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Effets des fluorures sur les activités enzymatiques : Activité ribosomale Réduit, Superoxide dismutase, peroxidase, ATPase, acide phosphatase, Phosphoglucomutase Inhibées. Les fluorures entraient dans les cellules par transport facilité en utilisant les transporteurs spécifiques des chlorures. L’accumulation des fluorures par l’huître Saccostrea commercialis devenait plus importante quand la température de l’eau augmentait. Les fluorures s’accumulent principalement dans l’exosquelette des invertébrés. La concentration en fluorures dans l’exosquelette des krills, appelé cuticule, était largement supérieure (de l’ordre de 3000 μg F·g -1 poids sec) à celle trouvée dans leurs organes internes (< 10 μg F·g -1 poids sec). Cette accumulation dans les tissus dits durs – plutôt que dans le reste du corps où, par circulation, son impact aurait pu être plus fort – pourrait être vue comme un mécanisme de défense de l’organisme exposé aux fluorures. De plus, ces derniers pourraient avoir un rôle dans le durcissement des tissus. En effet, les fluorures s’associent avec le calcium et le phosphore présents dans l’exosquelette pour former de la fluorapatite. Le paramètre le plus sensible aux fluorures est la fécondité. La toxicité des fluorures semble être réduite en eau dure. La toxicité des fluorures augmente avec la durée de l’exposition. Les fluorures agissent sur l’activité enzymatique, inhibant l’action des enzymes telles que phosphatases, hexokinases, enolase etc…, interrompant les processus métaboliques comme la glycolyse ou la synthèse de protéines. Le mécanisme d’action des fluorures n’est pas encore complètement connu mais leur combinaison avec les ions calcium et magnésium, nécessaires à différentes enzymes, pourrait l’initier.

Depuis quelques années, des communautés de scientifiques tirent la sonnette d’alarme sur les effets néfastes du fluor. En 2006, l’Organisation Mondiale de la Santé a alerté sur les conséquences de la fluorose osseuse due à une trop grande absorption de fluor. Elle explique qu’au fil des années, le fluor s’accumule dans le tissu osseux et entraîne une raideur et des peines articulaires. Ses complications peuvent provoquer une modification de la structure osseuse et avoir des effets invalidants. D’autres études ont permis de démontrer la capacité du fluorure à détériorer de manière incontestable le cerveau et le quotient intellectuel. À l’université de Harvard, les scientifiques ont confirmé la possibilité d’effets néfastes du fluorure sur le développement neurologique des enfants. Il serait susceptible de diminuer ainsi l’intelligence. En effet, cet oligo-élément présent dans certains sédatifs a la capacité d’endormir et d’amoindrir la volonté. Ce sont là autant de conséquences qui freinent la croissance intellectuelle des enfants. Dans son rapport, l’OMS propose également des mesures de réduction des niveaux excessifs de fluor, de même que des techniques d’analyse. Les études effectuées lui ont permis de localiser une dizaine de millions de personnes atteintes de fluorose en Chine. Dans le monde, la prévalence de la fluorose osseuse et dentaire n’est pas exactement connue. Néanmoins, l’eau est connue comme étant la source principale d’exposition au fluor. Une exposition à la combustion de charbon, un régime alimentaire à forte teneur en fluor peuvent aussi participer au problème. Par ailleurs, dans certaines régions du monde, principalement en Afrique et en Asie du Sud, on trouve de fortes concentrations de fluor dans l’eau. L’OMS estime que les zones ayant une grande concentration en fluor et qui sont les plus connues vont de la Turquie jusqu’à la Chine. L’Iran, l’Irak, l’Afghanistan, la Thaïlande du Nord et l’Inde sont tout aussi concernés.

Occurrence, génotoxicité et cancérogénicité des sous-produits de désinfection réglementés et émergents dans l’eau potable : examen et feuille de route pour la recherche

https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S138357420700035X

Les parabènes en tant que contaminants environnementaux des systèmes aquatiques affectant la qualité de l’eau et la dynamique microbienne

https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0048969723059594

Parmi les différents polluants préoccupants, les parabènes suscitent un intérêt croissant en raison de leur détection généralisée dans les sources d’eau du monde entier. Cela est dû au fait que les parabènes sont utilisés dans les produits de soins personnels, les produits pharmaceutiques et les aliments, dans lesquels des résidus sont générés et rejetés dans les environnements aquatiques. La réglementation de l’utilisation des parabènes varie selon les différentes régions géographiques, ce qui entraîne diverses concentrations observées à l’échelle mondiale. Des concentrations de parabènes dépassant 100 μg/L ont été trouvées dans les usines de traitement des eaux usées et les eaux de surface, tandis que les sources d’eau potable (ED) présentent généralement des concentrations inférieures à 6 μg/L. Malgré leurs faibles niveaux, la présence de parabènes dans les eaux usées constitue une voie d’exposition potentielle pour les humains, suscitant des inquiétudes à la fois pour la santé humaine et pour le microbiote environnemental. Bien que quelques études aient signalé des altérations des fonctions et des caractéristiques des communautés microbiennes suite à une exposition à des contaminants émergents , l’impact de l’exposition aux parabènes par les communautés microbiennes, en particulier les colonisateurs de biofilms, reste largement sous-étudié. Cette revue rassemble les informations les plus récentes sur la présence de parabènes dans les sources d’eau, ainsi que leurs effets sur la santé humaine et les organismes aquatiques. Les interactions des parabènes avec les communautés microbiennes sont examinées pour la première fois, comblant ainsi les lacunes dans les connaissances sur les effets de l’exposition aux parabènes sur les écosystèmes microbiens et leur impact sur la tolérance à la désinfection et la résistance aux antimicrobiens, avec des implications potentielles pour la santé publique.

