Xenoøstrogen - Xenoestrogen

Xenoøstrogener er en type xenohormon, der efterligner østrogen . De kan enten være syntetiske eller naturlige kemiske forbindelser . Syntetiske xenoøstrogener omfatter nogle meget anvendte industrielle forbindelser, såsom PCB , BPA og phthalater , som har østrogene virkninger på en levende organisme, selvom de adskiller sig kemisk fra de østrogene stoffer, der internt produceres af det endokrine system af enhver organisme. Naturlige xenoøstrogener omfatter phytoøstrogener, der er planteafledte xenoøstrogener. Fordi den primære eksponeringsvej for disse forbindelser er ved forbrug af fytoøstrogene planter, kaldes de undertiden "diætøstrogener". Mycoøstrogener , østrogene stoffer fra svampe , er en anden type xenoøstrogen, der også betragtes som mykotoksiner .

Xenoøstrogener er klinisk signifikante, fordi de kan efterligne virkningerne af endogent østrogen og dermed har været impliceret i den tidlige pubertet og andre lidelser i reproduktionssystemet.

Xenoøstrogener inkluderer farmakologiske østrogener (østrogen virkning er en tilsigtet effekt, som i lægemidlet ethinylestradiol, der bruges i p -piller ), men andre kemikalier kan også have østrogene virkninger. Xenoøstrogener er kun blevet introduceret i miljøet af industri-, landbrugs- og kemikaliefirmaer og forbrugere i de sidste 70 år eller deromkring, men arkiestrogener findes naturligt. Nogle planter (som korn og bælgfrugter) bruger østrogene stoffer muligvis som en del af deres naturlige forsvar mod planteædende dyr ved at kontrollere deres frugtbarhed.

Den potentielle økologiske og menneskelige sundhedseffekt af xenoøstrogener er af stigende bekymring. Ordet xenoøstrogen stammer fra de græske ord ξένο (xeno, der betyder fremmed), οἶστρος (østrus, der betyder seksuel lyst) og γόνο (gen, der betyder "at generere") og betyder bogstaveligt talt "fremmed østrogen ". Xenoøstrogener kaldes også "miljøhormoner" eller "EDC" (hormonforstyrrende forbindelser). De fleste forskere, der studerer xenoøstrogener, herunder The Endocrine Society , betragter dem som alvorlige miljøfarer, der har hormonforstyrrende virkninger på både dyreliv og mennesker.

Handlingsmekanisme

Pubertets begyndelse er kendetegnet ved øgede niveauer af hypothalamisk gonadotropinfrigivende hormon (GnRH). GnRH udløser udskillelsen af luteiniserende hormon (LH) og follikelstimulerende hormon (FSH) fra den forreste hypofyse , hvilket igen får æggestokkene til at reagere og udskille østradiol . Stigninger i gonadalt østrogen fremmer brystudvikling, kvindelig fedtfordeling og skeletvækst. Adrenal androgen og gonadal androgen resulterer i køns- og aksillærhår. Perifer forudgående pubertet forårsaget af eksogene østrogener evalueres ved at vurdere nedsatte niveauer af gonadotropiner.

Xenoøstrogener i plast, emballeret mad, drikkebakker og beholdere (mere når de er blevet opvarmet i solen eller en ovn) kan forstyrre pubertetsudviklingen ved handlinger på forskellige niveauer-hypothalamus-hypofyseakse, gonader, perifer målorganer som bryst, hårsække og kønsorganer. Eksogene kemikalier, der efterligner østrogen, kan ændre funktionerne i det endokrine system og forårsage forskellige sundhedsfejl ved at forstyrre syntese, metabolisme, binding eller cellulære reaktioner af naturlige østrogener.

Selvom reproduktionssystemets fysiologi er kompleks, antages virkningen af ​​miljømæssige eksogene østrogener at forekomme ved to mulige mekanismer. Xenoøstrogener kan midlertidigt eller permanent ændre feedback -sløjferne i hjernen, hypofysen, gonader og skjoldbruskkirtlen ved at efterligne virkningerne af østrogen og udløse deres specifikke receptorer, eller de kan binde sig til hormonreceptorer og blokere virkningen af ​​naturlige hormoner. Således er det sandsynligt, at miljøøstrogener kan fremskynde seksuel udvikling, hvis de er til stede i en tilstrækkelig koncentration eller med kronisk eksponering. Ligheden i strukturen af ​​eksogene østrogener og østrogener har ændret hormonbalancen i kroppen og resulteret i forskellige reproduktive problemer hos kvinder. Den overordnede virkningsmekanisme er binding af de eksogene forbindelser, der efterligner østrogen til østrogenbindende receptorer og forårsager den bestemte handling i målorganerne.

