Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
表(2)-4 児の男女別、臍帯血中性ホルモンの濃度

男児	女児
N	Median (Min, Max)	N	Median (Min, Max)	p
E2 (ng/mL)	135	5.05 (0.01, 33.5)	159	4.70 (1.44, 31.2)	0.227
T (pg/mL)	135	98.8 (5.45, 620)	159	69.9 (6.25, 1798)	<0.001
P4 (ng/mL)	135	203 (0.43, 471)	159	180 (6.25, 514)	0.184
DHEA	135	2.08 (0.67, 2.95)	159	2.32 (0.95, 114)	0.023
A-dione	135	0.47 (0.01, 5.93)	159	0.44 (0.15, 7.46)	0.410
LH (mIU/mL)	132	0.42 (0.25, 3.4)	155	0.25 (0.25, 0.61)	<0.001
FSH (mIU/mL)	132	0.41 (0.25, 1.9)	154	0.25 (0.25, 0.25)	<0.001
SHBG (nmol/L)	135	16.8 (8.10, 322)	159	15.7 (0.55, 306)	0.079
PRL (ng/mL)	132	85.2 (23.2, 219)	156	82.9 (0.50, 223)	0.986
T/E2	135	19.4 (2.05, 21839)	159	15.2 (0.68, 135)	0.002
T/SHBG	135	5.86 (0.51, 44.6)	159	4.55 (0.47, 1760)	<0.001
Inhibin B	135	44.0 (5.5, 104)	159	5.5 (5.5, 76.6)	<0.001
INSL3	132	0.29 (0.07, 0.75)	25	0.18 (0.14, 0.46)	<0.001

表の濃度は、検出下限値未満の検体に下限値の半値を代入して表記、p；Mann-Whitney test

## （１）胎児期の環境化学物質曝露が臍帯血中性ホルモンへの影響

## 1 ）PCB・ダイオキシン類

母体血中PCB・ダイオキシン類濃度と臍帯血中性ホルモン濃度の両方のデータがそろう母児263名を解析対象とした。PCB・ダイオキシン類濃度と性ホルモンの男女別の相関を表(2)-5、表(2)-6に示す。男児ではPCBが増加すると共にFSHが増加した（r=0.210、p<0.05）。その他に有意に相関は認められなかった。

表(2)-5 母体血中 PCBs と性ホルモン濃度との相関（男女別）

性ホルモン	男児	女児
ρ	ρ
E2 (ng/mL)	-0.043	0.009
T (pg/mL)	-0.047	0.007
T/E2	0.041	0.072
P4 (ng/mL)	-0.028	0.053
DHEA	0.022	-0.027
A-dione	-0.053	-0.080
LH (mIU/mL)	0.121	nd
FSH (mIU/mL)	0.210*	nd
LH/T	0.114	nd
SHBG (nmol/L)	-0.051	0.133
T/SHBG	-0.010	-0.089
PRL (ng/mL)	-0.073	-0.015
Inhibin B (pg/mL)	0.015	nd
INSL3 (ng/mL)	-0.029	nd

nd : not determined

Spearman’s rank correlation, $ *p<0.05, $

表(2)-6母体血中Dioxinと性ホルモン濃度との相関（男女別）

性ホルモン	男児	女児
ρ	ρ
E2 (ng/mL)	0.044	0.033
T (pg/mL)	0.035	0.026
T/E2	0.019	0.064
P4 (ng/mL)	-0.024	0.035
DHEA	0.156	0.093
A-dione	-0.072	-0.124
LH (mIU/mL)	-0.036	nd
FSH (mIU/mL)	0.061	nd
LH/T	-0.005	nd
SHBG (nmol/L)	-0.127	0.107
T/SHBG	0.085	-0.052
PRL (ng/mL)	-0.173	-0.095
Inhibin B (pg/mL)	-0.110	nd
INSL3 (ng/mL)	-0.059	nd

nd : not determined

Spearman’s rank correlation $ *p<0.05, $
男女別の多変量解析では、PCB・ダイオキシン類濃度を連続数として重回帰分析を行った後、連続数で有意であった性ホルモンについては、PCB・ダイオキシン類濃度を四分位に分けたモデルを解析した。連続数のモデルでは男児でPCB濃度が高いほどとT/E2が有意に低かった(表(2)-7)。また、ダイオキシン類濃度が高いほどDHEA濃度は有意に高く、SHBGおよびPRL濃度が有意に低かった。ダイオキシン類濃度が高いほどT/E2の低下傾向が認められた（p=0.055）（表(2)-8）。

表(2)-7 PCBs 曝露と性ホルモン濃度との関連（重回帰分析、男女別）

男児 (n=121)	女児 (n=142)
性ホルモン	B	(95%CI)	p-value	B	(95%CI)	p-value
E2 (ng/mL)	0.232	-0.145	0.608	0.225	-0.028	-0.251	0.194	0.801
T (pg/mL)	-0.176	-0.447	0.095	0.201	0.096	-0.179	0.371	0.491
T/E2	-0.408	-0.741	-0.074	0.017	0.124	-0.100	0.349	0.276
P4 (ng/mL)	0.195	-0.165	0.555	0.287	0.206	-0.114	0.526	0.204
DHEA	0.075	-0.183	0.332	0.566	-0.210	-0.517	0.098	0.179
A-dione	-0.028	-0.261	0.204	0.811	0.066	-0.162	0.294	0.568
LH (mIU/mL)	0.135	-0.227	0.498	0.461	nd
FSH (mIU/mL)	0.234	-0.021	0.489	0.072	nd
LH/T	0.292	-0.188	0.771	0.231	nd
SHBG (nmol/L)	-0.134	-0.296	0.028	0.105	0.192	-0.007	0.391	0.058
T/SHBG	-0.042	-0.345	0.261	0.782	-0.096	-0.443	0.252	0.587
PRL (ng/mL)	-0.115	-0.302	0.071	0.223	0.139	-0.098	0.377	0.249
Inhibin B (pg/mL)	0.012	-0.212	0.235	0.918	nd
INSL3 (ng/mL)	-0.052	-0.189	0.085	0.455	nd

