L’uso sempre più ampio del triclosan nei prodotti di consumo presenta un rischio di tossicità epatica per l’uomo

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I ricercatori della San Diego School of Medicine dell’Università della California hanno trovato le prove che il triclosan , un antimicrobico presente in molti saponi e altri articoli per la casa, peggiora la malattia del fegato grasso nei topi alimentati con una dieta ricca di grassi.

Lo studio, pubblicato il 23 novembre 2020 in Proceedings of the National Academy of Sciences, descrive anche i meccanismi molecolari attraverso i quali il triclosan interrompe il metabolismo e il microbioma intestinale, eliminando anche le protezioni naturali delle cellule del fegato.

” L’ uso sempre più ampio di Triclosan nei prodotti di consumo presenta un rischio di tossicità epatica per gli esseri umani”, ha detto Robert H. Tukey, Ph.D., professore presso il Dipartimento di Farmacologia presso la UC San Diego School of Medicine.

“Il nostro studio mostra che i fattori comuni che incontriamo nella vita di tutti i giorni – l’onnipresente presenza di triclosan, insieme alla prevalenza di un elevato consumo di grassi alimentari – costituiscono una buona ricetta per lo sviluppo della malattia del fegato grasso nei topi”.

Tukey ha condotto lo studio con Mei-Fei Yueh, Ph.D., uno scienziato del progetto nel suo laboratorio, e Michael Karin, Ph.D., Distinguished Professor di Farmacologia e Patologia presso la UC San Diego School of Medicine.

In uno studio del 2014 sui topi, il team ha scoperto che l’esposizione al triclosan ha promosso la formazione di tumori epatici interferendo con una proteina responsabile dell’eliminazione di sostanze chimiche estranee nel corpo.

Nell’ultimo studio, i ricercatori hanno somministrato una dieta ricca di grassi a topi con diabete di tipo 1. Come hanno dimostrato studi precedenti, la dieta ricca di grassi ha portato alla steatosi epatica non alcolica (NAFLD).

Negli esseri umani, la NAFLD è una condizione sempre più comune che può portare a cirrosi epatica e cancro. Il diabete e l’obesità sono fattori di rischio per NAFLD.

Alcuni dei topi sono stati anche nutriti con triclosan, con conseguenti concentrazioni ematiche paragonabili a quelle trovate negli studi sull’uomo. Rispetto ai topi alimentati solo con una dieta ricca di grassi, il triclosan ha accelerato lo sviluppo di fegato grasso e fibrosi.

Secondo lo studio, ecco cosa potrebbe accadere: una dieta ricca di grassi normalmente dice alle cellule di produrre più fattore di crescita dei fibroblasti 21, che aiuta a proteggere le cellule del fegato dai danni.

Tukey e il team hanno scoperto che il triclosan interagisce con due molecole, ATF4 e PPARgamma , di cui le cellule hanno bisogno per creare il fattore di crescita protettivo.

Non solo, l’antimicrobico ha anche distrutto una varietà di geni coinvolti nel metabolismo.

Inoltre, i topi esposti al triclosan avevano meno diversità nei loro microbiomi intestinali : meno tipi di batteri che vivono nell’intestino e una composizione simile a quella osservata nei pazienti con NAFLD. Una minore diversità del microbioma intestinale è generalmente associata a una salute peggiore.

Finora, questi risultati sono stati osservati solo nei topi che hanno ingerito triclosan. Ma poiché questi stessi sistemi molecolari operano anche negli esseri umani, le nuove informazioni aiuteranno i ricercatori a comprendere meglio i fattori di rischio per NAFLD e daranno loro un nuovo punto di partenza per la progettazione di potenziali interventi per prevenire e mitigare la condizione.

“Questo meccanismo sottostante ora ci fornisce una base su cui sviluppare potenziali terapie per NAFLD associata a sostanze tossiche”, ha affermato Tukey, che è anche direttore del National Institute of Environmental Health Sciences Superfund Program presso l’UC San Diego.

Nel 2016, la Food and Drug Administration (FDA) statunitense ha stabilito che i prodotti per il lavaggio da banco non possono più contenere triclosan, dato che non è stato dimostrato che sia sicuro o più efficace del lavaggio con acqua e sapone.

Tuttavia, l’antimicrobico si trova ancora in alcuni prodotti per la casa e per uso medico, nonché negli ecosistemi acquatici, comprese le fonti di acqua potabile.

Si stima che circa 100 milioni di adulti e bambini negli Stati Uniti potrebbero avere NAFLD. La causa precisa della NAFLD è sconosciuta, ma la dieta e la genetica giocano un ruolo sostanziale. Si ritiene che fino al 50% delle persone con obesità abbia la NAFLD. La condizione in genere non viene rilevata finché non è ben avanzata.

Non ci sono trattamenti approvati dalla FDA per la NAFLD, sebbene siano in fase di sviluppo diversi farmaci. Mangiare una dieta sana, fare esercizio fisico e perdere peso può aiutare i pazienti con NAFLD a migliorare.


Il triclosan (TCS) è un agente antimicrobico ad ampio spettro in alcuni prodotti per la cura personale come sapone, disinfettante e crema per la pelle (Kirk – Othmer 1993; MacIsaac et al. 2014; Perencevich et al. 2001; Schweizer 2001).

Il suo uso diffuso nelle case e nei centri sanitari potrebbe aver spiegato la sua versatilità come microinquinante dell’acqua (Helbing et al. 2011; Kolpin et al. 2002; Li et al. 2010; Loraine e Pettigrove 2006; Park e Yeo 2012; Reiss et al.2002).

Il TCS è stato menzionato (Foran et al. 2000) come un distruttore endocrino (ED), un gruppo di composti noti per interferire con le funzioni ormonali (Wingspread Consensus Statement 1991).
Strutturalmente, la molecola TCS possiede gruppi funzionali sia per il fenolo (5-cloro-2- (2,4-diclorofenossi) fenolo) che per l’etere (2,4,4-tricloro-2-idrossidifenil etere) (Fig.1).

La sua lipofilia (log Kow = 4,8 ottanolo – coefficiente di ripartizione acqua) suggerisce un bioaccumulo nei tessuti adiposi, il che solleva preoccupazioni sulla tossicità.

L’attività ormonale del TCS (Crofton et al.2007) è ampiamente riconosciuta in vitro (Huang et al.2014) e in vivo, in animali da laboratorio (Stoker et al.2010) e acquatici (Ishibashi et al.2004) che suscita paura per la salute umana.

