Nanoplast
En litteraturstudie om mänsklig exponering för nanoplast
Datum: 27-05-2020
Kursnamn: Miljövetenskap, självständigt arbete för kandidatexamen
Författare: Victoria Sandström Handledare: Magnus Engwall
Godkänd den:
Kursnummer: MX107G Betyg:
Sammanfattning
År 2015 hade cirka 6 300 miljoner ton plastavfall genererats globalt, varav 79% ansamlades på deponier eller i den naturliga miljön. I dagsläget återfinns plastskräp i både terrestra och marina miljöer och större delen av plastavfallet är persistent. Då naturen inte kan bryta ned plasten sönderdelas den istället till mikroplast (<5 000 µm) och sedan till nanoplast (1–1 000 nm). I denna litteraturstudie undersöktes människors exponering för nanoplast, vilka marina livsmedel som kan innehålla nanoplast samt nanoplastens påverkan på mänskliga celler. Resultaten visar att människor riskerar att exponeras för nanoplast genom luften, huden samt vid konsumtion av marina livsmedel såsom fisk, musslor och ostron. I experimentella miljöer visar resultaten att mänskliga celler tar upp nanoplastpartiklar av polystyren i olika storlekar, varav mindre partiklar internaliseras snabbare och i större mängd. Även ytladdningen kan ha en påverkan på mänskliga celler där aminomodifierade (PS-NH2) samt karboxylmodifierade (PS-COOH) visade högre cytotoxicitet än polystyrenpartiklar utan modifierad yta (PS-NP). Vidare indikerar resultaten att höga doser av polystyrenpartiklar reducerar cellvibiliteten samt inducerar morfologiska
förändringar och oxidativ stress i cellerna. I dagsläget är det oklart i vilken mängd nanoplast återfinns i miljön, därav är det svårt att beräkna den totala exponeringen som människor kan utsättas för. I experimentella miljöer utsätts cellerna för höga doser under kort tid, medan den verkliga mänskliga exponeringen troligtvis sker med små doser under lång tid.
Innehållsförteckning
1. Introduktion 4
1.1 Bakgrund 5
1.2 Syfte & Frågeställningar 7
1.3 Utgångspunkt och avgränsningar 7
2. Metod 7
2.1 Litteratursökning 7
2.2 Urval 8
3. Resultat och diskussion 8
3.1 Hur riskerar människor att exponeras för nanoplast? 8 3.2 Vilka marina livsmedel kan innehålla nanoplast? 11
Tabell 1. Översikt av innehållet av mikro- och nanoplast i marina organismer, samt den minsta
detekterade storleken. 14
3.3 Hur kan mänskliga celler påverkas av nanoplast? 14
3.3.1 Polystyrenpartiklar 14 3.3.2 Partikelstorlek 15 3.3.3 Ytladdning 16 3.3.4 Dos 17 4. Slutsats 18 5. Referenser 20
4
1. Introduktion
Plastproduktionen fick sitt genombrott i mitten av 1900-talet och fram till 2015 hade ca 7 800 miljoner ton plast producerats globalt (Geyer, Jambeck & Law, 2017). Möbler, kläder, leksaker, elektronik, byggmaterial och förpackningar är ett fåtal av plastens användningsområden
(PlasticsEurope, 2019). Därmed är plast är ett material som är vida använt av människan, och i dagsläget verkar en värld utan plast otänkbar. Det finns dock en baksida med människans plastkonsumtion, vilket är det enorma plastavfall som genereras årligen (Geyer m.fl., 2017). Större delen av plastavfallet återvinns inte, vilket leder till att plast ansamlas i naturen och främst då i den marina miljön (Geyer m.fl., 2017). Väl i naturen kan plasten inte brytas ner, utan istället sönderdelas den till mindre och mindre plastfragment (Lambert & Wagner, 2016). Till slut når plastfragmenten en storlek som inte längre är synlig för människan. Dessa små plastfragment kallas nanoplast och det finns skilda åsikter gällande definitionen där storleksintervall som både 1–100 samt 1–1 000 nm har föreslagits (Gigault m.fl., 2018; Poma m.fl., 2019). Forskningen gällande nanoplast är fortfarande i sin startfas och i dagsläget är det okänt i vilken mängd dessa små fragment återfinns i naturen (Barbosa, Adeyemi, Bocato, Comas, & Campiglia, 2020). Detta beror främst på att det saknas standardiserade metoder för att kvantifiera nanoplast i miljön (Barbosa m.fl., 2020). I experimentella miljöer har nanopartiklar av polystyren visat sig ha negativa effekter på marina organismer, som exempelvis förändrat jaktbeteende och förändrad metabolism (Mattsson m.fl., 2014). Vidare har resultat i experimentella miljöer visat att nanoplast kan överföras i marina näringskedjor till de högre trofinivåerna och därmed finns en risk att nanoplast återfinns i marina livsmedel som konsumeras av människor (Chae, Kim, Kim, & An, 2018). Med tanke på den ökande mängden plastavfall som genereras och riskerar att sönderdelas till nanoplast riskerar människor att exponeras för nanoplast i sitt vardagliga liv (Geyer m.fl., 2017). I denna studie kommer mänsklig exponering av nanoplast att undersökas samt hur denna exponering kan påverka mänskliga celler.
5
1.1 Bakgrund
Plast består av polymerer som i sin tur är uppbyggda av små molekyler som kallas monomerer (Geyer m.fl., 2017). De flesta plaster är nästan uteslutande framställda av råolja och är därav icke-förnybara (Schneiderman & Hillmyer, 2017). Det är estimerat att ungefär 4% av världens oljekonsumtion används till produktionen av plast där det största användningsområdet är olika typer av förpackningar (Geyer m.fl., 2017). De vanligaste typerna av polymerer som används vid tillverkning av plastförpackningar är polyeten (PE), polypropen (PP), polystyren (PS),
polyetylentereftalat (PET) och polyvinylklorid (PVC) (Bond, Farrandiz-Mas, Felipe-Sotelo, & Van Sibille, 2018).
Plastprodukter kan ges många olika typer av egenskaper som exempelvis brandsäkra,
vattenavvisande, mjuka eller hårda (Andrady & Neal, 2009). Dock är problemet att dessa additiv som tillsätts för att ge plasten dess egenskaper kan ha oönskade negativa effekter (Lithner, Larsson, & Dave, 2011). Additiv är kemikalier som exempelvis mjukgörare, flamskyddsmedel, UV-stabilisatorer, biocider och färgämnen som kan läcka till den omgivande miljön då de flesta inte är kemiskt bundna till polymeren (Gallo m.fl., 2018; Hahladakis, Velis, Weber, Iacovidou, & Purnell, 2018). Groh m.fl. (2019) har listat 906 kemikalier som är förknippade med
plastförpackningar och av dessa visade sig 63 stycken medföra hälsorisker för människor och 68 stycken vara farliga för miljön enligt europeiska klassificerings- och märkningsregistret.
Kemikalierna har visat sig kunna vara mutagena, cancerogena, hormonstörande, reproduktionstoxiska samt giftiga för vattenlevande organismer (Groh m.fl., 2019).