adjusted for maternal age, parity, pre-pregnancy weight, high, smoking during pregnancy, alcohol consumption during pregnancy, gestational age, blood sampling week (<28wks, 28-<36wks, $ \geq $ 36wks, after delivery), and annual income

nd: not determined
表(2)-8 Dioxin 曝露と性ホルモンとの関連（重回帰分析、男女別）

男児 (n=121)	女児 (n=142)
性ホルモン	B	(95%CI)	p-value	B	(95%CI)
E2 (ng/mL)	0.343	-0.078	0.765	0.109	-0.012	-0.267	0.244	0.929
T (pg/mL)	-0.028	-0.335	0.280	0.858	0.166	-0.149	0.482	0.299
T/E2	-0.371	-0.750	0.008	0.055	0.178	-0.080	0.435	0.175
P4 (ng/mL)	0.011	-0.397	0.418	0.959	-0.055	-0.425	0.314	0.767
DHEA	0.323	0.040	0.607	0.026	0.121	-0.233	0.476	0.500
A-dione	-0.027	-0.289	0.234	0.836	0.080	-0.182	0.342	0.546
LH (mIU/mL)	-0.237	-0.643	0.168	0.249	nd
FSH (mIU/mL)	0.005	-0.285	0.296	0.972	nd
LH/T	-0.224	-0.764	0.317	0.414	nd
SHBG (nmol/L)	-0.185	-0.366	-0.003	0.046	0.187	-0.042	0.416	0.109
T/SHBG	0.157	-0.183	0.497	0.363	-0.021	-0.421	0.379	0.918
PRL (ng/mL)	-0.226	-0.433	-0.019	0.032	-0.010	-0.285	0.265	0.943
Inhibin B (pg/mL)	-0.184	-0.433	0.066	0.147	nd
INSL3 (ng/mL)	-0.098	-0.252	0.055	0.207	nd

adjusted for maternal age, parity, pre-pregnancy weight, high, smoking during pregnancy, alcohol consumption during pregnancy, gestational age, blood sampling week (<28wks, 28-<36wks, $ \geq $ 36wks, after delivery), and annual income

nd: not determined

男児の四分位のモデルでは、PCB濃度の第1四分位から第4四分位にかけてT/E2比が低下する傾向が認められた(図(2)-4)。ダイオキシン類濃度の第1四分位から第4四分位にかけて、T/E2比、SHBG、PRLが有意に低下した(図(2)-5)。一方の女児では、PCB/ダイオキシン類濃度といずれの性ホルモンとの関連も見られなかった。
A) Testosterone Estradiol Ratio

図(2)-4 PCB曝露と児の性ホルモンとの関連（男児） 濃度を四分位にした時の、ホルモンの最少二乗平均と95信頼区間を示す。

B) Testosterone Estradiol Ratio

C) DHEA

D) SHBG

図(2)-5 ダイオキシン類曝露と児の性ホルモンとの関連（男児）濃度を四分位にした時の、ホルモンの最少二乗平均と95信頼区間を示す。
芳香族炭化水素受容体（AhR）アゴニストであるPCB・ダイオキシン類は性性ホルモン受容体へ作用することにより視床下部-下垂体-性腺系(HPG)、および視床下部の脳下垂体の甲状腺(HPT)などの性ホルモン恒常性を阻害し、内分泌かく乱作用を引き起こすことが示唆されている[2,3]。ヒトを対象にPCB・ダイオキシン類の胎児期曝露と性ホルモン濃度との関連を検討した研究はこれまで5報ある[5,36-39]。ドイツの先行研究では母体血中ダイオキシン類が増加するほど臍帯血中TとE2濃度が低下し、特に女児でテストステロンの減少が、男児でエストラジオールの低下が認められた[5]。中毒事故による油症患者の母親から生まれた児の思春期の性ホルモンを検討した研究で、少年でTT/E2およびTT/FSHの減少、およびE2/FSHの増加が[36]、少女ではE2の増加[39]が認められダイオキシン類曝露による抗アンドロゲン作用が示唆された。ベトナム帰還兵を対象にした横断研究では[4,40]、PCB・ダイオキシン類曝露は性ステロイドタンパク結合に影響することによりテストステロンを低下させる可能性が示唆された。本研究ではPCB曝露によりT/E2が低下し、ダイオキシン類曝露によりT/E2比とSHBG濃度が低下した。これは先行研究と同様に、PCB・ダイオキシン類の抗アンドロゲン作用による精巣のLeydig細胞の機能低下の可能性が考えられた。本研究ではダイオキシン類曝露により臍帯血中DHEA濃度が増加し、テストステロンへの合成に関連するアロマターゼの活性に影響する可能性が考えられた。出生後の影響については、ドイツの出生コホート研究で母体血と母乳中のダイオキシン類濃度増加と共に思春期前（6-8歳）の血清中DHEA-S（硫酸抱合体)が低下し、ダイオキシン類曝露により副腎機能の発達を早める可能性が報告された[38]。ベトナムの枯葉剤汚染地区と非汚染地区の母児を対象にした横断研究では、非汚染地区と比較し汚染地区で母乳中のダイオキシン類濃度は3倍以上で、3歳の唾液中DEHA濃度が有意に低く、ダイオキシン類曝露が胎児期の副腎皮質に影響する可能性が報告された[37]。上記2報はDHEAについて本研究結果とは異なる方向への影響を報告しており、引き続いて生後の性ホルモンに与える影響を検討する必要がある。本研究ではダイオキシン類曝露によるPRL濃度が低下し、抗アンドロゲン作用以外の機序が存在する可能性が考えられた。

