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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
ÉSTERES DE FTALATOS - FACTOR ORQUIDOTÓXICO
Stefan M. WALISZEWSKI
1
, Grzegorz A. SZYMCZYNSKI
2
,
Zbigniew SERAFIN
2
,
Rosa M. INFANZÓN
1
y José SILICEO
1
1
Instituto de Medicina Forense de la Universidad Veracruzana, SS Juan Pablo II s/n, Boca del Río Ver., México. Correo
electrónico: swal@uv.mx
2
Academia de Medicina, Facultad de Medicina, Departamento de Andrología Clínica, Bydgoszcz, Polonia
(Recibido febrero 2001, aceptado febrero 2002)
Palabras clave: ésteres de ftalatos, testículos, toxicidad
RESUMEN
Durante los últimos 50 años, se ha determinado depreciación de los parámetros del semen y un
incremento en casos de cáncer testicular, hipospadias y criptorquideas. La exposición ambiental
a los ésteres de ftalatos se considera como uno de los posibles factores responsables de estas
patologías. Los ésteres de ftalatos se usan en la elaboración de plásticos, pinturas, plaguicidas,
empaques e instrumental médico. Administrados a las ratas, causan disminución del peso testicular
y atrofia con descamación del epitelio germinal en los túbulos seminíferos. La exposición
prepubertal a estos compuestos origina daño testicular severo en los animales adultos. La
exposición prenatal se relaciona con la ocurrencia de testículos no descendidos. Se determinó a
las células de Sertoli como el blanco de los ésteres de ftalatos. La pérdida del zinc, los cambios
en la actividad enzimática, los disturbios en el balance hormonal y el deterioro en la regulación
de la apoptosis originado por los ésteres de ftalatos, se analizan como factores que pueden
inducir la atrofia testicular.
Key words: phthalate esters, testicles, toxicity
ABSTRACT
A decline of sperm parameters and an increase in testicular cancer, hypospadias and cryp-
torchidism have been registered in the last 50 years. Environmental human exposure to phtha-
late esters is one of the suspected factors that cause these changes. The phthalate esters are
used in plastics, paints, pesticides, packing materials and medical devices. When administered
to male rats, results show a decrease in testicular weight and severe testicular atrophy with
desquamation of the germinal epithelium in semniferous tubules. Prepubertal exposure to these
compounds causes serious testicular changes in adult animals. Prenatal exposure influences the
occurrence of undescended testes. Sertoli cells were identified as the target of the action of
phthalate esters. Zinc delivery, changes in enzyme activity, hormonal disturbance and impair-
ment of apoptosis regulation originated by pfthalate esters are discussed as the factors that can
induce testicular atrophy.
Rev. Int. Contam. Ambient.
18
(2) 91-105, 2002
S.M. Waliszewski
et al.
92
INTRODUCCIÓN
En las últimas décadas los estudios rutinarios del se-
men indicaron una disminución significativa de la canti-
dad de espermatozoides en el eyaculado humano
(Murature
et al.
1987, Carlsen
et al
. 1992, Auger
et al
.
1995, Harrison
et al
. 1997, Moline
et al
. 2000), lo que
impulsó a la Organización Mundial de la Salud a bajar la
norma referente a la cantidad de espermatozoides en un
mililitro de semen. Paralelamente va en aumento el nú-
mero de parejas que sufren problemas de fecundidad.
La creciente contaminación ambiental y la exposición
humana indican deterioro en los sistemas respiratorio,
circulatorio y reproductor con la consecuente disminu-
ción en la calidad del semen. El estudio epidemiológico
concluido en 1995 en París por Auger
et al
. (1995), cuyo
objetivo fue comparar algunos parámetros selecciona-
dos del semen recolectado durante los años 1973 a 1992,
procedente de 1351 donadores sanos con fertilidad de-
mostrada, reveló la disminución estadísticamente signifi-
cativa de su calidad. Los parámetros considerados fue-
ron la edad de los donadores y su lapso de abstinencia
sexual. El conteo realizado de la densidad media de los
espermatozoides en el semen, indicó la disminución de
89 millones/ml a 60 millones/ml, lo que corresponde a la
disminución hasta del 2.6 % por año. El porcentaje de los
espermatozoides en movimiento decreció en
0.3 % anual
y las morfologías correctas disminuyeron en un 0.7 %
anual. Este estudio también indicó aumento en la inci-
dencia de
hipospadias y de casos de cáncer de testícu-
los, cuya causa se supone está relacionada con mayor
contaminación del entorno humano. El estudio de Carlsen
et al
. (1992) sobre el análisis de los parámetros del se-
men durante 1939 a 1991, indicó un decremento en 42 %
(de 113 millones/ml en 1940 a 66 millones/ml en 1990)
del número de espermatozoides. Además, se determinó
menor volumen de eyaculado y disminución hasta en
50 % del número total de espermatozoides eyaculados.
Murature
et al
. (1987) analizaron el número de esper-
matozoides contenidos en el semen durante 1929 a 1981,
lo que indica una disminución causada por la exposición
a los contaminantes ambientales. El análisis estadístico
que comprende de 1929 a 1965, señaló 108 millones de
espermatozoides/ml como la cantidad inicial con una baja
del 0.18 millones/ml/año, mientras que en 1949 la densi-
dad media de espermatozoides en el semen fue de 81
millones/ml. El decremento posterior fue de 1.8 millones/
ml/año hasta 1981. Se presenta una relación entre la dis-
minución del número de espermatozoides en un mililitro
de semen y el desarrollo tecnológico expresado como:
aumento del nivel de vida,
mayor uso de plásticos, expo-
sición a plaguicidas, plomo, cloro y bromo, ingestión de
bebidas alcohólicas, mayor consumo de grasa de origen
animal, como carnes rojas y contaminación producida por
el incremento del parque vehicular. Los resultados del
análisis estadístico evidenciaron que estos factores se
correlacionaron significativamente entre 0.56 y 0.63
(Moller y Skakkebaek 1996).
Harrison
et al
.(1997), Sharpe y Skakkebaek (1993) y
Ohlson
et al
. (2000) encontraron correlación estadísti-
camente significativa entre los parámetros de exposición
ambiental que afectan la calidad del semen y la mayor
frecuencia de hipospadias, criptorquidias, cáncer de tes-
tículos, carcinoma mamario y complejo poliquístico de
los ovarios. El desarrollo del carcinoma mamario feme-
nino se señala como un factor de riesgo importante para
los hijos, quienes tienen altas probabilidades de desarro-
llar cáncer de testículos (Moss
et al
. 1986). Otros estu-
dios reportan incrementos del 100 % en la frecuencia de
hipospadias y criptorquidias observadas en la población
en los últimos 40 años, así como el aumento triple de la
frecuencia de cáncer testicular (Giwercman y
Skakkebaek 1992, Ekbom y Akre 1998, Moline
et al
.
2000). Del ascenso de estos padecimientos se culpa a
un grupo heterogéneo de compuestos químicos, que
actúan como disruptores hormonales. A este grupo de
compuestos pertenecen los medicamentos con activi-
dad hormonal, fito y micoestrógenos presentes en la
dieta, estrógenos que están en la leche y la carne, así
como gran cantidad de contaminantes ambientales, in-
cluyendo los plaguicidas organoclorados que se acu-
mulan en los tejidos humanos (Szymcznski y Waliszewski
1983,1986, Waliszewski y Szymczynski 1983, Stachel
et
al
. 1989,
Sharpe y Skakkebaek 1993), los bifenilos
policlorinados, las dioxinas, los ésteres de ftalatos (Hardel
et al
. 1997), los herbicidas, los fungicidas y los produc-
tos de combustión de los hidrocarburos. La presencia
en el ambiente de la mayoría de estos compuestos se
nota desde los años 1930. El mayor consumo de pro-
ductos lácteos y el menor consumo de alimentos ricos
en fibra, conduce al incremento en la asimilación de los
xenoestrógenos y disminución en la cinética de degra-
dación de las hormonas exógenas en el tracto digestivo
(Field
et al
. 1990).