La prova della tossicità umana è ancora oggetto di dibattito nei circoli scientifici, tuttavia alcune autorità statali come il Minnesota stanno prendendo in considerazione un divieto su tutti i prodotti contenenti TCS (Dhillon et al.2015) o una restrizione (TIME 2014), in parte a causa di i batteri resistenti al TCS segnalati o apparentemente cedenti alla pressione montata da alcuni organismi professionali (APUA 2011b) per gli effetti negativi percepiti sulla salute.

A parte i suoi effetti avversi ampiamente riportati sul metabolismo cellulare, la sua ecotossicità fa anche temere che le risorse economiche diminuiscano dalle risorse idriche. Il presente lavoro tenta di riesaminare i dati disponibili sull’impatto ambientale nonché le prove indicative di tossicità umana e di suggerire future direzioni di ricerca.

Fig.1 Struttura del triclosan (CAS 3380-34-5)

Esposizione al triclosan per l’uomo

TCS è approvato per la somministrazione topica alla concentrazione massima dello 0,3% (p / p) negli esseri umani (Commissione europea 2010; Larsson et al. 2014; MacIsaac et al. 2014) e 0,03% (p / p) nei farmaci orali in alcuni paesi (Canada 2007). Viene utilizzato come additivo in matrici polimeriche come poliolefine e polietilene che possono contenere dall’1% (p / p) al 10% (p / p) di TCS in alcune industrie della plastica (NICNAS 2009).

L’attuale produzione globale annuale di TCS non è nota a noi, ma molti quanti utilizzano gli oltre 200 prodotti contenenti TCS, nonché i lavoratori in cui questi prodotti sono fabbricati, rischiano l’esposizione a TCS. Rapporti precedenti stimavano oltre ‘1500 tonnellate’ di TCS all’anno che entrano nei mercati di consumo a livello globale (Singer et al.2002) e un valore stimato di ben oltre 1,1 × 105 kg / anno di TCS sono stati rilasciati nelle acque reflue negli Stati Uniti (Heidler e Halden 2007).

L’applicazione diretta di prodotti a base di TCS come saponi, deodoranti e dentifrici è la principale fonte di esposizione umana al TCS (Allmyr et al. 2006; Fang et al. 2014; MacIsaac et al. 2014). Le esposizioni professionali e ambientali sono state documentate anche negli esseri umani (Geens et al. 2009). Tra i lavoratori, la via dermica e l’inalazione sono le vie di esposizione.

Si ritiene che la biodisponibilità del TCS per inalazione sia del 100% (NICNAS 2009) ma mancano i dati tossicocinetici da questa via di esposizione.
La capacità di alcuni frutti di mare di accumulare il TCS è una via di esposizione del TCS all’uomo (Adolfsson-Erici et al. 2002). Rüdel et al. (2013) hanno registrato un TCS massimo di 11,7 nmol / kg nel pesce. Alcune piante possono anche accumulare TCS nei loro tessuti (Pannu et al.2012) compresi gli alimenti vegetali come la lattuga (Prosser e Sibley 2015) che possono verificarsi a seguito della loro coltivazione in terreni modificati con biosolidi, letame o irrigati con acque reflue.

Ad esempio Pannu et al. (2012) hanno riportato triclosan nel ravanello a 31,8 µmol / kg di peso secco (dw) quando le piante sono state coltivate in terreno con una concentrazione di TCS di 34,2 µmol / kg dw. Tuttavia, tale accumulo diventa qualcosa di tossicologico per gli esseri umani (quozienti di pericolo ≥ 0,1) (Health Canada and Environment Canada 2012; US FDA 2010) se l’accumulo è stato immagazzinato nelle parti commestibili della pianta (Aryal e Reinhold 2011; Wu et al. . 2012a) sebbene sia stato registrato che la traslocazione del TCS dalle radici delle piante può raggiungere le parti in superficie (Wu et al. 2010).

Nei neonati che allattano esclusivamente al seno, il latte materno rappresenta la principale via di esposizione al TCS (Tabella 1). In paesi altamente industrializzati come gli USA, è stata segnalata una concentrazione di TCS nel latte materno fino a 2,1 mol / kg di lipidi (Dayan 2007) che dovrebbe essere di preoccupazione per la salute dei giovani a causa delle loro vie di metabolizzazione dei farmaci immature che li rendono vulnerabili a l’impatto del TCS. In media, la concentrazione del TCS nell’acqua potabile è inferiore a parti per miliardo (Tabella 2), il che mostra che potrebbe non essere una fonte quantitativa di esposizione al TCS per l’uomo.

L’assunzione giornaliera accettabile stimata per TCS è di 0,17 nmol / kg / giorno (Blanset et al. 2007) e alcuni livelli di acqua potabile di TCS sono risultati superiori a questa stima (Tabella 2).

Il TCS dopo lo smaltimento, defluisce infine nel sottosuolo (Sorensen et al.2015) e nelle acque superficiali (Tabella 3) dove può finalmente raggiungere gli esseri umani bevendo acqua contaminata o attraverso la catena alimentare come il consumo di animali e vegetazione esposti a TCS (Park e Yeo 2012).

È stato segnalato uno scarico annuale di 18 tonnellate di TCS nelle acque superficiali negli Stati Uniti, con più della metà di questo volume proveniente dagli impianti di trattamento delle acque reflue (WWTP) (Halden e Paul 2005). È stato segnalato che l’acqua sotterranea di pozzi e pozzi poco profondi contiene TCS fino a 0,10 nM (Sorensen et al.2015).

È stato riportato che le concentrazioni di TCS in alcune acque superficiali non trattate variano da 7,9 a 39 nM (Kolpin et al. 2002; Perez et al. 2013). Un valore elevato di 297,7 nM è stato riportato negli influssi di alcuni impianti di trattamento delle acque reflue (Kumar et al.2010) mentre concentrazioni di effluenti comprese tra 0,41 e 3,5 nM sono state riportate negli effluenti di acque reflue trattate (Glassmeyer et al.2005; Snyder et al.2008) .

Assorbimento del triclosan nell’uomo

L’assorbimento del TCS nell’uomo e negli animali può avvenire per via cutanea (Fang et al.2014; Moss et al.2000; Queckenberg et al.2010), membrane mucose del cavo orale

Tabella 1 Esposizione del lattante al triclosan attraverso il latte materno (NIC- NAS 2009)

(Lin 2000) o il tratto gastrointestinale (Bagley e Lin 2000) percorrono la circolazione sistemica (Hovander et al. 2002). Penetra nella pelle meno rapidamente e in modo meno esteso negli esseri umani rispetto ai ratti (Chedgzoy et al. 2002; Moss et al. 2000), un fattore da considerare nella valutazione del rischio.