本研究の曝露濃度は先行研究と比較して低い（PCDD/F：母体血中15.3 pg/g TEQ（ドイツ）；9.3 pg/g TEQ（本研究）[5]が、PCB・ダイオキシン類の胎児期曝露は男児のLeydig細胞・機能を低下、性腺機能への影響する可能性を示した。

## 3 ）有機フッ素化合物

有機フッ素化合物PFOS、PFOAと性ホルモンと曝露濃度の両方のデータがそろう257名を解析対象とした。

PFOS/PFOAと性ホルモンの相関を表(2)-9に示す。男児では、PFOSとE2が正の相関、T/E2およびInhibin Bと負の相関を示した。PFOAとT/E2は負の相関を示したが、P4およびInhibin Bとは正の相関を示した。女児では、PFOSとPRLが負の相関、PFOAとP4は正の相関を示した。
表(2)-9 PFCと性ホルモン濃度の相関

男児(N=113)	女児(N=144)
PFOS	PFOA	PFOS	PFOA
ρ	p-value	ρ	p-value	ρ	p-value	ρ	p-value
E2(ng/mL)	0.252	0.007	0.161	0.088	0.103	0.22	0.076	0.367
T(pg/mL)	-0.008	0.932	-0.087	0.36	0.009	0.915	0.145	0.863
T/E2	-0.310	<0.001	-0.271	0.003	-0.057	0.501	-0.122	0.145
P4(ng/mL)	0.048	0.615	0.285	0.002	-0.09	0.281	0.217	0.009
LH(mIU/mL)	-0.15	0.118	-0.104	0.28	-0.122	0.147	-0.053	0.535
FSH(mIU/mL)	0.002	0.987	-0.072	0.456	nd
SHBG(nmol/L)	-0.047	0.618	0.111	0.241	-0.144	0.086	-0.072	0.392
LH/T	-0.046	0.633	0.027	0.779	nd
T/SHBG	-0.032	0.973	-0.12	0.208	0.044	0.598	0.038	0.648
PRL(ng/mL)	-0.171	0.074	0.142	0.140	-0.287	<0.001	-0.083	0.327
Inhibin B(pg/mL)	-0.399	<0.001	0.226	0.016	-0.138	0.100	0.151	0.071
INSL3(ng/mL)	-0.153	0.109	0.052	0.593	nd

Spearman rank correlation

n.d.: not determined

ついで、重回帰分析を実施した。調整には、登録時の母の年齢、出産歴、母の非妊時BMI、世帯年収、妊娠中の喫煙およびカフェイン摂取、在胎週数、採血時期を用いた。重回帰分析では、PFOS/PFOAを連続数としたモデルを行った後、連続数で有意であった性ホルモンについては、PFOS/PFOA濃度を四分位に分けたモデルを解析した。

まず、PFOS/PFOAを連続数としたモデル（表(2)-10）、および四分位のモデル（図(2)-6、図(2)-7、図(2)-8）の結果を示す。PFOS濃度が高いと、男児ではT/E2、LH、Inhibin Bは有意に下がり、一方女児ではP4およびPRL濃度が有意に低下した。PFOA濃度が高いと、男児ではP4およびInhibin Bが高かったが、女児では有意な関連はなかった。次いで、PFOS/PFOAを四分位にすると男児では、PFOS濃度が高いほどT/E2比が有意に小さくなった。また、Inhibin Bは第1四分位と比較して第3四分位、第4四分位で有意に低く、p-for trendも有意だった。女児では、P4、PRLともに第1四分位と比較して第4四分位が有意に低く、p-for trendも有意であった。一方PFOAは、男児で第1四分位と比較して第3および第4四分位のInhibin Bレベルが有意に高く、p-for trendも有意だった。
表(2)-10 胎児期 PFOS 曝露濃度と性ホルモンとの関連

男児	女児
B	(95%CI)	p-value	B	(95%CI)	p-value
E2 (ng/mL)	0.182	-0.072	0.437	0.159	0.018	-0.199	0.236	0.867
T (pg/mL)	-0.050	-0.298	0.197	0.686	-0.027	-0.317	0.263	0.854
T/E2	-0.233	-0.418	-0.047	0.014	-0.046	-0.285	0.194	0.707
P4 (ng/mL)	-0.209	-0.447	0.029	0.084	-0.409	-0.714	-0.103	0.009
LH (mIU/mL)	-0.339	-0.666	-0.012	0.043	nd
FSH (mIU/mL)	-0.061	-0.296	0.174	0.608	nd
SHBG (nmol/L)	-0.036	-0.129	0.058	0.452	-0.203	-0.407	0.002	0.052
LH/T	-0.261	-0.697	0.176	0.239
T/SHBG	-0.015	-0.265	0.235	0.906	0.175	-0.183	0.534	0.334
PRL (ng/mL)	-0.179	-0.358	0	0.050	-0.364	-0.602	0.125	0.003
Inhibin B (pg/mL)	-0.396	-0.565	-0.228	<0.001	nd
INSL3 (ng/mL)	-0.124	-0.248	0	0.050	nd

adjusted for maternal factors such as age, parity, BMI before pregnancy, annual income, smoking during pregnancy, caffeine consumption during pregnancy, gestational weeks of blood sampling for PFOS/PFOA measurement, and infant factors such as gestational weeks for birth

