Bahan Kosmetik sebagai Polutan Baru yang Menimbulkan Masalah Lingkungan dan Kesehatan. Tinjauan Singkat
Editor Akademis: Enzo Berardesca
Claudia Juliano * dan Giovanni Antonio Magrini
Departemen Kimia dan Farmasi, Universitas Sassari, Via Muroni 23/A, 07100 Sassari, Italia;
* Korespondensi: [email protected]
Diterima: 10 Maret 2017; Disetujui: 31 Maret 2017; Diterbitkan: 5 April 2017
Kata kunci: kosmetik; filter UV; paraben; triclosan; mikroplastik; polutan lingkungan
1. Pendahuluan
Abstrak: Produk kosmetik dan perawatan pribadi digunakan dalam jumlah besar di seluruh dunia; sebagai akibat dari penggunaan rutinnya, produk-produk tersebut terus menerus dilepaskan ke lingkungan dalam jumlah yang sangat besar.
Banyak dari produk-produk ini yang aktif secara biologis dan dicirikan oleh ketahanan dan potensi bioakumulasi, yang menimbulkan ancaman terhadap ekosistem dan kesehatan manusia. Berdasarkan literatur ilmiah terbaru yang tersedia mengenai subjek ini, makalah ini memberikan tinjauan umum mengenai beberapa bahan kosmetik yang dianggap sebagai polutan lingkungan yang baru muncul dan perlu mendapat perhatian khusus seperti filter UV, beberapa bahan pengawet (paraben, triclosan), dan mikroplastik.
Tinjauan
www.mdpi.com/journal/cosmetics
Menurut klasifikasi yang diterima secara luas, kosmetik dapat dibagi menjadi produk yang tidak perlu dibilas dan produk yang tidak perlu dibilas. Kosmetik yang tidak perlu dibilas adalah produk yang fungsinya dimaksudkan untuk tetap berada di kulit dalam jangka waktu yang cukup lama; contohnya adalah parfum, kosmetik dekoratif, krim tubuh dan wajah, serta antiperspiran. Sebaliknya, kosmetik yang tidak perlu dibilas adalah produk yang
dirancang untuk dibilas setelah beberapa saat berada di kulit atau selaput lendir, seperti sampo, sabun, gel mandi, dan pasta gigi.
Menurut Peraturan Uni Eropa 1223/2009 (pasal 2, 1.a), “produk kosmetik berarti setiap zat atau campuran yang dimaksudkan untuk ditempatkan dalam kontak dengan bagian luar tubuh manusia (epidermis, sistem rambut, kuku, bibir dan organ genital eksternal) atau dengan gigi dan selaput lendir rongga mulut dengan tujuan secara eksklusif atau terutama untuk membersihkannya, mengharumkannya, mengubah penampilannya, melindunginya, menjaganya dalam kondisi baik atau memperbaiki bau badan” [1].
Hal lain yang perlu diperhatikan adalah bahwa beberapa produk ini dapat terakumulasi dalam lumpur limbah selama pengolahan air limbah dan kemudian masuk ke lingkungan karena praktik umum penggunaan lumpur sebagai pupuk pada tanaman [8]. Kosmetik menimbulkan masalah ekologi yang paling mendesak dibandingkan dengan obat-obatan karena digunakan dalam jumlah yang jauh lebih besar dan sepanjang kehidupan dan, karena ditujukan untuk aplikasi eksternal, tidak mengalami transformasi metabolik; oleh karena itu, mereka diperkenalkan tanpa berubah ke lingkungan dalam jumlah besar selama mencuci, mandi, atau berendam [9]. Karena relatif sedikit yang diketahui tentang nasib dan toksisitas produk perawatan pribadi
Dalam beberapa tahun terakhir, kosmetik, serta obat-obatan dan banyak produk lain untuk perawatan pribadi yang tidak termasuk dalam peraturan kosmetik (disinfektan, pengusir serangga, suplemen makanan), telah menimbulkan kekhawatiran yang signifikan sebagai salah satu kelas polutan baru yang paling penting karena mereka terus-menerus dilepaskan ke lingkungan perairan; dampak ekologis dan lingkungan mereka dikaitkan dengan jumlah besar yang digunakan dan dengan fakta bahwa kadang-kadang mereka persisten terhadap lingkungan, bioaktif, dan berpotensi dapat terakumulasi secara biologis [2]. Selain itu, pabrik pengolahan limbah tidak selalu efektif dalam menghilangkan bahan kimia yang digunakan sebagai bahan kosmetik, seperti
yang ditunjukkan, misalnya, dengan musk sintetis
[3,4],senyawa perfluoroalkyl [5], beberapa filter UV organik
[6]dan mikroplastik [7].
Kosmetik 2017, 4, 11; doi:10.3390/kosmetik4020011
(Referensi [34,42–51]); x = manik-manik mikro plastik (Referensi [52–57]).
dalam Referensi. • = filter UV (Referensi [5–31]); = paraben (Referensi [32–42]); ÿ = triclosan (Referensi [34,42–
51]); x = manik-manik mikro plastik (Referensi [52–57]).
*
Gambar 1. Gambaran grafis lokasi pengambilan sampel untuk perairan, sedimen, dan/atau organisme yang dikutip (Referensi [34,42–51]);
Gambar 1. Gambaran grafis lokasi pengambilan sampel untuk perairan, sedimen, dan/atau organisme yang dikutip Gambar 1. Gambaran grafis lokasi pengambilan sampel untuk perairan, sedimen, dan/atau organisme yang dikutip
*
Peta dunia bergaya pada Gambar 1 menunjukkan lokasi pengambilan sampel yang dikutip dalam makalah penelitian yang digunakan untuk menyusun
terkadang untuk menstabilkan warna dan aroma formulasi kosmetik. Di Uni Eropa, Peraturan Eropa tentang Produk Kosmetik [1]. Filter UV dapat memberikan perlindungan terhadap sinar UV-A pada Produk Kosmetik [1]. Filter UV dapat memberikan perlindungan terhadap sinar UV-A (400–320 nm), UV-B
risiko ekologi yang diakui dan efek toksik pada spesies tumbuhan dan hewan serta kesehatan manusia [10]. Bahan-bahan yang secara historis tidak dianggap sebagai masalah ekologi tetapi sekarang menjadi risiko ekologi dan efek toksik pada spesies tumbuhan dan hewan serta kesehatan manusia [10]. Tujuan dari
= manik-manik plastik mikro (Referensi [52–57]).
dalam Referensi. • = Filter UV (Referensi [5–31]); = paraben (Referensi [32–42]); ÿ = triclosan dalam Referensi. = Filter UV (Referensi [5–31]); * = paraben (Referensi [32–42]); = triclosan
2. Filter UV Filter UV adalah bahan kimia yang menyerap atau memantulkan radiasi ultraviolet di bawah sinar matahari; mereka secara luas Filter UV adalah bahan kimia yang menyerap atau memantulkan radiasi ultraviolet di bawah sinar matahari; mereka secara luas upaya penelitian difokuskan.
(400–320 nm), sinar UV-B (320–280 nm), atau keduanya (yang disebut filter spektrum luas). Saat ini, filter (sebelumnya dikenal sebagai “filter kimia”) menyerap radiasi dan kemudian menghilangkan energi yang diserap melalui fotofisika.
2. Filter UV 2. Filter UV
Produk yang ditujukan untuk keperluan pembersihan (sabun mandi, sampo, pembersih tangan), sejumlah besar risiko ekologi dan efek toksik yang diketahui terhadap spesies tumbuhan dan hewan serta kesehatan manusia [10] .
surfaktan dibuang setiap hari ke lingkungan perairan dan darat, dengan tujuan umum dari ulasan ini adalah untuk memberikan gambaran umum beberapa surfaktan kosmetik yang umum digunakan ...
dikutip dalam makalah penelitian yang digunakan untuk menyusun tinjauan ini dan memungkinkan pembaca mengetahui sekilas di mana tinjauan ini dan memungkinkan pembaca mengetahui sekilas di mana upaya penelitian difokuskan.
Filter UV yang disetujui untuk digunakan dalam produk kosmetik nomor 28 dan tercantum dalam Lampiran VI (400–320 nm), sinar UV-B (320–280 nm), atau keduanya (disebut filter spektrum luas). Saat ini, sinar (320–280 nm), atau keduanya (disebut filter spektrum luas). Saat ini, bahan aktif
kasus, misalnya, dengan surfaktan. Sebagai akibat dari kehadiran mereka dalam berbagai macam perawatan pribadi surfaktan dibuang setiap hari ke lingkungan akuatik dan terestrial, dengan kasus yang luas, misalnya, dengan surfaktan. Sebagai akibat dari kehadiran mereka dalam berbagai macam perawatan pribadi
Peraturan Eropa tentang Produk Kosmetik [1]. Filter UV dapat memberikan perlindungan terhadap sinar UV-A bahan aktif tabir surya diklasifikasikan sebagai penyerap kimia organik atau anorganik. Tabir surya organik diklasifikasikan sebagai penyerap kimia organik atau anorganik. Filter organik (sebelumnya dikenal
mencapai lingkungan perairan secara langsung, melalui pencucian dari permukaan kulit selama rekreasi
Peranan beberapa bahan kosmetik dalam pencemaran lingkungan sudah diketahui, hal ini terlihat dari produk-produk yang ditujukan untuk
keperluan pembersihan (sabun mandi, sampo, pembersih tangan), dalam jumlah yang sangat besar Peranan beberapa bahan kosmetik dalam pencemaran lingkungan sudah diketahui, hal ini terlihat dari produk-produk yang ditujukan untuk keperluan pembersihan (sabun mandi, sampo, pembersih tangan),
kontaminan lingkungan yang muncul. Peta dunia bergaya pada Gambar 1 menunjukkan lokasi pengambilan sampel yang menjadi fokus upaya penelitian.
dianggap sebagai polutan baru karena keberadaannya yang tersebar luas di lingkungan. Mereka dapat secara tidak langsung melalui air limbah dari penggunaan produk perawatan pribadi, mencuci pakaian, dan industri
ancaman terhadap ekosistem dan kesehatan
manusia. kasus, misalnya, dengan surfaktan. Sebagai akibat dari keberadaannya dalam berbagai perawatan pribadi dan potensi ancaman terhadap ekosistem dan kesehatan manusia.
perhatian pada filter UV, paraben, triclosan, dan mikroplastik, yang sedang dipertimbangkan sebagaimana dikutip dalam makalah penelitian yang digunakan untuk menyusun tinjauan ini dan memungkinkan pembaca untuk mengetahui sekilas di mana triclosan, dan mikroplastik, yang sedang dianggap sebagai kontaminan lingkungan yang muncul.