Esperimenti su animali avevano dimostrato che i livelli tissutali di TCS sono inferiori quando somministrato per via dermica rispetto a per via orale. L’assorbimento percutaneo è interferito dal veicolo di somministrazione. Il glicole propilenico aumenta l’assorbimento percutaneo del TCS nei topi, tuttavia non si osserva alcun cambiamento di questo tipo quando si utilizza etanolo al 95% (Fang et al.2014).

L’assorbimento e la distribuzione del TCS sono rapidi nell’uomo. L’assorbimento cutaneo è generalmente del 3-7% (Moss et al. 2000; NICNAS 2009; Queckenberg et al. 2010), il 6,3% è stato segnalato in vitro usando pelle umana (Moss et al. 2000). Lin (2000) ha riportato che il 7,33% di TCS è stato trattenuto dal collutorio contenente lo 0,03% di TCS, ma quando ingerito l’assorbimento era più alto a livello del tratto gastrointestinale (Bagley e Lin 2000) che è stato segnalato come quasi completo (NICNAS 2009).

È stato riportato che il livello ematico massimo è stato raggiunto quando esposto per via orale entro 3 ore mentre una quantità significativa della dose è stata escreta 24 ore dopo la dose (Sandborgh-Englund et al. 2006).

Studies carried out on human subjects using TCS- containing cosmetics showed variable but significant amounts of TCS in their body fluids (Table 4) when compared with the unexposed controls (Allmyr et al. 2006; Sandborgh-Englund et al. 2006).

A single oral dose of 13 µmol TCS to human subjects increased plasma TCS level to 0.84 µM 4 h after ingestion and when repeated thrice daily for 12 days increased the plasma level to 1.2 µM (Bagley and Lin 2000) but administration of
14 µmol TCS per oral increased the plasma level to 0.75 µM, 3 h post-dose (Sandborgh-Englund et al. 2006).

I risultati non sono confrontabili a causa di alcuni fattori di riequilibrio che includevano la dimensione del campione e la variazione tra i soggetti. Prima di entrare nel flusso sanguigno, il TCS viene coniugato dalla pelle (Moss et al. 2000). Sia l’assorbimento percutaneo che quello gastrointestinale sono suscettibili al metabolismo di primo passaggio in cui il TCS è coniugato con glucuronati e solfati (Moss et al. 2000), il processo noto per essere il mezzo cellulare di disintossicazione.

I dati tossicocinetici sulla somministrazione orale e cutanea del TCS nell’uomo sembrano limitati. In uno studio sull’esposizione controllata, circa il 70% del TCS plasmatico totale è in forma coniugata (Sandborgh-Englund et al. 2006) e verrebbe svuotato prevalentemente attraverso l’urina, l’equilibrio è in forma non coniugata che dovrebbe evocare risposte fisiologiche. Tuttavia, dai dati presentati da Allmyr et al. (2009), l’equilibrio del 30% pari a 0,03–0,08 µM TCS nel plasma non è riuscito ad attivare il recettore X del pregnano (hPXR) indipendentemente dall’elevato livello di esposizione.

Oltre al sangue, sono stati registrati livelli rilevabili di TCS nel latte materno (Dayan 2007) e nelle urine (Benny et al.2014; Tabella 4). Azzouz e colleghi (2016) hanno riportato 41,4, 7,3 e 7,3 nM rispettivamente nel sangue intero, nel latte materno e nelle urine come concentrazioni massime di TCS da esseri umani sani. In nazioni altamente industrializzate come gli Stati Uniti, circa due terzi di 90 ragazze, di età compresa tra 6 e 8 anni, sono stati segnalati per mostrare TCS urinaria rilevabile che va da 5,5 nM a 3,3 µM (Wolff et al. 2007).

Tra alcuni bambini in età scolare cinese di età compresa tra 3 e 24 anni, sono stati riportati livelli di TCS più elevati nelle urine (media geometrica di 13 nM) tra le femmine rispetto ai loro omologhi maschi, in modo significativo (93% di frequenza di rilevamento) tra quelli tra i 18 ei 24 anni (Li et al.2013).

Al momento non è chiaro se il genere giochi un ruolo definitivo nel metabolismo della TCS, come riportato da Clayton et al. (2011) dalla National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES) tra la popolazione degli Stati Uniti di età compresa tra 50 anni aveva mostrato che i maschi avevano TCS urinario più alto rispetto alle femmine (472,34 contro 329,42 nM) mentre i dati di Yin et al. (2015) degli intervistati (<50 anni) contenenti lo stesso numero di entrambi i sessi hanno riportato una media geometrica più alta per TCS urinario tra le femmine rispetto ai maschi (1,83 nmol / g creatinina vs. 1,1 nmol / g creatinina). I dati del CDC statunitense (2014), tuttavia, non sono apparsi a sostegno di questa osservazione.

Metabolismo del triclosan

Il TCS è prontamente metabolizzato e può essere ampiamente distribuito nei tessuti compreso il cervello (Geens et al. 2012) mostrando la sua capacità di attraversare la barriera emato-encefalica. Induce il citocromo P450 nei microsomi epatici di ratto, gli enzimi responsabili del suo metabolismo (Hanioka et al.1997; Kanetoshi et al.1992).

Subisce glucuronidazione e solfatazione negli animali e nell’uomo (Sandborgo-Englund et al. 2006; Wang et al. 2004) indipendentemente dalla via di somministrazione. Nei topi, il TCS è metabolizzabile in solfato, glucuronide, 2,4-diclorofenolo e derivati ​​idrossilici. Una piccola quantità (0,36%) di TCS non coniugato è stata rilevata nel plasma sanguigno quando somministrato per via intraperitoneale (Cherednichenko et al.2012).

Sia nei ratti che nell’uomo, l’applicazione topica di TCS sulla pelle genera una frazione del prodotto di coniugazione del solfato del composto lasciandone una quantità maggiore non coniugata (Moss et al. 2000). In ratti e topi, il TCS libero viene escreto nella bile ed eliminato attraverso le feci (Fang et al.2014).

Il TCS può inibire le attività degli enzimi coniuganti, glucuroniltransferasi e sulfotransferasi, verso 3-idrossibenzo (α) pirene, acetaminofene e bisfenolo A nei microsomi epatici umani (Wang et al.2004) eventualmente bloccando l’eliminazione di questi composti e allo stesso tempo aumentando la loro tossicità quando co-somministrati. La coniugazione del glucuronato predomina negli esseri umani ed è secreta nelle urine insieme alla specie non coniugata (Arbuckle et al.2015; Benny et al.2014; Weiss et al.2015).

