《食品科学》：上海健康医学院李雪玲副教授等：父源性环境内分泌干扰物的代际表观遗传调控：孕前暴露对子代健康研究进展

环境内分泌干扰物（EDCs）是一类广泛存在于环境中的外源性化学物质，能够模拟或干扰内源性激素的合成、代谢及信号传导，从而对生物体内分泌系统功能产生深远影响。EDCs种类繁多，常见于塑料制品、农药、个人护理品、工业溶剂及阻燃剂等，并通过生产、使用与废弃过程持续进入水、土壤和大气环境。人群因此长期低剂量暴露于复杂的EDCs混合物中，主要途径包括饮食、呼吸和皮肤接触。EDCs可通过食物链生物富集及食品包装材料迁移进入人体，其中膳食摄入已成为其主要暴露途径，对食品安全和公共健康构成重要挑战。流行病学与实验研究已证实，EDCs暴露与多种疾病密切相关，如生殖发育异常、生育能力下降、代谢紊乱、神经行为缺陷、免疫功能失调以及激素相关肿瘤风险升高。EDCs的健康危害具有多器官靶向性，尤以生殖系统最为敏感。鉴于此，系统评估EDCs的跨代健康效应，已成为环境与健康领域亟待解决的科学问题和研究前沿。EDCs的核心毒性机制在于通过干扰生物体内性激素信号通路与内稳态，进而影响配子发生、性腺发育及生殖功能。尤为重要的是，EDCs不仅可直接损害暴露个体自身的生殖健康，更可通过改变父代生殖细胞的表观遗传状态，将环境暴露效应编码并垂直传递至子代，从而深刻影响胚胎发育程序及其后代的长期健康轨迹。

尽管配子质量是决定后代健康的关键因素，以往研究却多聚焦于母体暴露的作用，父系贡献长期被忽视。传统观念认为父亲仅提供半数基因组DNA，然而随着表观遗传学发展，精子作为携带DNA甲基化、组蛋白修饰、非编码RNA等表观遗传信息载体，其作用日益凸显。这些信息在受精后的胚胎基因表达调控和早期发育中发挥关键作用。父系孕前EDCs暴露可能通过干扰精子表观遗传编程，介导跨代健康风险，但这一机制尚未被充分阐释。

上海健康医学院健康与公共卫生学院的邸倩南、李文清、李雪玲*等人梳理常见EDCs的父系生殖毒性及其对子代健康影响的相关研究，系统总结父代在配子形成关键窗口期暴露EDCs所引起的精子表观遗传修饰改变——包括DNA甲基化异常、非编码RNA表达谱扰动及组蛋白修饰模式改变，并探讨这些变异如何影响胚胎发育过程中的表观遗传重编程及子代健康结局（图1）。通过阐释父系跨代遗传的表观调控机制与暴露“剂量-效应-时间”窗口特征，旨在为建立父系生殖健康导向的EDCs风险评估体系及制定跨代健康风险防控策略提供理论依据。

1 父系EDCs暴露的生殖毒性及其跨代健康效应

1.1 塑化剂

1.1.1邻苯二甲酸酯（PAEs）类

PAEs作为一类庞大的化合物家族，包括邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(DEHP）、邻苯二甲酸二丁酯（DBP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）等，是一类广泛用于塑料制品（如食品包装、医疗器械、玩具、化妆品）的增塑剂，年产量巨大。人类主要通过饮食、呼吸和皮肤接触等多种途径暴露于PAEs，其代谢产物普遍存在于人尿、血液及羊水样本中，表明人群暴露广泛且持续。

近年来，越来越多的科学证据表明，PAEs具有类似激素的活性，特别是显著的抗雄激素效应，能够干扰内分泌系统的正常功能，对男性生殖发育和功能构成严重威胁。PAEs暴露对男性生殖健康构成显著风险，主要表现为对精液质量和性激素水平的负面影响。精液质量是衡量男性生育能力的核心指标，这在研究中已形成广泛共识。多项横断面和队列研究指出PAEs代谢物水平与精子浓度、活力、形态和总数减少之间存在关联。例如，DEHP的代谢物（如单(2-乙基己基)邻苯二甲酸酯（MEHP））和DBP的代谢物（如单丁基邻苯二甲酸酯（MBP））与精子DNA损伤加剧及运动能力下降显著相关。具体而言，暴露于较高水平PAEs的男性，其精子头部或尾部形态异常的比例更高，并且前向运动的精子百分比更低。