nd: not determined

表(2)-11 胎児期 PFOA 曝露による性ホルモンへの影響

男児	女児
B	(95%CI)	p-value	B	(95%CI)	p-value
E2 (ng/mL)	-0.015	-0.258	0.227	0.902	-0.092	-0.243	0.06	0.233
T (pg/mL)	-0.04	-0.273	0.193	0.735	-0.038	-0.241	0.164	0.708
T/E2	-0.025	-0.205	0.155	0.784	0.053	-0.114	0.22	0.529
P4 (ng/mL)	0.229	0.005	0.452	0.045	0.16	-0.058	0.377	0.149
LH (mIU/mL)	-0.023	-0.337	0.291	0.886	nd
FSH (mIU/mL)	-0.058	-0.279	0.164	0.607	nd
SHBG (nmol/L)	-0.028	-0.116	0.061	0.535	-0.105	-0.249	0.039	0.152
LH/T	0.004	-0.41	0.417	0.987	nd
T/SHBG	-0.012	-0.248	0.224	0.918	0.066	-0.185	0.317	0.602
PRL (ng/mL)	0.151	-0.018	0.32	0.079	-0.096	-0.267	0.076	0.271
Inhibin B (pg/mL)	0.217	0.048	0.387	0.013	nd
INSL3 (ng/mL)	0.051	-0.067	0.169	0.398	nd

adjusted for maternal factors such as age, parity, BMI before pregnancy, annual income, smoking during pregnancy, caffeine consumption during pregnancy, gestational weeks of blood sampling for PFOS/PFOA measurement, and infant factors such as gestational weeks for birth

nd: not determined
(\%) T/E2

PFC濃度を四分位にしたとき、第1四分位と比較した時のホルモン濃度変化をパーセント（95%信頼区間）で示す

図(2)-6 PFOS曝露と児の性ホルモンとの関連（男児）
図(2)-7 PFOS曝露と児の性ホルモンとの関連（女児）

PFC濃度を四分位にしたとき、第1四分位と比較した時のホルモン濃度変化をパーセント（95%信頼区間）で示す

Percent changes in reproductive hormones relative to PFOA Quartile 1

図(2)-8 PFOA曝露と児の性ホルモンとの関連（男児）

PFC濃度を四分位にしたとき、第1四分位と比較した時のホルモン濃度変化をパーセント（95%信頼区間）で示す

PFOS・PFOAの性ホルモンに対する詳細な作用機序は明確になっていないが、PFOSがラットのLeydig細胞に直接作用してテストステロンの合成を阻害する報告や $ ^{[7]} $ PFOSがコレステロールからテストステロン合成への過程における酵素反応の阻害を行うという報告があり $ ^{[41]} $ 、結果的に
テストステロンを減少させると考えられる。またPFOS・PFOAはヒト生体内で代謝はされず、主に肝臓、腎臓、血中に分布しており $ ^{[42]} $ 、血中ではほとんどがアルブミンと結合することから $ ^{[43]} $ 、血中SHBGへの結合についてテストステロンと競合する可能性が考えられる。PFOSにおいては弱いエストロゲン作用も報告されている $ ^{[44]} $ ことから、PFOS・PFOAは抗アンドロゲン作用およびエストロゲン作用を有すると考えられる。本研究の男児におけるT/E2低下は、in vitroおよび動物実験におけるこれらの抗アンドロゲン作用およびエストロゲン作用がみられた過去の報告と一致する。

本研究では、PFOS濃度が高いと、男児でT/E2が有意に小さくなった。成人男性の横断研究でも、PFOSとテストステロン濃度、T/E2は負の相関を示しており $ ^{[45]} $ 、本研究により、胎児期曝露でも同様の影響が得られた。一方、別の先行研究2報では成人男性でPFOS・PFOAとLHの正相関 $ ^{[8]} $ 、閉経前後の成人女性においてPFOSとE2の逆相関 $ ^{[9]} $ が報告され、本研究の結果と一致しなかった。この理由として先行研究は成人を対象にした横断研究であるが、本研究は胎児期曝露を前向きに検討した研究であり、研究デザインと対象者の違いが結果の不一致の原因であることが考えられた。胎児期のPFOS・PFOA曝露は、成人とは異なり、特に男児において出生時に性ホルモンに対してエストロゲン作用を有する可能性が示唆された。加えて、本研究ではPFOS濃度が高いと女児でP4濃度が有意に減少した。これまでに、PFOS曝露と女性の性腺機能との関連を報告した疫学研究はない。細胞レベルの研究では、PFOSおよびPFOAは弱いエストロゲン様活性があるが、エストロゲンと混合曝露させると抗エストロゲン作用があることが報告されている $ ^{[46]} $ 。女児ではプロゲステロンとプロラクチン低下のみで明確なエストロゲン作用は認められなかった。

本研究では、Inhibin BはPFOS濃度と負の相関、PFOA濃度とは正の相関を示した。動物実験ではPFOS曝露はSertoli細胞の空胞変成を引き起こすことが報告されている $ ^{[47]} $ 。また、PFOS濃度が高いと、動物実験でInhibinのサブユニットinhbaおよびinhbbの発現量が低下することが報告されている $ ^{[48]} $ 。ヒトの胎児期曝露でも、PFOSの曝露がInhibin Bの産生を低下させる可能性が本研究から示唆された。一方、PFOAはInhibin B濃度を増加した。PFOA曝露によるSertoli細胞やInhibin Bへの影響に関する報告は動物実験や細胞実験でも調べた限りはなく、その機序については今後明らかにする必要がある。

さらに、近年PFOSやPFOAの代替物質として炭素鎖が長い物質が生産されており、物質によっては曝露濃度が経年で増加しているものもあり $ ^{[49]} $ 、また胎児期曝露による児の免疫機能かく乱が示唆されている $ ^{[50]} $ 。従って、これらの物質による胎内ホルモン環境への影響についても今後検討する必要がある。

## 3 ）フタル酸エステル

フタル酸エステルDEHP代謝物MEHPについては、代謝が早いため、妊娠中に得られた母体血データのみを用いた。性ホルモンと曝露濃度の両方のデータがそろう202名を解析対象とした。