L’emivita di eliminazione per TCS è più alta negli esseri umani che negli animali da laboratorio come i ratti (ad esempio, 13-29 ore negli esseri umani, 25-32 ore nei criceti, 10-15 ore nei ratti e 8-12 ore nei topi) quando somministrato per via orale (NICNAS 2009). L’emivita di eliminazione è correlata alla tossicità del farmaco.

Sulla base di ciò, si prevede che il TCS dovrebbe essere più tossico se applicato in condizioni simili ai ratti rispetto agli esseri umani e questo deve essere preso in considerazione nella valutazione del rischio umano utilizzando dati sugli animali.

Attività di disturbo endocrino e tossicità del triclosan

Il meccanismo di distruzione endocrina da parte di agenti esogeni può assumere molte forme (Colborn et al.1993; Golden et al.1999; Hollander 1997; Solomon and Schettler 2000; Wingspread 1991), quella comunemente riscontrata è l’inibizione dell’ormone (agonista) dal legame i suoi recettori competendo per i siti di legame del recettore con l’antagonista.

Questo è un meccanismo attraverso il quale TCS mostra la sua attività di perturbazione endocrina (Ahn et al.2008; Gee et al.2008; Jung et al.2012). È noto che l’occupazione del sito recettoriale da parte di un ligando induce un cambiamento conformazionale nel recettore che porta alla generazione dei fattori di trascrizione necessari per l’espressione dei geni sensibili agli ormoni.

L’espressione di geni sensibili agli estrogeni attraverso l’antagonista porta a vari effetti fisiologici non controllati, come ipospadia, criochidismo e cancro (Meng 2005). Sono state dimostrate attività TCS estrogenica, antiestrogenica, androgenica e antitiroidea in vitro e in vivo in animali da laboratorio e acquatici (Arancibia et al.2009; Crofton et al.2007; Henry and Fair 2013; Jung et al.2012; Schiffer et al.2014; Wallet et al.2013) a concentrazioni rilevanti per l’ambiente. È stato anche dimostrato il suo effetto antiestrogenico negli ovini (James et al. 2010) e anti-androgenicità nei ratti albini (Kumara et al. 2009).

Gli effetti fisiologici osservati come la pubertà precoce (Stoker et al.2010) e la cancerogenicità (Lee et al. 2012b) potrebbero essere spiegati come conseguenza dell’eccessiva stimolazione dei recettori presumibilmente dall’alta concentrazione di TCS (Henry e Fair 2013) o come conseguenza della sua occupazione del dominio di legame del ligando del recettore (Ahn et al.2008; Gee et al.2008; Jung et al.2012; Meng 2005).

Sono necessari più dati che mettono in relazione la concentrazione di TCS rilevante per l’ambiente con gli effetti fisiologici riportati come gli effetti avversi sulla riproduzione negli animali (Kumara et al. 2009).

Sembra che i dati si stiano accumulando a sostegno del ruolo etiologico del TCS nella carcinogenesi (Lee et al. 2012b; Rodricks et al. 2010; Winitthana et al. 2014; Wu et al. 2014; Yueh et al. 2014). È stato riportato che la tumorigenesi epatica nei topi esposti a TCS è mediata dal recettore α attivato dal proliferatore del perossisoma (PPARα)

via di segnalazione (Rodricks et al.2010; Wu et al.2014). Ma il lavoro di Yueh et al. 2014 in cui il tumore è stato promosso in topi esposti a 0,1 mol / kg TCS nell’acqua potabile per 8 mesi dopo il pretrattamento con dietilnitrosamina (un pro-cancerogeno) non ha attivato PPARα nella promozione del cancro.

Sarebbero necessari dati aggiuntivi per negare o confermare questi rapporti contrastanti. PPARα è un fattore di trascrizione attivato da ligando appartenente alla superfamiglia dei recettori nucleari (Corton et al.2014). Svolge un ruolo chiave nella regolazione del metabolismo lipidico. La sua attivazione da parte dei proliferatori di perossisomi è una modalità d’azione ben caratterizzata dell’epatocarcinogenesi nei roditori (Corton 2010; Corton et al. 2014).

L’epatocarcinogenesi TCS tramite la via di segnalazione PPARα non è prevista negli esseri umani perché è nota che la via è molte volte meno attiva negli esseri umani rispetto ai topi (Health Canada 2012; US EPA 2008).

Il rapporto di Lu e Archer (2005) in cui il tumore mammario è stato inibito in ratti trattati con metilnitrosourea alimentati con diete contenenti TCS può apparire in contrasto con i precedenti rapporti sull’attività di promozione del tumore del TCS, ma in realtà dà credito all’effetto antiestrogenico del TCS poiché la presenza di estradiolo è un requisito per lo sviluppo del cancro al seno (Fernandez e Russo 2010; Gee et al. 2008; Henry e Fair 2013).

Ma il rapporto di studi più recenti (Lee et al.2014) ha mostrato che la progressione del cancro indotto da TCS nella cellula di cancro al seno umano MCF-7 si è verificata attraverso la via di segnalazione mediata dal recettore degli estrogeni, il che implica che il TCS partecipa attraverso molteplici meccanismi alla progressione del cancro al seno.

Il TCS altera l’omeostasi tiroidea (Kodavanti e Curras-Collazo 2010; Veldhoen et al. 2006). Riduce i livelli circolanti degli ormoni (ipotiroxinemia) negli animali esposti (Crofton et al. 2007; Petersen et al. 2013). Il composto interferisce con i processi di sviluppo mediati dalla tiroide dei girini nelle rane (Fort et al. 2010, 2011).

The effects are expected to be shared by all animals including humans whose cellular metabo- lism involves thyroid signalling pathway. Multiple mecha- nisms including induction of phases I and II enzymes through activation of pregnane X receptor are thought to be responsible for the anti-thyroid activity (Hanioka et al. 1996; Jacobs et al. 2005; Jinno et al. 1997; Paul et al. 2010). Sodium/iodide symporter is the protein normally responsible for iodide uptake but its role in this scenario has not been defined (Friesema et al. 2005; Paul et al. 2010).

TCS toxicity has been demonstrated in a number of cells including human live and cancer cells (Arancibia et al. 2009; Wallet et al. 2013) exhibiting different tox- icities in different cells (Table 5). It is pro-apoptotic at ≥1 nM and cytotoxic at ≥50 µM in human choriocarcinoma-derived placental JEG-3 cell line when exposed

for at least 24 h (Honkisz et al. 2012) but may not in certain cells (Weatherly et al. 2016). Its mitochondrial uncoupling activity resulting in the loss of oxidative phosphorylation and consequently reduced ATP generation has been documented in vitro (Ajao et al. 2015, Weatherly et al. 2016) and in vivo (Shim et al. 2016) at micromolar exposure levels. TCS is a pro-oxidant (Ma et al. 2013; Tamura et al. 2012; Yueh et al. 2014).