除了对精液质量的直接损害，PAEs暴露还显著影响男性性激素内稳态。DEHP和DBP的代谢物水平与男性血清总睾酮和游离睾酮水平呈负相关，提示高暴露水平可能导致雄激素水平降低。值得注意的是，在睾酮水平降低的同时，部分研究观察到男性血清黄体生成素（LH）水平出现代偿性升高。LH的升高提示下丘脑-垂体-性腺（HPG）轴正试图通过增加刺激信号弥补睾丸功能的不足，是睾丸功能障碍的早期迹象。PAEs及其活性代谢物（如DEHP的代谢产物MEHP）主要的毒性机制是其抗雄激素效应。它们通过多种途径干扰雄激素的合成、代谢和信号传导：PAEs能够直接作用于睾丸间质细胞（Leydig细胞），抑制类固醇合成通路中的关键酶活性，如类固醇激素合成急性调节蛋白（StAR）、P450胆固醇侧链裂解酶（P450scc）和17α-羟化酶/17,20-裂解酶（CYP17A1），从而导致胆固醇向孕烯醇酮转化以及后续睾酮合成受阻，血清和睾丸组织中的睾酮水平显著下降。此外，PAEs暴露已被证明可以抑制Leydig细胞分泌的在睾丸功能下降过程中起关键作用的胰岛素样因子3（INSL3）的表达，这可能是其导致隐睾等发育异常的机制之一。除了内分泌干扰，PAEs暴露还可诱导睾丸组织中活性氧（ROS）的过量产生，从而引发氧化应激。同时，PAEs能够诱导睾丸内多种细胞，特别是生殖细胞的凋亡，从而直接减少精子的产量。研究发现，PAEs暴露可以上调Bcl-2相关X蛋白（Bax）等促凋亡蛋白的表达，下调B细胞淋巴瘤-2（ Bcl-2）等抗凋亡蛋白的表达，改变Bax/Bcl-2的比率，从而激活Caspase级联反应（如Caspase-3），最终执行细胞凋亡程序。在亚细胞水平，PAEs可以靶向攻击精子线粒体，导致其功能障碍，进一步加剧精子质量的下降。

父系PAEs暴露的负面效应不仅体现在对暴露个体自身生殖功能的直接损害上，如已有研究表明父系尿液中较高浓度的DEHP与不孕症治疗失败率增加有关。特别是针对父代PAEs暴露的研究已发现，其对F1代和F2代健康有一系列不良影响。这些影响不仅限于生殖系统，还广泛涉及代谢健康。多项小鼠研究一致表明，雄性小鼠在成年期暴露于环境相关剂量的PAEs（如DEHP）后，其未经任何暴露的雄性和雌性F1代后代会出现一系列代谢综合征的特征。例如，F1代小鼠在进行葡萄糖耐量测试时，表现出血糖清除能力受损，同时其胰岛素敏感性下降，这被视为2型糖尿病的前兆。对F1代后代肝脏的转录组学分析也发现，与葡萄糖和脂质代谢相关的基因表达发生了显著改变。值得关注的是，这些代谢紊乱的表型可以进一步传递给F2代，即使F1代并未持续暴露。此外，F1代成年后的生育能力也可能受损，例如交配成功率降低、产仔数减少等。

1.1.2双酚A（BPA）

BPA是一种广泛应用的EDCs，具有雌激素活性。它被广泛用于食品包装、塑料制品、牙科材料及热敏纸等多种工业与日用产品中，导致人群普遍面临多途径暴露风险。随着全球BPA使用量持续增长，预计至2029年将超过千万吨，这将进一步增加暴露风险，并放大潜在的健康危害。

BPA的生殖毒性主要表现为对男性生殖功能的直接损害，其效应具有剂量、时间和年龄依赖性。即使在极低浓度（pmol/L～nmol/L）条件下，BPA仍可干扰HPG轴功能，并直接作用于睾丸间质细胞。其机制在于调控类固醇代谢关键基因（如上调CYP19A1、抑制17-羟化酶/17,20-裂解酶基因），从而促进睾酮向雌二醇转化，抑制睾酮合成，损害精子发生与细胞功能。动物实验进一步显示，BPA在无可见有害作用水平（NOAEL）以上可诱发睾丸免疫微环境改变，包括免疫相关基因表达上调和肿瘤相关巨噬细胞的浸润，从而破坏血睾屏障的免疫豁免状态，甚至增加肿瘤发生风险。综上所述，BPA通过激素干扰、免疫微环境重编程及表观遗传等多重机制，对男性生殖系统构成多方面威胁，在持续暴露的背景下，其健康风险值得深入关注。