Filter UV, yang terkadang dapat mencapai 20% dari formulasi tabir surya [13], dapat mencapai lingkungan perairan secara langsung, melalui pencucian dari permukaan kulit selama aktivitas rekreasi (misalnya, berenang, mandi) serta digunakan dalam berbagai macam produk perawatan pribadi untuk melindungi kulit dari kerusakan yang disebabkan oleh sinar UV dan filter UV yang disetujui untuk digunakan dalam produk kosmetik nomor 28 dan tercantum dalam Lampiran VI Peraturan Eropa diberikan pada kemunculan, persistensi, dan
potensinya. Peran beberapa bahan kosmetik dalam pencemaran lingkungan sudah diketahui; ini adalah ancaman bagi ekosistem dan kesehatan manusia .
Filter UV adalah bahan kimia yang menyerap atau memantulkan radiasi ultraviolet di bawah sinar matahari;
terkadang digunakan untuk menstabilkan warna dan aroma formula kosmetik. Di Uni Eropa, untuk menstabilkan warna dan aroma formula kosmetik. Di Uni Eropa, filter UV dipantau karena dugaan dampak ekologis yang merugikan; khususnya, kami memfokuskan kontaminan lingkungan yang muncul. Peta dunia bergaya pada Gambar 1 menunjukkan lokasi pengambilan sampel yang diduga memiliki dampak ekologis yang merugikan; khususnya, kami memfokuskan perhatian kami pada filter UV, paraben,
“filter fisik”) bekerja sebagian dengan menyerap dan sebagian memantulkan dan menyebarkan radiasi UV [11,12].
dianggap sebagai polutan baru karena keberadaannya yang tersebar luas di lingkungan. Mereka dapat mencapai lingkungan perairan secara langsung, digunakan dalam berbagai produk perawatan pribadi untuk melindungi kulit dari kerusakan akibat sinar UV dan digunakan dalam berbagai produk perawatan pribadi untuk melindungi kulit dari kerusakan akibat sinar UV dan terkadang
bahan-bahan yang secara historis tidak dianggap sebagai masalah ekologis namun sekarang menjadi perhatian pada filter UV, paraben, triclosan, dan mikroplastik, yang secara historis tidak dianggap sebagai masalah ekologis namun sekarang menjadi perhatian karena efeknya
bahan aktif tabir surya diklasifikasikan sebagai penyerap kimia organik atau anorganik. Energi organik melalui jalur fotofisika dan fotokimia; filter mineral anorganik (dulu disebut “filter fisik”) bekerja sebagian dengan
Tujuan dari kajian ini adalah untuk memberikan gambaran umum beberapa bahan kosmetik yang umum digunakan yang dipantau karena diduga memiliki efek ekologi yang merugikan; khususnya, kami memfokuskan kajian ini adalah untuk memberikan gambaran umum beberapa bahan kosmetik yang umum digunakan yang memiliki efek ekologi yang merugikan.
Filter (sebelumnya dikenal sebagai “filter kimia”) menyerap radiasi dan kemudian menyebarkan radiasi UV yang diserap [11,12]. Filter UV , yang terkadang dapat
energi melalui jalur fotofisika dan fotokimia; filter mineral anorganik (dulu disebut filter UV,
yang terkadang dapat mencakup hingga 20% dari formulasi tabir surya polutan baru karena [13], dianggap sebagai
2.1. Filter Organik
Kemunculan filter UV organik umum telah didokumentasikan dalam sampel air yang dikumpulkan di berbagai negara, seperti Cina, AS, Jepang, Thailand, dan wilayah Arktik Amerika Utara [15,60], Hong Kong [60], Kepulauan Canary [17], Swiss [20], Korea [18], Taiwan [16], dan Norwegia [24], untuk menyebutkan beberapa penyelidikan terkini. Yang mengejutkan, Tsui et al. [15] melaporkan kemunculan filter UV bahkan di wilayah Arktik, tempat benzofenon-3 (BP-3), EHMC, dan OC terdeteksi pada
konsentrasi yang relatif rendah (masing-masing konsentrasi median 16,6, 25,4, dan 25,8 ng/L). Jalur yang dilalui filter UV organik untuk sampai di wilayah Arktik belum dapat dijelaskan. Transportasi samudra melalui arus samudra tampaknya menjadi yang paling mungkin, khususnya untuk filter
(misalnya, BP-3 dan OC) yang sangat fotostabil terhadap radiasi UV, meskipun transportasi atmosfer tidak dapat dikesampingkan.
Keberadaan filter UV telah banyak didokumentasikan di berbagai substrat dan berbagai lokasi geografis. Filter UV telah terdeteksi, misalnya, di perairan permukaan seperti laut, samudra, dan perairan pesisir [15–17], sungai [15,18], danau [19,20,58], air tanah [59], dan sedimen [21].
pembuangan; mungkin sumber polusi yang paling penting diwakili oleh limbah dari instalasi pengolahan air limbah dan lumpur limbah, yang sering digunakan sebagai pupuk di pertanian [6,14].
Konsentrasi filter organik UV yang terdeteksi dalam penelitian ini terdiri dari berbagai nilai, yang dalam beberapa kasus mencapai ratusan atau ribuan ng/L ([15], [25] dan literatur di dalamnya).
Menariknya, [66] membandingkan konsentrasi tabir surya di kolam renang anak-anak dan orang dewasa dan mendeteksi konsentrasi tertinggi senyawa ini di kolam renang bayi, dengan jumlah tabir surya
sepuluh kali lebih tinggi untuk jumlah pengguna yang sama. Meskipun nasib filter UV di kolam renang tertutup ini
Variabilitas dalam profil komposisi filter UV terdeteksi, dan konsentrasi yang dilaporkan bergantung pada berbagai faktor;
misalnya, lokasi pengambilan sampel, perbedaan kepadatan populasi, dan tingkat perkembangan di setiap lokasi, serta perbedaan di setiap badan regulasi nasional untuk sektor kosmetik. Konsentrasi filter UV secara umum mengalami fluktuasi musiman yang besar dan dapat diprediksi (beberapa filter melebihi 1000 ng/L dalam sampel air laut yang dikumpulkan di pantai populer di Hong Kong pada hari-hari musim panas yang terik dengan radiasi UV yang kuat; [15]). Pengecualian dibentuk oleh Kepulauan Canary Gran Canaria, di mana tidak terdeteksi pola musiman yang jelas, mungkin karena seringnya pantai- pantainya dikunjungi sepanjang tahun [17].
Distribusi dan nasib filter UV organik yang memasuki lingkungan akuatik bergantung pada sifat fisiko-kimianya dan stabilitasnya terhadap biodegradasi dan fotodegradasi. Beberapa filter UV organik dicirikan oleh stabilitas di lingkungan akuatik dan lipofilisitas, dengan koefisien partisi organik secara umum lebih besar dari tiga [60]; oleh karena itu, filter ini dapat terakumulasi dalam sedimen perairan badan air, matriks dengan kandungan karbon organik tinggi, di mana filter ini dapat bertindak sebagai cadangan kontaminan yang menimbulkan risiko tinggi bagi organisme dasar dan penghuni sedimen [22,60].
Keberadaan filter UV di sedimen sungai dan laut telah banyak didokumentasikan dalam literatur. Filter yang paling sering diidentifikasi dalam sedimen adalah EHMC (ethylhexyl methoxycinnamate), OC (octocrylene), BMDM (butyl
methoxydibenzoylmethane), OD-PABA (octyldimethyl-p-aminobenzoic acid), dan turunan benzophenone [21–23,60–63], dengan konsentrasi yang termasuk dalam rentang yang sangat luas dan, dalam beberapa kasus, berjumlah ratusan atau ribuan ng/g berat kering. Penghalang sinar matahari lainnya (4-methylbenzyliden camphor, 4-MBC; isoamyl p-methoxycinnamate, IAMC; ethylhexyl salicylate, EHS; homosalate HMS), meskipun dapat dideteksi di air permukaan, tidak ditemukan kembali dalam sedimen, mungkin karena berkurangnya penggunaannya dalam formulasi tabir surya atau karena degradasinya oleh mikroorganisme [64].
Filter UV organik dan anorganik akan dibahas secara terpisah di bawah ini karena keduanya menimbulkan masalah lingkungan dan kesehatan yang berbeda.
Literatur melaporkan adanya senyawa organik tabir surya juga di dalam air kolam renang. Keberadaan dan konsentrasi filter UV di fasilitas ini pada dasarnya bergantung pada seberapa banyak filter tersebut tercuci dari kulit perenang selama berenang dan pada beban perenang. Di kolam renang, filter UV terdapat pada konsentrasi yang lebih tinggi dibandingkan dengan badan air lainnya (sungai, danau, laut), di mana polutan kimia mengalami pengenceran tinggi, sedangkan di kolam renang airnya didaur ulang [65].
Senyawa anorganik yang disetujui oleh Peraturan Eropa sebagai tabir surya adalah TiO2 dan ZnO.
Dalam lingkungan berair, filter UV organik dapat mengalami degradasi melalui fotolisis langsung maupun tak langsung; proses pertama bergantung pada penyerapan radiasi UV oleh senyawa organik, sedangkan proses kedua melibatkan keterlibatan berbagai agen fotosensitizer (seperti bahan organik terlarut atau spesies oksigen reaktif (ROS)); ekotoksisitas dari produk sampingan ini masih harus dijelaskan.
