Біохімічні механізми та фізіологічні наслідки токсичної дії іонів срібла і ртуті на вищі рослини

Размещено на http://www.allbest.ru/

Біохімічні механізми та фізіологічні наслідки токсичної дії іонів срібла і ртуті на вищі рослини

Н. М. Топчій¹, В. В. Дадика¹, О. А. Чорноштан¹, С. К. Ситник²

¹ Інститут ботаніки ім. М.Г. Холодного

Національної академії наук України

(Київ, Україна)

²Інститут фізіології рослин і генетики Національної академії наук України (Київ, Україна)



Однією із складових антропогенного навантаження на біосферу, що посилюється останніми десятиліттями внаслідок розширення промислової діяльності людини, є збільшення забруднення навколишнього середовища важкими металами (ВМ), які можуть потрапляти в ґрунт з різних джерел, таких як органічні та неорганічні добрива, пестициди, видобуток корисних копалин, спалювання викопного палива, зрошення з використанням стічних вод. Однією з найбільш токсичних форм важких металів є ртуть та її сполуки - Hg⁰, Hg₂²⁺, Hg²⁺, [CH₃Hg]⁺, серед яких найбільш токсичною формою є металоорганічний катіон ртуті [CH₃Hg]⁺. Негативний вплив ртуті на ріст та фізіологічні показники рослин вивчений досить добре, на відміну від фітотоксичності іонів срібла. Через високу реакційну здатність іони Ag⁺ міцно зв'язуються сірковмісними сполуками і негативно зарядженими залишками органічних сполук, що знижує концентрацію цих іонів в середовищі. Активне вивчення біохімічних механізмів і фізіологічних наслідків дії Ag⁺ на живі організми почалося відносно недавно, після появи на ринку значних обсягів продуктів, виготовлених з використанням наночасток срібла (AgH4). Наноформи є біологічно активними формами срібла, які чинять як позитивний, так і негативний вплив на рослини. Масштабне виробництво споживчих товарів, що містять AgH4, призводить до значного вивільнення срібла у навколишнє середовище і актуалізує питання про біологічні наслідки впливу Ag⁺ на рослини, оскільки з AgH4 поступово вивільняються іони срібла. Вільні іони Ag⁺ за шкідливістю поступаються лише Hg²⁺ і разом з кадмієм, хромом (VI) і міддю належать до потенційно найбільш небезпечних забруднювачів. Токсична дія Ag⁺ і Hg²⁺ пов'язана з їх реакціями з SH-групами білків, що викликає інактивацію ферментів і супроводжується порушенням клітинного метаболізму.

Ключові слова: важкі метали, антропогенне забруднення середовища, ртуть, срібло, сульфгідрильні отрути, фотосинтез, білки



BIOCHEMICAL MECHANISMS AND PHYSIOLOGICAL CONSEQUENCES OF THE TOXIC EFFECT OF SILVER AND MERCURY IONS ON HIGHER PLANTS

N. M. Topchiy¹, V. V. Dadyka¹, O. A. Chernoshtan¹, S. K. Sytnik²

¹Kholodny Institute of Botany of National Academy of Sciences of Ukraine (Kyiv, Ukraine)

2Institute of Plant Physiology and Genetics of the National Academy of Science of Ukraine (Kyiv, Ukraine)

One of the components of the anthropogenic load on the biosphere, increasing in recent decades as a result of the expansion of industrial human activities, is the increase in environmental pollution with heavy metals (HM), which can enter the soil from various sources, such as organic and inorganic fertilizers, pesticides, mining fossil fuels, fossil fuel combustion, wastewater irrigation. One of the most toxic forms of HM are mercury compounds Hg⁰, Hg₂²⁺, Hg²⁺, [CH₃Hg]⁺, among which the organometallic mercury cation [CH₃Hg]⁺ is the most toxic form. The negative effect of mercury on the growth and physiological parameters of plants is fairly well studied, in contrast to the phytotoxicity of silver ions. Due to the high reactivity, Ag⁺ ions strongly bind with sulfur-containing substances and negatively charged residues of organic compounds, due to which the concentration of these ions in the medium is reduced. An active study of the biochemical mechanisms and physiological consequences of the action of Ag⁺ on living organisms began relatively recently, after significant volumes of products made using silver nanoparticles (AgNP) entered the market. Nanoparticles are biologically active forms of silver that can have both positive and negative effects on plants. The large - scale production of consumer goods containing AgNPs leads to a significant release of silver into the environment and raises the question of the biological consequences of Ag⁺ exposure on plants, since AgNPs gradually release silver ions. Free Ag⁺ ions are second only to Hg²' in terms of toxicity and, together with cadmium, chromium (VI) and copper, are among the most dangerous pollutants. The toxic effect of Ag⁺ and Hg²' is associated with their reactions with SH-groups of proteins, causing inactivation of enzymes and accompanied by a disturbance of cellular metabolism.

Key words: heavy metals, anthropogenic pollution, mercury, silver, sulfhydryl poisons, photosynthesis, proteins



БИОХИМИЧЕСКИЕ МЕХАНИЗМЫ И ФИЗИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ ТОКСИЧЕСКОГО ДЕЙСТВИЯ ИОНОВ СЕРЕБРА И РТУТИ НА ВЫСШИЕ РАСТЕНИЯ

Н. Н. Топчий¹, В. В. Дадыка¹, А. А. Черноштан¹, С. К. Сытник²

¹Институт ботаники им. Н.Г. Холодного Национальной академии наук Украины (Киев, Украина)

2Институт физиологии растений и генетики Национальной академии наук Украины (Киев, Украина)

Одной из составляющих антропогенной нагрузки на биосферу, усиливающейся в последние десятилетия в результате расширения промышленной деятельности человека, является увеличение загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами (ТМ), которые могут попадать в почву из различных источников, таких как органические и неорганические удобрения, пестициды, добыча полезных ископаемых, сжигание ископаемого топлива, орошение с использованием сточных вод. Одной из наиболее токсичных форм тяжелых металлов является ртуть и ее соединения - Hg⁰, Hg₂²⁺, Hg2⁺, [CH₃Hg]⁺, среди которых наиболее токсичным формой является металлоорганический катион ртути [CH₃Hg]⁺. Отрицательное влияние ртути на рост и физиологические показатели растений достаточно хорошо изучено в отличие от фитотоксичности ионов серебра. Из-за высокой реакционной способности ионы Ag⁺ прочно связываются серосодержащими соединениями и отрицательно заряженными остатками органических соединений, что снижает концентрацию этих ионов в среде. Активное изучение биохимических механизмов и физиологических последствий действия Ag⁺ на живые организмы началось относительно недавно, после появления на рынке значительных объемов продуктов, изготовленных с использованием наночастиц серебра (AgH4). Наноформы являются биологически активными формами серебра, которые оказывают как положительное, так и отрицательное влияние на растения. Масштабное производство потребительских товаров, содержащих AgH4, приводит к значительному высвобождению серебра в окружающую среду и актуализирует вопрос о биологических последствиях воздействия Ag⁺ на растения, поскольку из AgH4 постепенно высвобождаются ионы серебра. Свободные ионы Ag⁺ по вредности уступают только Hg²⁺ и вместе с кадмием, хромом (VI) и медью относятся к потенциально наиболее опасным загрязнителям. Токсическое действие Ag⁺ и Hg²⁺ связано с их реакциями с SH- группами белков, что вызывает инактивацию ферментов и сопровождается нарушением клеточного метаболизма. антропогенне забруднення середовища ртуть срібло