La similitud contemporánea a los cambios patológi-
cos observados en el pasado, provocados por el consu-
mo de grandes dosis de anticonceptivos hormonales y
dietilstilbestrol, que producían desbalances hormonales,
ahora son originados por la exposición ambiental a un
gran espectro de compuestos químicos con acción hor-
monal, propagados en el entorno humano. Se supone que
las sustancias que poseen actividad estrogénica leve no
producen patologías en los adultos, pero son muy dañi-
nas en algunas etapas críticas del desarrollo individual,
como es la reproductora o la menopausia (Sharp y
Skakkebaek 1993, Harrison
et al
. 1997). Algunos de los
compuestos químicos que interfieren con la actividad de
las hormonas sexuales son los ésteres del ácido ftálico
(ftalatos), derivados del ácido benzodicarboxílico ilustra-
dos en la
figura 1
.
ÉSTERES DE FTALATOS - FACTOR ORQUIDOTÓXICO
93
El objetivo de este trabajo es presentar a través de la
revisión bibliográfica el efecto de los ésteres de ftalatos,
a nivel del sistema reproductor masculino y su posible
impacto en la salud de los humanos.
Uso de los ftalatos
Los ésteres de ftalatos encuentran su principal uso
como plastificantes, que mejoran la elasticidad y las pro-
piedades adhesivas de los plásticos y de las pinturas, tam-
bién como vehículo de los plaguicidas. Se hallan en pro-
ductos de cloruros de polivinilo (PVC) utilizados en las
construcciones (tubos, ventanas, aislantes térmicos),
plaguicidas (Rutledge
et al
. 1994), cosméticos (Godly y
Mortlock 1973, Hausen
et al
. 1995), empaques de ali-
mentos y juguetes (van Lierop 1997). También se utili-
zan en la elaboración de equipo médico para las transfu-
siones sanguíneas y líquidos fisiológicos, jeringas, paque-
tes de diálisis y mascarillas de oxígeno (Roksvaag
et al
.
1990, Mettang
et al
. 1999). Debido a esto, sus residuos
se han determinado en sangre (Klos
et al
. 1988, Rock
et
al
. 1984), en líquidos de infusión y en sondas de alimen-
tación artificial (Mazur
et al
. 1989), contaminando a los
pacientes de terapia intensiva (Ching
et al
. 1981), con
respiración artificial (Karle
et al
. 1997), hemodiálisis
(Mettang
et al
. 1996, 1996) y receptores de
transfusión
sanguínea (Plonait
et al
. 1993). Se determinó, que du-
rante las transfusiones sanguíneas los pacientes pueden
recibir hasta 300 mg de dietilhexil ftalato (DEHP) (Peakall
1975). Además, concentraciones altas de ésteres de
ftalatos se determinaron en agua potable (Onodera 1991),
aire, suelo y plantas cercanas a las fábricas de PVC
(Vainiotalo y Pfäffli 1990) y aglomeraciones urbanas
(Peakall 1975).
La producción total de ftalatos a nivel mundial en los
años 1970 se estimó en 3 a 4 millones de toneladas anua-
les. Las 2/3 partes fueron producidas por los Estados
Unidos de América y Europa y el tercer lugar lo ocupó
Japón (Wams 1987). El nivel de contaminación ambien-
tal por estos compuestos, se considera como 0.5 mg/kg
(Murature
et al
. 1987). La exposición humana diaria varía
de 0.5 a 2.0 mg DEHP (Shiota y Nishimura 1982), mien-
tras que la exposición diaria a todos los ésteres de ftalatos
se estima de 15 mg por día, con variaciones
de 200 a
300 μg/kg de masa corporal/día (Albro 1986). La gran
producción y el uso propagado de estos compuestos quí-
micos originan la contaminación ubicua en el entorno hu-
mano expresado por su presencia en agua, suelo, sedi-
mentos, aire, flora y fauna (Sherman
et al
. 1994).
Actividad patológica de los ftalatos
En roedores se ha observado el efecto dañino de los
ésteres de ftalatos para el sistema reproductor masculi-
no. Shaffer y col. (1945) al alimentar durante 90 días a
ratas con ftalato di-2-etilhexílico (DEHP) en dosis de 1.5
y 5% del peso corporal, observaron atrofia de los cana-
les espermatogénicos y cambios en los testículos, seme-
jantes a la degeneración desarrollada en la senectud. Estos
resultados indujeron a estudios posteriores, cuyo objetivo
fue esclarecer el mecanismo de su acción tóxica y su
influencia en la salud humana.
Los estudios de alimentación de ratas durante 90 días
con la dieta fortificada con DEHP, indicaron el aumento
de peso del hígado y disminución en los testículos (Gray
et al
. 1977). La dosis que reveló cambios patológicos
contundentes fue de 750 mg/kg de peso corporal/día. Las
alteraciones histopatológicas consistieron en la disminu-
ción del diámetro de los túbulos seminíferos y la desca-
mación de la mayoría de las células germinales, predo-
minando las células de Sertoli y espermatogonias singu-
lares, mientras que el tejido intersticial no sufrió cam-
bios. Además, en la hipófisis se observó la presencia de
células castrales. Cater
et al
. (1976)
aplicaron en dosis
diaria de 500 y 1000 mg/kg de peso el ftalato dibutílico
(DBP), observando después de 4 días de la exposición la
disminución significativa de la masa testicular. El DBP
marcado con
14
C se acumuló en tejido testicular, mien-
tras que su metabolito monobutílico (MBP) manifestó
mayor actividad tóxica enfocada a los testículos.
Los cambios ultraestructurales ocurridos en los testí-
culos, causados por la exposición a los ésteres de ftalatos
motivaron varios estudios toxicológicos, cuyos resulta-
dos comprobaron su afecto sobre el sistema reproductor
masculino. Creasy
et al
. (1987)
aplicaron 2200 mg/kg
de peso corporal de ftalato di-n-pentílico (DPP) durante
15 semanas y notaron cambios histológicos en los testí-
culos. Los cambios patológicos se limitaron a los túbulos
seminíferos en los estados I, II, XI y XIV del desarrollo,
lo que indica que las células de Sertoli son blanco, sin que
se afecte el balance hormonal. Los cambios a nivel celu-
lar comenzaron con la dilución del citoplasma en las par-
tes basales de las células de Sertoli y la disminución de la
capacidad adhesiva de las células germinales. Posterior-
mente, en la parte basal de las células de Sertoli apare-
cieron vacuolas
que obstruían el túbulo. En las esper-
matidias en desarrollo, se observó aumento de
colora-
ción, formación de vacuolas en el citoplasma principal-
mente en el área de la cola y por consiguiente muerte
C
O
R
1
C
O
R
2
_
_
_
_
I
I
I
I
O
O
Fig. 1.
Estructura química del éster del ácido ftálico
S.M. Waliszewski
et al.
94
celular. La proporción contada de las espermatidias
cigótenas versus paquítenas indicó un proceso necrótico.