The pro- oxidant activity is thought to be related to the activity of 2,4-dichlorophenol (Gou et al. 2014), one of the TCS chlorinated by-products of photolysis. TCS oxidation of deoxyguanosine has been demonstrated to be inversely related to DNA methylation (Ma et al. 2013), a biomarker for tumour development and progression.

The generation of reactive oxygen species is significant in cells such as β cells known for low expression of antioxidant enzymes (Pi et al. 2007) which definitely impacts on insulin synthesis and function and ultimately diabetes pathogenesis. TCS generally demonstrates low acute toxicity in rodents with LD50 values in excess of g/kg body weight (US FDA 2008).

There are reports that rats showed pathologic changes in liver and blood when chroni- cally exposed for more than 13 weeks at doses higher than 150 ppm in the diet (US FDA 2008) or in excess of 300 ppm/day by oral gavage after 4 days (Bhargava and Leonard 1996; Crofton et al. 2007; DeSalva et al. 1989). Renal toxicity has also been reported in rats orally dosed 200 ppm/day for 6 weeks (Hassan et al. 2014).

The activity of TCS in muscle Ca2+ dysregulation in mouse has been investigated (Cherednichenko et al. 2012). Expo- sure to TCS at 25 ppm (≥0.09 mol/kg) for ≤60 min intraperitoneally was recorded to impair excitation–con- traction coupling showing that the compound may be myotoxic.

In vivo human toxicity of TCS has not been precisely demonstrated, but detectable levels of TCS reported in the body fluids such as blood, breast milk and urine of exposed humans (Table 4) as well as in human tissues such as adipose tissue, brain, liver and nails (Table 6) fuel the conception that the compound may possibly impact human physiology.

The high TCS concentrations in the tissues (Table 6) relative to the environmental concentra- tions (Tables 2, 3) may imply that TCS bio-accumulates and extensively distributed in human tissues.

There have been reported cases of TCS-induced aller- gic reactions in human subjects. Dermatitis following prolonged use of TCS-containing hand washes (Wong and Beck 2001) or when further exposed to sunlight after use (Schena et al. 2008) have been recorded. Similarly, blisters were known to have erupted in the mouth and on the lips of human subjects following prolonged use of TCS-containing toothpaste (Robertshaw and Lep- pard 2007).

Epidemiological report has associated the increased TCS levels in urine with immune dysfunction (Clayton et al. 2011), allergic reactions and production of asthma in the children (Bertelsen et al. 2013; Spanier et al. 2014). Laboratory demonstration has shown that TCS is able to interact with human serum albumin resulting in conformational change of the protein (Chen et al. 2012a).

Il legame di sostanze tossiche all’albumina sierica può impedire il trasporto di sostanze endogene e causare cambiamenti conformazionali nella molecola proteica, che possono influenzarne l’attività o addirittura modificarne la funzione fisiologica (Qin et al. 2010; Soares et al. 2007).

Uno studio retrospettivo (Vélez et al. 2015) ha rilevato che l’elevata TCS nell’urina materna era correlata positivamente con la ridotta fecondità. Se questo risultato sia correlato o meno all’estrogenicità del TCS (Jung et al. 2012) non è attualmente chiaro. Si ritiene che gli effetti avversi del TCS nell’uomo siano l’inibizione della sintasi dell’acido grasso di tipo 1 (FAS 1) (IC50 ≥ 10 µM) e l’inibizione parziale dell’enoil riduttasi delle reazioni FAS 1 (Liu et al. 2002).

Il meccanismo citotossico del TCS viene esplorato per il bersaglio dei farmaci nella terapia del cancro (Sadowski et al.2014).

Destino del triclosan nell’acqua ambientale

Gli impianti di trattamento delle acque reflue (WWTP) non sono progettati per rimuovere farmaci o ED; piuttosto le rimozioni si basano sulle proprietà fisiche e chimiche dei composti. L’efficienza degli impianti di depurazione viene misurata utilizzando parametri quali la domanda biochimica di ossigeno (BOD) e la domanda chimica di ossigeno (COD), che non tengono conto della rimozione dell’ED.

Durante il trattamento delle acque reflue, gli ED vengono rimossi solo parzialmente e sono quindi spesso rilevati negli effluenti del WWTP (Gomez et al. 2007; Svenson et al. 2003). Di conseguenza, il TCS non viene completamente rimosso dagli influssi dei WWTP, (Bock et al.2010; Snyder et al. 2007) o per niente durante il trattamento primario (Lozano et al.2013) e tutto ciò che rimane nella fase acquosa viene rilasciato. nel corpo idrico ricevente che può avere un impatto sugli ecosistemi acquatici.

TCS è stabile all’idrolisi; studi di laboratorio hanno dimostrato che era stabile a pH 4, 7 e 9 (US EPA 2008b). Non si prevede che TCS volatilizzi in modo significativo data la sua bassa pressione di vapore di 4 × 10-6 mm Hg a 20 ° C (Ciba Specialty Chemicals 2003), tuttavia subisce biodegradazione, fotolisi e reazioni fotochimiche, processi ritenuti responsabili per la sua riduzione in acque naturali.

Negli impianti di trattamento convenzionali, una quantità sostanziale di TCS viene rimossa dalle acque reflue (Tabella 7) ma processi di trattamento avanzati come l’ozonizzazione, la fotolisi e la microfiltrazione / nanofiltrazione con osmosi inversa (processo a membrana) hanno ottenuto una rimozione piuttosto totale dei farmaci (Watkinson et al. . 2007; Ziylan e Ince 2011) (Tabella 8).

Negli impianti di trattamento delle acque reflue che utilizzano un bioreattore a membrana, si prevede che una quantità stimata di oltre il 90% in massa di triclosan sia stata rimossa dall’acqua (Wijekoon et al.2013). L’elevata percentuale di TCS segnalata come rimossa negli impianti di trattamento delle acque reflue, in particolare negli impianti che impiegano il processo convenzionale a fanghi attivi, può essere attribuita alla biodegradazione in condizioni aerobiche (Bester 2003, 2005; Heidler e Halden 2007; Ying et al.2007 ). Gli impianti di trattamento dei fanghi con processo di trattamento biologico hanno mostrato la massima rimozione di TCS (Tohidi e Cai 2016).

È stata segnalata l’abbondanza di degradatori del TCS batterico, ovvero i batteri ossidanti l’ammoniaca (AOB) e il ceppo KCY1 di Sphingopyxis nei sistemi a fanghi attivi (Lee e Chu 2015). Si ritiene che l’ammoniaca monoossigenasi espressa da AOB sia responsabile della degradazione del TCS (Roh et al. 2009) mentre la diossigenasi nel ceppo KCY1 co-metabolizzi TCS (Lee et al. 2012b).