Affiniteter for østrogenreceptorligander for ERα og ERβ
Ligand Andre navne Relative bindingsaffiniteter (RBA, %) a Absolutte bindingsaffiniteter (K i , nM) a Handling
ERα ERβ ERα ERβ
Estradiol E2; 17β-Estradiol 100 100 0,115 (0,04–0,24) 0,15 (0,10–2,08) Østrogen
Estrone E1; 17-Ketoestradiol 16,39 (0,7–60) 6,5 (1,36–52) 0,445 (0,3–1,01) 1,75 (0,35–9,24) Østrogen
Estriol E3; 16a-OH-17p-E2 12,65 (4,03–56) 26 (14,0–44,6) 0,45 (0,35–1,4) 0,7 (0,63–0,7) Østrogen
Estetrol E4; 15α, 16α-Di-OH-17β-E2 4.0 3.0 4.9 19 Østrogen
Alfatradiol 17α-Estradiol 20,5 (7–80,1) 8.195 (2–42) 0,2–0,52 0,43–1,2 Metabolit
16-Epiestriol 16p-hydroxy-17p-østradiol 7,795 (4,94–63) 50 ? ? Metabolit
17-Epiestriol 16α-Hydroxy-17α-østradiol 55,45 (29–103) 79–80 ? ? Metabolit
16,17-Epiestriol 16β-Hydroxy-17α-østradiol 1.0 13 ? ? Metabolit
2-hydroxyestradiol 2-OH-E2 22 (7–81) 11–35 2.5 1.3 Metabolit
2-Methoxyestradiol 2-MeO-E2 0,0027–2,0 1.0 ? ? Metabolit
4-Hydroxyestradiol 4-OH-E2 13 (8–70) 7–56 1.0 1.9 Metabolit
4-Methoxyestradiol 4-MeO-E2 2.0 1.0 ? ? Metabolit
2-Hydroxyestron 2-OH-E1 2,0–4,0 0,2–0,4 ? ? Metabolit
2-Methoxyestron 2-MeO-E1 <0,001– <1 <1 ? ? Metabolit
4-Hydroxyestron 4-OH-E1 1.0–2.0 1.0 ? ? Metabolit
4-Methoxyestron 4-MeO-E1 <1 <1 ? ? Metabolit
16α-Hydroxyestron 16a-OH-El; 17-Ketoestriol 2,0–6,5 35 ? ? Metabolit
2-hydroxyestriol 2-OH-E3 2.0 1.0 ? ? Metabolit
4-Methoxyestriol 4-MeO-E3 1.0 1.0 ? ? Metabolit
Estradiol sulfat E2S; Estradiol 3-sulfat <1 <1 ? ? Metabolit
Estradiol disulfat Estradiol 3,17β-disulfat 0,0004 ? ? ? Metabolit
Estradiol 3-glucuronid E2-3G 0,0079 ? ? ? Metabolit
Estradiol 17β-glucuronid E2-17G 0,0015 ? ? ? Metabolit
Estradiol 3-gluc. 17p-sulfat E2-3G-17S 0,0001 ? ? ? Metabolit
Estronesulfat E1S; Estrone 3-sulfat <1 <1 > 10 > 10 Metabolit
Estradiolbenzoat EB; Estradiol 3-benzoat 10 ? ? ? Østrogen
Estradiol 17β-benzoat E2-17B 11.3 32.6 ? ? Østrogen
Estrone methylether Estrone 3-methylether 0,145 ? ? ? Østrogen
ent -Estradiol 1-Estradiol 1,31–12,34 9.44–80.07 ? ? Østrogen
Equilin 7-Dehydroestron 13 (4.0–28.9) 13.0–49 0,79 0,36 Østrogen
Equilenin 6,8-Didehydroestron 2,0–15 7,0–20 0,64 0,62 Østrogen
17β-Dihydroequilin 7-Dehydro-17p-østradiol 7,9–113 7,9–108 0,09 0,17 Østrogen
17α-Dihydroequilin 7-Dehydro-17a-østradiol 18,6 (18–41) 14–32 0,24 0,57 Østrogen
17β-Dihydroequilenin 6,8-Didehydro-17p-østradiol 35–68 90-100 0,15 0,20 Østrogen
17α-Dihydroequilenin 6,8-Didehydro-17α-østradiol 20 49 0,50 0,37 Østrogen
Δ 8 -Estradiol 8,9-Dehydro-17p-østradiol 68 72 0,15 0,25 Østrogen
Δ 8 -Estrone 8,9-Dehydroestron 19 32 0,52 0,57 Østrogen
Ethinylestradiol EE; 17a-Ethynyl-17p-E2 120,9 (68,8–480) 44,4 (2,0–144) 0,02-0,05 0,29–0,81 Østrogen
Mestranol EE 3-methylether ? 2.5 ? ? Østrogen
