látky. Při použití sonikace nebo míchání nejsou do testovaného roztoku přidávány žádné látky, které by mohly ovlivnit toxicitu, ale doba přípravy se výrazně prodlužuje. Sonikace poskytuje lepší výsledky než míchání, ale u obou existuje riziko, že NM opět agregují poté, co je sonikace, resp. míchání ukončeno. Může také dojít k porušení struktury NM. U sonikace navíc hrozí vznik ROS, které mohou ovlivnit toxicitu. Při přídavku dispergační látky bývá dosahováno dobrých výsledků a to i dlouhodobě, příprava je jednoduchá a časově nenáročná. Tyto látky ale bývají velice často toxické a můžou tak ovlivnit celkovou toxicitu. Určitým kompromisem je použití látek, které nemají tak dobré dispergační účinky, ale jsou méně toxické (např. dodecylsulfát sodný). Otázkou ovšem zůstává, zda vůbec se máme o dispergaci pokoušet. Jak již bylo uvedeno, NM budou v reálném prostředí nejspíše agregovat, nebudou zde přítomna dostatečná množství speciálních chemikálií ani sonikace, experimenty bez dispergace by tak lépe odrážely skutečnost. V prostředí působí ale i faktory, které dispergaci podporují, přítomnost NM v nanoformě proto není vyloučena. Pokud navíc chceme popsat rozdíly účinků nano a klasické formy nebo pokud nás zajímají mechanismy toxického účinku, je dispergace nutná 6,7,11,13. Charakterizace testovaných látek je u NM mnohem důležitější než u látek konvenčních. Zatímco u klasických látek si vystačíme s údajem o koncentraci, u NM je klíčovým parametrem velikost částic, jejich tvar, velikost povrchu, apod. Tyto vlastnosti NM od klasických látek odlišují a mohou hrát důležitou roli v otázce toxicity. Vzhledem ke komplexnímu chování NM při různých podmínkách prostředí tak nestačí pouze např. údaj od výrobce o velikosti částic v používané látce, je třeba látku charakterizovat při konkrétních podmínkách daného experimentu. Je třeba určit, co vlastně testujeme. Tyto informace jsou důležité i z hlediska porovnávání výsledků mezi jednotlivými experimenty i jednotlivými laboratořemi. Většinou je doporučováno následující 7,13 : celková koncentrace látky (např. v jednotkách mg l 1 ), údaje od výrobce o velikosti, tvaru částic, čistotě, apod., potvrzení disperze látky pomocí optických metod, popř. elektronové mikroskopie. Problematická je i otázka výběru a použití referenčních látek. Referenční látka by měla hrát úlohu pozitivní kontroly o známé toxicitě a pokud možno známém mechanismu účinku. V inhalační toxikologii se jako referenční látky používají saze nebo křemenné částice, ale tyto látky nemusí být toxické pro všechny organismy, protože některé se adaptovaly pro život v různých písčitých a jiných sedimentech 7,11. 85

5 Obecně by se ekotoxikologický výzkum měl soustředit na rozdíly v účincích klasické formy a nanoformy určité látky (např. fullereny a grafit). Pokud bude zjištěno, že NM vykazují odlišné toxikologické vlastnosti, měl by následovat detailnější výzkum s cílem zjistit další údaje o toxickém účinku a definovat tak požadavky na zacházení s těmito látkami a regulaci jejich použití v právních předpisech 7,11, Závěr Ačkoliv jsou data o toxicitě NM zatím neúplná, dosud provedené experimenty dokazují, že nanoforma testovaných látek je významně toxičtější než forma klasická. Otázkou ovšem zůstává, zda koncentrace, které se testovaly, jsou reálné ve skutečném prostředí a zda environmentální osud NM nemá významný vliv na jejich výsledné ekotoxikologické či ekosystémové působení. Informace o koncentraci NM v životním prostředí i prognózy jejich vývoje doposud chybí. Výzkum na toto téma prochází nicméně v posledních letech bouřlivým rozvojem. Evropská komise v roce 2010 iniciovala diskuzi o jednotné definici NM pro použití v legislativě za účelem regulace použití a výroby NM (cit. 58 ) a soustavně také řeší postavení NM v rámci směrnice REACH (cit. 59,60 ). Problematikou se zabývá také SCENIHR 61 (Vědecký výbor pro vznikající a nově zjištěná zdravotní rizika při