Ключевые слова: тяжелые металлы, антропогенное загрязнение среды, ртуть, серебро, сульфгидрильные яды, фотосинтез, белки



Однією з найважливіших екологічних проблем сучасного індустріального світу є забруднення біосфери важкими металами (ВМ). Швидкий розвиток промислового виробництва й транспорту спричинює різке зростання вмісту

ВМ на урбанізованих територіях, поблизу видобувних кар'єрів та виробничих потужностей електростанцій, магістралей наземного транспорту, летовищ (Timothy, Williams, 2019). Забруднення і токсичність ВМ призводить до багатьох згубних наслідків для живих організмів. ВМ чинять мутагенний, генотоксичний й цитотоксичний вплив на рослини, людей і тварин забруднюють воду, атмосферу і ґрунт. Накопи- чуючись в атмосферних аерозолях під час спалювання вугілля, виробництва цементу та викидів транспортних засобів, ВМ можуть потрапляти на листки рослин як частина вологих або сухих опадів (Shahid et al., 2017). Навіть при обмеженому викиді в навколишнє середовище ВМ не розкладаються і не зникають з ґрунту, на відміну від органічних сполук. Таким чином, забруднення ВМ впливає на біоту протягом багатьох років і створює серйозні проблеми для рослинних організмів, які важко оцінити. Тривалість перебування іонів ВМ у ґрунті значно більша, ніж в інших частинах біосфери. Ґрунт є основним джерелом надходження мікроелементів у харчові ланцюги (Aggarwal et al., 2012). Із ґрунту ВМ абсорбуються кореневими системами рослин, гальмують процеси росту і розвитку, призводять до значних втрат врожаю (Hall, 2002).

Існують різні джерела ВМ в навколишньому середовищі: природні, сільськогосподарські, промислові, атмосферні, побутові стічні води та ін. Геогенні джерела надходження ВМ в навколишнє середовище, а саме, вилуговування і вивітрювання гірських порід, і такі антропогенні види діяльності, як інтенсивний видобуток металів, плавка, спалювання викопних видів палива, використання пестицидів і стічних вод, забруднюють ґрунт особливо великою кількістю ВМ (Shahid et al., 2017). Ці метали не тільки негативно впливають на ріст і розвиток рослин, але і, потрапляючи у харчовий ланцюг, викликають хронічні і епідемічні захворювання, що несуть загрозу для здоров'я людей (Vangronsveld, Clijsters, 1994; Nagajyoti et al. 2010; Tangahu et al. 2011).

Найпоширенішими ознаками негативного впливу ВЫ на рослини є пригнічення фотосинтезу, порушення транспорту асимілятів та мінерального живлення, зміни водного і гормонального стану та пригнічення росту (Топчій, 2010; Prasad, Strzalka, 2013; Белявская и др., 2018; Khan et al. 2019; Souri et al. 2019).

Токсичні іони металів потрапляють у клітини тими ж шляхами, що і іони основних мікроелементів. Кількість металу, що поглинається рослиною, залежить від концентрації та молекулярної форми металу в ґрунтовому розчині, його послідовного переміщення від насипних ґрунтів до поверхні кореня, потім до кореня і, нарешті, до пагона. Внаслідок цього спостерігається надмірна концентрація металів, яка є фітотоксичною через зміни проникності клітинної мембрани, високу спорідненість до сульфгідрильних (-SH) груп, реакції з фосфатними групами та активними групами АДФ або АТФ, заміни основних іонів в активних центрах ферментів (Patra et al. 2004).

Ртуть і срібло зустрічаються в природі у вільному стані і були відомі ще в давнину. Це відносно рідкісні елементи з середньою концентрацією в земній корі близько 0,08 частин на мільйон. Ртуть та її сполуки належать до най- небезпечніших і токсичних забруднювачів довкілля. Металеве срібло, на відміну від ртуті, не є токсичним, однак катіон Ag⁺ є однією з найбільш токсичних форм ВМ і за шкідливістю поступаються лише ртуті, і разом з кадмієм, хромом (VI) і міддю належить до потенційно найбільш небезпечних забруднювачів (Ratte, 1999). Через високу спорідненість до сульфгідрильних (-SH) груп іони срібла і ртуті відомі як сульфгідрильні отрути.

Метою даного огляду є аналіз результатів сучасних досліджень механізмів і наслідків негативного впливу іонів срібла і ртуті на рослинні організми.

Шляхи потрапляння ртуті в біосферу

Ртуть (Hg) - один з найбільш токсичних металів для людини, рослин і мікроорганізмів (Nicolardi et al., 2012; Singh et al., 2012). Забруднення ртуттю розглядається як серйозна глобальна проблема з 1950-х рр. після спалаху хвороби Мінамата в Японії і поступово стало одним найбільш актуальних питань у боротьбі із забрудненням навколишнього середовища (Patra, Sharma, 2000). Ртуть переноситься і розповсюджується за допомогою атмосферної циркуляції, яка переміщує елементарну ртуть (Hg⁰) з суші в океан (Andersson, 1979). Елементарна ртуть з атмосфери повертається на поверхню Землі через сухе або вологе осадження. Деяка частина елементарної ртуті фотоокисню- ється до Hg²⁺ і повертається на поверхню Землі з опадами. Оскільки фотоокиснення відбувається дуже повільно, Hg⁰ може циркулювати по всій Земній кулі, перш ніж окисниться і випаде на Землю (Andersson, 1979; Morel et al., 1998). З вологими і сухими осадженнями пов'язують надходження 90% ртуті в поверхневі води, включаючи відкритий океан. Частина ртуті швидко повертається назад в атмосферу. Ці процеси формують так званий «ртутний цикл». Глобальна швидкість атмосферного осадження ртуті нині приблизно втричі вища, ніж у доін- дустріальні часи (Hylander, Meili, 2003).

Через рухомість Hg в екосистемі ртутні забруднення призводять до серйозних біохімічних і фізіологічних порушень в рослинах (Broussard et al., 2002; Asztalos et al., 2012). Солі ртуті широко використовуються для дезінфекції насіння, у добривах та у гербіцидах, тому визначення їх впливу на рослинні організми є необхідним. ВМ часто у значних кількостях накопичуються у тканинах рослин, і здатність р о- слин поглинати Hg добре відома (Liu et al. 2010). ВМ надходять в рослину переважно через кореневу систему з ґрунту, меншою мірою - через листки.