a présence de parabènes dans les aliments et les PCP peut affecter directement la santé humaine par absorption, entraînant des problèmes de santé humaine tels que des effets perturbateurs endocriniens et un potentiel cancérigène ( Błedzka et al., 2014 ). Comme les effets sur la santé humaine, l’exposition continue à des concentrations résiduelles de parabènes induit des troubles du développement des organismes aquatiques ( Kang et al., 2019 ), étant potentiellement toxiques pour eux ( Lincho et al., 2021 ). Comme les parabènes sont fortement dispersés dans les écosystèmes aquatiques , les micro-organismes environnementaux (y compris les biofilms dans les eaux usées) sont inévitablement exposés à ces contaminants ( Błedzka et al., 2014 ). Étant donné que les parabènes sont utilisés comme conservateurs ayant une activité antimicrobienne connue, il est important de comprendre les conséquences de l’exposition continue des micro-organismes aux parabènes à des concentrations sous-inhibitrices. Le mécanisme réel de l’action antimicrobienne des parabènes et par conséquent, le mode d’interaction entre les parabènes et les micro-organismes reste à comprendre ( Ito et al., 2015 ). Néanmoins, on pense que cela est lié à des modifications des membranes bactériennes ( Flasiński et al., 2018 ). Certaines études rapportent l’impact des CE sur les communautés microbiennes dans les sources d’eau, avec un accent particulier sur le rôle des contaminants pharmaceutiques, mais les CE non pharmaceutiques (comme les parabènes) ont reçu une attention réduite ( Gomes et al., 2020 ). Certaines de ces études ont rapporté des modifications dans la formation du biofilm ( Pinto et al., 2023 ; Zhang et al., 2021 ), sa structure et sa composition ( Arruda et al., 2022a ; Wang et al., 2019a , Wang et al., 2019b ). D’autres soulignent des changements dans la production de facteurs de virulence ( Gomes et al., 2019b ), favorisant la propagation de la résistance aux antimicrobiens ( Gomes et al., 2019b ) et une tolérance accrue à la désinfection ( Gomes et al., 2019a , Gomes et al., 2019b ). . Cependant, les données sur l’impact de tout type de CE sur les communautés bactériennes DW sont encore rares, et il existe une seule étude rapportant l’impact des parabènes dans les biofilms DW ( Pereira et al., 2023).). Étant donné que les micro-organismes environnementaux peuvent affecter la santé humaine, l’impact des parabènes sur ces communautés microbiennes doit être pris en compte. Cette revue fournit un aperçu critique de la présence et de l’identification des parabènes dans les systèmes aquatiques, en particulier dans les eaux usées, en évaluant les tendances mondiales en matière d’utilisation et de surveillance des parabènes dans les systèmes aquatiques. Les derniers résultats de la recherche sur les principaux effets des parabènes sur la santé humaine sont décrits ainsi que leurs effets écotoxicologiques. Ce travail compile pour la première fois les preuves de la recherche sur les interactions entre les parabènes (à des concentrations environnementales) et les micro-organismes, mettant en évidence leurs effets sur la tolérance aux antimicrobiens et les implications potentielles pour la santé publique. Par conséquent, cette revue fournit des informations pionnières aux chercheurs sur l’eau, aux entreprises et aux entités de réglementation pour évaluer de manière critique la présence de CE, en particulier les parabènes, dans les sources d’eau, en anticipant les problèmes potentiels de santé publique liés à la microbiologie.

Toxicité aiguë des tensioactifs anioniques et non ioniques pour les organismes aquatiques

https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S014765131530172X

Le risque environnemental des tensioactifs nécessite des mesures de toxicité. Étant donné que les différents organismes testés ont une sensibilité différente aux substances toxiques, il est nécessaire d’établir l’organisme le plus approprié pour classer le tensioactif comme très toxique, toxique, nocif ou sans danger, afin d’établir les concentrations maximales admissibles dans les écosystèmes aquatiques . Nous avons déterminé les valeurs de toxicité de divers tensioactifs anioniques dérivés éther-carboxyliques à l’aide de quatre organismes tests : le crustacé d’eau douce Daphnia magna , la bactérie luminescente Vibrio fischeri , la microalgue Selenastrum capricornutum (algues d’eau douce) et Phaeodactylum tricornutum (algues d’eau de mer). De plus, afin de comparer et classer les différentes familles de tensioactifs, nous avons inclus une compilation de données de toxicité des tensioactifs recueillies dans la littérature. Les résultats ont indiqué que V. fischeri était plus sensible aux effets toxiques des tensioactifs que D. magna ou les microalgues, qui étaient les moins sensibles. Ce résultat montre que le test de toxicité le plus approprié pour les tensioactifs pourrait être celui utilisant V. fischeri . Les données toxicologiques ont révélé une variation considérable des réponses toxiques selon la structure des tensioactifs, quelle que soit l’espèce testée. Les données de toxicité ont été liées à la structure des tensioactifs, donnant une relation mathématique qui aide à prédire le potentiel toxique d’un tensioactif à partir de sa structure. La toxicité prévue par le modèle concordait bien avec les valeurs de toxicité rapportées dans la littérature pour plusieurs tensioactifs précédemment étudiés. Les modèles prédictifs de toxicité sont un outil pratique pour fournir une évaluation des risques qui peut être utile pour établir la plage de toxicité de chaque tensioactif et des différents organismes testés afin de sélectionner des tensioactifs efficaces ayant un impact moindre sur l’environnement aquatique.