MEHP と性ホルモンの相関を表(2)-12に示す。全体ではMEHPが増加すると共にP4, A-dione, PRLおよびInhibin Bが低下した。男女別に分けると、男児では、A-dione, Inhibin B, INLS3が低下、女児ではPRLが低下した。
表(2)-12 母体血中 MEHP と臍帯血中性ホルモン濃度の相関

全体	男児	女児
$ \rho $	p-value	$ \rho $	p-value	n	p-value
E (ng/mL)	0.015	0.830	0.101	0.334	-0.035	0.716
T (pg/mL)	-0.091	0.198	-0.089	0.398	-0.107	0.269
T/E2	-0.086	0.224	-0.147	0.160	-0.043	0.660
P4 (ng/mL)	-0.202	0.004	-0.218	0.036	-0.184	0.056
LH (mIU/mL)	nd	-0.024	0.822	nd
DHEA	0.136	0.054	0.054	0.606	0.183	0.057
A-dione	-0.190	0.007	-0.205	0.048	-0.169	0.080
LH/T	nd	0.075	0.478	nd
FSH (mIU/mL)	nd	0.205	0.052	nd
SHBG (nmol/L)	-0.047	0.508	-0.037	0.722	-0.050	0.606
T/SHBG	-0.055	0.436	-0.045	0.668	-0.070	0.470
PRL (ng/mL)	-0.229	0.001	-0.119	0.260	-0.301	0.002
Inhibin B (pg/mL)	-0.235	0.001	-0.474	<0.001	nd
INSL3 (ng/mL)	nd	-0.241	0.022	nd

Spearman rank correlation

nd: not determined

ついで、重回帰分析を実施した。調整には、登録時の母の年齢、妊娠中の喫煙および飲酒、在胎週数、採血週に加えて、男女合わせた解析では、児の性別とMEHPと性の交互作用項を用いた。重回帰分析では、MEHPを連続数としたモデルを行った後、連続数で有意であった性ホルモンについては、MEHP濃度を四分位に分けたモデルを解析した。

まず、男女合わせた全体について、MEHPを連続数としたモデル（表(2)-13）、および四分位のモデル（図(2)-9）の結果を示す。連続数のモデルではMEHP濃度が高いと、T/E2、P4、A-dione、InhibinBは有意に下がり、DHEAは有意に上昇した。MEHPと性に交互作用はなかった。次いで、MEHPを四分位とすると、T/E2は第1四分位と比較して第2四分位は有意に高く、第4四分位は有意に低かった。P-for trendも有意だった。P4は第1四分位と比較して第4四分位が有意に低く、p-for trendも有意であった。InhibinBは、第1四分位と比較して第3および第4四分位が有意に低く、p-for trendおよび男女交互作用も有意だった。
表(2)-13 MEHP 曝露と性ホルモン濃度との関連（全体）

全体 (n=202)	p for interaction $ ^{b} $
B	(95%CI)	p-value $ ^{a} $
E2 (ng/mL)	0.024	-0.107	0.155	0.718	0.703
T (pg/mL)	-0.147	-0.301	0.006	0.059	0.799
T/E2	-0.171	-0.295	-0.048	0.007	0.473
P4 (ng/mL)	-0.237	-0.401	-0.074	0.005	0.771
DHEA (ng/mL)	0.190	0.045	0.334	0.010	0.532
A-dione (ng/mL)	-0.091	-0.177	-0.005	0.039	0.833
SHBG (nmol/L)	0.013	-0.056	0.082	0.709	0.525
T/SHBG	-0.160	-0.336	0.015	0.073	0.637
PRL (ng/mL)	-0.080	-0.201	0.041	0.194	0.290
Inhibin B (pg/mL)	-0.288	-0.405	-0.170	<0.001	0.970

$ ^{a} $ , adjusted for maternal age, smoking during pregnancy, alcohol consumption during pregnancy, gestational age, blood sampling week, infant sex, and interaction of sex and MEHP

$ ^{b} $ , P for interaction of sex and MEHP
(A) Testosterone/Estradiol

(B) Progesterone

(C) DHEA

(D) Androstenedione

(E) Inhibin B

図(2)-9 MEHPレベルと性ホルモン濃度との関連（全体）

MEHP濃度を四分位にした時の、ホルモンの最少二乗平均と95信頼区間を示す
一方、男女別でみると、連続数のモデルでは男児でMEHP濃度が高いとT/E2、P4、Inhibin B、およびINSL3濃度が有意に低く、DHEA濃度は有意に高かった。四分位のモデルでは、MEHP濃度の第1四分位と比較して、P4、InhibinB、INSL3はいずれも第4四分位のホルモン濃度が有意に低く、p-for trendも有意だった。一方の女児では、MEHP濃度といずれの性ホルモンとの関連も見られなかった。

表(2)-14 MEHP 曝露と性ホルモン濃度との関連（男女別）

男児(n=93)	女児(n=109)
B	(95%CI)	p-value	B	(95%CI)	p-value
E2(ng/mL)	0.065	-0.151	0.282	0.549	0.001	-0.160	0.161	0.993
T(pg/mL)	-0.130	-0.352	0.093	0.250	-0.133	-0.339	0.073	0.204
T/E2	-0.195	-0.365	-0.025	0.025	-0.134	-0.306	0.038	0.126
P4(ng/mL)	-0.311	-0.528	-0.095	0.005	-0.200	-0.430	0.029	0.086
DHEA(ng/mL)	0.290	0.075	0.504	0.009	0.134	-0.056	0.321	0.166
A-dione(ng/mL)	-0.087	-0.244	0.070	0.274	-0.093	-0.189	0.002	0.055
LH(mIU/mL)	-0.088	-0.353	0.177	0.510	nd
LH/T	0.054	-0.324	0.432	0.777	nd
FSH(mIU/mL)	0.171	-0.020	0.361	0.078	nd
SHBG(nmol/L)	0.026	-0.058	0.109	0.542	-0.006	-0.106	0.093	0.900
T/SHBG	-0.156	-0.384	0.073	0.179	-0.127	-0.376	0.123	0.317
PRL(ng/mL)	-0.041	-0.181	0.099	0.563	-0.132	-0.312	0.048	0.150
Inhibin B(pg/mL)	-0.276	-0.404	-0.148	<0.001	nd
INSL3(ng/mL)	-0.156	-0.258	-0.054	0.003	nd