Sfingopyxis ceppo KCY1, un batterio delle acque reflue declorina TCS presumibilmente attraverso la via 2,3-diossigenasi (Lee et al. 2012b) producendo metaboliti androgeni (Lee et al. 2012a). Trametes versicolor e Pycnoporus cinnabarinus, specie di funghi marciume bianco che crescono naturalmente sul legno morto, possono degradare il TCS. Trametes versicolor converte il TCS in 2-O- (2,4,4′-triclorodifenil etere) -β-D-xilopiranoside, 2-O- (2,4,4′-triclorodifenil etere) -β-D-glicopiranoside,

e 2,4-diclorofenolo mentre Pycnoporus cinnabarinus converte TCS in 2,4,4′-tricloro-2′-metossidifeniletere e 2-O- (2,4,4′triclorodifenil etere) -β-D- glicopiranoside (Hundt et al. 2000). I metaboliti sono stati trovati meno tossici ma di attività microbiocida inferiore rispetto al TCS (NICNAS 2009).

Pseudomonas putida triRY e Alcaligenes xylosoxidans subsp. È stato riportato che i denitrificanti TR1 utilizzano il TCS come unica fonte di carbonio e il TCS in particelle chiare da agar (Hundt et al. 2000), questo può essere utilizzato nel biorisanamento.

Recenti prove di laboratorio hanno dimostrato che la degradazione massima a 2,4-diclorofenolo e Cl- da parte di Aspergillus versicolor si è verificata a pH 5 e 7, a seconda del substrato (Taştana e Dönmeza 2015). Recentemente sono stati segnalati prodotti di trasformazione minori (7%) della biodegradazione del TCS, vale a dire derivati ​​monoidrossi, diidrossitriclosan e triclosan-O-solfato nei fanghi attivi (Chen et al.2015).

I derivati ​​idrossilati sono stati segnalati in precedenza come prodotti della trasformazione del triclosan da Sphingomonas sp. PH-07 (Kim et al.2011). Il significato ecotossicologico di questi prodotti di trasformazione minore appare al momento oscuro. Tuttavia, la controversia circonda ancora l’impatto del TCS sulla biodegradazione di altri co-inquinanti in un dato mezzo (Stasinakis et al. 2007; Svenningsen et al. 2011).

Gli ossidanti chimici come il cloro libero (Canosa et al. 2005a), l’ozono (Chen et al. 2012b; Suarez et al. 2007), il permanganato (Zhang e Huang 2003) e la monoclorammina (Wu et al. 2012b) sono in grado di degradare TCS in ambiente acquatico. Di tutti questi ossidanti, il permanganato è stato segnalato come in grado di degradare tutto il TCS in acqua in condizioni naturali (pH 8.1) e a differenza di altri ossidanti non è influenzato dalla matrice (Wu et al. 2012b).

Il TCS che persiste negli effluenti dopo il trattamento a fanghi attivi può essere trasformato chimicamente dopo lo scarico. L’ossidante disinfettante dell’acqua, l’ipoclorito di sodio, una fonte di cloro libero viene generalmente utilizzato e potrebbe clorare il TCS, generando derivati ​​clorurati come 2,4-diclorofenolo e 2,4,6-triclorofenolo (Canosa et al. 2005a; Fiss et al. 2007 ). L’ozonolisi sembra essere il metodo più efficiente per rimuovere il TCS in mezzo acquoso (Tabella 8).

Genera, oltre ai derivati ​​clorurati cloro-catecolo, mono-idrossi-triclosan e di-idrossi-triclosan (Chen et al. 2012b) che sono noti per essere più dannosi del TCS per gli animali acquatici.

Il TCS è degradabile sotto irradiazione UV (fotolisi) (Durán-Álvarez, et al.2015; Lindstrom et al.2002; Tixier et al.2002). La suscettibilità ai raggi UV nel mezzo acquoso è correlata ai coefficienti di assorbimento dei grandi molari TCS (Carlson et al.2015). La fotolisi può essere una via significativa di trasformazione del TCS nelle acque superficiali durante l’estate.

Le prove di laboratorio hanno dimostrato che il TCS non è apprezzabilmente fotodegradato nei suoli rispetto ai campioni d’acqua (Durán-Álvarez, et al. 2015). Si ritiene che la fotolisi diretta del TCS sia ostacolata dalla presenza di sostanze organiche che riflettono i fotoni incidenti (Hoigné et al. 1989).

La fotolisi del TCS può essere migliorata in mezzo acquoso, da un pH (alcalino) elevato in presenza di un sensibilizzante come gli ioni Fe (III) (Martínez-Zapata et al. 2013) o in presenza di tensioattivo nell’acqua mezzo che svolge un ruolo di accelerazione (Qiao et al. 2014).

La fotolisi produce 2,4-diclorofenolo e 2,4,6-triclorofenolo come prodotti di degradazione TCS stabili (Canosa et al. 2005b; Chen et al. 2012b; Fiss et al. 2007; Sanchez-Prado et al. 2006) mentre piccole quantità di derivati ​​della diossina (2,8 diclorodibenzodiossina (DCDD) e furano (dicloroidrossidibenzofurano) nel mezzo acquoso sono prodotte come prodotti minori (Latch et al.2003, 2005; Sanchez-Prado et al.2006; Son et al. Questi fotoprodotti sono più tossici del composto originario (TCS) (Sanchez-Prado et al. 2006).

Secondo quanto riferito, circa il 5% del TCS è stato trasformato in metiltriclosano (MCS) dall’attività microbica (Bester 2003, 2005; Heidler e Halden 2007; Lozano et al.2013). La destinazione finale del TCS e dei suoi metaboliti idrofobici come MCS sono i fanghi di depurazione (fanghi attivi e biosolidi) attraverso l’assorbimento in cui si trovano in quantità maggiori rispetto al mezzo acquatico effluente (Chen et al.2011; Heidler e Halden 2007; Kinney et al.2008; McAvoy et al.2002; Ying e Kookana 2007).

Studi condotti su WWTP che includevano un impianto svizzero hanno mostrato che una frazione maggiore di TCS era adsorbita dai fanghi rispetto a quella presente nella fase acquosa (Bester 2003; Singer et al. 2002). Il lavoro di Heidler e Halden (2007) sembra averlo confermato, i quali hanno riportato una media dell’80% di TCS legati al particolato.