År 2015 hade cirka 6 300 miljoner ton plastavfall genererats globalt, varav 79% ansamlades på deponier eller i den naturliga miljön (Geyer m.fl., 2017). Om denna produktion fortsätter i samma takt kommer 12 000 miljoner ton plast att återfinnas på deponeringsanläggningar eller i naturen år 2050 (Geyer m.fl., 2017). I dagsläget återfinns plastskräp i både terrestra och marina miljöer och större delen av plastavfallet är persistent (Alimba & Faggio, 2019; Hüffer m.fl., 2019). Då naturen inte kan bryta ned plasten sönderdelas den istället till mindre och mindre fragment under en väldigt lång tid genom erosion och solljus (Lambert & Wagner, 2016; Cole, Lindeque,
Halsband, & Galloway, 2011). När plasten sönderdelats till mindre än 5 000 µm i diameter kallas de mikroplast (Ivleva, Wiesheu & Niessner, 2016; EFSA, 2016).
6
Den nedre gränsen till vilket det ska kallas mikroplast är fortfarande under diskussion där förslag som 0,1 µm samt 1 µm lagts fram (Ivleva m.fl., 2016; EFSA, 2016). Mikroplast är ett
överhängande problem för den marina miljön då många vattenlevande organismer misstar de små plastbitarna för föda (Cole, Lindeque, Fileman, Halsband & Galloway, 2015). Detta kan leda till en falsk mättnadskänsla som i sin tur gör att djuren svälter ihjäl (Wright, Thompson & Galloway, 2013). Mikroplast kan även fungera som bärare av miljögifter som finns i haven (Koelmans, Bakir, Burton & Janssen, 2016). Miljögifterna som ofta är hydrofoba fäster sig på plastbitarna och när de vattenlevande organismerna äter mikroplaster bioackumuleras gifterna i kroppen (Rochman, Hoh, Kurobe & Teh, 2013). Detta kan sedan leda till biomagnifiering uppåt i näringskedjan då större djur äter de mindre (Walters m.fl., 2016).
När mikroplast fortsätter att sönderdelas och når en storlek i nanoskalan benämns dessa som nanoplast (Gigault m.fl., 2018). Det finns dock skilda åsikter gällande definitionen där
storleksintervall som 1–100 samt 1–1 000 nm har föreslagits (Gigault m.fl., 2018; Poma m.fl., 2019). Oavsett definition är nanoplastfragment extremt små, och den lilla storleken kan innebära att materialet uppvisar andra egenskaper än samma material i större storlekar (Lehner, Weder, Petri-Fink, & Rothen-Rutishauser, 2019). Nanoplast har visat sig kunna ha en negativ påverkan på marina organismer. I experimentella studier där marina organismer exponerats för
polystyrenpartiklar i nanostorlek har det resulterat i förändrat jaktbeteende och förändrad metabolism (Mattson m.fl., 2014) samt minskad tillväxt och reproduktion(Liu m.fl., 2019). Vidare har forskning i experimentella miljöer visat att nanoplast kan överföras i marina
näringskedjor till de högre trofinivåerna vilket innebär att nanoplast riskerar återfinnas i marina livsmedel som konsumeras av människor (Chae m.fl., 2018).
Forskningen gällande nanoplast är fortfarande i sin startfas och i dagsläget är det okänt i vilken mängd dessa små fragment återfinns i naturen (Barbosa m.fl., 2020). Detta beror främst på att det saknas standardiserade metoder för att kvantifiera nanoplast i miljön (Barbosa m.fl., 2020). Den forskning som finns har främst fokuserat på riskerna med mikro- och nanoplast för djur och miljö (Toussaint m.fl., 2019). Denna studie ämnar undersöka på vilka sätt människor riskerar att
exponeras för nanoplast samt vilka marina livsmedel som kan innehålla plast i nanostorlek. Detta då en stor del av plastavfallet återfinns i den marina miljön (Yu m.fl., 2020). Vidare är det
7
1.2 Syfte & Frågeställningar
Syftet med denna studie är att genom en litteraturstudie undersöka mänsklig exponering för nanoplast genom att besvara nedan formulerade frågeställningar:
● Hur riskerar människor att exponeras för nanoplast? ● Vilka marina livsmedel kan innehålla nanoplast? ● Hur kan mänskliga celler påverkas av nanoplast?
1.3 Utgångspunkt och avgränsningar
Denna studie utgår från den definition som benämner mikroplast som plastfragment inom storleksintervallet 1 – 5 000 µm och nanoplast som plastfragment inom storleksintervallet 1 nm till 1 000 nm. Denna studie ämnar inte undersöka riskerna med de miljögifter som kan absorberas till nanoplast och inte heller riskerna med additiven som tillsätts vid produktion av olika typer av plast.
2. Metod
I denna studie användes en semi-systematisk litteraturgenomgång. Denna metod innefattar ett konkret syfte samt tydligt formulerade frågeställningar som besvaras genom en systematisk genomgång av tidigare forskning (Bryman, 2011). Med tanke på studiens tidsbegränsning har inte all forskning som kunnat vara relevant för studiens syfte hunnit granskas.
2.1 Litteratursökning
Den vetenskapliga litteratur som granskats i denna studie har sökts fram genom databasen Web Of Science. Denna databas valdes då den innehåller vetenskapliga artiklar i vetenskapliga tidskrifter med miljövetenskaplig inriktning. Olika sökord definierades för att hitta relevanta artiklar som kunde besvara de formulerade frågeställningarna. De sökord som definierades var bland annat “nanoplastic”, “nano”, “exposure”, “microplastic”, “human”, “health”, “hazard”, “food chain”, “polystyrene”, “food”, “airborne”, “marine”, “organism”, “wastewater”. Dessa sökord kombinerades på olika sätt via sökhistoriken i Web Of Science. Kompletteringar gjordes med sökning i Google Scholar på det senaste året för att säkerställa att ingen nyligen publicerad
8
artikel som skulle kunna vara relevant för studiens syfte missades. I sökningen inkluderades vetenskapligt granskade artiklar skrivna på engelska. Då nanoplast är ett förhållandevis nytt ämne inom forskningsvärlden gjordes inga avgränsningar gällande publikationer efter ett visst årtal.
2.2 Urval
De artiklarna med relevant rubrik valdes ut och därefter lästes abstrakt igenom. Om abstrakt var relevant för studiens syfte granskades hela artikeln för att få en uppfattning om hur forskningen genomförts och vilket resultat författarna kommit fram till. Många av de utvalda artiklarna har även funnits genom källhänvisningen i andra artiklar, därav ansågs en sökmatris över
sökresultatet inte relevant. Urvalet resulterade i 13 granskade artiklar där de delar som ansågs kunna besvara denna studies syfte har valts ut och presenteras i resultatdelen.
3. Resultat och diskussion
Nedan presenteras och diskuteras de resultat ur de vetenskapliga artiklarna som anses relevanta för studiens syfte och frågeställningar.