Estos cambios fueron acompañados por un proceso in-
flamatorio expresado en mayor concentración de
neutrófilos en los tejidos intersticiales. La imagen del mi-
croscopio electrónico ilustró un ascenso en la densidad
electrónica del citoplasma de las células de Sertoli en su
parte basal, así como incremento del número de
mitocondrias, lo que indica perturbación en el funciona-
miento de la membrana mitocóndrica causada por la dis-
minución de la actividad enzimática de la deshidrogenasa
succínica (SDH) (Creasy
et al
. 1983). Los mayores cam-
bios se han visto en el plasmalema de las células basales.
Como consecuencia de las deformaciones en los
microtúbulos, se observó la ondulación y dobleces de la
membrana celular en los espermatocitos en la fase de
cigóteno o paquíteno. Los compartimentos de las células
de Sertoli donde maduran las células germinales, se frag-
mentaron o se acortaron haciendo contacto directo entre
éstas. Se apreció rompimiento del enlace directo entre
las células de Sertoli. Además, se observó daño en el
retículo endoplásmico, lo que puede expresarse en alte-
raciones del funcionamiento intercelular de los iones de
Ca
+2
y de la calmodulina. Aparentemente, se han obser-
vado pocos cambios en la estructura de las células
germinales. Se detectó ondulamiento del plasmalema y
degeneración de las espermatidias. La mayoría de las
degeneraciones observadas ocurrieron después de 48 ho-
ras de haber suspendido el suministro de DPP, permane-
ciendo la desorganización en el citoplasma de las células
de Sertoli y la presencia de células germinales muertas.
La conclusión del estudio fue que los ésteres de ftalatos
interfieren primero con las células de Sertoli y como efecto
secundario, se produce la pérdida de células germinales.
El grado y la persistencia de los daños originados por
los ésteres de ftalatos se relacionan estrechamente con
las etapas del desarrollo. Los estudios de Gray y Gangolli
(1986) realizados con ratas de 4 semanas de edad, a las
que se les administró el DEHP en dosis de 2800 mg/kg
de peso/día, encontraron la disminución significativa de
la masa testicular, de las vesículas seminales y de la prós-
tata. La misma dosis aplicada a las ratas de 10 semanas
de edad, reveló daños menores expresados únicamente
en la disminución de la masa relativa de los testículos,
mientras que en ratas de 15 semanas de edad ninguno de
los parámetros observados anteriormente tuvo cambios
significativos. En la imagen histológica, las alteraciones
características consistieron en la atrofia de los canales
seminales principalmente de las ratas más jóvenes, ob-
servándose en 50 % en ratas de 10 semanas de edad y
sólo en un porcentaje muy bajo en
ratas mayores. Estos
estudios repetidos con DPP manifestaron toxicidad ma-
yor y su actividad se expresó en patologías de testículos
observadas también en el grupo de ratas de mayor edad.
El estudio histológico de los testículos presentó los
mismos daños causados también por el DPP, que se ex-
presa con mayor claridad en las ratas jóvenes (Creasy
et
al.
1983). Se observó la separación de las células
germinales y la inflamación aguda del tejido intersticial.
La actividad del SDH en las células de Sertoli y en las
células germinales fue suprimida después de 24 horas.
La administración del DPP en dosis de 2200 mg/kg de
peso/día evidencia la presencia de espermatocitos singu-
lares y de células germinales muertas. Las diferencias
en la respuesta patológica y en la intensidad de los cam-
bios dependieron de la edad y estuvieron relacionados
sólo con la administración
per os
, dichas patologías no
se observaron después de la administración intravenosa
(Sjöberg
et al
. 1986). Estas disparidades indican hetero-
geneidad en la farmacocinética de los ftalatos adminis-
trados y no la susceptibilidad tisular, que es la responsa-
ble de la gravedad de los daños. Las diferencias en ab-
sorción, distribución, metabolismo y excreción indican el
grado de exposición de las células de Sertoli a un tóxico.
En los estudios mencionados, las observaciones histo-
lógicas no señalan disminución significativa de las célu-
las de Sertoli (Orth 1986, Berndtson y Thompson 1990).
La excreción del líquido de los túbulos seminíferos y
de la proteína que enlaza a las hormonas andrógenas
(ABP), se pueden considerar como marcadores de la fun-
ción de las células de Sertoli. La producción de estos
factores fue suprimida durante el estudio de Gray y Gan-
golli (1986) sólo con dosis de 440 y 2200 mg DEHP/kg
de peso corporal. La actividad tóxica del ftalato monoetil-
hexílico (MEHP) suministrado en dosis de 100 mg/kg de
peso corporal, indicó supresión de la excreción de ABP
en el 50 % de las ratas estudiadas. La dinámica de los
cambios patológicos se observó con mayor claridad en
ratas de 4 semanas de edad en comparación con las de
10 y 15 semanas de edad. En el grupo de mayor edad, no
se manifestó el efecto patológico del MEHP, indicando a
las células de Sertoli como el blanco de los ftalatos.
Los estudios toxicológicos de los ftalatos ubicaron a
los di-
n
- alquilo sustituidos como DBP, DEHP y DPP en
el rango de los más tóxicos, el último mostró cambios
histológicos después de 24 horas de su administración
(Gangolli 1982). De los isómeros mono-
n
-butílicos, sólo
el
orto-
sustituido posee actividad tóxica. La disparidad
en la actividad tóxica de los ftalatos se puede justificar
por la variedad de las propiedades físico-químicas tales
como distribución, metabolismo y
excreción del organis-
mo. La vida media del MEHP en sangre y en testículos,
después de la administración del DEHP es más larga
que la del MOP (ftalato monooctílico) no tóxico, además
en testículos, se determinó su concentración más alta.
En consecuencia, la exposición más prolongada a una
sustancia tóxica puede afectar en mayor grado el fun-
cionamiento de las células de Sertoli, dañándolas perma-
nentemente. La diversidad de la actividad tóxica de los
ésteres de ftalatos puede consistir en la intensidad de su
ÉSTERES DE FTALATOS - FACTOR ORQUIDOTÓXICO
95
absorción en el tracto digestivo. Lake
et al
. (1977) seña-
laron, que los di-
n
-alquil ftalatos con los sustitutos mayo-
res de 6 carbonos, siendo estos prácticamente no tóxi-
cos, se hidrolizan y
absorben en menor grado en el intes-
tino delgado de roedores y humanos. Los isómeros con
cadena más corta presentan mayor actividad tóxica. Oishi
y Hiraga (1983) precisaron, que los ésteres de ftalatos
con cadena menor de 2 carbonos ó
mayor de 8 no cau-
san atrofia de los testículos.
Las investigaciones conducidas para establecer el
modo de acción dañina de los ftalatos para los testículos
en cultivo
in vitro
de células de Sertoli y células ger-
minales mostraron, que únicamente los ftalatos
monoalquílicos, por ejemplo el MEHP, fueron capaces
de desarrollar daño significativo, expresado en la sepa-
ración de las células germinales de las células de Sertoli.
De ello, se puede inducir, que el MEHP en lugar del
DEHP es el compuesto responsable del daño causado
en las gónadas masculinas. Para extender esta conclu-
sión a otros ftalatos, los estudios realizados con mono-
ésteres del MCHP (ftalato monociclohexílico) (Lake
et
al
. 1982), MIBP (ftalato monoisobutílico) and MBP
(ftalato monobutílico) (Oishi y Hiraga 1983), evidencia-
ron atrofia significativa de los testículos después de la
exposición. Además Albo
et al
. (1989) determinaron, que
el cultivo de células testiculares a diferencia del cultivo
de células hepáticas, no fue capaz de metabolizar el
MEHP. De allí se puede concluir, que los diésteres de
ftalatos son sólo los precursores y necesitan un paso de
metabolización hacia monoésteres, que se realiza en los
túbulos seminíferos.