Les tensioactifs ont la caractéristique d’avoir une ou plusieurs chaînes hydrocarbonées qui forment la partie lipophile de la molécule et un ou plusieurs groupements polaires qui forment la partie hydrophile (Ying, 2006). Les tensioactifs, également appelés agents tensioactifs, peuvent posséder différentes longueurs et différents degrés d’insaturation dans les chaînes hydrocarbonées ainsi que différents groupes polaires, ce qui donne naissance à une grande variété de composés tensioactifs ayant des propriétés différentes et des applications variées (Holmberg, 2001). Les tensioactifs sont largement utilisés dans les applications domestiques et industrielles. Plus de 4,2 millions de tonnes de produits détergents et 1,2 millions de tonnes de produits adoucissants étaient utilisées chaque année en Europe occidentale il y a 10 ans (Petersson et al., 2000), et les tensioactifs sont l’un des composants les plus importants de ces produits, représentant 15 % à 40 % de la formulation totale du détergent (Scheibel, 2004).

Après utilisation, les tensioactifs ainsi que leurs produits sont principalement rejetés dans les stations d’épuration puis dispersés dans l’environnement par rejet d’effluents dans les eaux de surface et par évacuation des boues à terre. Les différents tensioactifs varient en termes de comportement et de devenir dans l’environnement.

Le risque environnemental des tensioactifs dépend de la concentration finale atteinte dans le milieu aquatique. La concentration du surfactant et donc son éventuel effet toxique sont réduits par la dégradation des surfactants par l’activité microbienne, la principale transformation se produisant dans l’environnement. Néanmoins, les produits toxiques libérés lors du processus de biodégradation peuvent se bioaccumuler et leurs effets à long terme ne sont pas suffisamment connus. En outre, l’absorption du sol est importante, car elle peut entraîner une contamination des eaux souterraines par de fortes concentrations de tensioactifs.

De plus, la dégradation des tensioactifs dépend des conditions dans lesquelles se produit la biodégradation. Dans des conditions aérobies, la plupart des tensioactifs, à savoir le LAS, les éthoxylates d’alcool gras (FAE), l’éthoxylate d’alcool (AE), l’éthoxylate d’alkylphénol (APE) et le tensioactif cationique chlorure de diméthylammonium (DTDMAC), sont dégradables ou facilement dégradables. Cependant, dans des conditions anaérobies, les LAS, les FAE et les DTDMAC sont persistants et l’éthoxylate d’alkylphénol est partiellement dégradable (Ying, 2006).

L’utilisation massive de tensioactifs dans les détergents et les formulations cosmétiques et leur élimination ultérieure dans les systèmes aquatiques nécessitent que les tensioactifs soient aussi respectueux de l’environnement que possible. Cela implique la nécessité de disposer de tensioactifs peu toxiques et biodégradables. L’impact environnemental des produits chimiques est souvent déterminé par l’écotoxicité, qui est relativement élevée dans le cas des tensioactifs en raison de l’activité de surface et de l’action contre les membranes biologiques (Steber et al., 1995).

Les études d’écotoxicité examinent les effets toxiques provoqués par des agents physico-chimiques sur les êtres vivants. Dans un test en laboratoire, il est très difficile de représenter la diversité des circonstances qui peuvent coïncider dans un environnement naturel et c’est pourquoi, aujourd’hui, une série de tests normalisés sont utilisés afin d’évaluer l’impact d’un déversement sur l’environnement. En raison de leur facilité d’application pour étudier la toxicité aquatique des tensioactifs, un certain nombre d’ essais in vitro se sont répandus, utilisant comme organismes d’essai des bactéries, des algues, des macrophytes, des micro- et macro-crustacés et des poissons. Fondamentalement, tous les tests de toxicité reposent sur l’exposition d’une population d’organismes aquatiques à la substance à évaluer. Ces tests fournissent une estimation de la dose qui touche 50 % de la population exposée (mortalité, inhibition de la mobilité, interférence avec la reproduction, réduction de la respiration, etc.). La toxicité aquatique est exprimée par EC ₅₀ (concentration efficace) ou CL ₅₀ (dose létale).

Application et validation d’approches pour l’évaluation prédictive des dangers de mélanges de pesticides réalistes

https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0166445X05003437

Dans les systèmes d’eau douce situés dans les zones agricoles, les organismes sont exposés à une multitude de pesticides différents sur le plan toxicologique et structurel. À des fins réglementaires, il est extrêmement important de savoir si le danger combiné de ces substances peut être évalué de manière prédictive à partir de la toxicité d’une seule substance. Pour les mélanges multi-composants conçus artificiellement, il a été démontré que la toxicité du mélange peut être prédite par addition de concentration (CA) dans le cas de substances agissant de manière similaire et par action indépendante (IA) si les mélanges sont composés de substances agissant de manière différente. Cette étude visait à analyser si ces concepts pouvaient également être utilisés pour évaluer de manière prédictive la toxicité de mélanges réalistes sur le plan environnemental. À cette fin, un mélange de 25 pesticides, qui reflète un scénario d’exposition réaliste dans les eaux de ruissellement des champs, a été étudié pour ses effets sur la reproduction de l’algue d’eau douce Scenedesmus vacuolatus. La toxicité des mélanges testés a montré une bonne prévisibilité par CA. Cela concorde avec la découverte selon laquelle la toxicité était dominée par un groupe d’ inhibiteurs du photosystème II agissant de manière similaire , bien que le mélange comprenne des substances aux mécanismes d’action divers et en partie inconnus.