3.1 Hur riskerar människor att exponeras för nanoplast?
Mikroplast i form av syntetiska fibrer har återfunnits i luft inomhus samt utomhus. I en studie utförd av Dris m.fl. (2017) undersöktes inomhusluft samt utomhusluft för förekomsten av fibrer och hur stor del av dessa som bestod av plastpolymerer. I studien undersöktes inomhusluften i två privata lägenheter (lägenhet A och B) samt ett kontor. Den utomhusluft som testades provtogs från taket på kontoret.
I vardera lägenheten bodde två vuxna och ett barn och proverna togs i vardagsrummet. I kontoret befann sig tre personer medan provtagningen utfördes. För att genomföra provtagningen
användes en pump som pumpade 8 L inomhusluft per minut genom ett filter. Provtagningen i lägenheterna utfördes under 4–7 timmar på morgonen samt eftermiddagen, detta för att testa luften när de boende befann sig i lägenheten (Dris m.fl., 2017). På kontoret skedde provtagningen kontinuerligt under de arbetstimmar då personer fanns på plats. De testade volymerna varierade mellan 2–5 m³. Luftproverna togs i en höjd på ca 1,2 m då detta är en höjd som vanligtvis används för att motsvara andningshöjden hos en vuxen människa (Dris m.fl., 2017). De
9
insamlade proverna analyserades med ett stereomikroskop där den minsta storleken som kunde detekteras var 50 μm.
Resultatet från studien av Dris m.fl. (2017) visade att mikroplast kunde påvisas i inomhusluften i både lägenhet A (2,5–18,2 fibrer/m³), lägenhet B (1,1–16,3 fibrer/m³) och kontoret (4,0–59,4 fiber/m³). De flesta fibrer som detekterades i inomhusluften var mellan 50–250 μm långa.
Gällande hur stor del av fibrerna som bestod av mikroplast visade analyserna att 33% av fibrerna funna i inomhusluften bestod av plastpolymerer, såsom polypropen och polyeten.
För att provta utomhusluften användes samma metod som vid provtagningen inomhus, dock provtogs större volymer (5–20 m³) samt att provtagningen pågick under 10–40 timmar. Resultatet av de insamlade utomhusproverna visade lägre koncentrationer (0,3–1,5 fibrer/ m³) i jämförelse med koncentrationerna inomhus. De flesta fibrer som återfanns i proverna var mellan 50–250 μm långa.
Resultatet från studien av Dris m.fl. (2017) visar att människor riskerar att exponeras för plast via luften både inomhus och utomhus. Denna plast kan ursprungligen komma från kläder, möbler, och diverse andra föremål inomhus vilka innehåller plast(Dris m.fl., 2017). I ovan nämnda studie ansågs de funna plastfibrerna vara för stora för att kunna andas in av människor, dock var den större delen av de fibrer som återfanns i både inomhusluften och utomhusluften i den minsta detekterbara storleken (50 μm). Detta resultat indikerar att det finns en möjlighet att även mindre plastfragment, ända ner till nanoskalan, kan finnas närvarande i luften och därmed utgöra en risk för mänsklig exponering för nanoplast genom inandning (Dris m.fl., 2017).
Det sistnämnda kan styrkas med en studie utförd av Materić m.fl. (2020) som detekterat nanoplast i snö från glaciärer i närheten av Sonnblick-observatoriet i Österrike. Denna plats ligger 3 km över havet och långt ifrån någon mänsklig aktivitet. Provinsamlingen utfördes under 2017 där ytsnö samt snö från 2,6, 2,8 och 3,0 m djup provtogs för att få en komplett snöprofil. Snöproverna filtrerades genom ett filter med en porstorlek av 0,2 μm för att separera mikroplast från nanoplast. Resultatet efter filtreringen visade att snöprovet på 2,8 meters djup samt alla snöprover tagna från ytan på snön innehöll nanoplast. Vidare visade resultatet att den funna nanoplasten bestod av polymertypen polyetylentereftalat (PET). Denna polymertyp används vid
10
framställning av plastflaskor, men även i textilindustrin vid framställningar av olika fleecekläder (Materić m.fl., 2020). Med tanke på att platsen som undersöktes är avgränsad från mänsklig aktivitet indikerar resultatet i studien att plast i nanostorlek och färdats genom luften och hamnat på platsen som atmosfäriskt nedfall (Materić m.fl., 2020).
Både mikroplastpartiklar och nanoplastpartiklar har visat sig återfinnas i olika hudvårdsprodukter som används av människor, vilket kan leda till en direkt mänsklig exponering för partiklarna genom applicering på huden. I en studie utförd av Hernandez, Yousefi & Tufenkji (2017) undersöktes tre kommersiellt tillgängliga ansiktsskrubb för innehåll av nanoplastpartiklar. De olika produkterna köptes på ett apotek varav alla innehöll mikroplastpartiklar av polyeten (PE). Hypotesen var att dessa mikroplastpartiklar skulle kunna sönderdelas till nanoplastpartiklar under produktionen och därmed återfinnas i produkterna (Hernandez m.fl., 2017).
Prover av varje ansiktsskrubb filtrerades i 5 steg där storlek på partiklar i fallande ordning filtrerades bort. Mellan steg 1 och 3 filtrerades partiklar i storlekarna 20–25 μm, 2,5 μm samt 0,45 μm bort. I steg 4 och 5 kunde partiklar i storleken 0,1 μm påvisas. Efter vidare analys av de partiklar som återfanns i steg 5 visade resultatet att de tre olika produkterna innehöll
nanoplastpartiklar i storlekarna 32 ± 10 (produkt A), 24 ± 6 (produkt B) samt 52 ± 14 (produkt C) nm i diameter. Resultatet visade även att dessa nanoplastpartiklar var av polymertypen PE, vilket var samma polymertyp som de mikroplastpartiklar som ursprungligen fanns i produkterna. För att kontrollera att de funna nanoplastpartiklarna inte sönderdelats under filtreringsprocessen, gjordes en kontroll med inköpta PE-partiklar i storlekarna 50, 250 och 800 μm där dessa partiklar
filtrerades på samma sätt som produktproverna. Resultatet visade att steg 5 inte innehöll några nanoplastpartiklar, vilket indikerar att de funna nanoplastpartiklarna ursprungligen fanns i produkterna (Hernandez m.fl., 2017).
Produkter innehållande plastpartiklar kan även utsättas för mekaniska påfrestningar under
användandet av produkten. Plastpartiklar som släpps ut i avloppet vid användning kan utsättas för skjuvkrafter i rör och avlopp och därmed sönderdelas till mindre och mindre partiklar. Detta har visats i en studie utförd av Enfrin m.fl. (2020). I studien användes plastpartiklar av polyeten (PE) från en kommersiell ansiktsskrubb som utsattes för mekanisk omrörning, pumpning och
ultraljudsbestrålning för att illustrera de skjuvkrafter som kan genereras när vattnet färdas genom avloppsrören. Genom en energidensitet av 4.0 kJ/L sönderdelades partiklar i storleken 398 ± 54
11
nm till partiklar i storlekarna 54 ± 25, 51 ± 15 och 73 ± 24 nm. Vid en energidensitet högre än 40 kJ/L resulterade det i partiklar mindre än 10 nm.