BPA对后代的潜在健康风险在哮喘、神经行为、代谢系统和生育能力等方面引起广泛关注。在表观遗传修饰传递过程中，BPA的影响涉及代际传递和跨代传递两种机制。代际传递是指通过有丝分裂将表观遗传性状的变化传递给下一代，其生殖细胞系直接暴露于毒物，而跨代传递则指这些性状通过生殖细胞系中的减数分裂稳定传递，最终影响未直接暴露的后代。在父系遗传中，若仅F0雄性及其生殖细胞暴露于毒物，则在F1代中观察到的影响为代际效应，而在F2代中观察到的影响则可被认定为跨代效应。一项关键研究以CD-1雄性小鼠（F0）为模型，将其用BPA（5 mg/（kg mb·d）或50 mg/（kg mb·d））或炔雌醇（0.4 μg/（kg mb·d））处理6 周后，与未经处理的雌性繁殖产生F1、F2和F3代（无进一步BPA暴露），以评估父系BPA暴露对多代后代生殖健康的影响。结果表明，父系BPA暴露通过减小睾丸生精上皮细胞的大小、减少其数量并破坏精子发生，导致F0～F2后代的精子总数显著下降。高剂量BPA（50 mg/（kg mb·d））还可通过介导精子中ROS的过量产生（F0～F1）和降低细胞内ATP（F0～F2）水平进而降低F0～F2雄性的精子活力。这些精子功能的变化与F0～F3雄性精子中整体DNA甲基化模式的改变密切相关。此外，BPA还损害了F0～F2（两个剂量组）代和F3代（仅高剂量组）小鼠的精子生育能力。另一项研究通过设置雌性和雄性亲本斑马鱼作为BPA暴露组，在接受1 μmol/L BPA暴露7 d后进行繁殖，并对受精后3.5 h和4.5 h的胚胎进行转录组测序。结果显示，父母BPA暴露导致合子基因组激活期间基因表达反应减弱、能量代谢谱紊乱和促炎特征增强。这些研究共同揭示了BPA通过表观遗传修饰，对多代后代的生殖功能、发育进程及整体健康产生深远影响。

1.1.3壬基酚（NP）

NP是壬基酚聚氧乙烯醚类非离子表面活性剂的降解产物，广泛应用于工业生产和日常消费品，因此其普遍存在于水体、土壤、沉积物及食品链中。NP因其持久性、生物蓄积性和雌激素样效应，已被联合国环境规划署列为优先控制的27 种持久性有毒污染物之一。

大量啮齿动物研究证实，NP对雄性生殖系统具有多维度毒性作用。在宏观层面，NP经口灌胃可导致睾丸质量显著下降。微观组织病理学检查揭示，高剂量NP暴露引起曲细精管直径变小、管壁变薄甚至萎缩，生精上皮细胞层数减少、排列紊乱，并伴有大量生精细胞脱落至管腔。同时，支持细胞和Leydig细胞亦表现出空泡化、凋亡增加等明显损伤。这些睾丸结构性破坏直接抑制了精子发生，削弱了间质细胞合成睾酮的能力，是NP抑制生精功能的直接形态学基础。在精子质量方面，NP暴露会显著减少附睾尾部储存的精子数量，并降低精子活力和前向运动能力。NP还能诱导精子形态异常，导致畸形率显著升高，常见的头部畸形、颈部弯曲和尾部缺陷等均可损害受精能力。在亚细胞水平，NP损害精子顶体完整性，降低顶体酶活力，影响精卵识别和穿透。此外，精子线粒体膜电位显著降低，提示线粒体功能受损，不足以提供精子运动所需ATP，与活力下降密切相关。激素水平分析显示，NP暴露可显著降低雄性大鼠血清睾酮水平，这可能源于其直接抑制睾丸间质细胞的类固醇合成能力（如抑制17β-羟基类固醇脱氢酶（17β-HSD）和 3β-羟基类固醇脱氢酶（3β-HSD）活性），并可能干扰HPG轴的调节，导致LH和促卵泡激素（FSH）水平下降，进一步加剧对睾丸功能的抑制。