Durante los estudios comparados sobre la respuesta
individual expresada entre las especies de roedores, se
comprobó la resistencia a los ésteres de ftalatos, inclu-
yendo a los monoésteres del cuyo en comparación con la
rata y el ratón (Gangolli 1982). Los estudios de Gray
et
al
. (1982) aclararon la relativa resistencia del cuyo al
DEHP, DBP, MBP y DPP en comparación con otras
especies de roedores ya que se
observó una disminución
estadísticamente no significativa del peso corporal y de
la masa testicular y tampoco se manifestaron
daños
histológicos en las gónadas. La única respuesta dañina
fue la atrofia de los túbulos seminíferos y el decremento
en la masa relativa de los testículos después del trata-
miento con el MEHP, lo que indicó
que este compuesto
químico fue menos tóxico para el cuyo. La desigualdad
en la acción tóxica de los ésteres de ftalatos, se debió a
la diferencia de su toxicocinética.
Después de la dosifi-
cación
per os
una parte del ftalato se determinó en la
sangre de los animales estudiados como no metabolizado
(Oishi y Hiraga 1980). La velocidad de degradación del
DEHP a su monoéster explica la diferencia en la res-
puesta tóxica observada entre la rata y el cuyo. Después
de 16 horas de dosificación a las ratas, el 19 % del DEHP
se hidrolizó en MEHP, mientras que en el cuyo se hidrolizó
sólo el 4%. La menor velocidad hidrolítica en el intestino
del cuyo, es el único factor que aumenta la resistencia a
la actividad tóxica de los ésteres de ftalatos (Waliszewski
et al
. 1999).
Jäckh
et al
. (1984) en su estudio sugirieron una me-
nor potencia tóxica de los ésteres de ftalatos para los
primates. Esta aseveración fue comprobada con la admi-
nistración de 2000 mg de DEHP/kg de peso corporal/día
a los primates durante 14 días, sin obtener evidencias
claras del daño. La baja respuesta tóxica, se justificó por
una menor disponibilidad biológica de los ftalatos en es-
tas especies, así como por una baja respuesta celular
debido a la falta de un receptor específico que no se
encuentra en los monos ni en humanos (Waliszewski
et
al
.1999).
Los estudios de Dostal
et al
. (1988) señalaron cam-
bios estadísticamente no significativos en la fecundidad
de las ratas de 8 a 15 semanas de edad, tratadas en los
primeros 6 a 10 días de vida con 200 a 1000 mg/kg de
peso corporal de DEHP. No se observaron las patolo-
gías esperadas como reducción en el número de células
de Sertoli y disminución de la masa testicular. Los auto-
res explican que la degeneración de las células basales
conduce a alteraciones en la división celular y a una
madurez sexual tardía. En las ratas tratadas, los cambios
se limitaron a una pequeña disminución en la densidad de
los espermatozoides y en la masa testicular relativa, sin
afectar su fecundidad y su capacidad para lograr crías
sanas.
Wine
et al
. (1997) realizaron un estudio toxicológico
aplicando a las ratas, de tres generaciones consecutivas,
dosis de 0.1, 0.5 y 1.0 % del DBP en los alimentos, las
que correspondieron a 52, 256 y 794 mg/kg de peso cor-
poral/día. En la primera generación se determinó dismi-
nución de la masa corporal y el número de crías vivas,
sin cambios en los parámetros del semen. En la segunda
generación bajó drásticamente la fecundidad, reflejada
en la disminución hasta en un 51 % de la densidad del
semen en el grupo de mayor exposición. La tercera ge-
neración se caracterizó por el descenso de la masa cor-
poral entre un 6 a 8 % en comparación con las ratas de
la primera generación.
La aplicación subcutánea de 1 a 97 g de DEHP/kg de
peso corporal administrado en tres dosis, causó disminu-
ción de la fecundidad en ratones machos y hembras
(Agarwal
et al
. 1986). Los estudios realizados por el US
National Institute of Environmental Health Sciences so-
bre la toxicidad de los ftalatos en ratones nutridos con el
alimento fortificado revelaron que de los ratones expues-
tos a dosis de 760 mg/kg de peso corporal/día de DPP,
sólo 4 de 19 parejas lograron crías vivas, mientras que
los ratones alimentados con 2160 y 4800 mg/kg no logra-
ron la concepción (Lamb y col. 1997). Un estudio seme-
jante desarrollado con ftalato di-n-hexílico (DHP), apli-
cado en dosis de 380 mg/kg de peso corporal reveló dis-
S.M. Waliszewski
et al.
96
minución de 30 % en el número de crías y de 72 % de los
nacidos vivos. En el grupo alimentado con 800 y 1670
mg/kg no se lograron nacimientos vivos, además se ob-
servó la disminución en 93 % de la densidad del semen y
80 % en la movilidad de los espermatozoides, comparado
con el grupo testigo
(Lamb
et al
. 1997).
Las escasas publicaciones que evalúan las concen-
traciones de ftalatos en el semen de hombres expuestos,
no relacionan las concentraciones determinadas con la
patología de los espermatozoides. Los estudios de
monitoreo realizados por Szymczynski
et al.
(1985) y
Waliszewski y Szymczynski (1989) indicaron la presen-
cia de los siguientes ftalatos en el semen humano: DPP
de 0.4 a 4.2 mg/kg, DBP de 1.0 a 8.9 mg/kg y DEHP de
0.4 a 10.0 mg/kg sin relacionarlos con problemas de fe-
cundidad. Murature y col. (1987) al estudiar los niveles
de DBP en un grupo de 20 jóvenes, constataron la exis-
tencia de dos grupos con capacidad diferente en su me-
tabolismo. En el grupo caracterizado por menor capaci-
dad metabólica de los ftalatos, la concentración del DBP
en el semen fue de 0.129 mg/kg, mientras que el grupo
con mayor capacidad metabólica presentó 0.051 mg/kg.
En los testículos, la actividad del citocromo P
450
y las
enzimas microsómicas de la esteroidogénesis, es inhibida
por el DBP, por ello la velocidad en el metabolismo de los
ftalatos depende de la actividad individual del citocromo
P
450
en cada organismo humano.
Los estudios de Fredricsson y col. (1993) que utiliza-
ron el método computarizado en el análisis del semen,
consistente en la influencia de los ésteres de ftalatos en
los parámetros de movilidad de espermatozoides huma-
nos, indican su menor movilidad después de la aplicación
del DEHP y del DBP en
concentraciones de 0.3 y 1.0
mMol/L. De los otros parámetros medidos, se presentó
disminución del 25 % en la velocidad lineal de paso del
espermatozoide en la unidad de tiempo, a causa de la
exposición al DBP en dosis de 2.0 mMol y al DEP en
dosis de 3.3 mMol. Mientras tanto, la linealidad y ampli-
tud del desplazamiento lateral de la cabeza, no fue
influenciada por la presencia de los ftalatos. El método
computarizado del análisis del semen se considera como
el más objetivo en la evaluación de la capacidad de los
espermatozoides para fecundar. Los resultados indican
la influencia de los ftalatos en los parámetros de movili-
dad de los espermatozoides, causando descenso de la
fecundidad en los animales tratados.