Studierna av Hernandez m.fl. (2017) och Enfrin m.fl. (2020) visar att människor riskerar att exponeras för nanoplast vid användandet av hudvårdsprodukter innehållande plastpartiklar. Vidare riskerar dessa partiklar att följa med avloppsvattnet och hamna i reningsverken (Edo, González-Pleiter, Leganés, Fernández-Piñas & Rosal, 2020). Väl i reningsverken har studier visat att en stor del av mikroplast kan avlägsnas, dock är det en liten procentandel som inte gör det. I en studie utförd av Edo m.fl. (2020) visade det sig att avloppsreningsverket som undersöktes avlägsnade mikroplast med en effektivitet av 93,7%. Vidare har en studie av Murray & Örmeci (2020) undersökt avlägsnandet av nanoplastpartiklar med vanligt förekommande metoder i vatten- och avloppsreningsverk. De metoder som testades var filtrering, centrifugering och flockning. I studien användes syntetiskt framställda nanoplastpartiklar i en storlek av 400 nm. Resultatet visade att filtrering avlägsnade 92 ± 3% av nanoplastpartiklarna när ett filter med en
porstorlek av 0,22 µm användes. Centrifugering vid 10 000 rpm under 10 min avlägsnade 99 ±
1% av partiklarna och flockning avlägsnade 88 ± 3% av partiklarna. Dessa siffror visar att en stor del av nanoplast kan avlägsnas i vatten- och avloppsreningsverk, dock är alla partiklar som inte avlägsnas en bidragande faktor till ökade koncentrationer av plastpartiklar till närliggande marina
miljöer. Detta visade Edo m.fl. (2020) som räknade ut att de mikroplastpartiklar som inte
avlägsnades i avloppsreningsverket bidrog till ett utsläpp av ca 300 miljoner mikroplastpartiklar per dag till en närliggande flod (Edo m.fl., 2020). Väl i marina miljöer kan marina organismer missta mikro- och nanoplastpartiklar för föda vilket innebär att det finns det en risk att dessa organismer innehåller plastpartiklar. Vilka marina organismer som riskerar att innehålla nanoplast diskuteras vidare i nästa kapitel.
3.2 Vilka marina livsmedel kan innehålla nanoplast?
Musslor och ostron kan innebära en mänsklig exponering för mikro- och nanoplast vid
konsumtion. Då dessa marina organismer filtrerar vatten för att få sin föda, leder det till direkt exponering av eventuell mikroplast och nanoplast som finns i vattnet. Dessa skaldjur var därav av intresse för Van Cauwenberghe och Janssen (2014) som undersökte förekomsten av mikroplast i två kommersiellt odlade skaldjur; blåmussla (Mytilus edulis) och ostron (Crassostrea gigas) där den förstnämnda ursprungligen odlats och skördats från Nordsjön och den andra från Atlanten. Resultaten i studien visade att båda dessa skaldjur innehöll mikroplast i storlekarna 5–10 µm,
11-12
15 µm, 16-20 µm, 21-25 µm samt >25 µm (tabell 1). Blåmusslorna innehöll 0,36 ± 0,07
partiklar/g mjukvävnad och ostronen 0,47 ± 0,16 partiklar/g mjukvävnad (tabell 1). Detta innebär att om en person äter en portion blåmusslor (ca 250 g) eller en portion ostron (ca 100 g) intas ungefär 90 respektive 50 mikroplastpartiklar (Van Cauwenberghe & Janssen, 2014).
I en studie utförd av De Witte m.fl. (2014) var syftet att jämföra kommersiellt odlade blåmusslor (Mytilus edulis) med vilda blåmusslor (Mytilus edulis) för förekomsten av mikroplast. De odlade blåmusslorna köptes från varuhus i Belgien och härstammade från Östra Scheldt i Nederländerna och de vilda plockades från vågbrytare i Nieuwpoort, Oostende och Knokke och kajer i
Nieuwpoort, Oostende och Zeebrugge. Resultatet visade att alla musslor innehöll syntetfibrer i olika färger och varierande storlek där den minsta var 200 µm och den största 1500 µm (tabell 1). Musselkropparna innehöll 0,35 fibrer/g (odlade), 0,26 fibrer/g (vågbrytare) och 0,51 fibrer/g (kajer) (tabell 1) och resultatet visade att det inte fanns någon signifikant skillnad i innehåll av mikroplast mellan vilda och odlade musslor.
Studierna utförda av Van Cauwenberghe och Janssen (2014) och De Witte m.fl. (2014) visade att mikroplast kunde detekteras i både vilda och odlade marina organismer såsom musslor och ostron. Det var dock ingen signifikant skillnad i mängden mikroplast mellan de vilda och odlade skaldjuren (De Witte m.fl., 2014). En anledning till detta diskuterade Van Cauwenberghe och Janssen (2014) i sin studie och förklarade det som att kommersiellt odlade musslor och ostron inte matas av uppfödaren, utan att dessa föds upp på naturligt förekommande alger i vattnet och därav exponeras dessa, precis som de vilda organismerna, för plast som förekommer i vattnet.
Även fisk har visat sig innehålla plast. En studie utförd av Bessa m.fl. (2018) undersökte huruvida tre olika fiskarter, havsabborre (Dicentrarchus labrax), havsruda (Diplodus vulgaris) och flundra (Platichthys flesu), från floden Mondego i Portugal innehöll mikroplast. Totalt 120 fiskar (40 av vardera arten) rensades efter fångst och hela mag-tarmkanalen togs ut och
analyserades. Analysen av provmaterialet visade att totalt 46 av 120 fiskar innehöll mikroplast i olika storlekar och former. Innehållet av mikroplast var per individ 3,41 ± 2,91 och de minsta detekterade storlekarna var <1 000 μm (tabell 1).
13
Mikroplasten som detekterades i fiskarna som undersöktes i studien utförd av Bessa m.fl. (2018) härstammande från mag-tarmkanalen. Fisk äts sällan med inälvorna kvar, vilket innebär att konsumtion av fiskar som rensas inte bör innebära en stor risk för mänsklig exponering av mikroplast eller nanoplast. Dock har en studie utförd av Karami m.fl. (2018) visat att mikroplast detekterats i konserverade sardiner som rensats före tillagning och konservering. I studien undersöktes 20 olika märken av konserverade sardiner från 13 olika länder. Fyra burkar per märke, innehållande 2 till 30 fiskar användes under försöket.
Resultatet visade att 21 partiklar återfanns i proverna, och av dessa identifierades 6 partiklar som mikroplast (tabell 1). Storleken på partiklarna som hittades i proverna var mellan 190–3 800 μm (tabell 1). Enligt författarna av studien kan anledningen till att mikroplast hittades i de
konserverade fiskarna bero på bristfällig sköljning och rensning av fisken eller att mikroplast förflyttats till de ätliga delarna av fisken innan fiskarna rensats. Det sistnämnda alternativet är det enbart en studie som undersökt i dagsläget. Denna studie utfördes av Zitouni m.fl. (2020) där skiftabborre (Serranus scriba) från sex olika platser längs den tunisiska kusten undersöktes för förekomsten av plast. Prover togs från en del av fiskmuskulaturen men även innehållet i mag-tarmkanalen undersöktes. Varje prov placerades i en burk tillsammans med 10% KOH för att fiskvävnaden skulle sönderdelas. De erhållna lösningarna filtrerades därefter genom Whatman-filter med olika porstorlekar (3 μm, 1,2 μm and 0,45 μm) innan de inspekterades.