TiO2 telah disahkan sebagai penyaring UV non-nano oleh Peraturan Kosmetik UE, Lampiran VI, sementara TiO2 (nano) diperkenalkan dalam Lampiran ini oleh Peraturan Komisi (UE) 2016/1143 [75]. Pada bulan Mei 2016, Komisi Eropa mengakui penggunaan ZnO sebagai penyaring UV dalam produk kosmetik sebagai aman, menambahkan bentuk nano dan non-nano ke dalam Lampiran VI Peraturan Kosmetik UE [76]. TiO2 dan ZnO hampir selalu hadir dalam formulasi tabir surya sebagai nanopartikel karena skala nano meningkatkan retensi kulit, penerimaan kosmetik bagi konsumen, dan sifat redaman UV dari oksida ini jika dibandingkan dengan rekan-rekan mereka dalam bentuk massal [11]. Pelepasan senyawa-senyawa ini dari kosmetik dan produk perawatan pribadi yang diaplikasikan pada kulit ke lingkungan dapat terjadi karena perendaman atau abrasi dengan pasir [77]. TiO2 juga dilepaskan ke lingkungan perairan dari sumber selain tabir surya (masukan antropogenik karena penggunaannya sebagai bahan makanan, pencucian tekstil, pelindian dari pelapis fasad); instalasi pengolahan air limbah (IPAL) menghilangkan
sebagian besar TiO2 yang ada dalam limbah yang masuk, tetapi sejumlah kecil dilepaskan ke badan air alami [30,77]. Residu TiO2
Di bawah radiasi UV, beberapa filter organik juga mampu menghasilkan ROS [25]. Filter UV organik telah ditemukan di beberapa organisme akuatik (invertebrata laut, ikan, mamalia laut, burung akuatik); seringkali terdeteksi pada konsentrasi yang sangat tinggi (misalnya, OC hingga 712 ng/g di hati lumba-lumba Brasil Pontoporia blainvillei, [26]; oktil metoksisinamat (OMC) hingga 256 ng/g berat kering, dan OC hingga 7112 ng/g berat kering Mytilus sp. yang dikumpulkan di sepanjang pantai Prancis, [27];
EHMC hingga 701 ng/g lipid dari burung kormoran Phalacrocorax sp., [28]). [29] melaporkan bahwa beberapa spesies ikan dari sungai Iberia mengandung konsentrasi filter UV lipofilik yang dapat dideteksi (BP-3, EHMC, 4-MBC, dan OC) dalam kisaran ng/g berat kering. Secara keseluruhan data ini menunjukkan bahwa beberapa filter UV organik mampu terakumulasi secara biologis dalam otot dan lipid organisme ini dan kemungkinan besar akan memasuki rantai makanan laut.
2.2. Filter Anorganik
Toksisitas filter UV organik dievaluasi pada beberapa organisme akuatik; beberapa filter UV yang sering digunakan terbukti beracun bagi spesies fitoplankton, mikroalga, protozoa, dan krustasea ([25] dan literatur di dalamnya). Danovaro et al. [71]
menunjukkan bahwa beberapa filter UV (EHMC, BP-3, dan 4-MBC) dapat menyebabkan pemutihan karang pada konsentrasi yang sangat rendah; hasil percobaan mereka, bersama dengan perkiraan pelepasan tabir surya di daerah terumbu, sangat menyarankan bahwa setidaknya 10% terumbu kemungkinan akan mengalami pemutihan karang karena polusi filter UV. Sejumlah penelitian juga menyarankan bahwa beberapa filter UV organik memiliki, mirip dengan banyak xenobiotik lainnya, kapasitas gangguan endokrin, baik dalam model in vitro maupun in vivo . BP-3, misalnya, menunjukkan estrogenisitas yang lemah secara in vitro dan aktivitas anti-androgenik yang kuat dan aktivitas estrogenik yang lemah (tetapi juga anti-estrogenik) pada model murine [63]; Selain itu, efek samping senyawa ini pada reproduksi organisme akuatik telah dilaporkan [63]. Kunz et al. [72]
menyelidiki aktivitas estrogenik dari panel filter UV organik baik secara in vitro, dengan uji berbasis reseptor, dan secara in vivo pada ikan; percobaan menunjukkan potensi aktivitas pengganggu endokrin secara in vivo dari 3-benzylidene camphor (3-BC), benzophenone-1 (BP-1), dan benzophenone-2 (BP-2). Dalam model diferensiasi otak seksual pada hewan pengerat, dua filter UV dengan aktivitas mirip estrogenik yang diketahui, 4-MBC dan 3-BC, mampu mengganggu perilaku seksual betina [73]. Perlu dicatat bahwa sampel ASI yang dianalisis oleh Schlumpf et al. [74] mengandung filter UV pada lebih dari 75% kasus, yang menunjukkan kemungkinan paparan neonatus yang menyusu terhadap bahan kimia ini.
Sistem ini belum sepenuhnya dipahami, namun telah ditunjukkan bahwa sistem ini dapat mengalami fotodegradasi dan dapat bereaksi dengan klorin yang digunakan untuk mendisinfeksi air, sehingga menghasilkan produk sampingan yang berpotensi berbahaya [67–70].
Untuk mencegah produksi ROS, nanopartikel TiO2 yang ada dalam tabir surya dilapisi dengan silika dan alumina dan/atau didoping dengan mangan atau vanadium, meskipun terkadang lapisan ini tidak tahan kontak dengan air [81].
yang dilepaskan dari tabir surya menghasilkan agregat submikronik yang tetap tersuspensi di air tawar, sedangkan dalam kondisi air laut (yaitu, dalam konsentrasi garam tinggi) mereka berkumpul dan secara bertahap mengendap, terbatas pada sedimen [77].
Sejauh menyangkut ZnO, toksisitasnya terhadap organisme akuatik telah terdokumentasikan dengan baik;
misalnya, untuk ikan zebra [90,91], alga laut [92,93], bulu babi [94], dan organisme laut lainnya [95,96], nano-ZnO diklasifikasikan sebagai “sangat beracun” [95]. Berbeda dengan TiO2, toksisitas nano-ZnO dan partikel massal yang sesuai cukup mirip [83]; data eksperimen menunjukkan bahwa efek toksik ZnO sebagian disebabkan oleh pelepasan ion Zn++ dan sebagian lagi disebabkan oleh stres oksidatif karena pembentukan ROS [83,97].
Oleh karena itu, meskipun dalam beberapa makalah nano-TiO2 dilaporkan memiliki efek yang dapat diabaikan pada berbagai organisme akuatik [84–86], peningkatan dramatis toksisitas senyawa ini terjadi saat terpapar sinar matahari yang kuat atau radiasi UV karena produksi ROS [87–89].
Jeon et al. [98] mengevaluasi potensi risiko bagi kesehatan manusia akibat pelepasan nanopartikel TiO2 dan ZnO dari tabir surya komersial ke dalam air kolam renang luar ruangan di Seoul. Para penulis menunjukkan bahwa sejumlah besar nanopartikel dilepaskan dari kulit yang dioleskan tabir surya ke dalam air selama aktivitas berenang, menghasilkan hidrogen peroksida; namun, perkiraan konsentrasi H2O2 yang dihasilkan sebagai akibat dari sinar matahari dan radiasi UV dalam aktivitas kolam renang sehari-hari (0,011–0,139 µM) lebih rendah daripada yang diperlukan untuk menimbulkan efek buruk pada kesehatan manusia.
Tovar-Sánchez [31] melakukan percobaan laboratorium dengan menangguhkan 1 g·L tabir surya yang mengandung nano TiO2 (77,6 mg·g (Pulau Majorca,
Spanyol); dalam 22 jam, di bawah iradiasi UV yang terkendali, 10.202 ± 606 nM H2O2 diproduksi di air laut, yaitu, 447 kali tingkat awal yang terdeteksi (22,8 ± 2,6 nm). Para penulis juga menyelidiki konsentrasi H2O2 dan Ti4+ di kolom air di pantai yang sama selama 24 jam pada hari musim panas; konsentrasi tertinggi diukur pada siang hari (278,0 ± 11,6 nM untuk H2O2 dan 833,7 ± 50,1 untuk Ti4+). Akhirnya, Sánchez-Quiles dan Tovar-Sánchez [31] memperkirakan produksi H2O2 yang dapat dikaitkan dengan TiO2 di perairan pantai Pantai Palmira. Dengan mempertimbangkan kandungan rata-rata TiO2 dalam tabir surya komersial (46 mg/g), jumlah produk yang direkomendasikan yang harus digunakan orang dewasa untuk aplikasi umum (36 g), persentase tabir surya yang hilang oleh air selama aktivitas rekreasi (sekitar 25%), dan jumlah rata-rata pengunjung pantai per hari musim panas di lokasi tersebut (sekitar 10.000), penulis memperkirakan pelepasan nano-TiO2 harian musim panas sekitar 4 kg dan peningkatan konsentrasi H2O2 sebesar 270 nM/hari, dengan nilai tertinggi pada siang hari. Hasil ini menunjukkan bahwa aktivitas rekreasi normal di resor pantai dapat mengakibatkan produksi H2O2 dalam jumlah yang signifikan dan kerusakan atau kematian fitoplankton pesisir laut; hal ini dapat berdampak pada jaring makanan laut, yang bergantung pada mikroorganisme ini.
Untuk mengukur dampak pelepasan filter UV anorganik di wilayah pesisir, Sánchez-Quiles dan perusahaan komersial
) di air laut pesisir yang dikumpulkan dari Pantai Palmira
Nano TiO2 dan ZnO dapat mengalami reaksi fotokatalitik ketika terpapar radiasi ultraviolet, dengan menghasilkan ROS seperti O ·ÿ 2 , ·OH, dan H2O2
[78];TiO2 dan ZnO yang diekstraksi dari tabir surya komersial dapat bereaksi dengan beberapa bahan kimia dan menyebabkan korosi pada permukaan cat
ketika disinari dengan sinar UV
[79,80].Fotoaktivitas ini dapat menimbulkan risiko kerusakan sel dan toksisitas lingkungan.