Moxestrol RU-2858; 11β-Methoxy-EE 35–43 5–20 0,5 2.6 Østrogen
Methylestradiol 17a-methyl-17p-østradiol 70 44 ? ? Østrogen
Diethylstilbestrol DES; Stilbestrol 129,5 (89,1–468) 219,63 (61,2–295) 0,04 0,05 Østrogen
Hexestrol Dihydrodiethylstilbestrol 153,6 (31–302) 60–234 0,06 0,06 Østrogen
Dienestrol Dehydrostilbestrol 37 (20,4–223) 56–404 0,05 0,03 Østrogen
Benzestrol (B2) - 114 ? ? ? Østrogen
Chlorotrianisen HØJDE 1,74 ? 15.30 ? Østrogen
Triphenylethylen TPE 0,074 ? ? ? Østrogen
Triphenylbromethylen TPBE 2,69 ? ? ? Østrogen
Tamoxifen ICI-46.474 3 (0,1–47) 3,33 (0,28–6) 3,4–9,69 2.5 SERM
Afimoxifen 4-Hydroxytamoxifen; 4-OHT 100,1 (1,7–257) 10 (0,98–339) 2,3 (0,1–3,61) 0,04–4,8 SERM
Toremifene 4-Chlorotamoxifen; 4-CT ? ? 7.14–20.3 15.4 SERM
Clomifene MRL-41 25 (19,2–37,2) 12 0,9 1.2 SERM
Cyclofenil F-6066; Sexovid 151–152 243 ? ? SERM
Nafoxidin U-11.000A 30.9–44 16 0,3 0,8 SERM
Raloxifen - 41,2 (7,8–69) 5,34 (0,54–16) 0,188–0,52 20.2 SERM
Arzoxifen LY-353.381 ? ? 0,179 ? SERM
Lasofoxifen CP-336.156 10.2–166 19,0 0,229 ? SERM
Ormeloxifen Centroman ? ? 0,313 ? SERM
Levormeloxifen 6720-CDRI; NNC-460.020 1,55 1,88 ? ? SERM
Ospemifene Deaminohydroxytoremifen 0,82–2,63 0,59–1,22 ? ? SERM
Bazedoxifen - ? ? 0,053 ? SERM
Etacstil GW-5638 4,30 11.5 ? ? SERM
ICI-164.384 - 63,5 (3,70–97,7) 166 0,2 0,08 Antiestrogen
Fulvestrant ICI-182.780 43,5 (9,4–325) 21,65 (2,05–40,5) 0,42 1.3 Antiestrogen
Propylpyrazoletriol PPT 49 (10,0–89,1) 0,12 0,40 92,8 ERα -agonist
16α-LE2 16α-Lactone-17β-estradiol 14.6–57 0,089 0,27 131 ERα -agonist
16α-Iodo-E2 16a-Iodo-17p-østradiol 30.2 2.30 ? ? ERα -agonist
Methylpiperidinopyrazol MPP 11 0,05 ? ? ERα -antagonist
Diarylpropionitril DPN 0,12–0,25 6,6–18 32.4 1.7 ERβ -agonist
8β-VE2 8β-Vinyl-17β-østradiol 0,35 22.0–83 12.9 0,50 ERβ -agonist
Prinaberel ERB-041; WAY-202.041 0,27 67–72 ? ? ERβ -agonist
ERB-196 WAY-202,196 ? 180 ? ? ERβ -agonist
Erteberel SERBA-1; LY-500,307 ? ? 2,68 0,19 ERβ -agonist
SERBA-2 - ? ? 14.5 1,54 ERβ -agonist
Coumestrol - 9,225 (0,0117–94) 64,125 (0,41–185) 0,14–80,0 0,07–27,0 Xenoøstrogen
Genistein - 0,445 (0,0012–16) 33,42 (0,86–87) 2.6–126 0,3–12,8 Xenoøstrogen
Equol - 0,2–0,287 0,85 (0,10–2,85) ? ? Xenoøstrogen
Daidzein - 0,07 (0,0018–9,3) 0,7865 (0,04–17,1) 2.0 85.3 Xenoøstrogen
Biochanin A - 0,04 (0,022–0,15) 0,6225 (0,01–1,2) 174 8.9 Xenoøstrogen
Kaempferol - 0,07 (0,029–0,10) 2,2 (0,002–3,00) ? ? Xenoøstrogen
Naringenin - 0,0054 (<0,001–0,01) 0,15 (0,11–0,33) ? ? Xenoøstrogen
8-Prenylnaringenin 8-PN 4.4 ? ? ? Xenoøstrogen
Quercetin - <0,001-0,01 0,002–0,040 ? ? Xenoøstrogen
Ipriflavone - <0,01 <0,01 ? ? Xenoøstrogen
Miroestrol - 0,39 ? ? ? Xenoøstrogen
Deoxymiroestrol - 2.0 ? ? ? Xenoøstrogen
β-sitosterol - <0,001–0,0875 <0,001-0,016 ? ? Xenoøstrogen
