賴 燕，唐翠蘭，陳贊雄，謝彥奇，董光輝，曾曉雯，毛雁冰，陳秀群，陳麗顏，龐建紅，李小紅，陳小霞，李青青

(1.茂名市婦幼保健院，廣東 茂名 525000；2.中山大學公共衛(wèi)生學院勞動衛(wèi)生與環(huán)境衛(wèi)生學系，廣州市環(huán)境污染與健康風險評價重點實驗室，廣東 廣州 510080)

據(jù)報道，全球約有1 900萬新生兒和兒童由于低/無疫苗免疫應答，而導致感染性疾病高發(fā)病率和死亡率[1]。其中，我國麻疹報告發(fā)病例數(shù)占西太平洋地區(qū)總報告數(shù)的80%以上，并且乙型病毒性肝炎發(fā)病率占全國法定傳染病首位?？梢娢覈m已提高疫苗接種普及率，但兒童疫苗免疫應答依然面臨嚴峻挑戰(zhàn)。

近年來，人群流行病學研究開始逐漸關(guān)注環(huán)境污染物對兒童疫苗免疫應答水平的影響。研究表明，兒童是環(huán)境化學物機體免疫毒性的敏感人群，并且影響機體疫苗免疫應答是環(huán)境化學物對機體免疫毒性的重要表現(xiàn)之一[2-3]。而全氟化合物 (PFASs) 是一類新型持久性有機污染物[4]，由于含有穩(wěn)定的CnF2n+1-基團，而具有良好的熱穩(wěn)定性、化學穩(wěn)定性、疏水疏油以及高表面活性，被廣泛應用于生產(chǎn)和生活領(lǐng)域[5]。研究表明PFASs廣泛存在于環(huán)境和生物體內(nèi)，主要經(jīng)大氣、飲水以及食物鏈進入人體[6]。其中，全氟辛烷磺酸(PFOS) 和全氟辛烷辛酸(PFOA) 是最典型的兩種PFASs，在人體半衰期長達3～5年[7]。目前，PFASs已在歐美國家限制使用，然而中國仍在大量生產(chǎn)。并且在2003年～2008年間，PFOS在中國使用量占全球80%[8]。因此，PFASs暴露及其潛在健康危害，已成為我國重要公共衛(wèi)生問題。

動物毒理學研究證明，PFASs具有免疫毒性、神經(jīng)毒性和肝腎毒性等多系統(tǒng)毒性[9]。此外，基于法羅群島的前瞻性出生隊列(n=587)研究顯示，孕期持久性有機污染物的暴露與兒童疫苗免疫應答水平降低顯著相關(guān)，隨著5歲兒童血清PFOS和PFOA水平的兩倍增加，兒童7歲時破傷風和白喉抗體水平低于臨床保護水平的風險分別增加138%和320%[10]。Mogensen等人則進一步研究發(fā)現(xiàn)，當法羅群島出生隊列兒童血清三種PFASs (PFOS、PFOA和PFHxS) 暴露水平增加2倍，且疫苗加免15個月后，兒童白喉和破傷風抗體水平降至54.4%，提示早期PFASs暴露可能對兒童免疫系統(tǒng)發(fā)育和免疫應答有重要影響[11]。此外，對PFOS暴露和兒童自身免疫抗體的研究顯示，孕期PFOS暴露水平與兒童抗肌動蛋白IgG水平呈顯著負相關(guān)[12]。但目前PFASs孕期暴露與乙肝抗體水平相關(guān)研究仍然有限。因此，本研究擬探討PFASs孕期暴露與兒童乙肝疫苗免疫應答之間的相關(guān)關(guān)系，為開展孕期PFASs暴露風險評估和加強兒童健康監(jiān)護提供理論支持。

1 資料與方法

1.1研究對象：從2015年～2018年本院入院孕婦中隨機抽取孕婦作為研究對象。納入標準：在茂名市居住1年以上且自愿參加本項目。排除標準：排除三胞胎或有出生缺陷的兒童。最終共納入51對母嬰作為研究對象。對進入隊列的兒童進行隨訪，調(diào)查時收集人口統(tǒng)計學資料、臍帶血、兒童外周靜脈血樣及其預防接種資料。所有研究對象及其家長均獲得知情同意，本次研究經(jīng)過本院醫(yī)學倫理委員會同意。

1.2研究方法

1.2.1全氟化合物水平檢測:本研究使用超高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法儀(UPLC-MS/MS,Agilent 1200- Agilent 6410,USA)測定臍帶血清PFASs，測試所用的PFASs內(nèi)標物購自Wellington Laboratories (Guelph,ON,Canda)。測試時將每種PFASs的檢出限(LOD)均設置為S/N=3。共測試五種PFASs (PFOA、PFOS、PFNA、PFBA以及PFHxS)，所有PFASs的檢出率均大于80%，其中，低于LOD的PFASs水平用LOD/替換。

1.2.2乙肝疫苗免疫應答相關(guān)指標檢測:隨訪兒童外周血血清的乙肝疫苗免疫應答相關(guān)指標，包括乙肝表面抗原、乙肝表面抗體、乙肝E抗原、乙肝E抗體以及乙肝核心抗體，均由醫(yī)院檢驗科負責檢測。