IA a légèrement sous-estimé la toxicité réelle du mélange. Cependant, les valeurs EC ₅₀ pouvant être dérivées de chaque prédiction, selon CA ou IA, ne différaient que d’un facteur de 1,3. La constatation d’une si petite différence s’explique en partie par le fait que seuls quelques composants dominent le scénario de mélange en termes d’ unités dites toxiques (UT). Cette connexion est établie en développant une équation qui permet de calculer le rapport maximum possible entre les prédictions correspondantes des concentrations à effet par IA et CA pour tout rapport donné des TU des composants du mélange, indépendamment de leurs fonctions concentration-réponse individuelles et indépendamment de leurs mécanismes. d’action. Pour évaluer si de petites différences quantitatives entre les valeurs de CE ₅₀ prédites par CA et IA constituent une exception ou plutôt la règle pour les scénarios d’exposition agricole, ce calcul a été appliqué à un ensemble supplémentaire de 18 scénarios d’exposition aux pesticides tirés de la littérature. Pour ces scénarios, les valeurs EC ₅₀ prédites par IA ne peuvent jamais dépasser celles prédites par CA de plus d’un facteur de 2,5. Les résultats de cette étude soutiennent l’idée selon laquelle l’AC fournit une approche prudente mais non surprotectrice de l’évaluation prédictive des dangers des mélanges de pesticides dans des scénarios d’exposition réalistes, indépendamment de la similitude ou de la dissemblance de leurs mécanismes d’action.

Puisque les pesticides sont conçus pour exercer un effet toxique sur les organismes cibles, il est raisonnable de supposer que les contaminations par les pesticides dans les plans d’eau peuvent également être dangereuses pour les organismes aquatiques non ciblés. Des études antérieures ont démontré que l’exposition à des mélanges de pesticides entraîne un effet toxique dont on peut généralement s’attendre à ce qu’il soit supérieur à celui de chaque pesticide pris isolément.

La microcouche de surface de la mer du Puget Sound : partie II. Concentrations de contaminants et relation avec la toxicité

https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/0141113687900213

De nombreux contaminants aquatiques, en raison de leur faible solubilité dans l’eau (hydrophobie) ou de leur association avec des particules flottantes, se concentrent à la surface de la mer. Trente-six échantillons de la microcouche de surface de la mer (SMIC), les 50 μm supérieurs, ont été collectés sur des sites de Puget Sound, dans l’État de Washington. Les sites comprenaient trois baies urbaines, le centre de Puget Sound et un site de référence rural. L’exposition d’œufs de poisson flottants à environ la moitié de ces échantillons a entraîné des effets toxiques sublétaux et mortels. Les analyses chimiques ont révélé des concentrations élevées de contaminants dans de nombreux échantillons. Des différences temporelles et spatiales majeures dans la chimie de la surface de la mer se sont produites, mais les concentrations maximales (pour tous) et moyennes (pour 1985) étaient les hydrocarbures aromatiques, 8 030 (moyenne 132) μg litre ⁻¹ : hydrocarbures saturés, 2 060 μg litre ⁻¹ : pesticides, 43,8 (moyenne 0,46) ng litre ⁻¹ ; PCB, 3890 (moyenne 631) ng litre ⁻¹ ; et métaux totaux, 4750 (moyenne 626) μg litre ⁻¹ . Une régression multivariée par étapes a indiqué que le pourcentage d’œufs de poisson se développant en larves vivantes normales diminuait avec l’augmentation des concentrations d’un mélange complexe de contaminants. L’analyse en composantes principales a démontré que les principaux types de contaminants ne différaient pas beaucoup dans leur contribution statistique à la toxicité, c’est-à-dire qu’aucun produit chimique n’était responsable à lui seul de la toxicité observée.

La composition chimique des échantillons du SMIC suggère que la contamination provenait de diverses sources, notamment les dépôts atmosphériques, le ruissellement terrestre des produits de combustion de combustibles fossiles et l’évacuation des eaux usées.

Évaluation de la toxicité des métabolites d’ agents de lutte biologique fongique à l’ aide de deux essais biologiques différents ( Artemia salina et Daphnia magna ) sur des invertébrés

https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S0278691506001736#preview-section-abstract

Des agents de lutte biologique fongique (BCA) ont été commercialisés pour lutter contre les ravageurs des cultures , les mauvaises herbes et les maladies. Cependant, les BCA peuvent produire des métabolites toxiques, dont la présence dans les produits formulés, dans les cultures et dans l’environnement doit être considérée ainsi que le risque associé. Deux modèles d’invertébrés, à savoir . Artemia salina et Daphnia magna ont été utilisées pour évaluer la toxicité aiguë de sept métabolites du BCA, caractérisés par une nature chimique et un mode d’action différents, à savoir l’alaméthicine (ALA), la paracelsine (PCS), l’antiamibine (AAM), la gliotoxine (GTX), la destruxine A. (DA), l’oosporine (OOS) et l’elsinochrome A (EA). Les deux invertébrés étaient très sensibles à tous les métabolites examinés, à l’exception de l’OOS. Les CL ₅₀ s après 24 et 36 h d’exposition ont montré les niveaux de toxicité suivants : A. salina , DA > ALA > EA > GTX > AAM > PCS (CL₅₀ s allant de 9,78 à 40,84 μg/ml à 24 h et de 2,92 à 18,56 µg/ml à 36 h) ; D. magna , DA > GTX = EA > ALA > PCS > AAM (LC₅₀ s allant de 0,20 à 24,41 µg/ml à 24 h et de 0,16 à 11,98 µg/ml à 36 h). La CL₅₀ de l’OOS pour D. magna a augmenté considérablement au cours d’ une exposition de 36 h, par rapport à une exposition de 24 h (5,84 et 68,40 μg/ml, respectivement). A. salina et D. magna se sont révélés être des modèles appropriés pour un dépistage rapide et peu coûteux de la toxicité des BCA à un stade précoce du développement du produit.