La exposición a los ftalatos produce también anoma-
lías en el sistema reproductor. El 50 % de las crías ma-
chos de las ratas expuestas a dosis de 800 mg de BBP/
kg de peso corporal/día, desarrollaron patologías de los
conductos seminíferos, expresadas en agénesis e
hipoplasia (Waliszewski y Szymczynski 1989). Durante
la aplicación de dosis menores, Sharpe
et al
. (1995) y
Gray
et al
. (2000) notaron reducción del
10 % de la masa
testicular y del
21 % en la densidad de los espermato-
zoides en el líquido seminal. Durante este tratamiento,
las ratas hembras recibieron el BBP en dosis media de
366 μg/kg de peso corporal/día, dos semanas antes de su
fecundación hasta el final del embarazo. Posteriormen-
te, las crías recién nacidas recibieron dosis de 127 a 274
μg/kg de peso corporal/día hasta las primeras 3 semanas
de vida, tiempo que corresponde a la etapa final del de-
sarrollo de las células de Sertoli en las ratas. Los resulta-
dos de Sharp
et al
. (1995) concuerdan con los de Sharpe
(1994) y Moore
et al
. (2001) en que el tamaño del testí-
culo y la producción de espermatozoides en las ratas
depende del número de células basales formadas duran-
te el desarrollo pre y perinatal. En los humanos, el perio-
do de división de las células de Sertoli se prolonga hasta
la edad madura (Cortés
et al
. 1987), por lo que el lapso
de tiempo para los factores que bloquean la proliferación
de estas células es mucho mayor.
Como describió Imajima
et al
. (1997), la exposición
prenatal al MBP puede causar criptorquidismo postnatal.
En fetos con 20 días de vida,
el 85 % de las ratas revela-
ron criptorquidismo después de la exposición al MBP
desde el día 15 de gestación hasta el 18. La mayor parte
de las ratas criptorquídicas mostraron un ascenso de tes-
tículos hacia el abdomen. Adicionalmente, los animales
expuestos a los ftalatos presentaron criptorquidismo en
84.6 %, tanto bilateral como unilateral entre los 30 a 40
días de vida. Las células de Sertoli pueden jugar un papel
muy importante en el descenso transabdominal de los
testículos, secretando MIS (sustancia inhibidora de
Mullerian,
la que actúa como mediadora en la fase del
descenso transabdominal. Las patologías observadas en
el descenso de testículos, concuerdan con la teoría del de-
terioro del sistema reproductor originado por los
xenoestrógenos, propuesta por Sharpe y Skakkebaek (1993).
Mecanismo de acción
No se conoce bien el mecanismo de la atrofia testi-
cular inducida por los ftalatos. Se han considerado
dife-
rentes hipótesis que explican el daño testicular basadas
en la deficiencia de zinc, desbalance hormonal, inhibición
enzimática y deterioro en la regulación de la apoptosis.
Hasta la fecha no se ha reportado la actividad mutagénica
de los ftalatos para las células germinales.
Basándose en los estudios histológicos (Creasy
et al
.
1983, 1987) y reproductores (Sharp
et al
. 1995)
se su-
pone, que las células de Sertoli son el blanco en la acción
tóxica de ftalatos (Jones
et al
. 1993). Las observaciones
morfológicas de las células de Sertoli afectadas por los
ftalatos indican dos irregularidades en su fisiología, ex-
presadas en la secreción del líquido de los túbulos seminí-
feros y en las proteínas que enlazan a los andrógenos
(Gray y Gangolli 1986). Después de una hora de haber
administrado la dosis única de 440 mg DPP/kg de peso,
la producción del fluido y de
las proteínas enlazadoras de
andrógenos fue suprimida totalmente. El MEHP en dosis
ÉSTERES DE FTALATOS - FACTOR ORQUIDOTÓXICO
97
única de 1000 mg/kg de peso corporal, redujo en 50 % la
producción del fluido seminífero y de proteínas
enlazadoras de andrógenos. Debido a las alteraciones de
las células de Sertoli ocurridas en la fase temprana del
tratamiento con ftalatos y a la afectación inicial de las
células germinales, se consideran a las células de Sertoli,
como el blanco primario de la actividad de los ftalatos en
el daño testicular. Como consecuencia, la pérdida de cé-
lulas germinales conduce a la atrofia tubular.
El zinc
Se comprobó que un menor suministro de zinc en la
dieta causa atrofia de los testículos (Gunn y Gould 1970,
Oishi y Hiraga 1980). La importancia de este elemento
en la fisiología de las gónadas, se ha notado en que la
atrofia de los testículos inducida por el cadmio y el man-
ganeso, fue inhibida por la aplicación de zinc (Parizek
1957, Gunn
et al
. 1961, Chandra
et al
. 1975). La admi-
nistración de cadmio disminuye la fijación de zinc en los
testículos y aumenta en los tejidos hepáticos y renales
(Gunn
et al
. 1961). Los ftalatos, como es sabido, inter-
fieren en el metabolismo de zinc. Cater
et al
. (1976, 1977)
durante la administración de 2000 mg DBP/kg de peso
corporal/día
observaron un aumento en la excreción de
zinc con la orina. Esta tendencia duró aproximadamente
los primeros 4 días del estudio, alcanzando un aumento
de excreción de 134 a 145 % comparado con el grupo
testigo con un pico de 150 a 170 % en el segundo día. La
administración del DBP aumentó significativamente el
metabolismo de zinc en los testículos, disminuyendo su
concentración testicular entre 30 a 36 %, así como la
fijación testicular en un 25% y la disminución de la acti-
vidad enzimática de la deshidrogenasa alcohólica
(ALDH) en las gónadas en 20 a 40 %. La administra-
ción paralela de DBP y de zinc protege de los daños y
cambios bioquímicos. El mecanismo propuesto de las
interferencias en el metabolismo, indica una conjugación
no específica de los ftalatos a los iones bivalentes y su
mayor excreción, lo que se expresa también en una ma-
yor eliminación del calcio. Las alteraciones en el meta-
bolismo de zinc se han observado después de la adminis-
tración de DPP, DHP (Foster
et al
. 1980), DEHP (Gray
et al
. 1982, Oishi 1986) y de los monoésteres del MBP,
MIBP y MEHP (Oishi y Hiraga 1983). Los cambios en
la concentración de zinc fueron paralelos a los cambios
histológicos. Se ha observado la acumulación de zinc en
hígado y riñones después de la administración del DBP.
Estos tejidos se caracterizan por metabolizar el zinc más
lentamente en comparación con los testículos, lo que hace
que éstos sean más vulnerables a los daños (Foster
et al
.
1980).
Los estudios ultra estructurales e histoquímicos de
Foster
et al
. (1982) permitieron describir la localización
probable del zinc en las células testiculares. Los mayo-
res depósitos se detectaron en las espermatidias, donde
el zinc se fija en las membranas del aparato de Golgi y
del retículo endoplásmico. Después de 6 horas de admi-
nistración de una dosis de DPP, antes de manifestarse
los cambios morfológicos, se notó una pérdida significa-
tiva de estos depósitos, primero en el aparato de Golgi y
posteriormente en el retículo endoplásmico. Los estudios
citoquímicos sólo detectaron el zinc enlazado a las es-
tructuras celulares, sin encontrar éste elemento en for-
ma libre en el citosol ni asociado a las membranas.