Resveratrol - <0,001–0,0032 ? ? ? Xenoøstrogen
α-Zearalenol - 48 (13–52,5) ? ? ? Xenoøstrogen
β-Zearalenol - 0,6 (0,032–13) ? ? ? Xenoøstrogen
Zeranol α-Zearalanol 48–111 ? ? ? Xenoøstrogen
Taleranol β-Zearalanol 16 (13–17,8) 14 0,8 0,9 Xenoøstrogen
Zearalenone ZEN 7,68 (2,04–28) 9,45 (2,43–31,5) ? ? Xenoøstrogen
Zearalanon ZAN 0,51 ? ? ? Xenoøstrogen
Bisphenol A BPA 0,0315 (0,008–1,0) 0,135 (0,002–4,23) 195 35 Xenoøstrogen
Endosulfan EDS <0,001– <0,01 <0,01 ? ? Xenoøstrogen
Kepone Chlordecone 0,0069–0,2 ? ? ? Xenoøstrogen
o, p ' -DDT - 0,0073–0,4 ? ? ? Xenoøstrogen
p, p ' -DDT - 0,03 ? ? ? Xenoøstrogen
Methoxychlor p, p ' -Dimethoxy -DDT 0,01 (<0,001–0,02) 0,01-0,13 ? ? Xenoøstrogen
HPTE Hydroxychlor; p, p ' -OH -DDT 1.2–1.7 ? ? ? Xenoøstrogen
Testosteron T; 4-Androstenolone <0,0001– <0,01 <0,002–0,040 > 5000 > 5000 Androgen
Dihydrotestosteron DHT; 5α-Androstanolone 0,01 (<0,001–0,05) 0,0059–0,17 221–> 5000 73–1688 Androgen
Nandrolon 19-Nortestosteron; 19-NT 0,01 0,23 765 53 Androgen
Dehydroepiandrosteron DHEA; Prasterone 0,038 (<0,001–0,04) 0,019–0,07 245–1053 163–515 Androgen
5-Androstenediol A5; Androstenediol 6 17 3.6 0,9 Androgen
4-Androstenediol - 0,5 0,6 23 19 Androgen
4-Androstenedione A4; Androstenedione <0,01 <0,01 > 10000 > 10000 Androgen
3α-Androstanediol 3α-Adiol 0,07 0,3 260 48 Androgen
3β-Androstanediol 3β-Adiol 3 7 6 2 Androgen
Androstanedione 5α-Androstanedione <0,01 <0,01 > 10000 > 10000 Androgen
Etiocholanedion 5β-Androstanedione <0,01 <0,01 > 10000 > 10000 Androgen
Methyltestosteron 17α-methyltestosteron <0,0001 ? ? ? Androgen
Ethinyl-3α-androstanediol 17a-Ethynyl-3α-adiol 4.0 <0,07 ? ? Østrogen
Ethinyl-3β-androstanediol 17a-Ethynyl-3β-adiol 50 5.6 ? ? Østrogen
Progesteron P4; 4-Pregnenedione <0,001–0,6 <0,001–0,010 ? ? Progestogen
Norethisteron NET; 17a-Ethynyl-19-NT 0,085 (0,0015– <0,1) 0,1 (0,01-0,3) 152 1084 Progestogen
Norethynodrel 5 (10) -Norethisteron 0,5 (0,3–0,7) <0,1-0,22 14 53 Progestogen
Tibolon 7α-Methylnorethynodrel 0,5 (0,45–2,0) 0,2–0,076 ? ? Progestogen
Δ 4 -Tibolon 7α-methylnorethisteron 0,069– <0,1 0,027– <0,1 ? ? Progestogen
3α-Hydroxytibolon - 2,5 (1,06–5,0) 0,6–0,8 ? ? Progestogen
3β-Hydroxytibolon - 1,6 (0,75–1,9) 0,070–0,1 ? ? Progestogen
Fodnoter: a = (1) Bindende affinitetsværdier er af formatet "median (område)" (#(# -#)), "område" (# -#) eller "værdi" (#) afhængigt af de tilgængelige værdier . De fulde sæt værdier inden for intervallerne findes i Wiki -koden. (2) Bindingsaffiniteter blev bestemt via forskydningsundersøgelser i en række in vitro- systemer med mærket østradiol og humane ERα- og ERp- proteiner (undtagen ERp-værdierne fra Kuiper et al. (1997), som er rotter ERβ). Kilder: Se skabelonside.