Resultatet i studien visade att mikro- och nanoplast återfanns i alla prover. I muskelvävnaden återfanns mellan 1,78 ± 0,26 och 6,03 ± 0,47 objekt/g vävnad i storlekarna <1,2–0,45 μm, <3–1,2 μm och >3 μm (tabell 1). Den större delen av plastfragmenten i fiskmuskulaturen var inom spannet <1,2–0,45 μm. I mag-tarmkanalen hittades mellan 3,63 ± 0,35 och 6,11 ± 0,48 objekt/g vävnad där de dominerande storlekarna som återfanns var inom spannen <3–1,2 μm och >3 μm. Uträknat på det lägsta detekterade innehållet skulle en portion (ca 150 g) av denna fisk kunna innehålla ca 270 nanoplastpartiklar. Livsmedelsverket (2019) rekommenderar att människor äter fisk 2–3 gånger i veckan. Detta innebär att en person som äter en portion fisk, 3 gånger i veckan, riskerar att exponeras för ca 800 nanoplastpartiklar per vecka. Detta skulle leda till en exponering av ca 41 600 nanoplastpartiklar årligen.
De ovan studerade artiklarna visar att mikroplast i olika storlekar ofta förekommer i olika marina organismer. När mikroplast detekterats finns det en risk att även mindre bitar av plast kan
14
förekomma i organismen vilket studien utförd av Zitouni m.fl. (2020) visade. De största
plastfragment som återfanns i studien var större än 3 μm men även plastfragment i storleken av 450 nm kunde detekteras, varav dessa återfanns i de ätliga delarna av fisken. Detta innebär att människor riskerar att exponeras för nanoplast vid konsumtion av fisk även om dessa rensats före konsumtion.
Tabell 1. Översikt av innehållet av mikro- och nanoplast i marina organismer, samt den minsta detekterade storleken.
3.3 Hur kan mänskliga celler påverkas av nanoplast?
3.3.1 Polystyrenpartiklar
I dagsläget har det inte utförts några försök på mänskliga celler med nanoplast direkt från miljön. Istället har nanoplastpartiklar av polystyren använts i flera in vitro-studier som ämnat att
undersöka riskerna med nanoplast och effekten de kan ha på mänskliga celler (Xu m.fl., 2019; Forte m.fl., 2016; He m.fl., 2020). En anledning till detta är att polystyren är en vanlig typ av plast som hittas som avfall i miljön, vilket gör dem representerbara i riskvärderingen av nanoplast som människor kan exponeras för (Della Torre m.fl., 2014; Xu m.fl., 2019). En annan anledning
15
är att polystyrenpartiklar går att framställa i olika storlekar och är enkla att ytmodifiera vilket gör dem till ett bra material att använda vid experimentella försök (Lunov m.fl., 2011).
3.3.2 Partikelstorlek
Då nanoplast förekommer i olika storlekar i miljön och i marina livsmedel är det intressant att undersöka huruvida olika partikelstorlekar påverkar mänskliga celler vid exponering.Xu m.fl. (2019) har utfört en studie på lungepitel cell-linjen A549 där cellerna exponerades för
nanopolystyrenpartiklar (PS-NP) i två olika storlekar; 25 nm (PS-NP25) och 70 nm (PS-NP70) i diameter. Upptaget av PS-NP hos A549-cellerna undersöktes genom att cellerna exponerades för 1,14 μg/mL av PS-NP25 eller 25 μg/mL av PS-NP70. Koncentrationerna av PS-NP skiljde sig åt för att säkerställa att det var samma antal partiklar av PS-NP25 som PS-NP70 vid exponering (Xu m.fl., 2019). Efter 1 timmes exponering sköljdes cellerna för att avlägsna partiklar som endast fastnat på cellytan och inte tagits upp av cellerna. Därefter kontrollerades cellerna och resultatet visade att både PS-NP25 och PS-NP70 hade tagits upp intracellulärt hos A549-cellerna.
Xu m.fl. (2019) ville även undersöka hur effektivt cellerna tog upp NP25 respektive PS-NP70, och om det skiljde sig åt beroende på partikelstorlek. Cellerna exponerades som vid tidigare försök för 1,14 μg/mL av PS-NP25 eller 25 μg/mL av PS-NP70. Upptaget av partiklar kontrollerades efter 10, 20, 30, 60 och 120 min för att bedöma upptaget över tid. Resultatet visade att upptaget av både PS-NP25 och PS-NP70 ökade upp till 60 min exponeringstid, därefter minskade upptaget av PS-NP70 medan PS-NP25 fortsatte att öka. Vid detta försök testades även den konkurrerande förmågan hos de olika partiklarna genom att cellerna exponerades för en mix av samma antal av både PS-NP25 och PS-NP70 samtidigt. Resultatet kontrollerades efter 1 timme och det visade sig att procentandelen celler som innehöll PS-NP25 var högre än den för celler som innehöll PS-NP70.
Resultat från studien av Xu m.fl. (2019) kan styrkas med en studie utförd av Forte m.fl. (2016) som undersökt hur effektivt PS-NP i storlekarna 44 nm (PS-NP44) och 100 nm (PS-NP100) i diameter togs upp av magcancer-celler (AGS). I försöket exponerades cellerna för 10 μg/mL och upptaget hos cellerna kontrollerades efter 1, 10, 20, 30 och 60 min. Resultatet visade att upptaget av PS-NP var positivt korrelerat med tiden upp till 1 timmes exponeringstid och därefter började upptaget av både PS-NP44 och PS-NP100 att minska. Upptaget av PS-NP100 var lägre i
16
jämförelse med PS-NP44 och PS-NP44 visade sig tas upp effektivt av cellerna redan vid en kort exponeringstid (1–10 min).
Resultatet från studien av Xu m.fl. (2019) och Forte m.fl. (2016) visar att PS-NP i olika storlekar kan internaliseras av celler. Vidare indikerar resultaten att partiklar i mindre storlek tas upp snabbare av cellerna samt i större mängd i jämförelse med större partiklar som visar ett lägre och långsammare upptag. Väl i cellerna kan nanoplastpartiklarna exempelvis orsaka apoptos samt reducera cellviabilitet (cellöverlevnad) (Xu m.fl., 2019).
3.3.3 Ytladdning
I miljön kan nanoplast återfinnas med olika typer av ytegenskaper, vilket kan påverka
partiklarnas biologiska toxicitet (He m.fl., 2020). I en studie utförd av He m.fl. (2020) användes olika ytfunktionaliserade polystyrenpartiklar i storleken 50 nm i diameter för att undersöka effekterna på den mänskliga cancer-cellinjen HepG2 vid exponering av polystyrenpartiklar. De polystyrenpartiklar som användes i studien var karboxylmodifierade (PS-COOH),
aminomodifierade (PS-NH2) samt polystyrenpartiklar utan modifierad yta (PS-NP). Cellinjen HepG2 användes då den fungerar som ett alternativ till mänskliga primära leverceller i in vitro-studier (He m.fl., 2020).