-1
-1
Penelitian tentang efek toksik nano-TiO2 pada alga, invertebrata air tawar dan laut, serta ikan telah dilaporkan dalam beberapa tahun terakhir dalam beberapa makalah
([82]dan literatur di dalamnya, [83]).
Informasi parsial yang tersedia tentang karakteristik fisikokimia nanopartikel yang diuji dalam berbagai penelitian dan berbagai titik akhir yang diperiksa tidak memungkinkan perbandingan yang wajar dari data
yang diperoleh dan dengan demikian tidak memungkinkan kesimpulan yang kuat untuk ditarik tentang ekotoksisitas nano-TiO2.
Meskipun penghilangannya efisien di instalasi pengolahan air limbah, paraben masih terdeteksi di air permukaan, terutama sungai
[33–36].Metilparaben dan propilparaben, paraben yang paling umum terdapat dalam kosmetik, juga merupakan paraben yang paling sering terdeteksi di air permukaan
[99],dengan rentang konsentrasi yang luas yang mencapai nilai tertinggi di sungai-sungai Cina (1062 ng/L untuk metilparaben dan 3142 ng/L untuk propilparaben) [33]). Sejauh pengetahuan kami, tidak ada penelitian khusus mengenai keberadaan paraben di air laut dan samudra; namun, keberadaan bahan pengawet ini dan metabolitnya (terutama asam para-hidroksibenzoat) terdokumentasi dengan baik pada beberapa hewan yang hidup di laut atau di daerah pesisir. Keberadaan paraben sebenarnya dilaporkan dalam jaringan ikan
[37–39],pada mamalia laut
[40],dan pada jaringan burung laut dan telurnya [ 39]. Kehadiran paraben dan metabolitnya, asam p-hidroksibenzoat, bahkan pada hewan dari lokasi laut terpencil, seperti beruang kutub dari Alaska
[40]dan burung albatros dari Midway
Paraben dapat dideteksi di udara, debu, tanah, dan air
[99].Paraben dapat dibuang ke lingkungan dari pabrik produksinya, tetapi yang lebih penting lagi, paraben terus-menerus dilepaskan dalam jumlah yang relatif tinggi ke dalam air limbah perkotaan dan rumah sakit, sebagai akibat dari penggunaan luas produk perawatan pribadi, farmasi, dan bahan kimia rumah tangga yang mengandung paraben. Dalam air limbah
mentah, paraben dapat mencapai nilai hingga 30.000 ng/L untuk metilparaben dan 20.000 ng/L untuk propilparaben
[104].Paraben adalah golongan bahan pengawet yang telah digunakan selama hampir satu abad karena sifat antimikrobanya dalam berbagai macam produk, seperti kosmetik, bahan pangan, dan farmasi; secara kimia, paraben adalah ester dari asam para-hidroksibenzoat, dengan substituen alkil (metil, etil, propil, isopropil, butil, isobutil, pentil, heptil) atau aril (benzil, fenil)
[99].Paraben hadir hampir secara eksklusif dalam fase berair, karena kelarutannya dalam air sedang (misalnya, 2500 mg/L untuk metilparaben, 885 mg/L untuk etilparaben;
[104]);ketika keberadaan lima paraben dinilai dalam sampel influen dan effluen dari tiga instalasi pengolahan air limbah Tunisia, mereka terdeteksi dalam air pada konsentrasi mg/L, sedangkan konsentrasi mereka dalam materi tersuspensi beberapa orde besaran lebih rendah (µg/L; [32]). Instalasi pengolahan air limbah secara efektif menghilangkan sebagian besar paraben yang ada dalam fase berair, dengan tingkat penghilangan rata-rata >90%
[104,105].Di instalasi ini, paraben dapat menempel pada lumpur limbah atau dapat terdegradasi; khususnya, mereka dapat mengalami biodegradasi cepat, dengan produksi asam p-hidroksibenzoat sebagai produk degradasi utama, atau dapat bereaksi dengan mudah dengan klorin bebas, membentuk beberapa produk sampingan terklorinasi
[106].Paraben terhalogenasi dihilangkan seefisien senyawa induknya di pabrik pengolahan air limbah, meskipun memerlukan waktu lebih lama untuk terdegradasi
[105].Turunan terhalogenasi ini juga dapat dihasilkan ketika kosmetik yang mengandung paraben dicampur dengan air keran yang mengandung klorin di rumah; lebih jauh lagi, jika terdapat jejak bromida di air keran, paraben terbrominasi lebih mudah terbentuk
[106].Sayangnya, sedikit yang diketahui tentang potensi risiko turunan terhalogenasi ini terhadap kesehatan manusia
[104].Meskipun beberapa senyawa ini terjadi secara alami karena disintesis oleh bakteri atau tanaman
[100,101],semua paraben yang tersedia secara komersial diproduksi secara sintetis. Di Uni Eropa, penggunaan paraben dalam kosmetik diatur oleh Peraturan Eropa tentang Produk Kosmetik (2009) [1]; mereka tercantum dalam Lampiran V dan diizinkan pada konsentrasi maksimum 0,4% (b/b) untuk ester tunggal dan 0,8% (b/b), dinyatakan sebagai asam p-hidroksibenzoat, untuk campuran paraben. Perlu disebutkan bahwa Uni Eropa baru-baru ini memberlakukan beberapa pembatasan pada paraben yang diizinkan dalam formulasi kosmetik; khususnya Peraturan (UE) No 358/2014 baru-baru ini mengubah Lampiran V Peraturan (UE) No 1223/2009 untuk melarang penggunaan isopropilparaben, isobutilparaben, fenilparaben, benzilparaben, dan pentilparaben dalam kosmetik
[102].Selain itu, Peraturan (UE) No 1004/2014 menurunkan konsentrasi maksimum yang diizinkan untuk propilparaben dan butilparaben, dan melarang penggunaannya dalam produk untuk anak-anak
[103].3. Paraben
Meskipun adanya pembatasan baru-baru ini, paraben masih banyak digunakan dalam kosmetik dan produk
perawatan pribadi karena spektrum aktivitasnya yang luas terhadap ragi, jamur, dan bakteri serta stabilitas
kimianya, toksisitasnya yang rendah, dan harganya yang murah
[99].Paraben telah terdeteksi dalam urin manusia, serum, jaringan adiposa, susu, cairan ketuban, dan jaringan plasenta
[107–113],dan dalam jaringan kanker payudara manusia
[114,115].Pada manusia, paparan kulit terhadap produk yang mengandung paraben penting untuk penyerapannya karena beberapa paraben menembus kulit manusia
[116];penyerapan sistemik paraben setelah paparan lingkungan juga telah dikonfirmasi, meskipun tampaknya merupakan sumber paraben yang kurang penting
[38].Konsumsi oral tampaknya kurang penting, karena paraben yang dikonsumsi secara oral dimetabolisme oleh esterase menjadi asam p-hidroksibenzoat
[116].Selama ini, paraben dianggap memiliki toksisitas yang sangat rendah dan catatan keamanan yang sangat baik; namun, baru-baru ini, muncul kekhawatiran tentang sifat tidak berbahayanya, karena paraben menunjukkan aktivitas yang mengganggu endokrin baik secara in vitro maupun in vivo, dan telah dikaitkan dengan perubahan sistem reproduksi hewan percobaan jantan
[116].Dalam penyelidikan in vitro , paraben menunjukkan aktivitas estrogenik yang lemah, dengan afinitas pengikatan untuk reseptor estrogen sekitar lima kali lipat lebih rendah daripada dietilstilboestrol
[117].Studi tentang potensi gangguan endokrin paraben pada satwa liar akuatik menunjukkan bahwa senyawa ini dapat mengganggu konsentrasi plasma vitelogenin pada beberapa organisme, seperti ikan trout pelangi dan ikan medaka Jepang, meskipun pada konsentrasi yang sebagian besar melebihi konsentrasi maksimum yang terdeteksi di perairan permukaan
[99].Sejauh menyangkut spesies manusia,
beberapa studi telah dipublikasikan yang mengklaim adanya hubungan antara aktivitas paraben yang mengganggu endokrin dan kanker payudara
[114,118].Studi-studi ini kemudian ditolak oleh sejumlah ilmuwan dan otoritas kesehatan internasional, yang menyimpulkan bahwa tidak ada bukti ilmiah yang menghubungkan kosmetik atau paraben dengan kanker payudara manusia
[119–122].Akan tetapi, beberapa studi terkini tampaknya menunjukkan sikap yang lebih hati-hati. Pan et al.
[123]menggambarkan potensi sinergi antara paraben dan faktor pertumbuhan epidermal, yang menunjukkan bahwa paraben dapat aktif pada konsentrasi yang lebih rendah daripada yang sebelumnya dianggap relevan secara toksikologi. Demikian pula, sebuah makalah terkini melaporkan bahwa pada tikus Sprague-Dawley yang belum dewasa, setelah pemberian dosis paraben intragastrik yang mendekati asupan harian yang dapat diterima, estrogenisitas paraben in vivo tidak serendah yang ditetapkan oleh percobaan in vitro
[124].Atol (Samudra Pasifik Barat Laut)
[39],menunjukkan bahwa senyawa ini ada di mana-mana di lingkungan laut.
Keberadaan paraben dalam air minum diteliti dalam sejumlah kecil penelitian
[104].Umumnya paraben tidak diamati atau terdeteksi pada konsentrasi yang sangat rendah dalam air keran; namun, penelitian terbaru mencatat keberadaan paraben pada konsentrasi ng/L dalam air minum kemasan
[41].4. Triklosan
Secara keseluruhan, pengetahuan ilmiah saat ini tidak memadai untuk menunjukkan korelasi yang jelas antara paraben dan risiko kanker payudara pada manusia, dan penelitian lebih lanjut diperlukan untuk secara definitif menyingkirkan hubungan ini; oleh karena itu, kontroversi ini masih berlangsung. Berdasarkan pengetahuan saat ini, tampaknya masuk akal untuk tidak meremehkan kemungkinan konsekuensi bagi kesehatan manusia akibat masuknya paraben secara terus-menerus ke lingkungan.