1.3統(tǒng)計學分析：PFASs原始數(shù)值呈偏態(tài)分布，為改善數(shù)據(jù)的正態(tài)性，對數(shù)據(jù)進行對數(shù)轉(zhuǎn)換。采用廣義線性回歸模型分析孕期PFASs暴露水平與兒童乙肝疫苗免疫應答的關(guān)聯(lián)性，模型分析調(diào)整以下協(xié)變量：性別、年齡、身高、體重、頭圍以及是否早產(chǎn)(是vs否)。應用SPSS軟件(version 20.0)進行統(tǒng)計分析，當P<0.05時，差異有統(tǒng)計學意義。

2 結(jié)果

2.1研究對象基本特征：如表1所示，研究對象平均年齡為20月齡 (SD= 4.4)，其中，男童占總?cè)藬?shù)的51%，早產(chǎn)兒則占總?cè)藬?shù)的13%。此外，孕期PFASs平均暴露水平由高到低依次為：PFOS (2.3 ng/ml)>PFBA (1.33 ng/ml)>PFOA(0.85 ng/ml)>PFNA(0.26 ng/ml)>PFHxS(0.1 ng/ml)。見表2；同時，表3展示了研究對象乙肝抗體水平分布情況，其中乙肝E抗體平均水平為1.61 ± 0.3 S/CO (Mean ± SD)。

表1 研究對象基本特征(n=51)

表2 孕期PFASs暴露水平(n=51)

表3 兒童乙肝抗原及其抗體水平分布

本研究采用廣義線性模型評估孕期PFASs暴露水平與兒童乙肝疫苗免疫應答之間的相關(guān)關(guān)系，結(jié)果詳見表4?？傮w而言，孕期PFASs暴露水平與乙肝表面抗原和乙肝E抗原呈正相關(guān)關(guān)系，隨著孕期PFASs暴露水平的增高，乙肝抗原水平呈上升趨勢。相反，孕期PFASs暴露水平與乙肝表面抗體和乙肝核心抗體呈負相關(guān)關(guān)系。然而，僅PFOA (β= 0.011,95%CI:0.003,0.020)和PFHxS (β=0.004,95%CI:0.001,0.007)與乙肝表面抗原的相關(guān)性存在統(tǒng)計學差異。

表4 PFASs孕期暴露水平與兒童乙肝疫苗免疫應答的相關(guān)性分析

3 討論

本研究發(fā)現(xiàn)，孕期PFASs暴露水平與乙肝表面抗原和乙肝E抗原呈正相關(guān)關(guān)系，隨著孕期PFASs暴露水平的增高，乙肝抗原水平呈上升趨勢。相反，孕期PFASs暴露水平與乙肝表面抗體和乙肝核心抗體呈負相關(guān)關(guān)系。然而，僅PFOA和PFHxS與乙肝表面抗原的相關(guān)性存在統(tǒng)計學差異。

系統(tǒng)綜述表明，PFASs暴露與兒童疫苗接種免疫應答存在相關(guān)性[9]?；诜_群島的前瞻性出生隊列研究顯示，孕期持久性有機污染物的暴露與兒童疫苗免疫應答水平降低顯著相關(guān)，隨著兒童5歲時血清PFOS和PFOA水平的兩倍增加，兒童7歲時破傷風和白喉抗體水平低于臨床保護水平的風險分別增加138%和320%[10]。Mogensen等人進一步研究則發(fā)現(xiàn)，當法羅群島出生隊列兒童血清三種PFASs (PFOS、PFOA和PFH xS) 暴露水平增加2倍，且疫苗加免15個月后，兒童白喉和破傷風抗體水平降至54.4%，提示早期PFASs暴露可能對兒童免疫系統(tǒng)發(fā)育和免疫應答有重要影響[11]。同樣，PFOS暴露和兒童自身免疫抗體的研究顯示，孕期PFOS暴露水平與兒童抗肌動蛋白IgG水平呈顯著負相關(guān)[12]。

此外，另一項出生隊列 (N=54)的分子流行病學研究顯示，PFASs濃度與嗜堿性粒細胞計數(shù)的增多有關(guān) (B= 46% SD，95%CI:1379)[2]。橫斷面研究顯示，7歲兒童和13歲青少年的血清白喉抗體水平，隨PFAS濃度升高而降低，如兩者分別暴露于PFDA (perfluorodecanoate) 和PFOA時，白喉抗體水平均下降約25%[13]。如新生兒PFASs暴露水平每增加1 ng/ml，破傷風抗體水平就會顯著降低19%～29%[14]。大量研究提示，生命早期暴露于PFASs,很可能影響機體免疫功能。但目前PFASs孕期暴露與乙肝抗體水平相關(guān)研究仍然有限。

總而言之，本研究基于出生隊列，探討孕期PFASs暴露與乙肝免疫應答之間的相關(guān)關(guān)系。結(jié)果提示，PFASs可能是新生兒乙肝免疫應答反應的環(huán)境干擾物，同時孕期可能是新生兒免疫系統(tǒng)發(fā)育敏感期。因此，孕婦除了定期產(chǎn)檢，以加強胎兒健康監(jiān)護之外；還應注重環(huán)境污染物暴露的防范工作。