Effekter

Xenoøstrogener har været impliceret i en række forskellige medicinske problemer, og i løbet af de sidste 10 år har mange videnskabelige undersøgelser fundet hårdt bevis på negative virkninger på menneskers og dyrs sundhed.

Der er en bekymring for, at xenoøstrogener kan fungere som falske budbringere og forstyrre reproduktionsprocessen . Xenoøstrogener kan som alle østrogener øge endometriumets vækst , så behandlinger for endometriose omfatter undgåelse af produkter, der indeholder dem. På samme måde undgås de for at forhindre indtræden eller forværring af adenomyose . Undersøgelser har impliceret observationer af forstyrrelser i dyrelivet med østrogen eksponering. For eksempel frigiver udledning fra menneskelig bosættelse, herunder afstrømning og vand, der strømmer ud fra rensningsanlæg, en stor mængde xenoøstrogener i vandløb, hvilket fører til enorme ændringer i vandlevende organismer. Med en bioakkumuleringsfaktor på 10 5 –10 6 er fisk ekstremt modtagelige for forurenende stoffer. Vandløb under mere tørre forhold menes at have flere virkninger på grund af højere koncentrationer af kemikalierne, der skyldes mangel på fortynding.

Ved sammenligning af fisk ovenfra et spildevandsrensningsanlæg og under et spildevandsrensningsanlæg fandt undersøgelser forstyrret ovarie- og testikelhistopatologi, gonadal intersex, reduceret gonadstørrelse, vitellogenininduktion og ændrede kønsforhold.

Kønsforholdene er kvindelige, fordi xenoøstrogener afbryder gonadal konfiguration, der forårsager fuldstændig eller delvis kønsomvendelse. Når man sammenligner tilstødende populationer af hvide sugerfisk, kan de udsatte hunfisk have op til fem oocytstadier og asynkront udviklende æggestokke versus de ueksponerede hunfisk, der normalt har to oocytstadier og gruppesynkront udviklende æggestokke. Tidligere er denne type forskel kun fundet mellem tropiske og tempererede arter.

Spermkoncentrationer og motilitetsperimeter reduceres hos hannfisk udsat for xenoøstrogener ud over at forstyrre stadier af spermatogenese. Desuden har xenoøstrogener ført til store mængder intersex i fisk. For eksempel angiver en undersøgelse, at antallet af interseksuelle i hvide sugerfisk er lig med antallet af hanner i befolkningen nedstrøms for et spildevandsrensningsanlæg. Ingen interseksuelle medlemmer blev fundet opstrøms for planten. De fandt også forskelle i andelen af ​​testikel- og ovarievæv og dets organisationsgrad mellem de interseksuelle fisk. Desuden udsætter xenoøstrogener fisk for CYP1A -inducere ved at hæmme et formodet labilt protein og forstærke Ah -receptoren, som har været forbundet med epizootier af kræft og initiering af tumorer.

Induktionen af ​​CYP1A har vist sig at være en god bioindikator for eksponering for xenoøstrogen. Desuden stimulerer xenoøstrogener vitellogenin (Vtg), der fungerer som næringsreserve, og Zona readiata -proteiner (Zrp), der danner æggeskaller. Derfor er Vtg og Zrp biomarkører for eksponering for fisk.

En anden potentiel effekt af xenoøstrogener er på onkogener , specifikt i forhold til brystkræft . Nogle forskere tvivler på, at xenoøstrogener har nogen signifikant biologisk effekt i koncentrationerne i miljøet. Der er imidlertid væsentlige beviser i en række nyere undersøgelser, der tyder på, at xenoøstrogener kan øge brystkræftvækst i vævskultur .

Det er blevet foreslået, at meget lave niveauer af et xenoøstrogen, Bisphenol A , kan påvirke føtal neural signalering mere end højere niveauer, hvilket indikerer, at klassiske modeller, hvor dosis svarer til respons, muligvis ikke kan anvendes i modtageligt væv. Da denne undersøgelse involverede intra-cerebellare injektioner, er dens relevans for miljøeksponering uklar, ligesom rollen som en østrogen effekt sammenlignet med en anden toksisk effekt af bisphenol A.

Andre forskere hævder, at de observerede virkninger er falske og inkonsekvente, eller at mængderne af midlerne er for lave til at have nogen effekt. En undersøgelse fra 1997 blandt forskere inden for områder, der er relevante for evaluering af østrogener, viste, at 13 procent betragtede sundhedstruslerne fra xenoøstrogener som "større", 62 procent som "mindre" eller "ingen", og 25 procent var usikre.

Der har været spekulationer om, at faldende sædceller hos mænd kan skyldes øget østrogeneksponering i livmoderen. Sharpe i en anmeldelse fra 2005 viste, at eksterne østrogene stoffer er for svage i deres kumulative virkninger til at ændre mandlig reproduktiv funktion, men indikerer, at situationen ser ud til at være mere kompleks, da eksterne kemikalier kan påvirke den indre testosteron -østrogenbalance.