Trois de ces métabolites, à savoir . l’alaméthicine (ALA), la paracelsine (PCS) et l’antiamibine (AAM) appartiennent à la famille des peptaïbols. Les peptaibols sont des peptides linéaires à chaîne courte, généralement constitués de 15 à 20 résidus, produits par un certain nombre de genres fongiques, notamment Trichoderma , Gliocladium , Acremonium , Paecilomyces et Emericellopsis (Degenkolb et al., 2003). Ces peptides sont caractérisés par une forte proportion d’acides aminés non protéinogènes (principalement α, acide aminoisobutyrique et isovaline), un alcool aminé C-terminal et un groupe N-terminal acylé. L’une des caractéristiques les plus caractéristiques des peptaibols est leur microhétérogénéité prononcée, qui résulte d’une biosynthèse non ribosomale via le mécanisme dit « thio-modèle ». L’échange unique et multiple d’acides aminés conduit à un modèle complexe d’analogues de séquences étroitement liés. L’activité biologique des peptaibols est due à leur capacité à former des canaux ioniques dépendants du potentiel dans les membranes lipidiques. Les pores ainsi formés sont capables de conduire des espèces ioniques et cette conductance entraîne une perte de l’équilibre osmotique. De plus, en modifiant les structures membranaires, ils découplent la phosphorylation oxydative et les effets associés aboutissent finalement à la mort cellulaire (Boheim et al., 1978).

La gliotoxine (GTX) fait partie de la famille des épipolythiodioxopipérazines, une classe de métabolites fongiques biologiquement actifs caractérisés par la présence d’un cycle disulfure ponté essentiel à l’activité. Il a été démontré que GTX a des effets immunomodulateurs et induit la mort cellulaire apoptotique. Outre les BCA appartenant au genre Gliocladium , la GTX est produite par un certain nombre de moisissures, dont Aspergillus fumigatus , un agent bien connu des maladies pulmonaires chez les patients immunodéprimés. La GTX peut être produite in vivo au cours de l’infection et contribuer à la pathogenèse de la maladie. GTX semble agir via une interaction covalente avec des protéines via la formation de disulfures mixtes. De plus, il a été démontré que GTX inhibait un certain nombre d’enzymes nécessitant des thiols (Waring et Beaver, 1996).

Les destruxines sont des hexadepsipeptides cycliques, composés d’un acide α-hydroxy et de cinq résidus d’acides aminés. À ce jour, 28 destruxines différentes mais structurellement liées ont été identifiées à partir de trois sources fongiques différentes, dont la grande majorité ont été isolées de cultures de Metarhizium anisopliae , un agent pathogène de diverses espèces d’insectes. Cette espèce produit notamment les deux formes les plus actives, à savoir la destruxine A (DA) et E. Les destruxines sont apparentées aux enniatines et à la beauvéricine, deux mycotoxines aux activités insecticides, phytotoxiques et antimicrobiennes et, comme elles, leur activité biologique est liée à propriétés ionophores (Pedras et al., 2002, Hinaje et al., 2002), c’est-à-dire la capacité de former des complexes avec des cations et d’induire une perméabilité membranaire sélective pour les ions complexés.

La dibenzoquinone oosporine (OOS) de couleur rouge est produite par un grand nombre de champignons du sol et par les champignons entomogènes appartenant au genre Beauveria (Strasser et al., 2000). On pense que l’OOS réagit avec les protéines et les acides aminés par le biais de réactions redox en modifiant les groupes SH, entraînant un dysfonctionnement enzymatique (Wilson, 1971). De plus, il a été démontré que l’OOS inhibe l’activité ATPase de la membrane érythrocytaire, en particulier celle des ATPases dépendantes du Ca ²⁺ , de manière dose-dépendante (Jeffs et Khachatourians, 1997).

Les pérylènequinones sont des pigments photosensibles répandus dans la nature, qui ont été isolés de champignons ainsi que d’autres organismes (Nicolet et Tabacchi, 1999). Les dérivés liposolubles de la 4,9-dihydroxy-3,10-pérylènequinone, y compris le métabolite fongique elsinochrome A (EA), sont des producteurs efficaces d’oxygène singulet ( ¹ O ₂ ) à la lumière visible. En raison de leurs excellentes propriétés photosensibles, ils devraient être développés comme nouveaux médicaments photothérapeutiques (Chen et al., 1999).

Les objectifs de la présente étude étaient : (i) d’évaluer la sensibilité de A. salina et D. magna aux métabolites bioactifs produits par les BCA fongiques dans la perspective de leur éventuelle utilisation pour des criblages toxicologiques préliminaires de BCA fongiques et de biopesticides ; (ii) générer des données toxicologiques utiles à l’évaluation des risques liés aux métabolites du BCA éventuellement produits sur la culture et rejetés dans l’environnement. La courbe dose-réponse et la concentration létale médiane (CL ₅₀ ) de chaque composé pour A. salina et D. magna ont été déterminées.