Вплив іонів ртуті на фотосинтез

Численні дослідження показують, що ртуть токсична для фотосинтетичного апарату (ФСА) вищих рослин, ціанобактерій і водоростей (De Filippis et al., 1981; Murthy, Mohanty,1993; Топчий, 2010; Aggarwal et al., 2012; Asztalos et al., 2012).

Типовим результатом впливу ртуті, як і ряду інших важких металів, є зменшення вмісту хлорофілу, причому концентрація хлорофілу b знижується сильніше, ніж хлорофілу а (Prasad, Prasad, 1987). Hg може негативно впливати на синтез фотосинтетичних пігментів - хлорофілів (Prasad, Prasad, 1987; Patra, Panigrahi, 1994; Liu et al., 2010) і каротиноїдів (Chakilam, 2012). В умовах ртутного стресу інгібувалася активність НАДФН: протохлорофі- лід оксидоредуктази (ПОР) - ключового ферменту біосинтезу хлорофілу (Chen and Yang, 2012). Інфільтрація зеленіючих листків кукурудзи відновленим глутатіоном (GSH) запобігала інгібуючій дії ртуті на біосинтез хлорофілу (Jain, Puranik, 1993). Залежний від концентрації і часу захисний ефект GSH, ймовірно, пов'язаний зі зменшенням зв'язування металу цитоплазматичними білками.

Іони ртуті впливають і на світлову фазу фотосинтезу, інгібуючи транспорт електронів, переважно пов'язаний з фотосистемою II (ФСІІ), що зумовлено зміною структури тила- коїдних мембран, порушенням синтезу пласто- хінону і зниженням активності фередоксин- НАДФ -оксидоредуктази. Як механізм інгібування ферментів зазвичай розглядається взаємодія важких металів з функціональними SH- групами (Clijsters, Van Assche, 1985).

Іони ртуті знижують активність всього електрон-транспортного ланцюга, впливаючи як на активність ФСІІ, так і фотосистеми І (ФСІ) (Singh et al., 1989, 2012; Полищук и др. 2009; Водка и др., 2013). Багато ділянок фотосинтетичної мембрани, чутливі до дії ртуті, особливо ФСІІ. Ртуть може міцно зв'язуватися з тіоловими групами білків ФСІІ як із донорною, так і з акцепторною сторонами і, отже, порушує їх функцію (Patra et al., 2004). Наприклад, ртуть діє на донорній стороні ФСІІ, порушуючи зв'язування хлориду і пошкоджуючи комплекс, що виділяє кисень (De Filippis et al., 1981). За даними електрофоретичного аналізу поліпептидного складу субмембранних препаратів ФСІІ, після обробки ртуті відбувалося відокремлення зовнішнього поліпептиду з молекулярною масою 33 кДа від комплексу, що виділяє кисень (Bernier, Carpentier, 1995). При цьому два інших зовнішніх поліпептиди (16 і 23 кДа) не змінювали свого положення у присутності іонів ртуті. Дані засвідчили існування внутрішнього сайту зв'язування Hg²⁺ з цим комплексом (Bernier, Carpentier,1995).

Інгібування донорної сторони іонами Hg ²⁺ також підтверджують дані про зниження максимального квантового виходу фотохімії ФСІІ (F_v/F_m) і мінімального, максимального і стаціонарного рівнів флуоресценції хлорофілу (Fo, Fm, Fs) в ізольованих тилакоїдних мембранах (Boucher, Carpentier, 1999; Топчий, 2010). На акцепторній стороні під дією Hg²⁺ збільшується частка закритих реакційних центрів і таким чином знижується швидкість перенесення електронів від Q_a до QB (Kukarskikh et al., 2003). Одним із можливих пояснень цього є припущення, що в разі порушення транспорту електронів між Q_a- i QB, іони Hg²⁺ здатні акцептувати електрони безпосередньо від Q_a- (Полищук и др., 2009). Hg може негативно впливати на метаболічну активність ФСІІ, блокуючи фотосинтетичне виділення кисню (Murthy, Mohanty, 1993; Pisani et al., 2011; Nicolardi, 2012). За умов стресу, індукованого Hg, частка реакційних центрів ФСІІ, що не відновлюють QB, значно збільшується, в той час як максимальна фотохімічна ефективність ФСІІ і квантовий вихід електронного транспорту ФСІІ знижуються (Singh et al., 2012; Samson, Popovic, 1990). Hg також може призводити до збільшення гасіння високоенергетичних станів (Singh et al., 1989) та пригнічення перенесення енергії збудження від фіко- білісом до реакційних центрів ФСІІ (Murthy et al., 1989).

Реакційні центри ФСІ можуть бути пошкоджені (Kojima et al., 1987) і активність ФСІ може бути знижена під впливом стресу від Hg (De Filippis et al., 1981). Murthy і Mohanty повідомили, що Hg²⁺ пригнічує повний транспорт електронів в ФСІ і ФСІІ навіть при низькій концентрації, пошкоджуючи міжсистемні переносники електронів (Murthy et al., 1993). Деякі дослідження показують, що ФСІ меншою мірою, ніж ФСІІ, піддається впливу Hg ²⁺ (Clijsters, Van Assche, 1985; Singh et al., 2012), що дозволяє припустити, що ФСІ не є контролюючим фактором в загальній активності фотосинтезу (De Filippis et al., 1981).

Ртуть, як і більшість важких металів, впливає на ключові ферменти циклу Кальвіна - рибулозо -1,5 -бісфосфаткарбоксилазу/ оксигеназу та фосфофруктокіназу (Vangrosveld, Clijsters, 1994; Aggarwal, 2012; Chen, Yang, 2012). У присутності іонних форм таких ВМ, як ртуть і срібло, знижується активність карбоан- гідрази (Lionetto et al., 2012, 2016; Топчій та ін., 2019; Поліщук та ін., 2018).

Іони срібла і ртуті як модифікатори тіолових груп в білках

Одним з найбільш поширених негативних ефектів важких металів є їх взаємодія з SH- групами білків, що призводить до інактивації ферментів і зміни інших біологічних властивостей макромолекул і супроводжується порушенням клітинного метаболізму і фізіологічних процесів (Van Assche, Clijsters, 1990). У даний час відомі понад 100 ферментів, які інактиву- ються важкими металами (Ajsuvakova et al., 2020). Зв'язування з сульфгідрильними групами може порушити практично будь -яку функцію, в якій беруть участь критичні або незахи- щені білки. Двовалентний катіон ртуті може зв'язуватися одночасно з двома ділянками молекули білка, не деформуючи ланцюга, або він може зв'язати два сусідні ланцюги разом, причому достатньо висока концентрація ртуті може призвести до осадження білків. У дуже токсичних ртуть-органічних сполуках, серед яких найбільш токсичною формою є металоорганічний катіон ртуті [CH3Hg]+ атом ртуті зберігає вільний валентний електрон, тому солі таких сполук при дисоціації утворюють одновалентний іон.