Basándose en estos resultados, surgen dos teorías so-
bre los mecanismos de la atrofia testicular causada por
la falta de zinc. La primera considera que el daño origi-
nado por el déficit prolongado de zinc conduce a la dis-
minución en la secreción de gonadotropinas y en la pro-
ducción de andrógenos (Millar
et al
. 1960). La segunda
teoría se refiere a la deficiencia de zinc que origina dis-
turbios en la esteroidogénesis testicular (Lei
et al
. 1976).
Uno de estos mecanismos puede participar en la atrofia
testicular inducida por los ftalatos.
Después de la exposición a los ftalatos (DEHP, DBP)
independientemente de la disminución del nivel de zinc
en los testículos, se ha notado también un decremento en
la concentración de iones de calcio (Cater
et al
. 1977),
magnesio y potasio (Oishi 1986, Zhou
et al
. 1990). Estos
cambios son específicos para las gónadas e indican pro-
cesos más complejos que los descritos por Cater
et al
.
(1977) sobre la reacción de entrelazamiento iónico.
Enzimas
Las células de Sertoli por ser el blanco de la actividad
tóxica de los ftalatos, expresan cambios en la actividad
enzimática de las gónadas. En las células germinales post-
meióticas, la principal actividad enzimática se relaciona
con la isoenzima X de la deshidrogenasa láctica (LDH
X), la hialuronidasa y la deshidrogenasa del sorbitol. Mien-
tras que en las células de Sertoli y en las espermatogonias
la
actividad enzimática se relaciona con la de la
β
-
glucuronidasa, la
γ
-glutamilotranspeptidasa (GGTP) y
la
deshidrogenasa maleica (MDH) de las células
premeióticas de Sertoli y Leydig (Hizeman 1962,
Ambadkar y George 1964, Schenkman
et al
. 1965,
Blackshaw y Elkington 1970, Males y Turkington 1970,
1971, Mills y Means 1972,
Hodgen y Sherins 1973, Shen
y Lee 1976, Meistrich
et al
. 1977, Gill y Guraya 1980).
La administración del DEHP causa descenso significati-
vo en la actividad de los marcadores celulares post-
meióticos y aumento de la GGTP y de la MDH (Oishi
1986). Esto se puede explicar por los cambios en las pobla-
ciones celulares, ya que después de la exposición a los
ftalatos, desciende el número de células espermato-
génicas y aumenta la cantidad de células somáticas de
Sertoli y Leydig. Se ha observado la disminución signifi-
cativa de la actividad de la deshidrogenasa succínica
(SDH) y de la ATP-asa en testículos y ovarios de ratas
tratadas con DEHP (Seth
et al
. 1976), mientras que la
S.M. Waliszewski
et al.
98
actividad de la
β
-glucuronidasa fue mayor en compara-
ción con las gónadas de testigo
(Seth
et al
. 1976, Oishi
1986). La
β
-glucuronidasa en los testículos expresa la
hiperactividad de las células intersticiales como respues-
ta a la atrofia de los túbulos seminíferos inducida por los
ftalatos (Seth
et al
. 1976). Los estudios de Agarwal
et
al
. (1986) con ratones expuestos al DEHP revelaron
aumento significativo en la actividad de las enzimas liso-
sómicas: DNAsa, RNAasa,
β
-glucuronidasa y fosfatasa
ácida, así como disminución del contenido proteico, de
DNA y de RNA en testículos y ovarios.
Los cambios descritos en la actividad enzimática del
ciclo de Krebs (SDH y MDH) junto con la disminución
observada del consumo de oxígeno por las mitocondrias
de las ratas expuestas al DEHP (Oishi 1990), indican
disturbios en los procesos energéticos de los testículos.
También se ha observado disminución mínima del lactato
y aumento significativo del piruvato, causado por la ex-
posición al DEHP (Oishi 1990). Esto se debe al menor
consumo de piruvato originado por la disminución en la
respiración mitocóndrica y al cambio en la actividad de
la LDH. Las células germinales dependen del suministro
de piruvato y lactato, producidos bajo el testigo de la hor-
mona folículo estimulante (FSH) por las células de Sertoli
(Jutte
et al
. 1982, 1983). Es interesante que a pesar de la
disminución de la concentración de zinc en los testículos
causada por el suministro del DEHP y MEHP, aumente
la actividad de las enzimas que contienen zinc como la
deshidrogenasa alcohólica y la aldolasa (Oishi 1986).
En resumen, los cambios de la actividad enzimática
se presentan paralelamente o como consecuencia de los
disturbios morfológicos. Su medición es de gran valor
como indicador bioquímico de la atrofia testicular.
Hormonas
Parece que los ftalatos no interfieren en los niveles
de testosterona y gonadotropinas (Gray y Butterworth
1980, Gray y Gangolli 1986), pero no es contundente la
participación de la testosterona en la atrofia testicular
después de la exposición a los ftalatos. Parmar y col.
(1987) constataron que la administración simultánea del
DEHP y de la testosterona a ratas de 10 semanas de
edad, evita daños en las gónadas estudiadas, observados
en cortes histológicos y en la determinación de la activi-
dad enzimática. Gray y Butterworth (1980) al adminis-
trar DEHP a ratas de 4 semanas de edad combinado
con testosterona y FSH no observaron actividad protec-
tora en la atrofia testicular. Posteriormente Oishi (1989)
determinó en estudios histológicos el aumento del daño
testicular, la disminución de la concentración de zinc y
actividad de LDH X en las ratas de 4 semanas de edad,
a las cuales se administraron 1000 mg DEHP/ kg de peso
corporal acompañado con 5 mg/kg de peso corporal de
testosterona. Este daño se explica por el aumento en la
vida media del DEHP y su metabolito MEHP en los tes-
tículos causado por la testosterona, lo que conduce a una
prolongada exposición de las células al factor tóxico, re-
velado en un mayor daño celular. Probablemente la in-
terferencia en la función de la testosterona es un efecto
secundario en el mecanismo de la actividad tóxica de los
ftalatos.
La administración de algunos ftalatos interfiere en la
secreción de testosterona. Oishi y Hiraga (1979, 1983)
observaron aumento del nivel de testosterona testicular
y disminución sérica. Después de la exposición al DEHP,
se observó una menor concentración de testosterona en
la sangre venosa que salía del testículo, cuyo nivel no
aumentó después de la aplicación de la hormona
gonadotropina coriónica (HCG), a pesar de su aumento
en la sangre periférica y en el homogeneizado testicular.
La inflamación crónica y la formación de tejido fibroso
en el tejido intersticial aumentó la actividad de la
β
-
glucuronidasa, la cual es un marcador fisiológico de las
células de Leydig, concluyendo que los ftalatos interfie-
ren en el transporte de la testosterona a través de la ba-
rrera sangre-testículo (Seth
et al
. 1976, Agarwal
et al
.
1986). Mientras tanto los estudios de Srivastava y
Srivastava (1991) evidenciaron los trastornos inducidos
por los ftalatos en la síntesis de la testosterona. Uno de
los marcadores bioquímicos de la esteroidogénesis es la
deshidrogenasa 17
β
-hidroxisteroídica (17
β
-HSD). La
actividad de esta enzima en los testículos de las ratas es-
tudiadas disminuyó con dosis de 250 y 500 mg DEHP/kg
de peso corporal/día administradas durante 15 días, mien-
tras que aplicando dosis de 1000 y 2000 mg, la disminu-
ción fue estadísticamente significativa, expresada en va-
lores de 39 y 49 % de los determinados en el grupo tes-
tigo. Estos cambios se pueden explicar por el descenso
en la concentración o por bloqueo en la respuesta a las
gonadotropinas. La hipótesis está apoyada por los resul-
tados de estudios de Agarwal
et al.