Ces dernières années ont vu le développement d’un certain nombre de tests de toxicité dans lesquels la réponse a été mesurée chez les invertébrés. Ces tests ont le mérite d’être peu coûteux, reproductibles, faciles à réaliser et pertinents pour l’environnement (Calow, 1993). Les invertébrés sont déjà utilisés dans les tests exigés par certaines autorités réglementaires pour l’évaluation des risques environnementaux liés aux pesticides, aux produits chimiques et aux polluants (Commission des Communautés européennes, 1991, Commission de l’Union européenne)

Estimation du risque aquatique lié à l’exposition à jusqu’à vingt-deux ingrédients actifs de pesticides dans les cours d’eau se déversant dans la Grande Barrière de Corail

https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0048969723032552

La plupart des évaluations des risques écologiques menées sur les PAI ont déterminé le risque posé par les IA individuels, plutôt que le risque posé par les mélanges de PAI. Une telle approche est susceptible de sous-estimer le risque si le risque posé par les mélanges est additif ou synergique et de surestimer le risque si la toxicité des mélanges est antagoniste. Pour ce faire, une série d’ objectifs en matière de gestion des terres et des bassins versants et de qualité de l’eau ont été fixés et l’objectif était de les atteindre d’ici 2025. L’objectif 2025 de qualité de l’eau pour les pesticides (l’objectif pesticide) était initialement basé sur la réduction des charges annuelles de pesticides. cinq herbicides inhibiteurs du photosystème II ( Gouvernement australien et gouvernement du Queensland, 2013 ), mais cet objectif a été modifié en un objectif basé sur le risque en 2018 ( Brodie et al., 2017 ; Gouvernement australien et gouvernement du Queensland, 2018 ) en reconnaissance du fait que les PAI ont différentes toxicités et se présentaient généralement sous forme de mélanges dans les eaux entrant dans la GBR. L’objectif des pesticides basé sur les risques est de protéger au moins 99 % des espèces aquatiques des effets néfastes des mélanges de PAI à l’embouchure des cours d’eau. Il existe deux manières principales de déterminer le risque posé par les mélanges de PAI : l’approche du quotient de risque ou du quotient de risque ou de l’unité toxique (HQ, RQ ou TU) et la méthode de la fraction multi-substance potentiellement affectée (msPAF). Les premières approches ont été largement utilisées ( Cruzeiro et al., 2017 ; Kandie et al., 2020 ; Spilsbury et al., 2020 ). Cette dernière approche a été développée par Traas et al. (2002) et utilisé pour les mélanges PAI par Faggiono et al. (2010) , Gregorio et al. (2012) , Silva et coll. (2015) , Ramö et al. (2018) , Posthuma et coll. (2019) et Smith (2018) . Parmi ces deux méthodes, seule la méthode msPAF peut calculer le risque en termes de proportion ou de pourcentage d’espèces affectées (ou à l’inverse protégées) et est donc conforme aux lignes directrices australiennes et néo-zélandaises pour la qualité de l’eau douce et marine ( ANZG, 2018 ) et avec l’objectif en matière de pesticides ( Gouvernement australien et Gouvernement du Queensland, 2018 ). Il a donc été adopté dans la présente étude.

Les PAI inclus dans les calculs ont plusieurs modes d’action. Il existe deux méthodes établies pour estimer la toxicité des mélanges : le modèle d’addition de concentration (CA) pour les produits chimiques ayant des modes d’action (MoA) similaires et le modèle d’action indépendante (IA) pour les produits chimiques ayant des modes d’action différents. Initialement, il était prévu d’utiliser la méthode en deux étapes ( Backhaus et Faust, 2012 ; Altenburger et al., 2013 ) en appliquant le modèle CA à des produits chimiques d’un même MoA puis le modèle IA pour estimer la toxicité conjointe des groupements CA. . Les produits chimiques ayant le même MoA doivent avoir des SSD parallèles. L’analyse du parallélisme des SSD a révélé que la majorité des PAI ayant le même MoA n’étaient pas parallèles, une constatation également observée par Smith (2018) . Par conséquent, lorsque les SSD des PAI ayant le même MoA ont été fusionnées, les SSD résultantes n’ont pas prédit avec précision la toxicité des PAI individuels, confirmant les travaux antérieurs de Smith (2018) . Pour ces raisons, ni la méthode AC ni la méthode en deux étapes n’ont été utilisées pour estimer le TPR ₂₂ , mais plutôt le modèle IA d’action conjointe.

Une méthode d’estimation de la toxicité totale de 22 ingrédients actifs de pesticides (IPA) couramment détectés dans les cours d’eau qui se déversent dans la Grande Barrière de Corail a été développée en utilisant la méthode des fractions multi-substances potentiellement affectées. L’objectif de réduction des pesticides fixé pour améliorer la santé et la résilience des écosystèmes de la GBR (>99 % des espèces aquatiques protégées) a été atteint dans seulement 15 % des 68 ensembles de données provenant de 28 sites mesurés sur trois ans. Il a été estimé que <1 à 42 % des espèces aquatiques des cours d’eau de la GBR subiraient des effets néfastes dus aux PAI, avec une moyenne de 8 % et une médiane de 4,5 % des espèces aquatiques susceptibles d’être affectées. Cependant, ces estimations sous-estiment probablement le risque posé par tous les PAI et sous-estiment nettement le risque posé par tous les polluants dans les voies navigables de la GBR, car ces estimations étaient basées uniquement sur la présence de 22 PAI. Des études internationales comparant les estimations de msPAF aux effets biologiques mesurés suggèrent que les 45 % des cours d’eau GBR surveillés avec des estimations de msPAF entre 5 et 42 % des espèces aquatiques sont très susceptibles d’avoir subi des changements biologiques importants et les 55 % des cours d’eau GBR surveillés avec des estimations de msPAF <5 % ont probablement subi des changements écologiques chez les espèces sensibles aux pesticides (par exemple, les algues aquatiques, les crustacés, les insectes et les plantes)