Про високу спорідненість сполук, які містять Hg, до сульфгідрильних (-SH) груп повідомлялося в численних дослідженнях (Bjorklund et al., 2017; Ajsuvakova et al., 2020).

Сульфгідрильні групи (SH-) присутні скрізь в пептидах і білках всього організму. Молекули з SH-групами називаються тіолами або меркаптанами (від лат. Mercurium captans, що означає «вловлюють ртуть») (Ajsuvakova et al., 2020). Сірковмісна амінокислота цистеїн (Цис) - одна з найбільш поширених і біохімічно активних амінокислот в організмі, є дуже важливим активним центром для функціональних білків, таких як рецептори, сигнальні молекули, ферменти, мембранні транспортні канали та фактори транскрипції. Цистеїн вважається основною мішенню для Hg, забезпечуючи зв'язок між її реактивністю з тіоловими групами і пошкодженням клітин. В метаболізмі Hg in vivo ключову роль відіграє формування комплексів Hg-S-Цис. Як срібло (Ag+), так і ртуть (Hg²⁺) здатні утворювати міцні комплекси із сульфід- рильною групою цистеїну.

Білки, що містять залишки Цис, поширені в організмі у ферментах, білках органел, на внутрішніх і зовнішніх мембранах. Багато з сульфгідрильних мішеней не є критичними. Спорідненість до зв'язування Hg з сульфгідрильним залишком вища від кадмію (Cd), миш'яку (As) і свинцю (Pb) (Mutter et al., 2007), що вказує на значну роль реакційної здатності тіолу в токсичності Hg. Hg може легко переміщуватися між вільними -SH-групами залежно від їх доступності та реакційної здатності, тому зв'язок Hg-S- не обов'язково є стабільним in vivo (Bjorklund et al., 2017).

З огляду на значну роль Цис в структурі та функціонуванні біомолекул, зв'язування Hg з Цис опосередковує множинні токсичні ефекти Hg, особливо його інгібуючий вплив на ферменти та інші білки, що містять вільні залишки Цис.

Зв'язуючись з сульфгідрильними групами, сполуки ртуті, і, зокрема, хлорид ртуті, мають високу здатність пригнічувати провідність води через аквапорини і регулярно використовувалися для тестування активності аквапори- нів у рослин і тварин (Kjellbom et al., 1999; Terashima, Ono, 2002).

Аквапорини - це водні канали, які сприяють пасивному переміщенню води через мембрани за градієнтом водного потенціалу. Вони присутні у вакуолярних і плазматичних мембранах рослинних клітин, включаючи клітини мезофілу вищих рослин і їх кількість змінюється у відповідь на зміни умов навколишнього середовища (Kjellbom et al., 1999). Загальновідома неспецифічність дії сполук ртуті (Ajsuvakova et al., 2020). Для пригнічення транспорту води через аквапорини необхідно їх використовувати в високих (близько 1 мМ) концентраціях. Продемонстровано, що HgCl₂ може діяти в рослинах також як протонофор (Kjellbom et al., 1999; Murata et al., 2000). Вважається, що інгібування аквапоринів ртуттю відбувається за рахунок ковалентної модифікації залишків цистеїну в водних порах водних каналів і в інших частинах білка, викликаючи або блокування, або конформаційні зміни, що ведуть до пригнічення транспорту води (Ajsuvakova et al., 2020).

Іони срібла, завдяки міцному зв'язуванню із сульфгідрильними групами, є більш сильним інгібітором аквапоринів, ніж широко використовувані в даний час сполуки ртуті. Виявлено потужне інгібування іонами срібла переносу води через аквапорини плазматичної мембрани коренів буряка (Niemietz, Tyerman, 2002). Ефективність інгібуючої дії срібла у формі AgNO ₃ або сульфадіазину срібла на водопроникність цих мембран (І₅₀ ~ 1-10 мкМ) більше, ніж у 100 разів перевищувала таку для іонів ртуті. На відміну від Hg, існує лише кілька досліджень щодо впливу Ag на водний транспорт в рослинах (Sadok, Sinclair, 2010; Chaumont, Tyerman, 2014). На додаток до цистеїну іони Ag⁺ специфічно взаємодіють с гістидином аквапорину (Sadok, Sinclair, 2010).

Аквапорини рослин, ймовірно, також сприяють дифузії CO2 через плазматичну мембрану клітин мезофілу, через це інгібітор аква- поринів HgCl₂ може пригнічувати фотосинтетичну дифузію CO₂. Експериментально визначено, що ртуть-чутливі аквапорини дійсно сприяють фотосинтетичній дифузії CO₂ через плазматичну мембрану клітин мезофілу листків. Провідність дифузії CO₂ з міжклітинних просторів у строму хлоропласту (gi) значно знижувалася, порівняно з контрольним значенням, коли листки обробляли 1,2 мМ HgCl₂. Аналогічні результати були отримані з листками Phaseolus vulgaris. Хоча дія HgCl₂ не була специфічною, отримані результати показали, що HgCl2 поступово знижує gi, що свідчить про участь аквапоринів, , які є чутливими до ртуті, у фотосинтетичному поглинанні CO₂ через плазматичну мембрану клітин мезофілу (Terashima, Ono, 2002).

Іони срібла і ртуті здатні модифікувати активність мембранозв'язаної АТФ-синтази хлоропластів, змінюючи шляхи протонного транспорту через комплекс in vivo (Underwood, Gould, 1980).

Розглядаючи взаємодію ртуті із сульфгідрильними групами білків, особливо треба відзначити такі індуцибельні білки, як фітохела- тини, низькомолекулярні пептиди з високим вмістом цистеїну, що здатні зв'язувати іони важких металів. Вони відіграють помітну роль у захисті рослин від ртутного стресу (Carrasco- Gil et al., 2011) Через високу спорідненість до SH-груп іони ВМ є найсильнішими активаторами їх синтезу. У рослинах накопичується кілька класів комплексів Hg-фітохелатин. Фіто- хелатини істотно впливають на розподіл Hg в рослинах. Ймовірно, що Hg утримується переважно в коренях, взаємодіючи з компонентами клітинної стінки, і тільки коли цей бар'єр долається, розчинна ртуть зв'язується з біотіолами. Між іншим, основним структурним білком в клітинних стінках є екстенсін, сильно глікози- льований білок, який містить кілька залишків цистеїну в так званому Цис-багатому домені (Carrasco-Gil et al., 2011). Фітохелатини синтезуються на основі глутатіону чи його аналогів у результаті пептидилтрансферазної реакції за участю ферменту фітохелатинсинтази. Крім фі- тохелатинів важливу роль у детоксикації деяких важких металів відіграють металотіонеїни з високим вмістом SH-груп (Топчій, 2010).