adjusted for maternal age, smoking during pregnancy, alcohol consumption during pregnancy, gestational age, blood sampling week

nd: not determined

MEHP曝露による性ホルモンへの影響は、女児と比較して男児への影響が明らかであった。INSL3は精巣内のLeydig細胞から分泌される。テストステロンもLeidig細胞から分泌されるホルモンであるが、視床下部-下垂体-性腺間のフィードバックによりその分泌量は制御されており、長期の細胞分化の影響を受ける。一方INSL3はLeydig細胞から継続的に分泌されるため、Leydig細胞分化の状態を表す適切なマーカーである $ ^{[51]} $ 。胎児のフタル酸エステル曝露によるLeydig細胞分化への影響については、細胞や動物を用いた実験でも報告されており $ ^{[52, 53]} $ 、本研究はこれらの結果と一致した。
(A) Testosterone/Estradiol

(B) Progesterone

(C) DHEA

(D) InhibinB

(E) Insulin like factor 3

図(2)-10 MEHPレベルと性ホルモン濃度との関連（男児）

MEHP濃度を四分位にした時の、ホルモンの最少二乗平均と95信頼区間を示す
MEHP濃度はT/E2比との負の相関を示した。台湾の研究ではLinらが遊離テストステロン（fT）とfT/E2比との負の相関を女児で示した $ ^{[54]} $ 。デンマークーフィンランドのコホート研究では、母乳中のフタル酸エステル類代謝物濃度と男児のSHBGとL/fT比の性の相関を報告している $ ^{[55]} $ 。本研究では、男女合わせたモデルでは、MEHPとT/E2比は有意な負の相関を示しているが、層別にすると男児でのみ有意だった。MEHPと性の交互作用は有意ではなかったことから、DEHP曝露によるT/E2比への影響は男女ともにあるが、男児においてより顕著であるといえる。興味深いことに、MEHPの四分位のモデルでは第2四分位ではT/E2比が第1四分位と比較して有意に高くJ字型の両反応関係となった。Andrateらは、動物実験でDEHP曝露は濃度が高いとアロマターゼ活性を亢進するが、逆に濃度が低いと活性を抑制することを報告している $ ^{[56]} $ 。しかし、この動物実験のような影響が人への狭い曝露濃度幅の中で生じるかには疑問がある。本研究ではMEHPとP4とに負の相関がみられた。MA-10 Leydig細胞を用いたin vitro実験で、MEHPはステロイド産生を抑制し、P4生産量を下げることが報告されている $ ^{[57]} $ 。MEHPとテストステロン濃度との関連は男女を合わせた全体のモデルではP=0.059で濃度を下げる傾向を示したため、より大きなサンプルサイズで、DEHP曝露によるテストステロン産生への影響を明らかにする必要がある。

DEHPへの胎児期曝露は、精巣のSertoli細胞へも生殖毒性を示すことが知られている $ ^{[10]} $ 。Meinらの研究ではフタル酸エステル類曝露とInhibinBとの関連は明確ではなかったが $ ^{[55]} $ 、本研究では、男児でMEHPレベルはSertoli細胞から分泌されるホルモンであるInhibinBとの負の相関を示した。動物実験では、胎児期のDEHP曝露がSertoli細胞の細胞増殖を抑制させることが報告されている $ ^{[10,11]} $ 。胎児期のSertoli細胞の増加は後の精子産生に需要な意味を持つことから $ ^{[58]} $ 、本研究で得られた胎児期曝露による影響が、児の成長後の精巣機能にどう影響するか、追跡調査が必要である。なお、MEHPとInhibinBへの影響が男女合わせたモデルでも得られたが、これは女児のInhibinB検出率は低いために得られた可能性があり、女児も含めた影響については結果の解釈を注意深く行う必要がある。

本研究における母体血中MEHP濃度は9.94（5.81-16.3）ng/mLで、先行研究と比較して高い。米国の1999-2000年NHANES（The National Health and Nutrition Examination Survey）、スウェーデンの高齢者の研究、オーストラリアの姫婦の研究における血中MEHP濃度中央値（25-75%値）は、それぞれ5.4（3.4-8.9）ng/mL、4.5（2.0-15.5）ng/mL、1.18（
細胞から分泌されるホルモンであることから、胎児期のDEHP曝露は男児の精巣発達に負の影響を及ぼす可能性がヒトでも示された。コホートにおいて児の追跡を行うことで、胎児期曝露によるその後の影響についての研究が必要である。

## （２）胎児期の環境化学物質曝露が典型的性役割行動（性向行動）に及ぼす影響

本研究は札幌コホートの環境化学物質濃度とJ-PSAIの両方が揃う102名の母児を解析対象者とした。札幌コホートの非解析対象者と解析対象者の基本的属性を比較すると、解析対象者102名は母親の年齢、年収、教育歴が高く、喫煙率が低く、児の出生体重が重い集団だった（表(2)-15）。また、母体血中PCB・ダイオキシン類レベルは解析対象者の方が非解析対象者よりも有意に高かった（表(2)-16）。解析対象者の母親の出産時年齢は31.8±4.3（平均値±SD）、性別の割合は男児52.9%、女児47.1%、児の在胎週数は38.9±1.5（平均値±SD）、および出生体重は3113.4±343.0（平均値±SD）であった。