(1985, 1986) con
BBP indicando que la disminución en la concentración
sérica de la testosterona está acompañada por aumento
del nivel de hormona luteinizante (LH) y FSH.
Se ha determinado la influencia de los ftalatos sobre
la 17
β
-HSD( deshidrogenasa de hidroesteroides) hepáti-
ca. Utilizando las técnicas modernas de análisis de DNA
y RNA, se determinó la influencia del DBP sobre la sín-
tesis de la 17
β
-HSD IV-isoenzima responsable del
catabolismo de los esteroides, que fue identificada en
porcinos como deshidrogenasa del 17
β
-estradiol (Corton
et al.
1997). El ftalato administrado en dosis de 0.01 a
0.02 %, visiblemente indujo a la formación de una cade-
na polipeptídica 17
β
-HSD IV en ratas, expresada con
mayor fuerza en los machos en comparación con las hem-
bras. La importancia de la 17
β
-HSD se elevó después
del descubrimiento de la mutación, que inactiva el gen
17
β
-HSD III en los machos con pseudo- hermafroditismo
(Geissler
et al
. 1994). La actividad de la proteína
CYP2C11 característica del sexo masculino, que cata-
ÉSTERES DE FTALATOS - FACTOR ORQUIDOTÓXICO
99
boliza la hidroxilación del estradiol en las posiciones 2 y
16, fue afectada después de la exposición a compuestos
químicos, como los ftalatos, que proliferan los peroxisomas
del hígado (Corton
et al
. 1997). Lo anterior concuerda
con las observaciones de que la exposición a este tipo de
compuestos químicos aumenta la concentración de
estradiol en el suero de los animales machos (Eagon
et
al
. 1994). La reacción se debe, después de la adminis-
tración del DEHP, al bloqueo de la hidroxilación y a la
disminución de la concentración de la proteína masculina
enlazadora E
2
(MEB) (Eagon y col. 1994). El elevado
nivel de estrógenos se relaciona con la hipoplasia de las
células de Leydig y con la formación posterior de quistes
en estas células (Cook
et al
. 1994).
Apoptosis
La sobreproliferación de las células germinales en con-
diciones normales es regulada por un fenómeno denomi-
nado apoptosis, que se expresa por un mecanismo pro-
gramado de muerte celular. Este proceso en las ratas
jóvenes, se relaciona principalmente con los espermato-
citos, mientras que en las ratas maduras ocurre con las
espermatogonias (Allan
et al
. 1992, Bartke 1995, Billing
et al
. 1995). Después de la exposición a factores no fa-
vorables de origen exógeno y endógeno, cuando los tes-
tículos son incapaces de sostener la espermatogénesis,
el proceso de apoptosis aumenta su intensidad. Debido a
una estrecha relación entre las células germinales y las
de Sertoli, las últimas se señalan como el factor inductor
de la apoptosis. Posteriormente, se identificó a la proteí-
na transmembranal (APO-1, CD95) como el factor res-
ponsable y capaz de iniciar la apoptosis (Nagata y
Goldstein 1995). En dicho proceso participan adicional-
mente varios mediadores y moduladores. Las investiga-
ciones de Richburg
et al
. (1996) sobre la influencia del
MEHP en el grado de apoptosis de las células germinales
de ratas indicaron que el grado de este fenómeno depen-
de de la cantidad de fragmentos moleculares específicos
del DNA, medidos con la técnica TUNEL. Se determinó
una disminución significativa de este proceso después de
3 horas de exposición
in vivo
a 2000 mg de MEHP/kg
de peso corporal. El número de túbulos seminíferos sin
células apópticas aumentó del 45 al 63 %, y después de 6
horas disminuyó 35 % y hasta 28 % después de 12 horas
de la exposición. Después de tres horas del tratamiento,
se observó separación de la espermatogonia de la mem-
brana basal, aumentándose este proceso con el tiempo.
Las muestras tomadas de los animales expuestos al
MEHP durante 12 horas, analizadas inmunohistoquími-
camente para la función del sistema Fas, identificaron en
las células de Sertoli a la proteína FasL y a la proteína
Fas en las células germinales de los espermatocitos (Lee
et al
. 1997). Utilizando la técnica TUNEL, el receptor
Fas se determinó exclusivamente en los espermatocitos.
En las ratas tratadas aumentó la expresión de Fas y FasL
tal como se desarrolla por daño térmico. El análisis de
RNAm con la técnica de
PCR confirmó el aumento de
la transcripción de ambas proteínas.
Los estudios inmunohistoquímicos al teñir el citoes-
queleto de las células de Sertoli revelaron, que en el gru-
po testigo, los filamentos vimentínicos se radiaron de la
fase nuclear. Después de 3 horas del tratamiento con
MEHP, se inició una acelerada concentración de la
vimentina alrededor del núcleo celular. No se observa-
ron disturbios en el sistema microtubular.
Lloyd y Foster
(1988) sugieren que el retiro de vimentina de las fibras,
las que normalmente permanecen estiradas desde el nú-
cleo celular hasta el plasmalema, provocó un bloqueo en
la conductancia de mensajes apópticos hacia las células
germinales, causado por el rompimiento de los enlaces
celulares o debido al cambio de colocación de los recep-
tores específicos en las membranas. Esta segunda hipó-
tesis es semejante al mecanismo probable de la inhibi-
ción del FSH, inducido por el MEHP sobre la respuesta
de las células de Sertoli (Lloyd y Foster 1988).
El sistema Fas parece ser un importante elemento en
un balance de equilibrio testicular. Probablemente el efecto
de los ftalatos sobre la apoptosis de las células germinales
se desarrolla en dos fases. En la primera fase, a causa
de los disturbios en la función del citoesqueleto, se rom-
pe el enlace Fas-FasL por el cambio en la colocación de
la proteína ligadora en el plasmalema de las células de
Sertoli. La separación de las células germinales, obser-
vada en esta etapa, puede ser inducida por la interferen-
cia en la fuerza de los enlaces o por los cambios enzi-
máticos. En la segunda fase, los mecanismos auto y
paracrínicos desarrollados, aumentan la expresión de
genes que codifican Fas y FasL, originando el incremen-
to de la apoptosis de los espermatocitos.
Vitamina B
12
La interferencia en la función de las vitaminas, espe-
cialmente la B
12
es un factor adicional desarrollado por
los ésteres de ftalatos con acción devastadora en los tes-
tículos. La deficiencia de vitamina B
12
conduce en los
testículos a la síntesis anormal de los ácidos nucleicos.
A su vez, la carencia prolongada de esta vitamina origina
atrofia testicular aguda en ratas (Oishi 1994). En sus es-
tudios Oishi (1994) administró adenosinocobalamina jun-
to con dosis orquidotóxicas de DEHP, observando la ac-
ción protectora de la vitamina B
12
en el decremento de la
masa relativa testicular, en lasalteraciones de la esper-
matogénesis, en la disminución de la actividad enzimática,
así como disminución en la concentración de zinc en los
testículos. La actividad protectora de la adenosino-coba-
lamina fue selectiva para las gónadas masculinas, mien-
tras que en el hígado se desarrollaron cambios patológi-
cos específicos, producidos por el DEHP. El autor expli-
ca la actividad protectora de la vitamina B
12
por el hecho
de que los ésteres de ftalatos disminuyen la actividad de
S.M. Waliszewski
et al.