Обсяги, використання і екологічні аспекти розповсюдження срібла в природі

Застосування срібла в промисловості постійно зростає, незважаючи на те, що з появою цифрової фотографії відбувається стрімке падіння виробництва фотоплівки, для виготовлення якої потрібна значна кількість галогенідів срібла (Purcell, Peters, 1998). Через найвищу електропровідність і стійкість до окиснення срібло широко застосовується в електротехніці для виготовлення дроту, контактів, припоїв, конденсаторів, спеціалізованих дзеркал, покриття для вікон. Стабільними є обсяги використання срібла при виготовленні ювелірних виробів, прикрас, систем фільтрації води, посуду, в каталізі хімічних реакцій. Швидкими темпами зростає попит на срібло у фотовольтаїці при виробництві сонячних панелей.

Річне надходження срібла в навколишнє середовище в складі промислових відходів і викидів оцінюється в приблизно 2500 т, з яких 150 т надходить в шламі очисних споруд та 80 т викидається в поверхневі води (Purcell, Peters,1998). Вивільнення Ag в навколишнє середовище відбувається в основному у вигляді твердих відходів (66%), які через слабку розчинність мінімально впливають на навколишнє середовище (Purcell, Peters, 1998). Токсичність срібла була досліджена після всіх інших важких металів, такі дослідження почалися близько 25 років тому (Ratte, 1999).

З давнини відомі антисептичні властивості срібла. Срібні посудини використовували для зберігання води. Покриття поверхневих ран срібними пластинами практикувалося ще в стародавньому Єгипті. Розведені розчини нітрату срібла та інших його сполук застосовують як дезінфікуючі засоби та мікробіоциди (олігоди- намічний ефект), додають до пов'язок для ран, катетерів та інших медичних інструментів.

Концентрація іонного срібла у природному середовищі зазвичай низька, оскільки через високу реакційну здатність іони Ag при потраплянні у воду або ґрунт утворюють міцні комплекси з різними лігандами, такими як хлорид, сульфід, тіосульфат і розчинними органічними речовинами (Shafer et al., 1998; Wang, 2003), що знижує концентрацію цих іонів у середовищі. Через це токсичність срібла для водних і ґрунтових організмів оцінюється як незначна.

Активне вивчення біохімічних механізмів і фізіологічних наслідків дії Ag на живі організми розпочалось відносно недавно, після появи на ринку значних обсягів продуктів, виготовлених із використанням наночасток срібла (AgНЧ). Наночастинки є біологічно активними формами срібла, які здатні здійснювати як позитивний, так і негативний вплив на рослини. Масштабне виробництво споживчих товарів, що містять AgНЧ, призводить до значного вивільнення срібла у навколишнє середовище і актуалізує питання про біологічні наслідки впливу Ag⁺ на рослини, оскільки з AgНЧ поступово вивільняються іони срібла.

Порівняння токсичних ефектів іонів і наночастинок срібла на рослини

Наноматеріали мають унікальні фізико - хімічні властивості і здатні стимулювати метаболізм рослин (Nath et al., 2019). Так, в певних концентраціях AgНЧ підвищують схожість насіння (Barrena et al., 2009; Shelar, Chavan, 2015) і ріст рослин (Sharma et al. 2012; Kaveh et al. 2013; Vannini et al. 2013 ), стимулюють квантову ефективність фотосинтезу і накопичення хлорофілу (Sharma et al., 2012; Hatami, Ghorbanpour, 2013).

Щорічний світовий видобуток AgNP оцінюється приблизно в 400 т, і очікується, що він досягне приблизно 800 т до 2025 року (Pulit- Prociak, 2016). Завдяки своїм антибактеріальним та протигрибковим властивостям AgNP успішно використовуються у багатьох промислових сферах та повсякденному житті: у медицині, побутовій промисловості, фармацевтиці, текстилі, пластмасі, харчовій промисловості, косметиці, реактивах для очищення води (Moreno-Garrido, 2015). У сільськогосподарському секторі наноcрібло застосовують як стимулятори росту рослин, фунгіциди або агенти для підвищення терміну дозрівання плодів (Nath et al., 2019). AgNP також використовуються в оптиці, електроніці, каталізі, фотоелектриці тощо.

Хоча AgНЧ в основному відомі своїми потужними антимікробними (бактерицидними) властивостями, лише 10% вироблених AgНЧ призначені для виробництва протимікробних препаратів (Pulit-Prociak, 2016). Враховуючи поширеність AgНЧ, їх викид у навколишнє середовище як частки продукції може мати істотний вплив на екосистеми та/або здоров'я людини (Rui et al., 2017).

У численних дослідженнях оцінювалася небезпека і ризики для організмів та екосистем, пов'язані із застосуванням інженерно - конструктованих AgНЧ та їх похідних. Для розмежування ефектів, характерних для наночас- тинок та іонного срібла, були досліджені фізіологічні, ультраструктурні та протеомні зміни в проростках тютюну (Nicotiana tabacum), що зазнали впливу комерційних AgНЧ та іонів срібла (AgNO₃) від стадії насіння (Stefanic 2018). У проростках, що зазнали впливу AgH4, вміст Ag був вищим, ніж у рослин, оброблених тією ж концентрацією AgNO₃. Однак за показниками окиснювального стресу AgNO₃ виявився більш токсичним, ніж наночастинки. При цьому, після обробки рослин як AgH4, так і AgNO₃ у хлоропластах булі зареєстровані ультраструктурні, а також протеомні зміни, що свідчить про вплив обох форм срібла на фотосинтез. Встановлено, що експресія більшості білків, що беруть участь у первинному обміні, зростала після обох типів обробки (Stefanic, 2018) Відомо, що токсичність іонного срібла перевищує токсичність розчину AgH4 в 10-100 разів для різних водних організмів, таких як вищі рослини (Gubbins et al., 2011) і водорості (Ratte, 1999; Navarro et al., 2008). Іон срібла є високотоксичною речовиною. Його токсичність пов'язана з його внутрішньоклітинним накопиченням, а не з адсорбцією на поверхні клітин.

AgH4 можуть розчинятися, вивільняючи іони срібла (Kittler et al. 2010), що може пояснювати їх токсичний ефект. Було проведено кілька досліджень, щоб визначити, що зумовлює токсичність AgH4 - вивільнення іонів срібла або сама наночастинка. Деякі дослідження показують, що токсичність наночастинок срібла пояснюється тим, що вони виділяють іони срібла в клітинах, повідомляється, що і наночасти- нки срібла, і іони срібла мають приблизно однакову цитотоксичність. Парк і співавтори (Park et al. 2010) пояснюють шкідливий ефект наночастинок виходом токсичних вільних іонів срібла з наночастинок срібла в клітинах за д о- помогою «механізму типу троянського коня», коли срібло у формі незарядженої частинки проникає в клітини і потім всередині клітини іонізується. В цьому разі саме комбінація H4 срібла та іонів срібла відповідальна за токсичну дію наночастинок срібла. Вивільнення Ag⁺ з AgH4 відбувається, головним чином, за допомогою процесу окиснювального розчинення, в ході якого іони Ag⁺ вивільняються за окисню- вальним механізмом. Срібло стабільне у воді і потребує наявності окисників для досягнення окиснювального розчинення. Коли присутні окиснювачі, такі як пероксид водню або молекулярний кисень, вони розчиняють AgHЧ з виділенням Ag . Це призводить до утворення активних форм кисню всередині клітин, які можуть ще більше розчиняти наночастинки.