J-PSAI scale, 男児傾向および女児傾向得点は児の性別でピークが有意に異なり2峰性を示したので、解析は全員および男女の層別に行った（表(2)-17）。男女別のJ-PSAI scaleと母児の属性の間で有意な関連は認められなかった。交絡要因を調整した重回帰分析において、男児(n=54)のみで母体血中ダイオキシン類が高いほどJ-PSAI Scaleが低下する、つまり女児傾向が認められた（B（95%CI）=−14（−178，−0.68））（表(2)-17）。男児傾向と女児傾向の得点別の解析では、母体血中ダイオキシン類濃度が高いほど男児傾向得点が低下する傾向が認められた（B（95%CI）=−13.9（−28.8，1.06））が（表(2)-18）、女児傾向得点への影響は少なく有意ではなかった（B（95%CI）=−0.89（−11.9，10.1））（表(2)-19）。

オランダの7.5歳のPSAIとPCB・ダイオキシン類の関連を検討した研究では、全体(n=158)で母体血中PCBにより有意にPSAI Scaleが低下し(B=-5.5, P=0.009)、特に男児(n=88)で男児傾向得点の低下が認められた(B=-2.8, P=0.04) [31]。ドイツでは母乳中PCB・ダイオキシン類により女児傾向得点が男児で増加、女児で低下した[30]。上記2報はいずれもPCB・ダイオキシン類の胎児期曝露によりPSAI Scaleの女児傾向へのシフトを示唆しており本研究の結果と一致した。また、同じ札幌コホートの母児において、男児で母体血中PCBおよびダイオキシン類が10倍になる毎にT/E2比のβがそれぞれ-0.408および-0.371有意に低下した（表(2)-7、表(2)-8）。この結果は胎児期PCB・ダイオキシン類曝露による抗アンドロゲン作用は、Leydig細胞に関与するテストステロン・エストラジオールに影響する可能性を示した。したがって、胎児期のPCB・ダイオキシン類曝露は胎児の性ホルモン環境を抗アンドロゲン、つまり女性化傾向に作用し、7歳時の遊び傾向を女性化させる可能が示された。
表(2)-15 札幌コホート 母児の基本的属性

非解析对象者	解析对象者
N(%)	Mean±SD	N(%)	Mean±SD	p
Maternal characteristics
Age at delivery (years)	408	30.0 ± 5.0	102	31.8 ± 4.3	0.001
BMI before pregnancy (kg/m²)	404	21.2 ± 3.2	102	21.4 ± 3.4	0.570
Parity	0	194 (48.3)	46 (45.5)	0.354
≥1	208 (51.7)	55 (54.5)
Blood sampling period	<28 weeks	15 (4.6)	8 (7.8)	0.166
28 to <36 weeks	135 (41.7)	51 (50.0)
≥36 weeks	68 (21.0)	19 (18.6)
After delivery	106 (32.7)	24 (23.5)
Annual household income (million yen)	<5	285 (70.7)	60 (58.8)	0.015
≥5	118 (29.3)	42 (41.2)
Educational level level	≤12 years	193 (47.5)	32 (31.4)	0.002
≥13 years	213 (52.5)	70 (68.6)
Tobacco smoking during pregnancy	Nonsmoker	313 (77.1)	92 (90.2)	0.002
Smoker	93 (22.9)	10 (9.8)
Alcohol consumption during pregnancy	Nondrinker	279 (68.7)	72 (70.6)	0.407
Drinker	127 (31.3)	30 (29.4)
Infant characteristics
Sex	Boy	188 (46.8)	54 (52.9)	0.158
Girl	214 (53.2)	48 (47.1)
Type of delivery	Vaginal birth	321 (79.9)	76 (74.5)	0.149
Caesarean section	81 (20.1)	26 (25.5)
Gestational age (wks)	402	38.8 ± 1.5	102	38.9 ± 1.5	0.584
Birth weight (g)	402	3019.7 ± 420.0	102	3113.4 ± 343.0	0.038
Length (cm)	402	47.9 ± 2.1	102	48.3 ± 1.8	0.106
Weight at elementary school of age (kg)	175	20.9 ± 3.1	102	21.5 ± 3.6	0.141
Length at elementary school of age (cm)	175	116.6 ± 5.2	101	117.1 ± 5.4	0.431
Older sibling at elementary school of age	yes	63 (40.9)	47 (46.1)	0.245
no	91 (59.1)	55 (53.9)
Maternal tobacco smoking at elementary school of age	yes	145 (81.9)	86 (84.3)	0.368
no	32 (18.1)	16 (15.7)
Living with smoker excluding their mothers at elementary school of age	yes	99 (55.9)	55 (53.9)	0.420
no	78 (44.1)	47 (46.1)

p value by the t-test, and chi-square test
表(2)-16 札幌コホート 化学物質濃度

化学物質	N	非解析对象者	N	解析对象者	p
Median (Min, Max)	Median (Min, Max)
MEHP (nmol/ml)	391	0.034 (0.007, 0.365)	102	0.041 (0.013, 6.32)	0.107
PFOS (ng/ml)	345	5.14 (1.30, 14.7)	102	5.48 (1.80, 16.2)	0.244
PFOA (ng/ml)	345	1.27 (0.25, 5.30)	102	1.31 (0.25, 5.20)	0.923
PCBs (ng/g lipid)	324	91.4 (16.0, 445)	102	107 (36.4, 326)	0.041
Dioxins (TEQ pg/g lipid)	324	13.6 (3.17, 43.4)	102	16.2 (4.90, 42.9)	<0.001