Evropské komisi). V rámci 7. rámcového projektu EU dále běží několik projektů zabývajících se bezpečností 62 NM a od roku 2009 dále běží iniciativa Evropské komise Nanosafety Cluster 63, která má za úkol tyto projekty koordinovat. Také ostatní organizace začaly problém řešit a formulují výzkumné strategie v této oblasti, ustanovují poradní orgány, případně spouštějí projekty pro koordinaci výzkumu v této oblasti (např. US EPA (cit. 64 ), OECD (cit. 65 ), ISO (cit. 66 )). V České republice se výzkum doposud zaměřuje zejména na vývoj NM jako takových, případně je řešena otázka bezpečnosti práce a lidského zdraví 67,68. I přes nedostatek dostupných informací se NM jeví jako látky značně problematické, které i přes mnoho výhod mohou představovat vážná nebezpečí. Již nyní se NM začínají masově využívat i v produktech denní potřeby a nejsou nijak speciálně regulovány. Tento trend by se měl alespoň zpomalit do té doby, dokud nebude prokázáno, že NM nepředstavují výraznější nebezpečí pro člověka i pro životní prostředí. Práce vznikla s finanční podporou Ministerstva školství, mládeže a tělovýchovy v rámci účelové podpory na specifický vysokoškolský výzkum (Rozhodnutí č. 21/ 2011) a v rámci grantu MSM LITERATURA 1. Navarro E., Baun A., Behra R., Hartmann N., Filser J., Miao A.-J., Quigg A., Santschi P., Sigg L.: Ecotoxicology 17, 372 (2008). 2. Bhatt I., Tripathi B. N.: Chemosphere 82, 308 (2011). 3. Franklin N. M., Rogers N. J., Apte S. C., Batley G. E., Gadd G. E., Casey P. S.: Environ. Sci. Technol. 41, 8484 (2007). 4. Griffitt R. J., Luo J., Gao J., Bonzongo J.-C., Barber D. S.: Environ. Toxicol. Chem. 27, 1972 (2008). 5. Heinlaan M., Ivask A., Blinova I., Dubourguier H.-C., Kahru A.: Chemosphere 71, 1308 (2008). 6. Baun A., Hartmann N., Grieger K., Kusk K.: Ecotoxicology 17, 387 (2008). 7. Handy R., Owen R., Valsami-Jones E.: Ecotoxicology 17, 315 (2008). 8. Handy R., von der Kammer F., Lead J., Hassellöv M., Owen R., Crane M.: Ecotoxicology 17, 287 (2008). 9. Tao X., Fortner J. D., Zhang B., He Y., Chen Y., Hughes J. B.: Chemosphere 77, 1482 (2009). 10. Blaise C., Gagné F., Férard J. F., Eullaffroy P.: Environ. Toxicol. 23, 591 (2008). 11. Crane M., Handy R., Garrod J., Owen R.: Ecotoxicology 17, 421 (2008). 12. Klaine S. J., Alvarez P. J. J., Batley G. E., Fernandes T. F., Handy R. D., Lyon D. Y., Mahendra S., McLaughlin M. J., Lead J. R.: Environ. Toxicol. Chem. 27, 1825 (2008). 13. Handy R. D., Shaw B. J.: Integr. Environ. Assess. Manage. 3, 458 (2007). 14. Dreher K. L.: Toxicol. Sci. 77, 3 (2004). 15. Christian P., Von der Kammer F., Baalousha M., Hofmann T.: Ecotoxicology 17, 326 (2008). 16. Kahru A., Dubourguier H.-C., Blinova I., Ivask A., Kasemets K.: Sensors 8, 5153 (2008). 17. Van Hoecke K., De Schamphelaere K. A. C., Van der Meeren P., Lcucas S., Janssen C. R.: Environ. Toxicol. Chem. 27, 1948 (2008). 18. Aruoja V., Dubourguier H.-C., Kasemets K., Kahru A.: Sci. Total Environ. 407, 1461 (2009). 19. Lovern S. B., Klaper R.: Environ. Toxicol. Chem. 25, 1132 (2006). 20. Varanasi P., Fullana A., Sidhu S.: Chemosphere 66, 1031 (2007). 21. Tinkle S. S.: Environ. Toxicol. Chem. 27, 1823 (2008). 22. Musee N., Oberholster P. J., Sikhwivhilu L., Botha A. M.: Chemosphere 81, 1196 (2010). 23. Brant J., Lecoanet H., Wiesner M. R.: J. Nanopart. Res. 7, 545 (2005). 24. Chappell M. A., Miller L. F., George A. J., Pettway B. A., Price C. L., Porter B. E., Bednar A. J., Seiter J. M., Kennedy A. J., Steevens J. A.: Chemosphere, v tisku. 25. Baalousha M.: Sci. Total Environ. 407, 2093 (2009). 26. Giasuddin A., Kanel S., Choi H.: Environ. Sci. Technol. 41, 2022 (2007). 86