Rapporti successivi da studi sul bilancio di massa (Lozano et al.2013; Tohidi e Cai 2016) hanno confermato l’assorbimento di TCS sul particolato e quindi la sua rimozione dalla fase acquosa. Il rapporto degli studi di Lozano et al. Il 2013 sul WWTP ha mostrato che la maggior parte del TCS viene rimosso dalla fase acquosa durante il trattamento secondario e i processi di nitrificazione-denitrificazione e che non avviene alcuna rimozione durante il processo di trattamento primario.

Suggeriamo un approccio sistematico nell’interpretazione dei risultati degli studi di bilancio di massa sulla rimozione del TCS negli effluenti del WWTP in considerazione della sovrastima riportata quando confrontati con gli studi sul campo (Lozano et al.2013).

Il fango è la destinazione finale sia del TCS che del suo metabolita principale, MCS. Le concentrazioni di TCS riportate nei fanghi di diversi impianti in Germania erano comprese tra 1,4 µmol e 30,4 µmol / kg (Bester 2003) mentre l’intervallo negli Stati Uniti era 1,8-53,9 µmol / kg (McA- voy et al. 2002) e 69,1 µmol – 190 µmol / kg nei biosolidi riportati altrove negli USA (Heidler e Halden 2007) (Tabella 9).

Questi valori sono molto più alti se confrontati con i risultati presentati da Azzouz e Balesteros (2015) (Tabella 10) e possono essere correlati a un maggiore utilizzo di TCS. Sia il composto originario che il suo metabolite trovano la loro strada nel terreno quando viene modificato con biosolidi e vengono trattenuti a seconda dell’interazione di fattori biotici e abiotici (Butler et al. 2012).

Clay has the least sorption for TCS while loamy soil the highest (Wu et al. 2009) and was reportedly more pronounced at top 10 cm soil layer and markedly occurs in summer (Butler et al. 2012). TCS sorption to soil may reduce in alkaline environment (Wu et al. 2009) releasing TCS to the aqueous medium.

Soil samples from ten agricultural sites in Michigan previously amended with biosolids, collected over two years were shown to retain triclosan (0.55–3.5 nmol/kg) (Cha and Cupples 2009) while 0.31–24.4 µmol/kg triclosan was found in biosolids from three Michigan wastewater treatment plants. In certain dewatered municipal biosolids, 37.6 µmol/kg of TCS were reported (Gottschall et al. 2012) considered high when compared with previous values (Table 9).

The practice of adding biosolids to agricultural soil has been reported in developed and developing countries (Table 10). In South Africa, six WWTP viz; Northern, Driefontein, Goudkoppie, Bush- koppie, Olifantsvlei and Ennerdale had been reported to generate a total of 91,611 tons of dry sludge per annum (Johannesburg Water 2015) which is used in composting by interested private farmers.

The concern is that biosolids may be an important source of TCS release to the environment as some 50 % mass of the incoming TCS in WWTP persist and are sequestered in the biosolids (Heidler and Halden 2007). The work of Waria et al. (2011) showed that TCS could be persistent in biosolids longer in fine sand (half-life 421 days) than silty clay loam (half-life 78 days) with MCS as a primary degradation product. TCS has been detected in soils amended with biosolids 33 years after application (Xia et al. 2010).

A report (Gottschall et al. 2012) detected TCS in the soil about a year after applica- tion. This raises fear that the use of biosolids in farming even after treatment (Angin and Yaganoglu 2009) may recycle TCS and/its toxic metabolites, given its potential
to persist (high estimated partition coefficient Koc = 9200 and stability to hydrolysis) in soil, thereby exposing soil dwelling animals such as earthworms to TCS toxicity and at the same time surreptitiously increasing the human body burden of TCS via trophic levels.

In anaerobic digester, exposure to oft-high level TCS concentrations has been recorded as leading to the proliferation of TCS- resistant genes (McNamara et al. 2014).

L’applicazione di biosolidi da tale digestore al suolo potrebbe anche portare al rilascio di batteri resistenti nell’ambiente (Burch et al.2014; Fahrenfeld et al.2014).

Alcune autorità (NICNAS 2009; Ying e Kookana 2007) hanno tentato di determinare i quozienti di rischio associati all’utilizzo degli effluenti degli impianti di trattamento dei fanghi nell’irrigazione. Tuttavia, la cinetica del TCS nei fanghi di depurazione, in particolare i biosolidi, non è stata studiata intensamente, il che continua a lasciare un vuoto nella conoscenza della quantità di TCS presente nei fanghi e per quanto tempo.

È inoltre necessaria un’ulteriore ricerca intensiva per chiarire la cinetica dei prodotti di degradazione del TCS come i derivati ​​della diossina noti per la loro tossicità e persistenza.

Bioaccumulo di triclosan ed ecotossicità

Sebbene il TCS abbia il potenziale (log Kow = 4,76) di bioaccumularsi nei tessuti adiposi, non ci sono prove nei tessuti umani. Esistono prove che il TCS ei suoi metaboliti si bioaccumulano nei topi (Kanetoshi et al.1992) così come nella flora e nella fauna acquatiche comprese le alghe, gli invertebrati e i pesci (Adolfsson-Erici et al.2002; Buser et al.2006; Cap-devielle et al.2008; Coogan e La Point 2008). Nella bile dei pesci sono state riportate concentrazioni di TCS fino a 276,3 µmol / kg (Abramis brama) (Houtman et al. 2004).

Di conseguenza, gli endpoint tossici attribuibili al TCS sono stati registrati in questi organismi. IC25 di 0,55 µmol / kg ha influenzato la schiudibilità in Zebrafish Danio rerio dopo 9 giorni di esposizione (Tatarazako et al. 2004). La capacità di nuotare del pesciolino fathead (Pimephales promelas) è stata ridotta se esposto a TCS ≥0,52 μM per 7 giorni (Chered-nichenko et al.2012) ma il livello di esposizione utilizzato nello studio potrebbe essere discutibile in quanto irrilevante per l’ambiente perché i livelli di TCS in le acque superficiali si verificano normalmente a livelli nanomolari (Tabella 3).

Le microalghe e l’idra magnipapillata sono membri importanti di prisere nell’ecosistema acquatico. Le comunità di microalghe sono particolarmente sensibili al TCS a concentrazioni efficaci di circa 0,035 nM (Wilson et al. 2009).

È stato riportato che alla concentrazione (EC10) di 3,4 nM per 96 ore di esposizione, TCS ha interessato la biomassa di Anabaena flos-aquae, l’alga blu-verde (Orvos et al. 2002). Tra le comunità microbiche bentoniche, è stato riscontrato che il TCS agisce come un fattore selettivo che favorisce la crescita dei cianobatteri rispetto alle alghe (Drury et al.2013).