https://www.sciencedirect.com/science/article/abs/pii/S1096495916301427
La famille 1 du cytochrome P450 (CYP1) est impliquée dans la biotransformation des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) . Les HAP peuvent induire l’expression de la protéine CYP1 et l’activité enzymatique , cette dernière étant généralement quantifiée comme l’activité 7-éthoxyrésorufine O-dééthylase (EROD). Le but de cette étude était de caractériser l’activité EROD chez le mollusque bivalve Crassostrea brasiliana . L’activité EROD a été évaluée dans les fractions cytosoliques et microsomales des branchies, de la glande digestive et du manteau de C. brasiliana . Aucune activité EROD n’a été détectée dans le manteau, mais elle était présente dans la fraction microsomale des branchies et de la glande digestive avec le NADPH comme coenzyme . La température et le pH optimaux pour le test EROD étaient respectivement de 30 ° C et 7,4. Le K m apparent EROD(K mapp ) était de 4,32 μM pour les branchies et de 5,56 μM pour la glande digestive. EROD V max était de 337,3 fmol·min – 1 ·mg de protéine – 1 dans les branchies et de 297,7 fmol·min – 1 ·mg de protéine – 1 dans la glande digestive. Par rapport aux autres bivalves, un K mapp plus élevé et un V max plus faible ont été trouvés chez l’huître, ce qui peut suggérer que l’enzyme de type CYP1 de l’huître a une affinité plus faible pour le substrat 7-éthoxyrésorufine (7-ER) que ces espèces. L’ellipticine (ELP), un inhibiteur du CYP1, a inhibé l’activité de l’EROD à toutes les concentrations testées dans les deux tissus. La concentration plus élevée d’ELP, 100 μM, a inhibé 78 % de l’activité EROD dans les branchies et 47 % dans la glande digestive. Les inhibiteurs du CYP1, l’α-naphtoflavone et la furafylline, n’ont pas inhibé l’activité EROD dans les microsomes des deux tissus. En conclusion, l’activité EROD peut être utilisée pour déterminer l’activité de type CYP1 chez les huîtres et éventuellement une enzyme de type CYP1A1/A2 est responsable de cette catalyse.

La superfamille du cytochrome P450 (CYP) est un groupe fonctionnellement diversifié d’héméprotéines situées principalement dans le réticulum endoplasmique et impliquées dans les réactions de biotransformation de phase I au cours du métabolisme des médicaments et de la stéroïdogenèse (Danielson, 2002). L’activité CYP réduit généralement un atome d’oxygène de l’oxygène moléculaire à l’eau tandis que le deuxième atome est introduit dans un substrat lipophile. Le cycle catalytique microsomal du CYP reçoit des équivalents réducteurs du NADPH ou du NADH via un système de transport d’électrons impliquant la NADPH cytochrome P450 réductase ou la NADH-cytochrome b5 réductase (Hannemann et al., 2007).

Chez les vertébrés, les gènes de la famille 1 du CYP (CYP1) comprennent quatre sous-familles : CYP1A , CYP1B , CYP1C et CYP1D (Goldstone et al., 2009). On sait que les enzymes de la famille CYP1 jouent un rôle important dans la détoxification et la bioactivation des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) chez ces organismes (Shimada et al., 1996, Uno et al., 2004). De nombreux substrats du CYP1, tels que les hydrocarbures aromatiques halogénés (HAH) et les HAP, peuvent réguler positivement la transcription du gène CYP1 et l’expression des protéines grâce à l’activation des récepteurs des hydrocarbures aryliques (AHR). L’AHR est un facteur de transcription activé par un ligand qui interagit avec des sites de reconnaissance d’ADN spécifiques situés dans les régions régulatrices des gènes CYP1 (Denison et al., 2002, Hahn, 2002). D’autres substances telles que l’ellipticine, la furafylline et l’α-naphtoflavone peuvent agir au niveau de l’enzyme en inhibant l’activité du CYP1. Ces inhibiteurs sont structurellement divers et ont des mécanismes d’action différents, ils représentent donc un outil utile pour la caractérisation in vitro de ces enzymes (Halpert et al., 1994, Koley et al., 1997).

L’activité enzymatique CYP1 est un biomarqueur classique de l’exposition aux HAP et à d’autres agonistes des AHR chez les espèces vertébrées (Schlezinger et Stegeman, 2001, Nogueira et al., 2011, Chahin et al., 2013). Un test habituel pour quantifier l’activité du CYP1 consiste à utiliser l’activité de la 7-éthoxyrésorufine O-dééthylase (EROD). Dans cette approche, la résorufine fluorescente est produite après déséthylation de la 7-éthoxyrésorufine médiée par le CYP1 (Burke et Mayer, 1974, Stegeman et al., 2015). Chez l’humain, toutes les enzymes CYP1 ont démontré une activité EROD, mais le taux catalytique de l’EROD médiée par le CYP1A1 est supérieur à celui du CYP1B1 et du CYP1A2 (Shimada et al., 1997). Les espèces d’invertébrés ont également montré une activité EROD, notamment Cnidaria, Annelida, Mollusca et Artropoda (Haritos et al., 1994, Cheah et al., 1995, Heffernan et Winston, 1998, Rewitz et al., 2006).