Triclosan (TCS, 5-kloro-2-(2,4-diklorofenoksi)fenol) adalah agen antimikroba berspektrum luas yang larut dalam lemak , yang diizinkan sebagai bahan pengawet dalam produk perawatan pribadi seperti sabun cuci tangan, sampo, deterjen, pasta gigi, tabir surya, dan deodoran, yang dapat digunakan pada konsentrasi hingga 0,3% (Lampiran V Peraturan Eropa tentang Produk Kosmetik) [1]. Karena sifat antibakteri dan antijamurnya, TCS juga banyak digunakan sebagai antiseptik, dalam perangkat medis, dalam barang- barang rumah tangga, dan sebagai aditif dalam kemasan, tekstil, dan pakaian fungsional
[125].Sumber polusi TCS yang paling penting adalah limbah domestik, di mana senyawa ini dilepaskan dengan pembilasan produk yang mengandungnya; penggunaan yang luas, jumlah besar yang dipancarkan dan penghapusannya yang tidak lengkap di pabrik pengolahan limbah menyebabkan keberadaan senyawa ini yang seringkali cukup besar di lingkungan, dengan konsentrasi yang terdeteksi berkisar dari nanogram hingga mikrogram per liter dalam sedimen dan air
[43,44].TCS ditemukan di mana-mana di lingkungan perairan, di mana ia terbagi antara sedimen dan air dan dengan demikian dapat dideteksi dalam kedua fase
[43,45],dengan
akumulasi preferensial dalam sedimen, karena lipofilisitasnya. TCS termasuk dalam 10 limbah organik yang paling sering dideteksi.
senyawa untuk frekuensi dan konsentrasi [2]. Keberadaannya ada di mana-mana; telah ditemukan di air permukaan di seluruh Amerika Serikat [46–48], Inggris [34], Korea Selatan [49], dan Cina [126,127]. Kejadian dan konsentrasi TCS baru-baru ini diperiksa di jaringan pembuangan limbah Paris [42], dan tingkat tinggi ditemukan dalam air limbah (2140–5260 ng·L
studi diekstrapolasi pada skala nasional untuk memberikan beban massa nasional sebesar 18,8–22,2 ton·tahunÿ1 .
). Hasil dari penelitian ini
5. Mikroplastik
Mikroplastik yang terdapat dalam kosmetik berukuran terlalu kecil untuk terperangkap di instalasi pengolahan limbah, sehingga masuk ke saluran air melalui sistem drainase rumah tangga dan terbawa ke laut dan samudera [52,149], meskipun beberapa penulis percaya bahwa proses pengolahan saat ini efektif untuk menghilangkan kontaminan mikroplastik di instalasi pengolahan air limbah [53].
Pencemaran plastik di lingkungan laut merupakan masalah lingkungan yang terus berkembang, yang ditujukan pada serpihan makroplastik dan mikroplastik; mikroplastik diklasifikasikan sebagai material <5 mm, menurut skema yang diusulkan oleh Moore [144]. Mayoritas partikel plastik kecil di laut berasal dari fragmentasi barang yang lebih besar; namun, ada bukti yang berkembang bahwa mikroplastik juga memasuki lingkungan laut secara langsung dari berbagai sumber, termasuk kosmetik, pakaian, dan proses industri. Mikroplastik hadir sebagai penggosok abrasif dalam sejumlah produk perawatan pribadi dan kosmetik seperti pembersih tangan, pasta gigi, scrub wajah, mandi busa, sampo, dan sabun [145,146], di mana mereka menggantikan bahan pengelupas alami yang sebelumnya digunakan (batu apung, oatmeal, kulit aprikot). Selain fungsi pengangkatan sel kulit mati dan pembersihan mendalam, mikroplastik juga dapat memainkan peran dekoratif dalam produk perawatan pribadi. Sekitar 93% dari mikroplastik yang digunakan dalam produk perawatan pribadi terbuat dari polietilen [147], namun terkadang bahan pembuatnya adalah polipropilena, nilon, polietilen tereftalat, atau polimetil metakrilat [148].
Dalam sebuah penelitian yang dilakukan di 13 lokasi di sungai-sungai Jepang yang terkontaminasi oleh air limbah domestik, limbah pabrik pengolahan limbah, atau air limbah industri, TCS terdeteksi di mana-mana dengan konsentrasi hingga 177 ng·L dan sedikit perbedaan konsentrasi antara lokasi dengan dan tanpa layanan pembuangan limbah [36]. Kehadiran TCS juga telah didokumentasikan di lingkungan terestrial, karena penerapan lumpur limbah sebagai pupuk di lahan pertanian [128].
TCS bertahan di lingkungan tetapi, selama proses pengolahan air limbah, juga dapat diubah menjadi turunan terklorinasi, yang lebih beracun dan lebih persisten daripada senyawa induknya [44]. Karena stabilitas dan lipofilisitasnya, TCS memiliki potensi untuk bioakumulasi dalam alga [50], tanaman [129], dan hewan seperti cacing tanah [130], kerang laut [51], siput [131], larva amfibi [132], ikan [133], dan mamalia laut [134]; Selain itu, metil triclosan, produk transformasi lingkungan dari TCS, telah terdeteksi pada ikan dari berbagai danau di Swiss [135]. TCS yang ada di lingkungan perairan menyebabkan efek ekologis yang merugikan: ia menunjukkan toksisitas terhadap spesies alga [136], mengubah komposisi komunitas bakteri bentik (mendorong cyanobacteria daripada alga) [137], menunjukkan respons teratogenik dan kematian pada embrio dan larva ikan zebra [138], dan menunjukkan gangguan endokrin pada ikan [139]. Studi epidemiologi melaporkan keberadaan TCS dalam berbagai konsentrasi dalam cairan tubuh manusia seperti urin, darah, dan ASI [44]. Menurut beberapa peneliti, keberadaan TCS dalam cairan manusia sebagian besar berkorelasi dengan penggunaan produk perawatan pribadi yang mengandung TCS [140]; penulis lain percaya bahwa penyerapan oral dapat menjadi signifikan, mengingat bahwa TCS telah terdeteksi dalam air minum [141,142]. Paparan terhadap TCS dapat menimbulkan dampak negatif terhadap kesehatan manusia, termasuk gangguan fungsi tiroid, gangguan endokrin, stres oksidatif, dan karsinogenesis hati ([44] dan literatur yang menyertainya). Semua data yang tersedia mengenai keberadaan TCS dan produk sampingannya di lingkungan serta implikasinya terhadap kesehatan menunjukkan bahwa senyawa ini harus dianggap sebagai polutan prioritas [143].
Meskipun terdapat banyak literatur yang mendokumentasikan keberadaan mikroplastik di lingkungan laut, organisme, dan sedimen [54,55,146,150], belum banyak penelitian yang
dilakukan untuk mengukur emisi mikroplastik dari produk perawatan pribadi di berbagai wilayah geografis.
-1
-1
Gouin et al. [151] memperkirakan bahwa konsumsi per kapita mikroplastik yang digunakan dalam
produk perawatan pribadi untuk populasi AS adalah sekitar 2,4 mg·orangÿ1 ·hariÿ1 , sehingga populasi AS
Hasil percobaan penyerapan yang dilakukan dengan campuran 3H-Phe dan 14C-DDT dalam air laut menunjukkan bahwa mikropartikel PE yang diekstrak dari lulur wajah mampu menahan kontaminan ini pada permukaannya, dengan kapasitas penyerapan dalam semua kasus secara signifikan lebih tinggi untuk DDT; mikropartikel “kasar” lebih efisien daripada mikropartikel “halus”, mungkin karena peningkatan luas permukaan. Penelitian lain menegaskan bahwa mikroplastik dapat bertindak sebagai media
pengangkut polutan kimia di lingkungan laut [152,153].
Eropa [164] telah merekomendasikan negara-negara anggotanya untuk menghentikan penggunaan partikel plastik padat
sintetis yang digunakan untuk pengelupasan dan pembersihan pada produk kosmetik yang dapat dicuci di pasaran mulai tahun 2020.
Mengingat meningkatnya kekhawatiran yang diungkapkan oleh komunitas ilmiah atas polusi mikroplastik di lingkungan laut, beberapa negara Eropa (Belgia, Belanda, Austria, dan
mengeluarkan 263 ton·tahunÿ1 mikroplastik polietilen. Kuantifikasi sumber kosmetik dari butiran mikro plastik dicoba oleh Gouin et al. [147] berdasarkan hasil survei yang dilakukan di negara-negara Uni Eropa, Norwegia dan Swiss, oleh Cosmetics Europe, asosiasi perawatan pribadi Eropa yang mewakili lebih dari 4000 produsen produk perawatan pribadi. Semua anggota Cosmetics Europe diminta untuk menyelesaikan survei tentang penggunaan butiran mikro plastik dalam produk kosmetik mereka untuk tahun 2012. Hasil survei melaporkan jumlah total 4360 ton butiran mikro plastik yang digunakan di seluruh pasar Uni Eropa, termasuk Norwegia dan Swiss. Butiran mikro polietilen dilaporkan menjadi jenis utama bahan plastik yang digunakan sebagai scrubber dalam deterjen (4073 ton), sedangkan 287 ton sisanya terdiri dari polimer lain-lain. Beberapa penulis mengkarakterisasi butiran mikro yang ada dalam produk kosmetik sehubungan dengan bentuk dan kisaran ukurannya [145,148]. Dalam studi terbaru mereka [148] tidak hanya mengkarakterisasi mikroplastik yang terkandung dalam enam merek lulur wajah yang ada di supermarket di Inggris, tetapi juga menyelidiki kapasitasnya untuk mengakumulasi dan mengangkut bahan kimia dengan menggunakan campuran fenantrena (Phe) dan diklorodifeniltrikloroetana (DDT) dalam air laut. Jumlah total partikel dalam setiap kemasan produk sangat bervariasi, berkisar antara 18.906 dan 919 mikropartikel/mL; mereka juga menunjukkan rentang ukuran yang luas (diameter rata- rata antara 327 dan 164 µm). Penulis studi ini memperkirakan bahwa jumlah mikroplastik yang dilepaskan dalam satu kali penggunaan kosmetik ini dapat berkisar antara 4594 dan 94.500.