Studien inleddes med att undersöka cellernas upptag av de olika polystyrenpartiklarna, och om det visade någon skillnad i upptag mellan PS-NP, PS-COOH samt PS-NH2. HepG2-cellerna inkuberades i medium innehållande 10 μg/mL av fluorescerande PS-NP, PS-COOH respektive PS-NH2. För kontroll inkuberades även HepG2-cellerna i medium som inte innehöll några polystyrenpartiklar. Efter 12 timmars exponering användes Lyso-Tracker Red för att färga lysosomerna varefter HepG2-cellerna inkuberades en andra gång och därefter kontrollerades. Cellernas lysosomer var fluorescerande röda och polystyrenpartiklarna var fluorescerande gröna. I kontrollen där HepG2-cellerna inkuberades utan polystyrenpartiklar återfanns enbart röd fluorescens, vilket indikerar avsaknaden av polysyrenpartiklar i kontrollen (He m.fl. 2020). Grön fluorescens kunde detekteras i alla HepG2-cellerna som exponerats för polystyrenpartiklar, oavsett ytmodifiering, dock var upptaget av de ytfunktionaliserade partiklarna, PS-COOH samt PS-NH2 större, i jämförelse med PS-NP.
17
Vidare ämnade He m.fl. (2020) att undersöka effekten av PS-NP, PS-COOH samt PS-NH2 i olika doser på cellviabiliteten hos HepG2-cellerna. Doserna som cellerna exponerades för var 10 μg/mL, 50 μg/mL samt 100 μg/mL. För kontroll användes celler som odlats utan exponering av polystyrenpartiklar. Efter 24 timmars exponering av polystyrenpartiklarna analyserades resultatet och utfallet av exponeringen visade att cellviabiliteten minskade ju högre dos cellerna utsattes för. Vid en dos av 10 μg/mL PS-NP skedde en minskning i cellviabilitet med 2,94 %, varvid en dos av 50 respektive 100 μg/mL reducerade cellviabiliteten med 16,44 % respektive 24,82 %. I jämförelse med PS-NP visade PS-COOH samt PS-NH2 högre cytotoxicitet då reduktionen i cellviabilitet var signifikant högre än hos PS-NP vid alla doser.
Även nivån av oxidativ stress hos cellerna vid exponering av polystyrenpartiklarna undersöktes (He m.fl., 2020). Reaktiva syreföreningar (ROS) bildas vid oxidativ stress, vilket i låga nivåer är positivt då de är involverade i cellernas signalöverföring (Ighodaro & Akinloye, 2018). Dock kan höga nivåer av ROS generera oxidativ skada i cellerna (Ighodaro & Akinloye 2018). För att mäta nivån på oxidativ stress användes malondialdehyd (MDA) som en biomarkör, detta då MDA produceras när fett i cellerna oxideras (He m.fl., 2020). Resultatet som He m.fl. (2020) kunde påvisa var att höjningen i MDA-nivån var som lägst vid exponering av 10 μg/mL PS-COOH medan det var en markant ökning av nivån vid den högsta dosen (100 μg/mL) av PS-NH2 i jämförelse med samma dos av PS-NP och PS-COOH.
Resultaten i studien kunde visa att ytmodiferade polystyrenpartiklar underlättade
internaliseringsprocessen hos HepG2-celler, och att minskningen i cellviabiliteten var större när cellerna exponerades för PS-NH2 och PS-COOH i jämförelse med PS-NP. Detta indikerar högre toxicitet hos de ytmodifierade partiklarna i jämförelse med PS-NP. MDA, som är en indikator på oxidativ stress i cellerna var signifikant högre vid exponering av 100 μg/mL av PS-NH2 vilket visar att NH2 orsakade större oxidativ skada hos cellerna vid höga doser i jämförelse med PS-COOH och PS-NP.
3.3.4 Dos
Studien utförd av He m.fl. (2020) visade att cytotoxiciteten av polystyrenpartiklar beror dels av ytladdningen, men även vilken dos cellerna exponeras för. Cellviabiliteten hos HepG2-cellerna minskade vid högre doser, och resultatet kunde även visa morfologiska förändringar hos cellerna vid exponering av höga doser av polystyrenpartiklar. De morfologiska förändringarna i cellerna
18
efter 24 timmars exponering för polystyrenpartiklar observerades genom ett mikroskop. Hos kontrollcellerna som inte exponerats för polystyrenpartiklar kunde inga morfologiska
förändringar detekteras, inte heller hos de celler som exponerats för polystyrenpartiklar i doserna 10 och 50 μg/mL. Vid den högsta dosen (100 μg/mL) kunde dock en förändring observeras varvid cellerna hade blivit mindre och rundare, samt att de hade släppt från varandra.
Studien som He m.fl. (2020) utförde visade även att dosen av polystyrenpartiklar som cellerna exponerades för påverkade nivån av oxidativ stress i cellerna. Nivån av MDA i HepG2-cellerna var positivt korrelerat med dosen av polystyrenpartiklar. I jämförelse med
kontrollcellerna (0,44 nmol/mg protein) skedde en linjär ökning av MDA från 0,77 nmol/mg vid exponering av 10 μg/mL till 1,29 nmol/mg protein vid en dos av 100 μg/mL PS-NP. MDA-nivån var som högst vid exponering av 100 μg/mL, oavsett partikeltyp.
Studien som He m.fl. (2020) utförde indikerar att både ytladdning och dos har en betydelse för cytotoxiciteten hos polystyrenpartiklar. Dock är doserna som cellerna exponerats för i studierna av He m.fl. (2020), Xu m.fl. (2019) och Forte m.fl. (2016) troligtvis högre än vad som återfinns i miljön och som organismer skulle kunna exponeras för. Utöver det exponerades även cellerna för en hög dos under kort tid. Den mänskliga exponeringen sker troligtvis istället med lägre doser under en längre tidsperiod.
4. Slutsats
Denna studie ämnade att genom en litteraturgenomgång undersöka mänsklig exponering för nanoplast. Resultatet från denna studie visar att människor riskerar att exponeras för nanoplast genom luften, huden samt genom konsumtion av livsmedel innehållande nanoplast. De största mänskliga exponeringkällorna för nanoplast är troligtvis genom inandning samt genom intag av livsmedel kontaminerade med nanoplast. Mikroplast har hittats i skaldjur som äts med organen kvar, såsom musslor och ostron. När mikroplast detekterats finns det en risk att även plast i nanostorlek finns närvarande i organismen, vilken studien av Zitouni m.fl. (2020) visade där nanoplast i storleken av 450 nm detekterades i de ätbara delarna av fisken. Detta innebär att människor riskerar att exponeras för nanoplast vid intag av marina livsmedel som exempelvis musslor, ostron och fisk. I vilken mängd nanoplastpartiklar finns närvarande i luften och om
19
denna mängd innebär en risk för människor vid inandning är dock fortfarande okänd då det ännu inte finns standardiserade metoder för att mäta nanoplastpartiklar i luften.