Indvirkning

Den allestedsnærværende tilstedeværelse af sådanne østrogene stoffer er en betydelig sundhedsmæssig bekymring, både individuelt og for en befolkning. Livet er afhængigt af overførsel af biokemiske oplysninger til den næste generation, og tilstedeværelsen af ​​xenoøstrogener kan forstyrre denne transgenerationelle informationsproces gennem "kemisk forvirring" (Vidaeff og Sever), der siger: "Resultaterne understøtter ikke med sikkerhed den opfattelse, at miljøøstrogener bidrager til en stigning i mandlige reproduktive lidelser, og de giver heller ikke tilstrækkelig grund til at afvise en sådan hypotese. "

En rapport fra 2008 viser yderligere tegn på udbredte virkninger af feminiserende kemikalier på mandlig udvikling i hver klasse af hvirveldyrarter som et verdensomspændende fænomen. 99% procent af over 100.000 nyligt introducerede kemikalier er underreguleret ifølge EU -Kommissionen.

Agenturer som f.eks. United States Environmental Protection Agency og Verdenssundhedsorganisationens internationale program om kemikaliesikkerhed har til opgave at behandle disse spørgsmål.

Tidlig pubertet

Puberteten er en kompleks udviklingsproces defineret som overgangen fra barndom til ungdom og voksen reproduktiv funktion. Det første tegn på kvindelig pubertet er en acceleration af vækst efterfulgt af udviklingen af ​​en håndgribelig brystknop ( thelarche ). Medianalderen for kirke er 9,8 år. Selvom sekvensen kan være omvendt, forekommer androgenafhængige ændringer som vækst af aksillær og kønsbehåring, kropslugt og acne (adrenarche) normalt 2 år senere. Menstruationsstart (menarche) er en sen begivenhed (median 12,8 år), der opstår efter vækstens højdepunkt er gået.

Puberteten betragtes som tidlig ( pubertet før ), hvis sekundære kønsegenskaber forekommer før 8 -årsalderen hos piger og 9 år hos drenge. Øget vækst er ofte den første ændring i den tidlige pubertet, efterfulgt af brystudvikling og vækst af kønsbehåring. Men thelarche , adrenarche , og lineær vækst kan ske samtidigt, og selv om ualmindeligt, menarche kan være det første tegn. Tidligere pubertet kan klassificeres i central (gonadotropin-afhængig) forudgående pubertet eller perifer (gonadotropin-uafhængig) pubertet. Perifer forudgående pubertet er blevet forbundet med eksponering for eksogene østrogene forbindelser.

Alderen for pubertets begyndelse påvirkes af mange faktorer såsom genetik, ernæringsstatus, etnicitet og miljøfaktorer, herunder socioøkonomiske forhold og geografisk placering. Et fald i alderen ved pubertets begyndelse fra 17 år til 13 år er sket over en periode på 200 år frem til midten af ​​det 20. århundrede. Tendenser til tidligere pubertet er blevet tilskrevet forbedret folkesundhed og levevilkår. En førende hypotese for denne ændring mod tidlig pubertet er forbedret ernæring, der resulterer i hurtig kropsvækst, øget vægt og fedtdeponering. Mange modstandere mener imidlertid, at kemisk eksponering kan spille en rolle. To nylige epidemiologiske undersøgelser i USA (PROS og NMANES III) fremhævede en nylig uventet fremgang i seksuel modning hos piger. Amerikanske, europæiske og asiatiske undersøgelser tyder på, at brystudvikling hos piger forekommer i en meget yngre alder end for få årtier siden, uanset race og socioøkonomiske forhold. Miljøkemisk eksponering er en af ​​de faktorer, der er impliceret i den seneste nedadgående tendens til tidligere seksuel modning.

Thelarche i Puerto Rico

Siden 1979 har pædiatriske endokrinologer i Puerto Rico erkendt en stigning i antallet af patienter med for tidlig thelarche . Tilstedeværelsen af ​​ftalater blev målt i blodet af 41 piger, der oplevede tidlig brystudvikling og matchede sæt kontroller. Gennemsnitsalderen for piger med for tidlig thelarche var 31 måneder. De fandt høje phthalatniveauer hos pigerne, der led af for tidlig thelarche sammenlignet med kontrollerne. Ikke alle tilfælde af for tidlig thelarche i undersøgelsesprøven indeholdt forhøjede niveauer af phthalatestere, og der var bekymring for, om kunstig forurening fra vinyllaboratorieudstyr og slanger ugyldiggjorde resultaterne og dermed svækkede forbindelsen mellem eksponering og årsagssammenhæng.

Toscana forudgående pubertetssager

Dr. Massart og kollegaer fra University of Pisa studerede den øgede forekomst af forudgående pubertet i en region i det nordvestlige Toscana. Denne region i Italien repræsenteres af en høj tæthed af flådeværfter og drivhuse, hvor udsættelse for pesticider og mykoøstrogener (østrogener produceret af svampe) er almindelige. Selvom de ikke var i stand til at identificere en endelig årsag til de høje forløb af puberteten, konkluderede forfatterne, at miljøpesticider og herbicider kan være implicerede.