Swedia) telah mengeluarkan seruan bersama untuk melarang penggunaan mikroplastik dalam formulasi kosmetik [163]; Kosmetik
Setelah berada di lingkungan, mikroplastik yang terbuat dari plastik berdensitas tinggi (poliester, polivinil klorida) mengendap di kolom air dan terakumulasi di sedimen, sementara mikroplastik berdensitas rendah (polietilen, polistirena) mengapung di permukaan laut
[150].Karena tidak ada cara untuk menghilangkan kontaminan mikroplastik secara efektif dari lingkungan laut, dan kontaminan tersebut sangat tahan terhadap degradasi, mikropartikel dapat tertelan oleh organisme akuatik. Penelanan dan akumulasi mikroplastik telah terdokumentasi dengan baik di berbagai organisme laut, termasuk copepoda
[146],bivalvia
[52,54,154,155],ikan
[56],dan burung laut
[57].Mikroplastik berdampak negatif pada biota laut. Banyak organisme laut dapat menyerap mikroplastik
di permukaannya dan dapat menelan pecahan plastik kecil, sehingga mengira itu adalah sumber makanan
alami mereka
[156];ketika terpapar mikropartikel polistirena, beberapa organisme, seperti copepoda, dapat
menelannya melalui penyaringan makanan dan kemudian mengeluarkannya dalam beberapa jam dalam
bentuk pelet feses
[157].Namun, organisme juga dapat berisiko mengalami kelaparan atau penyumbatan
usus, gangguan reproduksi dan kemampuan makan, dan penurunan tingkat pertumbuhan akibat konsumsi
mikroplastik
[149,158].Sebuah studi baru-baru ini
[159]memberikan bukti bahwa mikroplastik menyebabkan
modifikasi makan dan gangguan reproduksi pada tiram; tiram yang secara eksperimental terpapar mikrosfer
polistirena selama dua bulan selama siklus reproduksi menunjukkan, khususnya, penurunan yang signifikan
dalam jumlah oosit, diameter, dan kecepatan sperma. Selain itu, ada potensi mikroplastik untuk terakumulasi
pada tingkat rantai makanan yang lebih tinggi
[156,160].Kekhawatiran lainnya adalah potensi mikroplastik
untuk membantu pengiriman (setelah konsumsi) POP (polutan organik persisten); misalnya, poliklorinasi
bifenil, hidrokarbon aromatik polisiklik, pestisida organoklorin, dan alkilfenol, yang ditambahkan selama
pembuatan plastik atau, lebih sering, diserap dan dipekatkan dari air laut di sekitarnya
[153,161,162],yang
dapat berpindah sepanjang rantai makanan dan dapat membahayakan ikan dan organisme akuatik lainnya.
3. Carballa, M.; Omil, F.; Lema, JM; Llompart, M.; García-Jares, C.; Rodríguez, I.; Gómez, M.; Ternes, T.
konsentrasi dan toksisitas. Chemosphere 2011, 82, 1518–1532. [CrossRef] [PubMed]
Perilaku obat-obatan, kosmetik, dan hormon dalam instalasi pengolahan limbah. Water Res. 2004, 38, 2918–2926.
[CrossRef] [PubMed]
Konflik Kepentingan: Penulis menyatakan tidak adanya konflik kepentingan.
2. Brausch, JM; Rand, GM Tinjauan produk perawatan pribadi di lingkungan perairan: Lingkungan
Kontribusi Penulis: Penulis telah memberikan kontribusi yang sama besarnya terhadap penelusuran literatur dan persiapan tinjauan .
Ucapan Terima Kasih: Karya ini sebagian didukung oleh MIUR (Ministero dell'Istruzione, dell'Università e della Ricerca), Italia.
Lingkungan. Int. 2016, 86, 24–44. [CrossRef] [PubMed]
6. Ramos, S.; Homem, V.; Alves, A.; Santos, L. Tinjauan filter UV organik di pabrik pengolahan air limbah.
4.
Jumlah kontaminan baru yang dilepaskan ke lingkungan sebagai akibat dari aktivitas manusia meningkat dari hari ke hari dan mencerminkan meningkatnya konsumsi berbagai macam produk, termasuk kosmetik dan produk perawatan pribadi. Senyawa kimia yang menyusun formulasi kosmetik jumlahnya mencapai ribuan, dan produksi serta konsumsi tahunan produk perawatan pribadi melebihi ribuan ton. Bahaya pelepasan terus-menerus sejumlah besar bahan kimia ini ke perairan tidak boleh diremehkan. Nasib lingkungan dari produk-produk ini sebagian besar tidak diketahui, dan, jika dalam beberapa kasus mereka dihilangkan di pabrik pengolahan air limbah, dalam kasus lain, mereka dapat lolos dari proses pengolahan konvensional, bertahan di lingkungan pada tingkat yang tidak terduga, mengalami bioakumulasi, dan bahkan bereaksi dengan polutan lain untuk menghasilkan kontaminan baru yang tidak dapat diprediksi.
Liu, N.; Shi, Y.; Li, W.; Xu, L.; Cai, Y. Konsentrasi dan distribusi musk sintetis dan siloksan dalam lumpur limbah pabrik pengolahan air limbah di Tiongkok. Sci. Total Environ. 2014, 476–477, 65–72.
[CrossRef]5. Campo, J.; Masiá, A.; Pico, Y.; Farré, M.; Barceló, D. Distribusi dan nasib zat perfluoroalkyl di pabrik
pengolahan limbah Spanyol Mediterania. Sains. Lingkungan Total. 2014, 472, 912–922.
[Referensi Silang] [PubMed]6. Kesimpulan
Referensi
Melarang produk yang bertanggung jawab atas masalah ini adalah pilihan yang tidak praktis, kecuali dalam keadaan tertentu (misalnya, penggunaan tabir surya dilarang di beberapa taman ekologi laut di Meksiko [71]). Menangani masalah ini secara realistis memerlukan pendekatan dan strategi yang berbeda.
Sampai batas tertentu, peningkatan kesadaran kita tentang potensi polusi dari produk-produk ini adalah hasil dari teknologi kimia analitik yang canggih. Oleh karena itu, pengembangan metode ekstraksi dan analitik yang lebih baik akan memungkinkan evaluasi polutan lingkungan yang lebih komprehensif dan akurat dalam matriks yang kompleks. Di sisi lain, studi lebih lanjut tentang toksisitas akut dan kronis dari kontaminan ini harus dilakukan untuk memungkinkan penilaian yang lebih tepat tentang risiko ekologi dan kesehatan yang sebenarnya. Akhirnya, informasi tentang dampak lingkungan dari kosmetik pada
kemasannya dapat mendorong konsumen untuk menggunakan produk-produk ini dengan lebih bertanggung jawab dan terinformasi.
yang tidak dapat terurai secara hayati di lingkungan laut. Pada bulan Desember 2015, Presiden AS menandatangani undang-undang yang akan menghentikan produksi kosmetik yang mengandung butiran mikro plastik paling lambat tanggal 1 Juli 2017 dan penjualannya paling lambat tanggal 1 Juli 2019 [165]. Akhir-akhir ini, perusahaan kosmetik besar telah membuat komitmen untuk menghentikan penggunaan butiran mikro dalam produk mereka dan
mempromosikan alternatif alami seperti batu apung, kulit kenari dan kelapa, kacang kelapa giling, bubuk bambu, kulit biji aprikot, minyak terhidrogenasi yang dapat terurai secara hayati seperti butiran jojoba, dan tanah diatom.
[PubMed]
1. Peraturan (EC) No 1223/2009 Parlemen Eropa dan Dewan tanggal 30 November 2009 tentang produk kosmetik. Tersedia daring: http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2009: 342:0059:0209:id:PDF (diakses pada 10 Maret 2017).
23. Kameda, Y.; Kimura, K.; Miyazak, M. Keberadaan dan profil agen pemblokir sinar matahari organik di perairan permukaan dan sedimen di sungai dan danau Jepang. Environ. Pollut. 2011, 159, 1570–1576.
[CrossRef]12. Volkova, K.; Bilanicova, D.; Bartonova, A.; Letašová, S.; Dusinska, M. Hubungan antara faktor lingkungan dan insiden melanoma kulit.
Tinjauan. Environ. Health 2012, 11, 1–13. [CrossRef] [PubMed]
17. Sánchez Rodríguez, A.; Rodrigo Sanz, M.; Betancort Rodríguez, JR Keberadaan delapan filter UV di pantai Gran Canaria (Kepulauan Canary). Suatu pendekatan untuk penilaian risiko lingkungan. Chemosphere 2015, 131, 85–90. [CrossRef] [PubMed]
[PubMed]
11. Serpone, N.; Dondi, D.; Albini, A. Filter UV anorganik dan organik: peran dan kemanjurannya dalam tabir surya dan pengobatan. Environ. Sci. Technol. 2004, 38, 392A–399A. [CrossRef] [PubMed]
Kejadian, distribusi, dan penilaian risiko ekologis berbagai kelas filter UV di perairan permukaan dari berbagai negara. Water Res.
2014, 67, 55–65. [CrossRef] [PubMed]
22. Barón, E.; Gago-Ferrero, P.; Gorga, M.; Rudolph, I.; Mendoza, G.; Zapata, AM; Díaz-Cruz, S.; Barra, R.; Ocampo-Duque, W.; Páez, M.;
dkk. Keberadaan polutan organik hidrofobik (BFR dan filter UV) dalam sedimen dari Amerika Selatan. Chemosphere 2013, 92, 309–
316. [CrossRef] [PubMed]
21. Amine, H.; Gomez, E.; Halwani, J.; Casella, C.; Fenet, H. Filter UV, etilheksil metoksisinamat, oktokrilena, dan etilheksil dimetil PABA dari air limbah yang belum diolah dalam sedimen dari daerah peralihan sungai Mediterania Timur dan daerah pesisir. Mar. Pollut.