p value by the Mann-Whitney U test

表(2)-17 札幌コホート 化学物質とJ-PSAIスケールの関連（重回帰分析）

A11 (n=102)	Boysa(n=54)	Girlsa(n=48)
Crude	Adjusted	Crude	Adjusted	Crude	Adjusted
B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)
MEHP	1.01 (-8.78, 10.8)	1.33 (-3.92, 6.58)	4.19 (-3.25, 11.6)	5.92 (-1.84, 13.7)	0.20 (-6.58, 6.99)	-1.01 (-9.37, 7.35)
PFOS	-3.72 (-18.7, 11.24)	-2.18 (-10.5, 6.10)	-0.88 (-11.0, 9.25)	-3.15 (-13.6, 7.29)	-1.49 (-13.4, 10.4)	-1.60 (-16.2, 13.0)
PFOA	5.92 (-4.08, 15.9)	-1.13 (-6.87, 4.62)	-2.33 (-9.34, 4.68)	-6.82 (-14.8, 1.16)	1.28 (-6.57, 9.14)	3.56 (-6.61, 13.7)
PCBs	-0.83 (-14.8, 13.2)	-0.40 (-8.71, 7.91)	-3.29 (-13.9, 7.32)	-5.97 (-18.7, 6.75)	0.02 (-9.75, 9.78)	0.61 (-12.0, 13.2)
Dioxins	-2.52 (-18.9, 13.9)	-5.88 -15.0, 3.23)	-7.80 (-19.7, 4.13)	-14.3 (-27.9, 0.68)*	-2.37 (-14.2, 9.42)	-4.03 (-17.9, 9.82)

調整因子：母親の年齢、妊娠中の喫煙と飲酒、世帯収入、妊娠週数、小学校入学時の児の体重、年長の兄弟有無、採血時期（＜28wks，28-＜36wks，≥36wks，after delivery）、児の性別（男女別の解析は除く）*p<0.05，環境化学物質はlog $ _{10} $ 変換して投入
表(2)-18 札幌コホート 化学物質とJ-PSAIスケール男児傾向の関連（重回帰分析）

All n=102)	Boys $ ^{a} $ (n=54)	Girls $ ^{a} $ (n=48)
Crude	Adjusted	Crude	Adjusted	Crude	Adjusted
B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)
MEHP	1.01
(-8.78, 0.8)	3.19
(-1.17, 7.55)	5.26
(-2.29, 12.8)	7.05
(-1.34, 15.4)	2.26
(-1.61, 6.14)	-0.23
(-4.22, 3.75)
PFOS	-3.72
(-18.7, 1.2)	3.35
(-3.56, 10.3)	2.57
(-7.76, 12.9)	3.12
(-8.23, 14.5)	3.18
(-3.65, 10.0)	1.08
(-5.89, 8.04)
PFOA	5.92
(-4.08, 5.9)	0.66
(-4.17, 5.48)	1.46
(-5.72, 8.63)	-1.00
(-9.94, 7.95)	0.87
(-3.68, 5.42)	0.10
(-4.78, 4.97)
PCBs	-0.83
(-14.8, 3.2)	-2.04
(-9.00, 4.92)	-3.67
(-14.5, 7.16)	-8.93
(-22.6, 4.77)	-1.51
(-7.15, 4.13)	-1.20
(-7.19, 4.78)
Dioxins	-2.52
(-18.9, 3.9)	-4.33
(-12.0, 3.33)	-6.85
(-19.1, 5.38)	-13.9
(-28.8, 1.06)	-0.79
(-7.62, 6.05)	-3.09
(-9.61, 3.44)

調整因子：母親の年齢、妊娠中の喫煙と飲酒、世帯収入、妊娠週数、小学校入学時の児の体重、年長の兄弟有無、採血時期（＜28wks，28-＜36wks，≥36wks，after delivery）、児の性別（男女別の解析は除く）環境化学物質はlog $ _{10} $ 変換して投入

表(2)-19 札幌コホート 化学物質とJ-PSAIスケール女児傾向の関連（重回帰分析）

All (n=102)	Boys $ ^{a} $ (n=54)	Girls $ ^{a} $ (n=48)
Crude	Adjusted	Crude	Adjusted	Crude	Adjusted
B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)	B (95%CI)
MEHP	2.36
(-3.73,
8.45)	1.98
(-2.08,
0.03)	1.45
(-4.14,
7.03)	1.67
(-4.39,
7.72)	2.08
(-3.14,
7.29)	0.68
(-6.05,
7.41)
PFOS	5.33
(-3.95,
14.6)	5.33
(-1.00,
11.7)	3.37
(-4.12,
10.9)	5.98
(-1.80,
13.8)	4.54
(-4.58,
13.7)	2.53
(-9.21,
14.3)
PFOA	-1.96
(-8.23,
4.30)	1.68
(-2.77,
6.13)	3.57
(-1.57,
8.72)	5.20
(-0.88,
11.3)	-0.30
(-6.39,
5.79)	-3.14
(-11.3,
5.03)
PCBs	-1.53
(-10.3,
7.19)	-1.68
(-8.13,
4.77)	-0.68
(-8.60,
7.24)	-3.50
(-13.37,
6.37)	-1.53
(-9.08,
6.02)	-1.75
(-11.9,
8.37)
Dioxins	-0.62
(-10.9,
9.62)	1.02
(-6.12,
8.15)	0.24
(-8.78,
9.26)	-0.89
(-11.9,
10.1)	1.37
(-7.77,
10.5)	0.58
(-10.6,
11.7)

調整因子：母親の年齢、妊娠中の喫煙と飲酒、世帯収入、妊娠週数、小学校入学時の児の体重、年長の兄弟有無、採血時期（＜28wks，28-＜36wks，≥36wks，after delivery）、児の性別（男女別の解析は除く）環境化学物質はlog $ _{10} $ 変換して投入