Mælkeforurening

Dyrefoder blev forurenet med flere tusinde pund polybromeret biphenyl i Michigan i 1973, hvilket resulterede i store udsættelser for PBB i befolkningen via mælk og andre produkter fra kontaminerede køer. Perinatal eksponering af børn blev estimeret ved måling af PBB i serum hos mødre nogle år efter eksponering. Piger, der havde været udsat for høje PBB -niveauer gennem amning, havde en tidligere alder af menarche og kønshårudvikling end piger, der havde mindre perinatal eksponering. Undersøgelsen bemærkede, at der ikke fandt forskelle i tidspunktet for brystudvikling blandt tilfælde og kontroller.

Fisk forurening

De Store Søer har været forurenet med industriaffald (hovedsageligt PCB og DDT) siden begyndelsen af ​​det 20. århundrede. Disse forbindelser er akkumuleret i fugle og sportsfisk. En undersøgelse blev designet til at vurdere virkningen af ​​forbrug af forurenet fisk på gravide og deres børn. Koncentrationerne af moderens serum PCB og DDE og deres døtres alder ved menarche blev gennemgået. I multivariat analyse var DDE, men ikke PCB, forbundet med en sænket menarkealder. Undersøgelsens begrænsninger omfattede indirekte måling af eksponering og selvrapportering af menarche.

Implikationer

Tidlig pubertet har mange betydelige fysiske, psykologiske og sociale konsekvenser for en ung pige. Desværre vil for tidlig pubertetsvækst og accelereret knoglemodning resultere i for tidlig lukning af distal epifyse, hvilket forårsager reduceret voksenhøjde og kort statur. I 1999 har US Food and Drug Administration anbefalet ikke at tage østrogen i mad på mere end 3,24 ng om dagen til kvinder. Tidlig pubertet har også været impliceret i fedme hos børn og voksne. Nogle undersøgelser har antydet, at den tidlige pubertet placerer piger i en højere risiko for brystkræft senere i livet. Tidlig pubertet er forbundet med andre gynækologiske lidelser, såsom endometriose, adenomyose, polycystisk ovariesyndrom og infertilitet. Tidlig pubertet kan føre til psykosocial nød, et dårligt selvbillede og dårligt selvværd. Piger med sekundære kønsegenskaber i en så ung alder er mere tilbøjelige til at blive mobbet og lide af seksuelt misbrug. Undersøgelser viser, at piger, der bliver seksuelt modne i tidligere aldre, også er mere tilbøjelige til at deltage i risikotagende adfærd som rygning, alkohol eller stofmisbrug og deltage i ubeskyttet sex.

Den nuværende litteratur er utilstrækkelig til at give de oplysninger, vi har brug for til at vurdere, i hvilket omfang miljøkemikalier bidrager til den tidlige pubertet. Huller i vores viden er et resultat af begrænsninger i design af undersøgelser, små stikprøver, udfordringer med at foretage eksponeringsvurdering og det få antal kemikalier, der er undersøgt. Desværre udledes eksponeringen og måles faktisk ikke i tilgængelige undersøgelser. Evnen til at opdage kemikaliers mulige rolle i at ændre pubertetsudvikling forvirres af mange ernæringsmæssige, genetiske og livsstilsfaktorer, der er i stand til at påvirke puberteten og det komplekse natur af det reproduktive endokrine system. Andre forskningsudfordringer omfatter ændringer i eksponeringsniveauer blandt befolkninger over tid og samtidig eksponering for flere forbindelser. Samlet set understøtter litteraturen ikke med sikkerhed påstanden om, at miljøkemikalier eller kostfaktorer har udbredte virkninger på menneskelig seksuel udvikling. Imidlertid modbeviser data heller ikke en sådan hypotese. Accelereret seksuel udvikling er sandsynlig hos personer, der udsættes for høj koncentration af østrogene stoffer. Der er en konstant stigende eksponering for en lang række xenoøstrogener i den industrielle verden. Yderligere forskning er nødvendig for at vurdere virkningen af ​​disse forbindelser på pubertetsudvikling.

I andre dyr

Ikke-menneskelige dyreforsøg har vist, at eksponering for miljøforurenende stoffer med østrogen aktivitet kan fremskynde puberteten. En potentiel mekanisme er blevet beskrevet hos rotter udsat for DDT eller beta-østradiol, hvor GnRH-pulserende sekretion viste sig at være forøget. Oral eksponering af hunrotter for xenoøstrogener har vist sig at forårsage pseudo for tidlig pubertet (tidlig vaginal åbning og tidlig første østrus). En undersøgelse af dioxin hos umodne hunrotter inducerede tidlig follikeludvikling, og ftalater vides at reducere den anogenitale afstand hos nyfødte rotter. Selvom denne artikel fokuserer på virkningerne af xenoøstrogener og reproduktiv funktion hos hunner, implicerer talrige dyreforsøg også miljøøstrogener og androgeners negative virkninger på det mandlige reproduktionssystem. Administration af østrogener til udvikling af handyr reducerer testikelvægt og reducerer sædproduktion. Den lille phallus -størrelse af mandlige alligatorer er blevet forbundet med forurening af deres naturlige habitat i Florida med DDT. Data fra dyreforsøg er rigelige, der viser de negative virkninger på reproduktion af hormonelt aktive forbindelser, der findes i miljøet.