100
la mutasa metilomalonilo CoA directa o indirectamente,
reduciendo la concentración de la adenosino-cobalamina
que influye en la rapidez de la respiración celular.
La búsqueda de mecanismos de los ésteres de ftalatos
para las gónadas masculinas incluyó también cultivos
celulares. Se calcula que después de 24 horas de admi-
nistrar una dosis de 2000 mg de DEHP/kg de peso cor-
poral, los testículos deben absorber 0.025 % de la dosis
(Tanaka
et al
. 1975), lo que calculado para el MEHP
revela alrededor
2 x 10
-4
M en la rata de 100 g de peso.
Gray y Beamand (1984) en su investigación de cultivos
celulares de testículos de criceto (hámster) y rata toma-
ron en cuenta esta distribución, mostrando mayor resis-
tencia al MEHP las células procedentes de los animales
mayores comparados con los jóvenes. Además, demos-
traron que
in vivo
sólo los monoésteres de ftalatos po-
seen actividad dañina, comprobando que después de la
administración oral de los ftalatos, su actividad tóxica
depende de la hidrólisis en el intestino delgado hacia los
mono ésteres (Lake
et al
. 1977, Rowland
et al
. 1977,
White
et al
. 1980). Los estudios detallados se enfocan a
las células de Sertoli que constituyen el blanco de los
ftalatos. La incubación de las células de Sertoli con 10
-6
a 10
-4
M de MEHP después de 4 horas indujo el aumento
gradual de glicólisis expresada en
decremento de la con-
centración de piruvato y aumento de lactato. Con la con-
centración de 10
-6
M disminuye la actividad enzimática
de SDH en las mitocondrias aisladas, debido a una inhi-
bición tipo enzima–sustrato (Chapin
et al
. 1988). La in-
hibición del ciclo de Krebs conduce a la
disminución en
20 % del ATP celular. En la imagen morfológica del cul-
tivo de células de Sertoli y germinales, se observa la se-
paración de estas últimas
que
se notó después de adicio-
nar al medio el MEHP en concentración de 10
-7
a 10
-4
M
y de MHP, MPP, MBP y el no tóxico
in vivo
MOP (Gray
y Beamand 1984). Según Lloyd y Foster (1988) uno de
los blancos de los ftalatos es el receptor FSH. Es sabido,
que el enlace del FSH con el receptor a través de la
adenilciclasa, conduce al aumento de AMPc. La in-
cubación del cultivo de células de Sertoli en un medio en-
riquecido con MEHP en concentración de 10
-7
a 10
-4
M
lleva a una clara disminución de la respuesta a la FSH.
No se logró frenar el aumento del nivel de AMPc en
respuesta a la foscolina, la que activa directamente a la
adenosilciclasa y a la coleratoxina, ésta última estimula a
la ciclasa a través de la proteína G, indicando la reacción
del MEHP con el receptor FSH. Además, en las concen-
traciones bajas de ftalato (10
-8
a 10
-6
M), se obtuvo
sinergismo de la actividad de ambos compuestos. Estos
resultados se pueden explicar por dos teorías. La prime-
ra indica, que el MEHP puede actuar en concentracio-
nes mayores como antagonista del receptor FSH, mien-
tras que en concentraciones bajas actúa como agonista
débil. La segunda indica el carácter lipofílico del ftalato,
que puede influir en la conformación del plasmalema de
las células de Sertoli cambiando la colocación del recep-
tor FSH, impidiendo su actividad en concentraciones
mayores de MEHP y haciéndolo más accesible para el
agonista en concentraciones menores.
La actividad de los ftalatos a través del receptor FSH
permite explicar la actividad tóxica mayor
in vivo
obser-
vada en los individuos jóvenes, ya que el FSH es indis-
pensable para la iniciación de la espermatogénesis y no
tanto para su mantenimiento (Ahmad
et al
. 1973).
Dorrington
et al
. (1978) indicaron que con la edad dismi-
nuye la dependencia de las células de Sertoli al FSH,
mientras que los cultivos de las células de Sertoli no cam-
bian su susceptibilidad a los ftalatos al aumentar la edad
de los animales (Heindel y Powell 1992). En conclusión,
la mayor susceptibilidad observada
in vivo
en animales
jóvenes se debe a mayor dependencia de los testículos al
FSH y a la diferencia en el metabolismo de los diésteres
de ftalatos. De los monoésteres estudiados, MEHP, MBP
y MPP causaron disminución en la respuesta del recep-
tor FSH, mientras que MEP, MMP y MPrP cuyos
diésteres no son tóxicos, no frenaron la respuesta del
receptor FSH (Heindel y Powell 1992).
CONCLUSIONES
Según Sharpe (1993) la causa de la disminución en la
calidad del semen observada actualmente se debe a la
exposición a uno o a un conjunto de compuestos quími-
cos, presentes en el ambiente, que afectan la espermato-
génesis e influyen en el balance hormonal en la etapa
reproductora. La capacidad de producción de esper-
matozoides en los individuos maduros, puede estar limi-
tada por dos factores: la eficiencia de la espermatogénesis
y el número de células de Sertoli. El número de células
de Sertoli en un individuo maduro es estable mientras
que en la rata se determina hasta 15 días después del
nacimiento (Orth
et al.
1988), en el hombre sucede has-
ta que concluye la pubertad (Cortes
et al
. 1987). Esto
indica mayor posibilidad de acción tóxica de las sustan-
cias que perturban la proliferación de células de Sertoli.
El principal factor regulador del número de células basales
es probablemente la FSH (Russell y Griswold 1992) y en
estudios con animales se ha observado la interacción de
los monoésteres de ftalatos con el receptor FSH ubicado
en la superficie de las
células de Sertoli (Lloyd y Foster
1988). De los estudios realizados con animales referen-
tes al efecto de los ftalatos para el sistema reproductor
masculino, queda sólo la pregunta ¿cuáles de los efectos
determinados se pueden interpolar al hombre? El meca-
nismo de la actividad enzimática difiere entre las espe-
cies (Waliszewski
et al
. 1999), lo que puede resultar en
actividad tóxica diferente para los humanos. Paralela-
mente, se observa una clara coincidencia entre la mayor
exposición humana a los ésteres de ftalatos y la baja ca-
ÉSTERES DE FTALATOS - FACTOR ORQUIDOTÓXICO
101
lidad del semen, así como un notable aumento en la inci-
dencia de anomalías del sistema reproductor masculino
en recién nacidos (Szymczynski y Waliszewski 1988).
Por este hecho se señalan como responsables a los ésteres
de ftalatos. Aunque se han publicado resultados de in-
vestigaciones que derogan su efecto para la salud huma-
na (Jäckh
et al
. 1984)
por otro lado, su gran propagación
en el ambiente y su fácil acceso al organismo humano,
puede inducir a patologías como las observadas en los
animales experimentales. La exposición permanente a
dosis subcrónicas causa mayor daño que la exposición a
una dosis aguda (Szymczynski y Waliszewski 1988). Es
motivo de gran preocupación su presencia en productos
para bebés y niños (Bradbury 1996) y la exposición am-
biental de las embarazadas en etapa de la organogénesis
. En conclusión, es necesario realizar estudios
epidemiológicos en la población, para determinar si los
ftalatos constituyen un factor asociado a los daños
reproductores en humanos, tal como se ha observado en
los animales de experimentación.
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo se realizó gracias al apoyo del Proyecto
SEP/FOMES 2000-31-05.
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