När mänskliga celler exponeras för nanoplastpartiklar i experimentella miljöer visar resultaten att dessa kan reducera cellvibiliteten samt inducera morfologiska förändringar och oxidativ stress i cellerna. Resultaten visar även att partikelstorlek, ytladdning samt dos är faktorer som kan ha en påverkan på mänskliga celler. I dagsläget är det okänt i vilken mängd nanoplast återfinns i miljön, därav är det svårt att estimera den totala exponeringen som människor kan utsättas för. I experimentella studier används höga doser av nanoplast och exponeringen sker under kort tid, vilket troligtvis inte speglar den exponering som människor skulle kunna utsättas för i
verkligheten. Den verkliga exponeringen sker med sannolikhet istället i små doser men under en lång tid. Mer forskning behövs för att kunna värdera riskerna med nanoplast för människor. Standardiserade metoder för att kvantifiera nanoplast i miljön, luften och livsmedel behöver utvecklas för att kunna estimera den verkliga exponering som människor utsätts för, och därmed kunna efterlikna denna exponering i experimentella miljöer.
20
5. Referenser
Alimba, C. G., & Faggio, C. (2019). Microplastics in the marine environment: Current trends in environmental pollution and mechanisms of toxicological profile. Environmental Toxicology and Pharmacology, 68, 61-74. doi: 10.1016/j.etap.2019.03.001
Andrady, A. L., & Neal, M. A. (2009). Applications and societal benefits of plastics.
Philosophical transactions of the royal society b-biological science, 364(1526), 1977-1984. doi: 10.1098/rstb.2008.0304
Barbosa, F., Adeyemi, J. A., Bocato, M. Z., Comas, A., & Campiglia, A. (2020). A critical viewpoint on current issues, limitations, and future research needs on micro- and nanoplastic studies: From the detection to the toxicological assessment. Environmental Research, 182. doi: 10.1016/j.envres.2019.109089
Bessa, F., Barria, P., Neto, J. M., Frias, J. P. G. L., Otero, V., … Marques, J. C. (2018). Occurrence of microplastics in commercial fish from a natural estuarine environment. Marine Pollution Bulletin, 128, 575-584. doi: 10.1016/j.marpolbul.2018.01.044
Bond, T., Farrandiz-Mas, V., Felipe-Sotelo, M., & Van Sebille, E. (2018). The occurrence and degradation of aquatic plastic litter based on polymer physicochemical properties: A review. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 48(7-9), 685-722. doi:
10.1080/10643389.2018.1483155
Bryman, A. (2011). Samhällsvetenskapliga metoder. Malmö: Liber AB.
Chae, Y., Kim, D., Kim, S.W., & An, Y-J. (2018). Trophic transfer and individual impact of nano-sized polystyrene in a four-species freshwater food chain. Scientific Reports, 8, 284. doi: 10.1038/s41598-017-18849-y
21
Cole, M., Lindeque, P., Halsband, C., & Galloway, T .S. (2011). Microplastics as contaminants in the marine environment: A review. Marine Pollution Bulletin, 62(12), 2588-2597. doi:
10.1016/j.marpolbul.2011.09.025
Cole, M., Lindeque, P., Fileman, E., Halsband, C., & Galloway, T. (2015). The Impact of Polystyrene Microplastics on Feeding, Function and Fecundity in the Marine Copepod Calanus helgolandicus. Environmental Science & technology, 49(2), 1130-1137. doi: 10.1021/es504525u
De Witte, B., Devriese, L., Bekaert, K., Hoffman, S., Vandermeersch, G., Cooreman, K., & Robbens, J. (2014). Quality assessment of the blue mussel (Mytilus edulis): Comparison between commercial and wild types. Marine Pollution Bulletin, 85(1), 146-155. doi:
10.1016/j.marpolbul.2014.06.006
Della Torre, C., Bergami, E., Salvati, A., Faleri, C., Cirino, P., Dawson, K. A., & Corsi. I. (2014). Accumulation and Embryotoxicity of Polystyrene Nanoparticles at Early Stage of Development of Sea Urchin Embryos Paracentrotus lividus. Environmental Science & Technology, 48(20), 12302-12311. doi: 10.1021/es502569w
Dris, R., Gasperi, J., Mirande, C., Mandin, C., Guerrouache, M., Langlois, V., & Tassin, B. (2017). A first overview of textile fibers, including microplastics, in indoor and outdoor environments. Environmental Pollution, 221, 453-458. doi: 10.1016/j.envpol.2016.12.01
Edo, C., González-Pleiter, M., Leganés, F., Fernández-Piñas, F., & Rosal, R. (2020). Fate of microplastics in wastewater treatment plants and their environmental dispersion with effluent and sludge. Environmental Pollution, 259. doi: 10.1016/j.envpol.2019.113837
EFSA Panel on Contaminants in the Food Chain (CONTAM). (2016). Presence of microplastics and nanoplastics in food, with particular focus on seafood. EFSA Journal, 14(6). doi:
22
Enfrin, M., Lee, J., Gibert, Y., Basheer, F., Kong, L., & Dumée. (2020). Release of hazardous nanoplastic contaminants due to microplastics fragmentation under shear stress forces. Journal of Hazardous Materials, 384. doi: 10.1016/j.jhazmat.2019.121393
Forte, M., Iachetta, G., Tussellino, M., Carotenuto, R., Prisco, M., De Falco, M., … Valiante, S. (2016). Polystyrene nanoparticles internalization in human gastric adenocarcinoma cells.
Toxicology in Vitro, 31, 126-136. doi: 10.1016/j.tiv.2015.11.006
Gallo, F., Fossi, C., Weber, R., Santillo, D., Sousa, J Ingram, I., … Romano, D. (2018). Marine litter plastics and microplastics and their toxic chemicals components: the need for urgent preventive measures. Environmental Science Europe, 30, 179-199. doi:
10.1016/j.jhazmat.2017.10.014
Geyer, R., Jambeck, J. R., & Law, K. L. (2017). Production, use, and fate of all plastics ever made. Science Advances, 3(7), 1-5. doi: 10.1126/sci av.1700782
Gigault, J., Halle, A., Baudrimont, M., Pascal, P.Y., Gauffre, F., Phi, T.L, … Reynaud, S. (2018). Current opinion: What is a nanoplastic? Environmental Pollution, 235, 1030-1034. doi:
10.1016/j.envpol.2018.01.024
Groh, K. J., Backhaus, T., Carney-Almroth, B., Geueke., Inostroza, P. A., Lennquist, A., … Muncke, J. (2019). Overview of known plastic packaging-associated chemicals and their hazards. Science of The Total Environment, 651(2), 3253 - 3268. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.10.015
Hahladakis, J. N., Velis, C. A., Weber, R., Iacovidou, E., & Purnell, P. (2018). An overview of chemical additives present in plastics: Migration, release, fate and environmental impact during their use, disposal and recycling. Journal of Hazardous Materials, 344, 179-199. doi:
10.1016/j.jhazmat.2017.10.014
He, Y., Li, J., Chen, J., Miao, X., Li, G., He, Q., … Wei, Y. (2020). Cytotoxic effects of
polystyrene nanoplastics with different surface functionalization on human HepG2 cells. Science of the Total Environment, 723. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.138180
23
Hernandez, L. M., Yousefi, N., & Tufenkji, N. (2017). Are there nanoplastics in your personal care products? Environmental Science & Technology Letters, 4(7), 280-285. doi:
10.1021/acs.estlett.7b00187
Hüffer, T., Metzelder, F., Sigmund, G., Slawek, S., Schmidt, T.C., & Hofmann, T. (2019).