Використовуючи цистеїнові ліганди при вимірюванні концентрації вільного срібла в розчині, Наварро і співавт. (Navarro et al., 2008) визначили, що спочатку іони срібла були у 18 разів більш ефективними інгібіторами фотосинтезу водоростей Chlamydomanas reinhardtii, але після 2 год інкубації водоростей з AgHЧ, останні виявилися більш токсичними, ніж іони срібла (Navarro et al., 2008). Крім того, є дослідження, які вказують на те, що наночастинки срібла можуть бути токсичними незалежно від вільних іонів срібла. Це дозволяє припустити, що токсичність наночастинок срібла не залежить від утворення іонів срібла.

Незважаючи на те, що було проведено численні дослідження впливу AgHЧ на живі організми, особливості взаємодії AgHЧ з рослинами остаточно не з'ясовані.

Ґрунт є основним сховищем Ag. Потрапляючи у навколишнє середовище , Ag може утворювати численні комплекси різної розчинності, зв'язуватися з аніонами, такими як хлорид або сульфід (Courtois et al., 2019). Зокрема, AgHЧ зазнають важливих екологічних перетворень, включаючи сульфідування на очисних спорудах (Levard et al., 2012), які можуть сильно змінити їх поведінку на ґрунтах порівняно з безпосередньо застосованими AgHЧ в роботах з оцінки екотоксичності. Однак більшість досліджень з екотоксикології срібла проводились у водних середовищах (Gupta, Chandra, 1998; Navarro et al., 2008; Gubbins et al., 2011; Yin et al., 2012; Shabnam et al., 2017; Zhang et al., 2017). Дослідження наземних середовищ нині розширюються, але цілісні уявлення про поведінку та наслідки існування Ag у таких складних системах ще не сформувалися. Детальне дослідження щодо токсикологічних та екоток- сикологічних ефектів AgHЧ порівняно з іонною формою або сульфідом срібла Ag2S проведено в роботі (Courtois et al., 2019). Показано, що після кількох днів AgHЧ ставали більш фітотоксичними, що викликало зниження швидкості росту і накопичення біомаси. У багатьох рослин зафіксовано проникнення срібла в клітини і його накопичення в тканинах (Yasur, Rani, 2013, Nair, Chung 2015). Geisler-Lee і співавтори (2014) спостерігали поступове проникнення наночастинок у цілу рослину арабідопсису через корені через 17 днів після посадки. У деяких рослин AgHЧ здатні проникати в корені через апопластний шлях, не розчиняючись, і розмір наночастинок не має істотного значення для процесів накопичення срібла. В огляді (Yan, Chen, 2019) пояснюється, що AgHЧ можуть транспортуватися в міжклітинному просторі, і що ксилема є найбільш важливим носієм AgHЧ в рослинах. Потрапивши всередину клітини, AgHЧ можуть викликати порушення мі- тохондріальної мембрани, що призводить до збільшення продукції активних форм кисню (АФК) (Nair, Chung, 2015, Yan, Chen, 2019). Вміст антиоксидантів, які беруть участь у захисті рослин від окиснювального стресу, таких як каротиноїди, поліфеноли (флавоноїди, антоціани) і пролін, збільшується в присутності AgHЧ (Yasur, Rani, 2013, Nair, Chung, 2015). Ці сполуки дозволяють рослині зменшувати окиснюва- льне пошкодження і беруть участь у видаленні АФК та хелатуванні металів (Yasur Rani, 2013, Nair, Chung, 2015).

Вміст хлорофілу, від вмісту якого залежить перебіг фотосинтезу і, отже, ріст рослин, також знижується після впливу AgHЧ (Nair, Chung, 2015, Vishwakarma et al., 2017). Більш того, Olchowik і співавтори (2017) спостерігали зміни в ультраструктурі хлоропластів за дії на- ночастинок. При пошкодженні фотосинтетичного апарату може виникати надлишок електронів, які генерують АФК і ушкоджують структуру хлоропластів. Зниження вмісту хлорофілу і загальної кількості розчинних вуглеводів вказують на зміни в розподілі ресурсів. У більшості випадків, незалежно від використовуваної концентрації, ефект AgHЧ був слабшим порівняно з іонами Ag . Як показано в роботах (Yasur, Rani, 2013; Barbasz et al. 2016; Krajcarova et al., 2017), наночастинки були менш токсичними, оскільки вони залишалися в периферичних тканинах рослини, в той час як іони срібла проникали всередину тканин рослини. Однак, деякі дослідження показали зворотний ефект. Повідомлялося про сильніший вплив AgH4, ніж іонів срібла, на біомасу і транспірацію (Stampoulis et al., 2009). Вміст Ag в рослинах, які зазнали впливу AgNO3, був нижчим, ніж в рослинах, які зазнали впливу AgH4 (Geisler-Lee et al., 2015), і транскрипція деяких генів була порушена під впливом AgH4 більшою мірою, ніж після обробки AgNO₃ (Nair, Chung, 2015).

Таким чином, AgH4 можуть чинити різні негативні впливи на рослини. Молекулярні, біохімічні, фізіологічні та ростові параметри, на які впливають AgHЧ, можна використовувати як біомаркери для кращого розуміння субклітинного впливу срібла на рослини і для проведення досліджень в природних умовах.



ЛІТЕРАТУРА

1. Белявская Н.А., Федюк О.М., Золотарева Е.К. 2018. Растения и тяжелые металлы: рецепция и сигна- линг. Вісн. Харків. нац. аграрн. ун-ту. Сер.

2. Біологія. 2 (44) : 10-30.

3. Водка М.В., Поліщук О.В., Білявська Н.О., Золо- тарьова О.К. 2013. Реакція фотосинтетичного апарату шпинату на дію важких металів, інгібіторів карбоангідрази. Доповіді НАН України. 10 : 152-158.

4. Полищук А.В., Топчий Н.Н., Сытник К.М. 2009. Влияние ионов тяжелых металлов на перенос электронов на акцепторной стороне фотосистемы II. Доповіді НАН України. 6 : 203-210.

5. Поліщук О.В., Семеніхін А.В., Топчій Н.М., Золо- тарьова О.К. 2018. Інгібування множинних форм карбоангідрази хлоропластів шпинату іонами купруму. Доповіді НАН України. 4 : 94-101.

6. Топчій Н.М. 2010. Вплив важких металів на фотосинтез. Физиология и биохимия культ. растений. 42 (2) : 95-106.

7. Топчій Н.М., Поліщук О.В., Золотарьова О.К., Ситник С.К. (2019). Вплив іонів С^+ на активность стромальних карбоангідраз хлоропластів шпинату. Физиология растений и генетика. 51 (2) : 172182.