Bull. 2012, 64, 2435–2442. [CrossRef]
27. Sarjana, M.; Munaron, D.; Le Gall, P.; Casellas, C.; Fenet, H.; Gomez, E. Konsentrasi filter UV organik pada kerang laut dari wilayah pesisir Perancis. Sains. Jumlah. Mengepung. 2012, 420, 273–279. [Referensi Silang] [PubMed]
Tren Anal. Kimia. 2009, 28, 1263–1275. [CrossRef]
Tren Anal. Kimia. 2007, 26, 360–374. [CrossRef]
Manajemen Penilaian Lingkungan Terpadu 2009, 3, 559–561. [CrossRef]
pariwisata? Environ. Int. 2015, 83, 158–170. [CrossRef] [PubMed]
[Referensi Silang] [PubMed]
13. Chisvert, A.; Salvador, A. Filter UV dalam tabir surya dan kosmetik lainnya. Aspek regulasi dan metode analisis. Dalam Analisis Produk Kosmetik; Chisvert, A., Salvador, A., Ed.; Elsevier: Amsterdam, Belanda, 2007; hlm. 83–120.
24. Langford, KH; Reid, MJ; Fjeld, E.; Øxnevad, S.; Thomas, KV Kejadian lingkungan dan risiko filter dan stabilisator UV organik dalam berbagai matriks di Norwegia. Environ. Int. 2015, 80, 1–7. [CrossRef] [PubMed]
produk perawatan matahari. Anorganik Chim. Undang-Undang 2007, 360, 794–802. [Referensi Silang]
18. Ekpeghere, KI; Kim, U.-J.; O, S.-H.; Kim, H.-Y.; Oh, J.-E. Distribusi dan kemunculan filter UV secara musiman di sungai dan instalasi pengolahan air limbah di Korea. Sci. Total Environ. 2016, 542, 121–128. [CrossRef] [PubMed]
10. Jardak, K.; Drogui, P.; Daghrir, R. Surfaktan dalam lingkungan akuatik dan terestrial: Kejadian, perilaku, dan proses penanganan.
Environ. Sci. Pollut. Res. 2016, 23, 3195–3216. [CrossRef] [PubMed]
16. Jiang, J.-J.; Lee, C.-L.; Fang, M.-D. Kontaminan organik yang muncul di perairan pesisir: dampak antropogenik, pelepasan lingkungan, dan risiko ekologis. Mar. Pollut. Bull. 2014, 85, 391–399. [CrossRef] [PubMed]
9. Ternes, TA; Joss, A.; Siegrist, H. Meneliti obat-obatan dan produk perawatan pribadi dalam air limbah
15. Tsui, MMP; Leung, HW; Tunggu, T.-C.; Yamashita, N.; Taniyasu, S.; Liu, W.; Lam, PKS; Murphy, MB
[PubMed]
14. Giokas, DL; Salvador, A.; Chisvert, A. Filter UV: Dari tabir surya hingga tubuh manusia dan lingkungan.
20. Balmer, ME; Buser, HR; Muller, MD; Poiger, T. Keberadaan beberapa filter UV organik dalam air limbah, air permukaan, dan ikan dari danau Swiss. Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 953–962. [CrossRef] [PubMed]
26. Gago-Ferrero, P.; Alonso, MB; Bertozzi, CP; Marigo, J.; Barbosa, L.; Cremer, M.; Secchi, UGD; Azevedo, A.; Lailson-Brito, J., Jr.; Torres, JPM; dkk. Penentuan pertama filter UV pada mamalia laut. Kadar Octocrylene pada lumba-lumba Franciscana. Mengepung. Sains.
Teknologi. 2013, 47, 5619–5625. [Referensi Silang] [PubMed]
8. Diaz-Cruz, MS; García-Galán, MJ; Guerra, P.; Jelik, A.; Postigo, C.; Eljarrat, E.; Farré, M.; López de Alda, MJ; Petrovic, M.; Barceló, D.
Analisis kontaminan terpilih yang muncul dalam lumpur limbah.
7. Browne, MA; Galloway, T.; Thompson, R. Mikroplastik—Kontaminan baru yang berpotensi menimbulkan kekhawatiran?
19. Poiger, T.; Buser, HR; Balmer, ME; Bergqvist, PA; Müller, MD Keberadaan senyawa penyaring UV dari tabir surya di perairan permukaan:
neraca massa regional di dua danau Swiss. Chemosphere 2004, 55, 951–963.
25. Sánchez-Quiles, D.; Tovar-Sánchez, A. Apakah tabir surya merupakan risiko lingkungan baru yang terkait dengan pesisir
37. Kim, J.-W.; Ramaswamy, BR; Chang, K.-H.; Isobe, T.; Tanabe, S. Metode analisis multiresidu untuk penentuan antimikroba, pengawet, penstabil UV benzotriazole, penghambat api dan plasticizer dalam ikan menggunakan kromatografi cair kinerja ultra tinggi yang digabungkan dengan spektrometri massa tandem.
[Referensi Silang]
29. Gago-Ferrero, P.; Diaz-Cruz, MS; Barceló, D. UV menyaring bioakumulasi pada ikan dari daerah aliran sungai Iberia.
[PubMed]
34. Kasprzyk-Hordern, B.; Dinsdale, RM; Guwy, AJ Keberadaan obat-obatan, produk perawatan pribadi, pengganggu endokrin, dan obat- obatan terlarang di air permukaan di Wales Selatan, Inggris. Water Res. 2008, 42, 3498–3518.
40. Xue, J.; Sasaki, N.; Elangovan, M.; Diamond, G.; Kannan, K. Peningkatan akumulasi paraben dan metabolitnya pada mamalia laut dari perairan pesisir Amerika Serikat. Environ. Sci. Technol. 2015, 49, 12071–12079. [CrossRef] [PubMed]
Penentuan senyawa pengawet dan antimikroba pada ikan dari Teluk Manila, Filipina menggunakan kromatografi cair kinerja ultra tinggi dan spektrometri massa tandem, serta penilaian paparan makanan pada manusia. J. Hazard. Mater. 2011, 192, 1739–1745.
[CrossRef] [PubMed]
28. Fent, K.; Zenker, A.; Rapp, M. Terjadinya secara luas filter UV estrogenik di ekosistem perairan di
Rev. Pharmacol. Toksikol. 2016, 56, 251–272. [CrossRef] [PubMed]
33. Peng, X.; Yu, Y.; Tang, C.; Tan, J.; Huang, Q.; Wang, Z. Kejadian estrogen steroid, fenol pengganggu endokrin , dan residu farmasi asam di air sungai perkotaan Delta Sungai Mutiara, Cina Selatan.
32. Aziza, IHH; Ingrid, B.; Khémary, U.; Aghleb, B.; Gonzalez, C. Aktivitas estrogenik dan keberadaan paraben di tiga pabrik pengolahan air limbah Tunisia. Eur. J. Water Qual. 2011, 42, 91–103. [CrossRef]
38. Ramaswamy, BR; Kim, J.-W.; Isobe, T.; Chang, K.-H.; Amano, A.; Miller, TW; Siringan, FP; Tanabe, S.
43. Chen, Z.-F.; Ying, G.-G.; Liu, Y.-S.; Zhang, Q.-Q.; Zhao, J.-L.; Liu, S.-S.; Chen, J.; Peng, F.-J.; Lai, H.-J.; Pan, C.-G.
31. Sánchez-Quiles, D.; Tovar-Sánchez, A. Tabir surya sebagai sumber produksi hidrogen peroksida di daerah pesisir
30. Shi, X.; Li, Z.; Chen, W.; Qiang, L.; Xia, J.; Chen, M.; Zhu, L.; Alvarez, PJJ Nasib nanopartikel TiO2 yang memasuki instalasi pengolahan limbah dan bioakumulasi pada ikan di sungai penerima. NanoImpact 2016, 3–4, 96–103.
35. Yamamoto, H.; Tamura, I.; Hirata, Y.; Kato, J.; Kagota, K.; Katsuki, S.; Yamamoto, A.; Kagami, Y.; Tatarazako, N. Toksisitas akuatik dan penilaian risiko ekologis dari tujuh paraben: Pendekatan individual dan aditif. Sci. Total Environ. 2011, 410–411, 102–111. [CrossRef]
[PubMed]
42. Gasperi, J.; Geara, D.; Lorgeoux, C.; Bressy, A.; Zedek, S.; Rocher, V.; El Samrani, A.; Chebbo, G.; Moilleron, R.
2004, 328, 119–130. [Referensi silang] [PubMed]
Sci. Total Environ. 2015, 518–519, 518–525. [CrossRef] [PubMed]
[Referensi Silang] [PubMed]
41. Carmona, E.; Andreu, V.; Picó, Y. Kemunculan obat-obatan dan produk perawatan pribadi yang bersifat asam di Cekungan Sungai Turia: dari limbah hingga air minum. Sci. Total Environ. 2014, 484, 53–63. [CrossRef] [PubMed]
46. Kolpin, DW; Skopec, M.; Meyer, MT; Furlong, ET; Zaugg, SD Kontaminasi perkotaan oleh obat-obatan dan kontaminan air limbah organik lainnya ke sungai selama kondisi aliran yang berbeda. Sci. Total Environ.