L’implicazione ecotossicologica è che i cianobatteri producono tossine che colpiscono gli zooplancton e che a loro volta minaccia la sopravvivenza dei membri più alti dei livelli trofici (Bláha et al. 2009). L’esposizione di Hydra magnipapillata a TCS (3,5 µM per 4 h), ha provocato danni al tessuto epidermico e alla nematocisti (Park e Yeo 2012). IC25 di 0,55 µmol / kg ha influenzato la capacità di schiusa in Zebrafish Danio rerio dopo 9 giorni di esposizione (Tatarazako et al. 2004). Si pensa a piante e batteri

condividere le stesse vie di sintesi degli acidi grassi; e gli esperimenti condotti con la famiglia Arabidopsis delle Brasicaceae hanno dimostrato che la riduzione della proteina veicolante enoil-acilica è un bersaglio comune del TCS (Serrano et al. 2007), probabilmente implicando che è tossico per le piante tanto quanto per i batteri.

Il metiltriclosano (MCS) è un metabolita del TCS formato dalla metilazione batterica (Bester 2003, 2005). La sua presenza negli animali acquatici è stata pronunciata per la prima volta da Miyazaki et al. (1984) è noto per accumularsi negli animali acquatici rispetto al TCS presumibilmente a causa del suo coefficiente di ripartizione più elevato (log Kow = 5; log Koc = 4.1); confrontare TCS (log Kow: 4.2–4.8; log Koc: 4.3) (Chen et al.2011). È stato riportato che le concentrazioni di MCS nei pesci di lago sono comprese tra 4 e 370 ng / g (Balmer et al. 2004). Concentrazioni più elevate di 520–596 μg / kg di peso umido sono state riportate in pesci d’acqua dolce come Cyprinus carpio (Leiker et al. 2009).

Si prevede che l’impatto negativo del TCS sull’ecosistema avrà conseguenze economiche. L’Organizzazione delle Nazioni Unite per l’alimentazione e l’agricoltura (FAO) riporta (FAO 2014) che circa 25 milioni di tonnellate di alghe e altre alghe sono state raccolte ogni anno per essere utilizzate come cibo, nei cosmetici e per i fertilizzanti e vengono trasformate in agenti addensanti o additivi per mangimi animali .

Dati gli effetti negativi del TCS sulla flora e la fauna acquatiche come alghe e pesci, tutti i vantaggi economici come l’approvvigionamento di proteine ​​dalle risorse idriche e l’occupazione, rischiano carenze se la circolazione del TCS non è adeguatamente regolamentata.

Attività antimicrobica del triclosan

L’attività antimicrobica del TCS si estende contro batteri Gram positivi e Gram negativi non sporulanti, alcuni funghi (Schweizer 2001), Plasmodium falciparum e Toxoplasma gondii (Al-Doori et al. 2003). A basse concentrazioni il TCS è batteriostatico, che si basa sul suo effetto inibitorio sulla proteina batterica enoil acil vettore reduttasi (Heath et al. 1999) della via di allungamento degli acidi grassi, mentre a concentrazioni più elevate (come si trova nei preparati dermatologici) ha effetto battericida intercalazione della membrana e perdita di K + indotta da triclosan (Escalada et al.2005; Russell 2004; Villalain
et al.2001 ).

Gli stafilococchi, alcuni streptococchi, alcuni micobatteri, Escherichia coli e Proteus spp, ceppi di Staphylococcus aureus resistenti alla meticillina (MRSA) sono tutti sensibili alla TCS (Al-Doori et al.2003; Suller e Russell 1999). È stata riportata una concentrazione inibitoria minima del TCS di 500 ppb come battericida efficace nei prodotti. La doccia o il bagno con il 2% (p / p) di TCS ha dimostrato di essere una concentrazione efficace per la decolonizzazione dei pazienti la cui pelle è portatrice di MRSA (Tuffnell et al. 1987).

I prodotti a base di TCS sono stati utilizzati con successo per controllare l’MRSA (Brady et al.1990; Zafar et al.1995). Gli enterococchi sono molto meno suscettibili degli stafilococchi al TCS, mentre lo Pseudomonas aeruginosa è altamente resistente (Russell 2003) ad esso.
È stata segnalata resistenza microbica al TCS (McMurry et al.1998; Sanchez et al.2005) in cui si ritiene che l’impermeabilità della membrana e la pompa di efflusso giochino un ruolo meccanicistico importante (Gomez-Escalda et al.2001; Sanchez et al.2005) . Studi condotti in concentrazioni di TCS rilevanti per l’ambiente hanno prodotto resistenza al TCS (Nietch e Quinlan 2013).

Allo stesso modo, è stato segnalato che l’urbanizzazione con scarico regolare di TCS nelle acque superficiali favorisce la resistenza del TCS tra le comunità microbiche bentoniche (Drury et al. 2013). Il rapporto di McNamara e collaboratori (2014) sui digestori anaerobici ha mostrato che la struttura della comunità microbica e la concentrazione del TCS sono fondamentali per la selezione dei ceppi di resistenza.

Un recente rapporto (Gantzhorn et al.2015) ha dimostrato che la mutazione di uno dei fattori sigma (fattore di inizio della trascrizione richiesto per il riconoscimento della RNA polimerasi del suo promotore) in combinazione con quella del fab I (codifica per la proteina trasportatrice enoilacilica reduttasi ), conferisce al TCS una resistenza microbica di alto livello. Resta comunque da chiarire il ruolo preciso dei fattori sigma, in particolare quale dei fattori, ad esempio rpoS o rpoD, sia responsabile della mutazione.

La resistenza microbica al TCS può portare allo scenario peggiore di comparsa dei batteri insensibili agli antibiotici, i cosiddetti super insetti, così come la resistenza crociata ad altri antibiotici come l’isoniazide e l’etionamide (un pro-farmaci anti-tubercolosi), che target Mycobacterium tuberculosis enoyl acyl carrier protein reduttase (InhA) (Freundlich et al. 2009) sottolineando la necessità di regolare il TCS al fine di prevenire un uso eccessivo.

È necessario determinare il ruolo preciso del TCS nella selezione dei geni di resistenza agli antibiotici e di geni di resistenza multidita nell’ambiente. Anche la concentrazione di TCS necessaria per la selezione della resistenza nelle comunità ambientali deve essere elaborata.

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More information: Mei-Fei Yueh et al, Triclosan leads to dysregulation of the metabolic regulator FGF21 exacerbating high fat diet-induced nonalcoholic fatty liver disease, Proceedings of the National Academy of Sciences (2020). DOI: 10.1073/pnas.2017129117

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