Almindelige miljøøstrogener

Atrazin

Atrazin bruges i vid udstrækning som herbicid til bekæmpelse af bredbladede ukrudtsarter, der vokser i afgrøder som majs, sukkerrør, hø og vinterhvede. Atrazine anvendes også på juletræer, græsplæner, golfbaner og andre rekreative områder. Atrazine er det næststørste sælgende pesticid i verden og anslås at være det mest anvendte herbicid i USA.

BPA

BPA ( Bisphenol A ) er den monomer, der bruges til fremstilling af polycarbonatplast og epoxyharpikser, der bruges som foring i de fleste dåser til mad og drikke. BPA globale kapacitet overstiger 6,4 milliarder pounds (2,9 × 10 9  kg) om året, og derfor er en af de højeste mængder kemikalier, der produceres globalt. Esterbindinger i de BPA-baserede polycarbonater kunne være udsat for hydrolyse og udvaskning af BPA. Men for epoxypolymerer dannet af bisphenol A er det ikke muligt at frigive bisphenol A ved en sådan reaktion. Det er også bemærkelsesværdigt, at bisphenol A er et svagt xenoøstrogen af ​​bisphenolerne. Andre forbindelser, såsom bisphenol Z, har vist sig at have stærkere østrogene virkninger hos rotter.

Det er blevet foreslået, at biphenol A og andre xenoøstrogener kan forårsage sygdom hos mennesker og dyr. En anmeldelse tyder på, at bisphenol A -eksponering som følge af gennemførlige scenarier kan forårsage sygdom hos mennesker.

Bisphenol S (BPS), en analog af BPA, har også vist sig at ændre østrogen aktivitet. En undersøgelse viste, at når dyrkede rottehypofyseceller blev udsat for lave niveauer af BPS, ændrede det østrogen-østradiol-signalvejen og førte til uhensigtsmæssig frigivelse af prolactin.

DDT

DDT ( Dichlorodiphenyltrichloroethane ) blev meget udbredt i pesticider til landbrug, indtil det blev forbudt i 1972 i USA på grund af dets farlige virkninger på miljøet. DDT bruges fortsat i mange dele af verden til landbrugsbrug, insektbekæmpelse og til at bekæmpe spredning af malaria. DDT og dets metabolitter DDE og DDD er persistente i miljøet og akkumuleres i fedtvæv.

Dioxin

Dioxin , en gruppe af stærkt giftige kemikalier frigives under forbrændingsprocesser, produktion af pesticider og klorblegning af træmasse . Dioxin udledes i vandveje fra papirmasse og papirfabrikker. Forbrug af animalsk fedtstof menes at være den primære vej for menneskelig eksponering.

Endosulfan

Endosulfan er et insekticid, der bruges på mange grøntsager, frugter, korn og træer. Endosulfan kan fremstilles som flydende koncentrat, fugtbart pulver eller røgtablet. Menneskelig eksponering sker gennem madforbrug eller forurening af grund- og overfladevand.

PBB

PBB ( Polybromerede biphenyler ) er kemikalier tilsat plast, der bruges i computerskærme, fjernsyn, tekstiler og plastskum for at gøre dem sværere at brænde. Fremstillingen af ​​PBB'er i USA stoppede i 1976, men fordi de ikke let nedbrydes, findes PBB'er fortsat i jord, vand og luft.

PCB'er

PCB ( polychlorerede biphenyler ) er menneskeskabte organiske kemikalier kendt som chlorerede carbonhydrider . PCB blev primært fremstillet til brug som isolerende væsker og kølemidler i betragtning af deres kemiske stabilitet, lav antændelighed og elektriske isolerende egenskaber. PCB blev forbudt i 1979, men ligesom DDT fortsætter med at forblive i miljøet.

Ftalater

Ftalater er blødgørere, der giver plastik, såsom polyvinylchlorid, holdbarhed og fleksibilitet. Ftalater med høj molekylvægt bruges i gulve , vægbeklædninger og medicinsk udstyr såsom intravenøse poser og slanger. Ftalater med lav molekylvægt findes i parfumer, lotioner, kosmetik, lakker, lakker og belægninger, herunder tidsbestemte frigivelser i lægemidler.

Zeranol

Zeranol bruges i øjeblikket som en anabolsk vækstfremmende faktor for husdyr i USA og Canada. Det har været forbudt i EU siden 1985, men er stadig til stede som en kontaminant i fødevarer gennem kødprodukter, der blev udsat for det.

Diverse

Se også

Referencer

eksterne links