6 27. Hyung H., Fortner J. D., Hughes J. B., Kim J.-H.: Environ. Sci. Technol. 41, 179 (2006). 28. Chen K. L., Elimelech M.: J. Colloid Interface Sci. 309, 126 (2007). 29. Li D., Lyon D. Y., Li Q., Alvarez P. J. J.: Environ. Toxicol. Chem. 27, 1888 (2008). 30. Farré M., Gajda-Schrantz K., Kantiani L., Barcelon D.: Anal. Bioanal. Chem. 393, 81 (2009). 31. Baun A., Sørensen S. N., Rasmussen R. F., Hartmann N. B., Koch C. B.: Aquat. Toxicol. 86, 379 (2008). 32. Zhang X., Sun H., Zhang Z., Niu Q., Chen Y., Crittenden J. C.: Chemosphere 67, 160 (2007). 33. Kloepfer J. A., Mielke R. E., Nadeau J. L.: Appl. Environ. Microbiol. 71, 2548 (2005). 34. Neal A.: Ecotoxicology 17, 362 (2008). 35. Vevers W., Jha A.: Ecotoxicology 17, 410 (2008). 36. Thill A., Zeyons O., Spalla O., Chauvat F., Rose J., Auffan M., Flank A. M.: Environ. Sci. Technol. 40, 6151 (2006). 37. Adams L. K., Lyon D. Y., Alvarez P. J. J.: Water Res. 40, 3527 (2006). 38. Wang J., Zhang X., Chen Y., Sommerfeld M., Hu Q.: Chemosphere 73, 1121 (2008). 39. Stoimenov P. K., Klinger R. L., Marchin G. L., Klabunde K. J.: Langmuir 18, 6679 (2002). 40. Bae E., Park H.-J., Lee J., Kim Y., Yoon J., Park K., Choi K., Yi J.: Environ. Toxicol. Chem. 29, 2154 (2010). 41. Brunet L. n., Lyon D. Y., Hotze E. M., Alvarez P. J. J., Wiesner M. R.: Environ. Sci. Technol. 43, 4355 (2009). 42. Baek Y.-W., An Y.-J.: Sci. Total Environ. 409, 1603 (2011). 43. Warheit D. B., Hoke R. A., Finlay C., Donner E. M., Reed K. L., Sayes C. M.: Toxicol. Lett. 171, 99 (2007). 44. Zhu X., Zhu L., Chen Y., Tian S.: J. Nanopart. Res. 11, 67 (2009). 45. Wiench K., Wohlleben W., Hisgen V., Radke K., Salinas E., Zok S., Landsiedel R.: Chemosphere 76, 1356 (2009). 46. Zhu X., Chang Y., Chen Y.: Chemosphere 78, 209 (2010). 47. Sovova T., Koci V., Kochankova L.: 1 st International Conference Nanocon 2009, , Rožnov p. Radhoštěm. Sborník (Pešková K., ed.), str Buffet P.-E., Tankoua O. F., Pan J.-F., Berhanu D., Herrenknecht C., Poirier L., Amiard-Triquet C., Amiard J.-C., Bérard J.-B., Risso C., Guibbolini M., Roméo M., Reip P., Valsami-Jones E., Mouneyrac C.: Chemosphere 84, 166 (2011). 49. Miao A.-J., Luo Z., Chen C.-S., Chin W.-C., Santschi P. H., Quigg A.: PLoS One 5, e15196 (2010). 50. Gong N., Shao K., Feng W., Lin Z., Liang C., Sun Y.: Chemosphere 83, 510 (2011). 51. Bouldin J. L., Ingle T. M., Sengupta A., Alexander R., Hannigan R. E., Buchanan R. A.: Environ. Toxicol. Chem. 27, 1958 (2008). 52. Lovern S. B., Strickler J. R., Klaper R.: Environ. Sci. Technol. 41, 4465 (2007). 53. Federici G., Shaw B. J., Handy R. D.: Aquat. Toxicol. 84, 415 (2007). 54. Smith C. J., Shaw B. J., Handy R. D.: Aquat. Toxicol. 82, 94 (2007). 55. Wang J., Zhu X., Zhang X., Zhao Z., Liu H., George R., Wilson-Rawls J., Chang Y., Chen Y.: Chemosphere 83, 461 (2011). 56. Paterson G., Ataria J. M., Hoque M. E., Burns D. C., Metcalfe C. D.: Chemosphere 82, 1002 (2011). 57. Mortimer M., Kasemets K., Heinlaan M., Kurvet I., Kahru A.: Toxicol. in Vitro 22, 1412 (2008). 58. Lidén G.: Ann. Occup. Hyg. 55, 1 (2011) reach/nanomaterials_en.pdf, staženo reach/nanos_in_reach_and_clp_en.pdf, staženo committees/04_scenihr/docs/scenihr_o_010.pdf, staženo staženo staženo nanotech_research_strategy_final.pdf, staženo _ _1_1_1_1_1,00.html, staženo commid=381983, staženo 67. Rupova M., Skrehot P.: 1 st International Conference Nanocon 2009, , Rožnov p. Radhoštěm. Sborník (Pešková K., ed.), str staženo T. Sovová and V. Kočí (Department of Environmental Chemistry, Institute of Chemical Technology, Prague): Ecotoxicology of Nanomaterials Nanomaterials are defined as substances with one or more dimensions within the range of nm. The research and use of nanomaterials is growing at an everincreasing rate. The nanomaterials are used not only in special industrial applications but also in products of daily use. Although clear benefits are expected from the ongoing surge of the materials, concerns are expressed that nanoparticles might have adverse effects on human or environmental health. The real environmental effects of nanomaterials are not yet fully understood. Thus any effective protective regulatory policy concerning nanomaterials has not yet been established. 87