Polyethylene microplastics influence the transport of organic contaminants in soil. Science of The Total Environment, 657, 242-247. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.12.047
Ighodaro, O.M., & Akinloye, O.A. (2018). First line defence antioxidants-superoxide dismutase (SOD), catalase (CAT) and glutathione peroxidase (GPX): Their fundamental role in the entire antioxidant defence grid. Alexandria Journal of Medicine, 54(4), 287-293. doi:
10.1016/j.ajme.2017.09.001
Ivleva, N.P., Wiesheu, A.C., & Niessner, R. (2016). Microplastic in Aquatic Ecosystems. Angewandte chemie-international edition, 56(7), 1720-1739. doi: 10.1002/anie.201606957
Karami, A., Golieskardi, A., Choo, C. K., Larat, V., Karbalaei, S., & Salamatinia, B. (2018). Microplastic and mesoplastic contamination in canned sardines and sprats. Science of the Total Environment, 612, 1380-1386. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.09.005
Koelmans, A. A., Bakir, A., Burton, G. A., & Janssen, C. R. (2016). Microplastic as a Vector for Chemical in the Aquatic Environment. Critical Review and Model-Supported Reinterpretation of Empirical studies. Environmental Science & technology, 50(7), 3315-3326. doi:
10.1021/acs.est.5b06069
Lambert, S., & Wagner, M. (2016). Characterisation of nanoplastics during the degradation of polystyrene. Chemosphere, 145, 265-268. doi: 10.1016/j.chemosphere.2015.11.078
24
Lehner, R., Weder, C., Petri-Fink, A., & Rothen-Rutishauser, B. (2019). Emergence of
Nanoplastic in the Environment and Possible Impact on Human Health. Environmental Science & Technology, 53(4), 1748-1765. doi: 10.1021/acs.est.8b05512
Lithner, D., Larsson, Å., & Dave, G. (2011). Environmental and health hazard ranking and assessment of plastic polymers based on chemical composition. Science of the Total Environment, 409(18), 3309-3324. doi: 10.1016/j.scitotenv.2011.04.038
Liu, ZQ., Yu, P., Cai, MQ., Wu., DL., Zhang, M., Huang, YH., & Zhao, YL. (2019). Polystyrene nanoplastic exposure induces immobilization, reproduction, and stress defense in the freshwater cladoceran Daphnia pulex. Chemosphere, 215, 74-81. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.09.176
Livsmedelsverket. (2019). Fisk och skaldjur. Hämtad 2020-05-18 från
https://www.livsmedelsverket.se/livsmedel-och-innehall/mat-och-dryck/fisk-och-skaldjur
Lunov, O., Syrovets, T., Loos, C., Beil, J., Delacher, M., Tron, K., … Simmet, T. (2011). Differential Uptake of Functionalized Polystyrene Nanoparticles by Human Macrophages and a Monocytic Cell Line. Acs Nano, 5(3), 1657-1669. doi: 10.1021/nn2000756
Materić, D., Kasper-Giebl, A., Kau, D., Anten, M., Greilinger, M., Ludewig, E., … Holzinger, R. (2020). Micro- and Nanoplastics in Alpine Snow: A New Method for Chemical Identification and (Semi)Quantification in the Nanogram Range. Environmental Science & Technology, 54(4), 2353-2359. doi: 10.1021/acs.est.9b07540
Mattsson, K., Ekvall, M. T., Hansson, L. A., Linse, S, Malmendal, A., & Cedervall, T. (2014). Altered Behavior, Physiology, and Metabolism in Fish Exposed to Polystyrene Nanoparticles. Environmental Science & Technology, 49(1), 553-561. doi: 10.1021/es5053655
Murray, A., & Örmeci, B. Removal Effectiveness of Nanoplastics (<400 nm) with Separation Processes Used for Water and Wastewater Treatment. Water, 12(3). doi: 10.3390/w12030635
25
Poma, A., Vecchiotti, G., Colafarina, S., Zarivi, O., Aloisi, M., Arrizza, L., … Di Carlo, P. (2019). In Vitro Genotoxicity of Polystyrene Nanoparticles on the Human Fibroblast Hs27 Cell Line. Nanomaterials, 9(9). doi: 10.3390/nano9091299
Rochman, C. M., Hoh, E., Kurobe, T., & Teh, S. J. (2013). Ingested plastic transfers hazardous chemicals to fish and induces hepatic stress. Scientific Reports, 3. doi: 10.1038/srep03263
Schneiderman, D.K., & Hillmyer, M.A. (2017). 50th Anniversary Perspective: There Is a Great Future in Sustainable Polymers. Macromolecule, 50(10), 3733-3750. doi:
10.1021/acs.macromol.7b00293
Toussaint, B., Raffael, B., Angers-Loustau, A., Gilliland, D., Kestens, V., Petrillo, M., … Van den Eede, G. (2019). Review of micro- and nanoplastic contamination in the food chain. Food Additives and Contaminants, 36(5), 639-673. doi: 10.1080/19440049.2019.1583381
Van Cauwenberghe, L., & Janssen, C.R. (2014). Microplastics in bivalves cultured for human consumption. Environmental Pollution, 193, 65-70. doi: 10.1016/j.envpol.2014.06.010
Walters, D. M., Jardine, T. D., Cade, B. S., Kidd, K. A., Muir, D. C. G., & Leipzig-Scott, P. (2016). Trophic Magnification of Organic Chemicals: A Global Synthesis. Environmental Science & Technology, 50(9), 4650-4658. doi: 10.1021/acs.est.6b00201
Wright, S. L., Thompson, R. C., & Galloway, T. S. (2013). The physical impacts of
microplastics on marine organisms: A review. Environmental Pollution, 178, 483−492. doi: 10.1016/j.envpol.2013.02.031
Xu, M. K., Halimu, G., Zhang, Q. R., Song, Y. B., Fu, X. H., Li, Y. Q., … Zhang, H. W. (2019). Internalization and toxicity: A preliminary study of effects of nanoplastic particles on human lung epithelial cell. Science of The Total Environment, 694. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.133794
26
Yu, Q., Hu, X. J., Yang, B., Zhang, G. C., Wang, J., Ling, W. T. (2020). Distribution, abundance and risks of microplastics in the environment. Chemosphere, 249. doi:
10.1016/j.chemosphere.2020.126059
Zitouni, N., Bousserrhine, N., Belbekhouche, S., Missawi, O., Alphonse, V., … Banni, M. (2020). First report on the presence of small
microplastics (≤ 3 μm) in tissue of the commercial fish Serranus scriba (Linnaeus. 1758) from Tunisian coasts and associated cellular alterations. Environmental Pollution, 263, 114576. doi: 10.1016/j.envpol.2020.114576