8. Aggarwal A., Sharma I., Tripathi B.N., Tripathi B.N. 2012. Metal toxicity and photosynthesis. In: Photosynthesis: Overviews on Recent Progress and Future Perspectives, New Delhi : IK International Publishing House, pp. 229-236.

9. Ajsuvakova O.P., Tinkov A.A., Aschner M., Rocha J.B.T., Michalke B., Skalnaya M.G., Skalny A.V., Butnariu M., Dadar M., Sarac I., Aaseth J., Bjorklund G. 2020. Sulfhydryl groups as targets of mercury toxicity. Coord. Chem. Rev. 417: 213343. https://doi.org/10.1016Zj.ccr.2020.213343

10. Andersson A. 1979. Mercury in soils. In: The Biogeochemistry of mercury in the environment , Amsterdam : Elsevier, pp. 79-112.

11. Asztalos E., Sipka G., Kis M., Trotta M., Maroti P. 2012. The reaction center is the sensitive target of the mercury(II) ion in intact cells of photosynthetic bacteria. Photosynthesis Res. 112 (2) : 129-140.

12. Barbasz A., Kreczmer B., Ocwieja, M. 2016. Effects of exposure of callus cells of two wheat varieties to silver nanoparticles and silver salt (AgNO3). Acta

13. Physiol. Plant. 38 (3) : 76.

14. https://doi.org/10.1007/s11738-016-2092-z

15. Barrena R., Casals E., Colon J. Font X., Sanchez A., Puntes V. 2009. Evaluation of the ecotoxicity of model nanoparticles. Chemosphere. 75(7) : 850-857.

16. Bernier M., Carpentier R. 1995. The action of mercury on the binding of the extrinsic polypeptides associated with the water oxidizing complex of photosystem II. FEBS Lett. 360 (3) : 251-254.

17. Bjorklund G., Dadar M., Mutter J., Aaseth J. 2017. The toxicology of mercury: Current research and emerging trends. Environmental Res. 159 : 545-554.

18. Boucher N., Carpentier R. 1999. Hg²⁺, Cu²⁺, and Pb²⁺- induced changes in photosystem II photochemical yield and energy storage in isolated thylakoid membranes: a study using simultaneous fluorescence and photoacoustic measurements. Photosynthesis Res. 59 : 167-174.

19. Broussard L., Hammett-Stabler C., Winecker R., Rop- ero-Miller J. 2002. The toxicology of mercury. Lab. Med. 33 (8) : 614-625.

20. Carrasco-Gil S, Alvarez-Fernandez A, Sobrino-Plata J., Millan R., Carpena-Ruiz R.O, Leduc D.L, Andrews

21. J.C., Abadia J., Hernandez L.E 2011. Complexation of Hg with phytochelatins is important for plant Hg tolerance. Plant Cell Environ. 34 (5) : 778-791.

22. Chakilam S.R. 2012. Metal effects on carotenoid content of cyanobacteria. Int. J. Bot. 8 (4) : 192-197.

23. Chaumont F., Tyerman S.D. 2014. Aquaporins: highly regulated channels controlling plant water relations. Plant Physiol. 164 (4) : 1600-1618.

24. Chen J., Yang Z.M. 2012. Mercury toxicity, molecular response and tolerance in higher plants. BioMetals. 25 : 847-857.

25. Clijsters H., Van Assche F. 1985. Inhibition of photosynthesis by heavy metal. Photosynthesis Res. 7 (1) : 31-40.

26. Courtois P., Rorat A., Lemiere S., Guyoneaud R., Attard E., Levard C., Vandenbulcke F. 2019. Ecotoxicology of silver nanoparticles and their derivatives introduced in soil with or without sewage sludge: A review of effects on microorganisms, plants and animals. Environ. Pollut. 253 : 578-598.

27. De Filippis L.F., Hampp R., Ziegler H. 1981. The effects of sublethal concentrations of zinc, cadmium and mercury on euglena II. Respiration, photosynthesis and photochemical activities. Arch. Microbiol. 128 (4) : 407-411.

28. Geisler-Lee J., Brooks M., Gerfen J., Wang Q., Fotis C., Sparer A., Ma X., Berg R. H., Geisler M. 2014. Reproductive toxicity and life history study of silver nanoparticle effect, uptake and transport in Ara- bidopsis thaliana. Nanomaterials. 4 (2) : 301-318.

29. Gubbins E.J., Batty L.C., Lead J.R. 2011. Phytotoxicity of silver nanoparticles to Lemna minor L. Environ. Pollut. 159 (6) : 1551-1559.

30. Gupta M., Chandra P. 1998. Bioaccumulation and toxicity of mercury in rooted submerged macrophyte Vallisneria spiralis. Environ. Pollut. 103 (2-3) : 327332.

31. Hall J.L. 2002. Cellular mechanisms for heavy metal detoxification and tolerance. J. Exp. Bot. 53 (366) : 1-11.

32. Hatami M., Ghorbanpour M. 2013. Effect of nanosilver on physiological performance of pelargonium plants exposed to dark storage. J. Horticult. Res. 2 (1). http://dx.doi.org/10.2478/johr-2013-0003

33. Hylander L.D., Meili M. 2003. 500 years of mercury production: global annual inventory by region until 2000 and associated emissions. Sci. Total Environ. 304 (1-3) : 13-27.

34. Jain M.R., Puranik R.M. 1993. Protective effect of reduced glutathione on inhibition of chlorophyll biosynthesis by mercury in excised greening maize leaf segments. Indian J. Exp. Biol, 31 (8) : 708-710.

35. Kaveh R., Li Y.S., Ranjbar S., Tehrani R., Brueck C.L., Aken B.V. 2013. Changes in Arabidopsis thaliana gene expression in response to silver nanoparticles and silver ions. Environ. Sci. Technol., 47 (18) : 10637-10644.

36. Khan M., Nawaz N., Ali I., Azam M., Rizwan M., Ahmad Parvaiz, Ali S. 2019. Regulation of photosynthesis under metal stress. In: Photosynthesis, Productivity and Environmental Stress, eds. Ahmad

37. P. et al. John Wiley & Sons Ltd, pp. 95-105

38. Kittler S., Greulich C., Diendorf J., Koller M, Epple M. 2010. Toxicity of silver nanoparticles increases during storage because of slow dissolution under release of silver ions. Chem. Mater. 22 (16) : 4548-4554.

39. Kjellbom P., Larsson C., Johansson I., Karlsson M., Johanson U. 1999. Aquaporins and water homeostasis in plants. Trends Plant Sci. 4 (8) : 308-314.

40. Krajcarova L., Novotny K., Kummerova M., Dubova J., Gloser V., Kaiser J. 2017. Mapping of the spatial distribution of silver nanoparticles in root tissues of Vicia faba by laser-induced breakdown spectroscopy (LIBS). Talanta. 173 : 28-35.