Une mesure fiable de l’activité de l’EROD dans les microsomes d’huîtres est importante pour son utilisation comme biomarqueur de l’exposition aux HAP et aux HAH dans les études écotoxicologiques et les programmes de biosurveillance. De plus, il est important de caractériser la cinétique des enzymes et de valider les méthodes analytiques avant leur utilisation intensive dans de telles études. Les conditions du test EROD ont été optimisées en ce qui concerne le pH et la température. La présente étude a montré une activité microsomale EROD dans les branchies et la glande digestive de C. brasiliana, mais pas dans le manteau. Malgré la faible activité de l’EROD, des recherches in vitro sur des inhibiteurs du CYP1 chez des mammifères ont indiqué qu’une enzyme de type CYP1A1/A2 catalyse probablement la déséthylation du 7-ER. Les paramètres cinétiques ont révélé un ajustement typique de Michaelis-Menten avec un faible V _max et un K _mapp élevé pour l’activité EROD par rapport à d’autres animaux.

Impact des substances alkyles per- et polyfluorées (PFAS) sur le milieu marin : sensibilisation, défis, législation et approches d’atténuation dans le cadre du concept One Health

https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0025326X23007439
Les substances alkylées per- et polyfluorées (PFAS) sont connues depuis longtemps pour leurs effets néfastes sur les écosystèmes et les organismes vivants ; cependant, l’impact à long terme sur le milieu marin est encore insuffisamment reconnu. Sur la base de la persistance et de la bioaccumulation des PFAS dans le réseau alimentaire marin complexe, les effets néfastes seront exacerbés par des processus mondiaux tels que le changement climatique et les synergies avec d’autres polluants, comme les microplastiques . La gamme de produits chimiques fluorés actuellement inclus dans la catégorie des PFAS s’est considérablement élargie en raison de la définition mise à jour de l’OCDE, soulevant de nouvelles inquiétudes quant à leur dynamique mal comprise et leurs effets négatifs sur la faune océanique et la santé humaine. Les défis et les approches d’atténuation, y compris la biodégradation et les matériaux actuellement étudiés pour l’élimination environnementale des PFAS, sont proposés ici, soulignant l’importance d’une surveillance continue et de combler les lacunes de la recherche. Les réglementations, les bonnes pratiques et les cadres juridiques de l’UE en matière de PFAS sont discutés, en mettant l’accent sur les recommandations visant à améliorer la gestion des écosystèmes marins.
l est clair que la pollution par les PFAS devient un problème mondial croissant et un motif de préoccupation en raison de leur persistance dans l’environnement, de leur longue demi-vie, de leur nature bioaccumulative, de leur toxicité et de leur mobilité environnementale ( Abunada et al., 2020 ). De nombreux impacts néfastes sur les écosystèmes marins se répercutent sur leurs habitants à tous les niveaux trophiques , par bioaccumulation et bioamplification , qui affectent particulièrement les prédateurs apex ( Stockin et al., 2021 ; Boisvert et al., 2019 ). Bien que les effets néfastes sur la santé animale ( Panieri et al., 2022 ; Death et al., 2021 ) et humaine ( Lohmann et al., 2020 ; Pelch et al., 2019 ; Sunderland et al., 2019 ) aient été bien documentés dans De nombreux rapports au cours de la dernière décennie, des études récentes sur des modèles animaux (en particulier sur les mammifères) peuvent indiquer de multiples conséquences négatives sur les oiseaux et les mammifères marins , notamment sur la répartition et l’abondance de leurs populations. L’influence des PFAS sur la microbiodiversité a déjà été démontrée dans des études sur le microbiote intestinal des animaux et des humains ( Beale et al., 2022a ; Beale et al., 2022b ; Chiu et al., 2020 ) ou sur le microbiote habitant des sites contaminés riches en PFAS ( Senevirathna et al., 2022 ). Cependant, les effets à long terme des PFAS affecteront certainement la biodiversité génétique (via des mutations et des recombinaisons), la biodiversité des espèces, ainsi que la biodiversité des écosystèmes, à travers la perte d’habitat causée par une contamination croissante. La pollution par les PFAS menace le rôle de l’océan en tant que berceau et support de toute vie sur Terre, montrant une toxicité encore accrue en interaction avec les microplastiques (MP) ( Dai et al., 2022 ; Scott et al., 2021 ). Enfin, un océan en bonne santé est crucial non seulement pour la santé des écosystèmes et de ses habitants, mais aussi pour l’équilibre climatique et l’économie mondiale. Enfin, cet aperçu comprend un débat sur les réglementations et les cadres juridiques des PFAS, mettant en évidence les recommandations pour l’amélioration de la gestion des écosystèmes marins. Il a été conçu pour toucher un large public et des acteurs multiples dans les domaines de la biologie marine , de la microbiologie, du changement climatique, de la biotechnologie bleue, de la bioremédiation, de la pollution environnementale et de la chimie. Nous espérons inspirer des approches de recherche innovantes pour réduire la pollution par les PFAS en sensibilisant aux effets nocifs de la pollution par les PFAS dans le contexte du concept One Health ¹ .