45. Roberts, J.; Kumar, A.; Du, J.; Hepplewhite, C.; Ellis, DJ; Christy, AG; Beavis, SG Produk farmasi dan perawatan pribadi (PPCP) di pabrik pengolahan limbah pedalaman terbesar di Australia, dan kontribusinya terhadap sungai besar di Australia saat aliran tinggi dan rendah. Sci. Total Environ. 2016, 541, 1625–1637. [CrossRef]
39. Xue, J.; Kannan, K. Profil akumulasi paraben dan metabolitnya pada ikan, beruang hitam, dan burung, termasuk elang botak dan albatros. Environ. Int. 2016, 94, 546–553. [CrossRef] [PubMed]
Swiss. Lingkungan. Polusi. 2010, 158, 1817–1824. [CrossRef] [PubMed]
Sci. Total Environ. 2008, 397, 158–166. [CrossRef] [PubMed]
44. Yueh, M.-F.; Tukey, RH Triclosan: racun lingkungan yang tersebar luas dengan banyak efek biologis. Tahun 1990.
Jurnal Kromatografi A 2011, 1218, 3511–3520. [Referensi silang] [PubMed]
Triclosan sebagai pengganti biosida rumah tangga: Sebuah penelitian tentang biosida di lingkungan perairan di wilayah yang sangat urban. Water Res. 2014, 58, 269–279. [CrossRef] [PubMed]
perairan. Environ. Sci. Technol. 2014, 48, 9037–9042. [CrossRef] [PubMed]
36. Kimura, K.; Kameda, Y.; Yamamoto, H.; Nakada, N.; Tamura, saya.; Miyazaki, M.; Masunaga, S. Keberadaan bahan pengawet dan antimikroba di sungai Jepang. Kemosfer 2014, 107, 393–399. [Referensi Silang] [PubMed]
Penilaian pertama terhadap beban massa triclosan, triclocarban, dan paraben pada skala regional yang sangat besar: Kasus konurbasi Paris (Prancis). Sci. Total Environ. 2014, 493, 854–861. [CrossRef] [PubMed]
58. Zhang, P.-P.; Shi, Z.-G.; Yu, Q.-W.; Feng, Y.-Q. Perangkat baru untuk mikroekstraksi cairan-cairan dispersif berbantuan pengadukan magnetik pada filter UV dalam sampel air lingkungan. Talanta 2011, 83, 1711–1715.
Prog. Ser. 2011, 432, 173–180. [Referensi Silang]
57. Van Franeker, JA; Blaize, C.; Danielsen, J.; Fairclough, K.; Gollan, J.; Guse, N.; Hansen, P.-L.; Heubeck, M.; Jensen, J.-K.; Le Guillou, G.; dkk. Pemantauan konsumsi plastik oleh fulmar utara Fulmarus glacialis di Laut Utara. Environ. Pollut. 2011, 159, 2609–2615.
[CrossRef] [PubMed]
62. Kaiser, D.; Wappelhorst, O.; Oekten, M.; Oehlmann, M. Kemunculan filter UV organik yang banyak digunakan di danau
61. Gago-Ferrero, P.; Díaz-Cruz, MS; Barceló, D. Ekstraksi cairan bertekanan cepat dengan analisis pemurnian dalam sel melalui kromatografi cair dan spektrometri massa tandem untuk penentuan filter UV dan produk degradasinya dalam sedimen. Anal. Bioanal. Chem. 2011, 400, 2195–2204. [CrossRef] [PubMed]
56. Davison, P.; Asch, RG Konsumsi plastik oleh ikan mesopelagik di pusaran subtropis Pasifik Utara. Mar. Ecol.
63. Kim, S.; Choi, K. Kejadian, toksisitas, dan risiko ekologis benzofenon-3, komponen umum
air kolam renang. Environ. Sci. Technol. 2007, 41, 363–372. [CrossRef] [PubMed]
Banteng. 2017, 14, 623–626. [CrossRef] [PubMed]
50. Coogan, MA; Edziyie, RE; La Point, TW; Venables, BJ Bioakumulasi alga triklokarban, triklosan, dan metil-triklosan di aliran penerima instalasi pengolahan air limbah Texas Utara. Chemosphere 2007, 67, 1911–1918. [CrossRef] [PubMed]
Kejadian, distribusi, dan penilaian risiko ekologis beberapa kelas filter UV dalam sedimen laut di Hong Kong dan Jepang. J. Hazard.
Mater. 2015, 292, 180–187. [CrossRef] [PubMed]
66. Zwiener, C.; Richardson, SD; DeMarini, D.; Frimmel, FH Tenggelam dalam produk sampingan desinfeksi? Menilai
49. Kim, JW; Jang, H.-S.; Kim, J.-G.; Ishibashi, H.; Hirano, M.; Nasu, K.; Ichikawa, N.; Takao, Y.; Shinohara, R.; Arizono, K. Keberadaan obat- obatan dan produk perawatan pribadi (PPCP) dalam air permukaan dari Sungai Mankyung, Korea Selatan. J. Health Sci. 2009, 55, 249–258. [CrossRef]
55. Isobe, A.; Uchiyama-Matsumoto, K.; Uchida, K.; Tokai, T. Mikroplastik di Laut Selatan. Mar. Pollut.
60. Tsui, MMP; Leung, HW; Kwan, BKY; Ng, K.-Y.; Yamashita, N.; Taniyasu, S.; Lam, PKS; Murphy, MB
dan kontrol. Environ. Int. 2015, 76, 16–31. [CrossRef] [PubMed]
J.Lingkungan. Kualitas. 2010, 39, 1173–1180. [Referensi Silang] [PubMed]
54. Vandermeersch, G.; Van Cauwenberghe, L.; Janssen, CR; Marques, A.; Nenek, K.; Fait, G.; Kotterman, MJJ; Diogene, J.; Bekaert, K.;
Robbens, J.; Devriese, L. Pandangan kritis tentang kuantifikasi mikroplastik pada organisme akuatik. Mengepung. Res. 2015, 143, 46–55. [Referensi Silang] [PubMed]
[PubMed]
48. Dougherty, JA; Swarzenski, PW; Pinicola, RS; Reinhard, M. Keberadaan herbisida, obat-obatan, dan produk perawatan pribadi di air permukaan dan air tanah di sekitar Liberty Bay, Puget Sound, Washington.
65. Teo, TLL; Coleman, HM; Khan, SJ Kontaminan kimia di kolam renang: Kejadian, implikasi
64. Oie, CSI; Albaugh, CE; Peyton, BM Degradasi benzoat dan salisilat oleh Halomonas campisalis, mikroorganisme yang bersifat alkalifilik dan agak halofilik. Water Res. 2007, 41, 1235–1242. [CrossRef] [PubMed]
Res. Air 2016, 91, 174–182. [CrossRef] [PubMed]
[Referensi Silang] [PubMed]
53. Carr, SA; Liu, J.; Tesoro, AG Transportasi dan nasib partikel mikroplastik di pabrik pengolahan air limbah.
produk tabir surya organik: ulasan singkat. Environ. Int. 2014, 70, 143–157. [CrossRef] [PubMed]
dan sedimen sungai. Environ. Chem. 2012, 9, 139–147. [CrossRef]
[PubMed]
59. Jurado, A.; Gago-Ferrero, P.; Vàzquez-Suñé, E.; Carrera, J.; Pujades, E.; Diaz-Cruz, MS; Barceló, D.
Kontaminasi air tanah perkotaan oleh residu filter UV. J. Bahaya. Materi. 2014, 271, 141–149.
[Referensi Silang]51. Kookana, RS; Shareef, A.; Fernandes, MB; Hoare, S.; Gaylard, S.; Kumar, A. Biokonsentrasi triclosan dan methyl-triclosan pada kerang laut (Mytilus galloprovincialis) dalam kondisi laboratorium dan di perairan metropolitan Teluk St Vincent, Australia Selatan. Mar. Pollut. Bull. 2013, 15, 66–72.
[CrossRef][PubMed]
47. Benotti, MJ; Trenholm, RA; Vanderford, BJ; Holady, JC; Stanford, BD; Snyder, SA Obat-obatan dan senyawa pengganggu endokrin dalam air minum AS. Environ. Sci. Technol. 2009, 43, 597–603.
[CrossRef][PubMed]
52. Browne, MA; Dissanayake, A.; Galloway, TS; Lowe, DM Plastik mikroskopis yang tertelan berpindah ke
sistem peredaran darah kerang, Mytilus edulis. Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 5026–5031.
[CrossRef]Tabir surya menyebabkan pemutihan karang dengan mendorong terjadinya infeksi virus. Environ. Health Perspect. 2008, 116, 441–447.
82. Menard, A.; Drobne, D.; Jemec, A. Ekotoksisitas TiO2 berukuran nano . Tinjauan data in vivo . Environ. Pollut.
68. Lakind, JS; Richardson, SD; Blount, BC Yang baik, yang buruk, dan yang mudah berubah: dapatkah kita memiliki kolam yang sehat dan orang- orang yang sehat? Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 3205–3210. [CrossRef] [PubMed]
84. Blaise, C.; Gagne, F.; Ferard, JF; Eullaffoy, P. Ekotoksisitas bahan nano tertentu terhadap organisme akuatik.
73. Faass, O.; Schlumpf, M.; Reolon, S.; Henseler, M.; Maerkel, K.; Durrer, S.; Lichtensteiger, W. Perilaku seksual wanita, siklus estrus, dan ekspresi gen di daerah otak dimorfik seksual setelah paparan pra dan pascanatal terhadap filter UV aktif endokrin. Neurotoksikologi 2009, 30, 249–260. [CrossRef] [PubMed]
79. Buchalska, M.; Kras, G.; Oszajca, M.; ÿasocha, W.; Macyk, W. Pembentukan oksigen singlet dengan adanya bahan titanium dioksida yang digunakan sebagai tabir surya dalam losion tabir surya. J. Photoch. Photobio. A 2010, 213, 158–163.
78. Lewicka, ZA; Yu, WW; Oliva, BL; Contreras, EQ; Colvin, VL Perilaku fotokimia TiO2 skala nano 67. Díaz-Cruz, MS; Barceló, D. Analisis kimia dan efek ekotoksikologi dari bahan organik penyerap UV
83. Xiong, D.; Fang, T.; Yu, L.; Sima, X.; Zhu, W. Efek TiO2 skala nano , ZnO, dan padanan massalnya pada ikan zebra: Toksisitas akut, stres oksidatif, dan kerusakan oksidatif. Sci. Total Environ. 2011, 409, 1444–1452.
72. Kunz, PY; Galicia, HF; Fent, K. Perbandingan aktivitas estroge