41. Kukarskikh G.L., Graevskaia E.E., Krendeleva T.E. Timofeev K.N., Rubin A.B. 2003. Effect of methylmercury on primary photosynthesis processes in green microalgae Chlamydomonas reinhardtii. Bio- fizika. 48 (5) : 853-859.

42. Levard C., Hotze E.M., Lowry G.V., Brown G.E. 2012. Environmental transformations of silver nanoparticles: Impact on stability and toxicity. Environ. Sci. Technol. 46 (13) : 6900-6914.

43. Lionetto M.G., Caricato R., Giordano M.E., Schettino T. 2012. Carbonic anhydrase and heavy metals. In: Biochemistry, ed. Ekinci D., IntechOpen, pp. 205224. https://doi.org/10.5772/33372

44. Lionetto M.G., Caricato R., Giordano M.E., Schettino T. 2016. The complex relationship between metals and carbonic anhydrase: new insights and perspectives. Int. J. Mol. Sci. 17 (1) : 127.

45. https://doi.org/10.3390/ijms17010127

46. Liu D., Wang X., Chen Z., Xu H., Wang Y. 2010. Influence of mercury on chlorophyll content in winter wheat and mercury bioaccumulation. Plant Soil Environ. 56 (3) : 139-143.

47. Morel F.M., Kraepiel A.M., Amyot M. 1998. The chemical cycle and bioaccumulation of mercury. Ann. Rev. Ecol. System. 29 (1) : 543-566.

48. Moreno-Garrido І., Perez S., Blasco J. 2015. Toxicity of silver and gold nanoparticles on marine microalgae. Marine Environ. Res. 111 : 60-73.

49. Murata K., Matsuoka K., Hirai T., Walz T., Agre P., Heymann J.B., Engel A., Fujiyoshi Y. 2000. Structural determinants of water permeation through aq- uaporin-1. Nature. 407 (6804) : 599-605.

50. Murthy S.D.S., Mohanty P. 1993. Mercury ions inhibit photosynthetic electron transport at multiple sites in the cyanobacterium Synechococcus 6301. J. Biosci. 18 (3) : 355-360.

51. Murthy S.D.S., Sabat S.C., Mohanty P. 1989. Mercury- induced inhibition of photosystem II activity and changes in the emission of fluorescence from phy- cobilisoms in intact cells of the cyanobacterium, Spirulina platensi. Plant Cell Physiol. 30 (8) : 11531157.

52. Mutter J., Naumann J., Guethlin C. 2007. Comments on the article “the toxicology of mercury and its chemical compounds” by Clarkson and Magos. Critical Rev. Toxicol. 37 (6) : 537-549.

53. Nagajyoti P.C., Lee K.D., Sreekanth T.V.M. 2010. Heavy metals, occurrence and toxicity for plants: a review. Environ. Chem. Lett. 8 (3) : 199-216.

54. Nair P.M.G., Chung I.M. 2015. Physiological and molecular level studies on the toxicity of silver nanoparticles in germinating seedlings of mung bean (Vigna radiata L.). Acta Physiol. Plant. 37 (1) : 1719. https://doi.org/10.1007/s11738-014-1719-1

55. Nath A., Molnar M.A., Albert K. Das A., Banvolgyi S., Markia E., Vatai G. 2019. Agrochemicals from nanomaterials--Synthesis, mechanisms of biochemical activities and applications. Comprehensive Analytical Chemistry. 84 :, 263-312.

56. Navarro E., Piccapietra F., Wagner B., Marconi F., Kaegi R., Odzak N., Sigg L., Behra R. 2008. Toxicity of silver nanoparticles to Chlamydomonas rein- hardtii. Environ. Sci. Technol. 42 (23) : 8959-8964.

57. Nicolardi V., Cai G., Parrotta L., Puglia M., Bianchi L., Bini L., Gaggi C. 2012. The adaptive response of lichens to mercury exposure involves changes in the photosynthetic machinery. Environ. Pollut. 160 : 110.

58. Niemietz C. M., Tyerman, S.D. 2002. New potent inhibitors of aquaporins: silver and gold compounds inhibit aquaporins of plant and human origin. FEBS Lett. 531 (3) : 443-447.

59. Olchowik J., Bzdyk R., Studnicki M., Bederska M., Urban A., Aleksandrowicz-Trzcinska M. 2017. The effect of silver and copper nanoparticles on the condition of English oak (Quercus robur L.) seedlings in a container nursery experiment. Forests, 8 (9) : 310. https://doi.org/10.3390/f8090310

60. Park E.J., Yi J., Kim Y., Choi K., Park K. 2010. Silver nanoparticles induce cytotoxicity by a Trojan-horse type mechanism. Toxicol in vitro. 24 (3) : 872-878.

61. Patra R.R., Panigrahi A.K. 1994. Changes in residual mercury accumulation and pigment contents in some aquatic plants, Pistia and Hydrilla, exposed to solid waste of a chloralkali industry. J. Environ. Biol. 15 (4) : 299-305.

62. Patra M., Bhowmik N., Bandopadhyay B., Sharma A. 2004. Comparison of mercury, lead and arsenic with respect to genotoxic effects on plant systems and the development of genetic 12:30 tolerance. Environ. Exp.Bot. 52 (3) : 199-223.

63. Patra M., Sharma A. 2000. Mercury toxicity in plants. Bot. Rev. 66 (3) : 379-422.

64. Pisani T., Munzi S., Paoli L., Backor M., Kovacik J., Piovar J., Loppi S. 2011. Physiological effects of mercury in the lichens Cladonia arbuscula subsp. mitis (Sandst.) Ruoss and Peltigera rufescens (Weiss) Humb. Chemosphere. 82 (7) : 1030-1037.

65. Prasad D.D.K., Prasad A.R.K. 1987. Effect of lead and mercury on chlorophyll synthesis in mung bean seedlings. Phytochem. 26 (4) : 881-883.

66. Prasad M.N.V., Strzalka K. 2013. Physiology and biochemistry of metal toxicity and tolerance in plants. Springer Science & Business Media. https://doi.org/ 10.1007/978-94-017-2660-3

67. Pulit-Prociak J., Banach M. 2016. Silver nanoparticles - a material of the future...?. Open Chemistry. 14 (1) : 76-91.

68. Purcell T.W., Peters J.J. 1998. Sources of silver in the environment. Environ. Toxicol. Chem. 17 (4) : 539546.

69. Ratte H.T. 1999. Bioaccumulation and toxicity of silver compounds: a review. Environ. Toxicol. Chem. 18 (1) : 89-108.

70. Rui M., Ma C., Tang X. , Yang J., Jiang F., Pan Y., Xiang Z., Hao Y., Rui Y., Cao W., Xing B. 2017. Phytotoxicity of silver nanoparticles to peanut (Ara- chis hypogaea L.): physiological responses and food safety. ACS Sustainable Chem. Eng. 2017. 5 (8) : 6557-6567.

...