NP雄性生殖毒性的分子机制主要包括氧化应激、诱导细胞凋亡、内分泌干扰及信号通路调控异常。氧化应激是NP诱导生殖毒性的核心和上游机制之一，NP进入睾丸组织后，能够诱导ROS大量产生，导致脂质过氧化反应增强（丙二醛（MDA）水平升高），同时超氧化物歧化酶（SOD）、谷胱甘肽过氧化物酶（GSH-Px）等抗氧化酶活性降低，削弱机体抗氧化防御。这种氧化应激不仅直接损伤精子，破坏其膜完整性和遗传物质，还可作为信号分子触发下游细胞凋亡和炎症反应，从而放大毒性效应。细胞凋亡是NP损害生殖系统的重要环节，NP暴露能够打破睾丸细胞正常的凋亡/增殖平衡，诱导生精细胞、支持细胞和间质细胞的过度凋亡，主要通过两条经典通路：线粒体途径（内源性），即氧化应激损伤线粒体，导致促凋亡蛋白Bax上调、抗凋亡蛋白Bcl-2下调，改变Bcl-2/Bax比值，促进线粒体膜通透性增加，释放细胞色素c，最终激活Caspase-3以及死亡受体途径（外源性），即NP能够上调死亡受体（Fas）及其配体FasL的表达，结合后招募下游信号分子，级联激活Caspase-8和Caspase-3。此外，p53在检测到细胞损伤后会被激活，可调控Bax和Fas等下游靶基因，协同启动凋亡过程。NP的内分泌干扰活性是其毒性的根本特征，其分子结构使其能够模拟天然雌激素17β-雌二醇，与雄性生殖系统中的雌激素受体（ER）α和ERβ结合，通过与核激素受体作用，干扰正常的转录调控，进而可能改变局部雌激素和雄激素平衡。此外，ER拮抗剂可部分阻断NP的睾丸毒性。NP还可能通过结合G蛋白偶联雌激素受体（GPER），激活细胞外调节蛋白激酶（ERK）磷酸化和钙离子内流等快速非基因组信号通路。除了雌激素样活性，NP还具有弱的抗雄激素活性，能与雄激素受体（AR）竞争性结合，但不激活受体，从而阻断正常的雄激素信号通路，这种双重干扰加剧了对雄性生殖内分泌系统的破坏。在信号通路层面，NP通过干扰细胞内多种信号通路影响细胞存活、增殖、分化和功能。磷脂酰肌醇-3-激酶（PI3K）/蛋白激酶B（Akt）/雷帕霉素哺乳动物靶点（mTOR）通路作为调控细胞生长、增殖和存活的核心通路，其受NP抑制直接导致精原干细胞（SSCs）增殖能力下降、分化受阻及凋亡，最终引发生精障碍和少精子症。丝裂原活化蛋白激酶（MAPK）通路家族（包括ERK、c-Jun氨基末端激酶（JNK）、p38 MAPK）是应激反应和细胞命运决定的关键调节器，NP暴露能够激活p38 MAPK等应激相关通路，p38 MAPK的持续激活与细胞凋亡的诱导和炎症反应的发生密切相关，并且在破坏血-睾屏障（BTB）的动态调节中扮演了重要角色。BTB的完整性对正常精子发生至关重要，尽管关于NP直接破坏BTB的研究数据有限，但基于其相似物（如DEHP和BPA）的研究推断，NP可能通过诱导氧化应激和激活p38 MAPK信号通路，导致BTB关键连接蛋白（如紧密连接蛋白Occludin、Claudin-11以及黏附连接蛋白N-cadherin、β-catenin）的表达下调或错误定位，从而破坏BTB的通透性和完整性。BTB的破坏使得有害物质和免疫细胞能够进入曲细精管，直接损害发育中的生精细胞，并可能引发自身免疫反应，导致生精过程的严重紊乱。NP的雄性生殖毒性效应普遍遵循剂量-反应关系，即随暴露剂量增加，毒性效应愈显著，但极低剂量下可能呈现“兴奋效应”的非线性关系，为风险评估增添复杂性。尽管科学家致力于确定NP的毒理学阈值，但不同研究间报告的NOAEL （15～100 mg/（kg·d））差异较大，凸显了建立统一、可靠毒理学参考值的必要性，目前利用基准剂量（BMD）方法进行评估的研究仍较少，限制了更精确的风险评估。

NP的生殖毒性主要体现在对暴露个体生殖功能的直接损害。其可模拟内源性雌激素17β-雌二醇，竞争性结合雌激素受体，并干扰雄激素信号通路，进而影响雄激素依赖的生殖系统发育与功能。NP的毒性机制还包括通过酚基诱导细胞死亡、引发氧化应激及破坏血睾屏障等。实验研究表明，NP暴露可导致睾丸内ROS水平升高，引起脂质过氧化和蛋白质氧化，表现为氧化应激标志物如MDA、蛋白羰基和4-羟基壬烯醛（4-HNE）水平显著上升，同时抗氧化酶系统（如SOD、过氧化氢酶（CAT）及总抗氧化能力（TAC））活性受到抑制。还可诱发睾丸组织病理学改变，包括生精小管萎缩、上皮高度降低及腔内精子数量减少。在复合毒性研究中，BPA与NP联合处理雄性大鼠60 d后，各暴露组（包括单独与混合处理）均出现显著的氧化应激、炎症因子（如肿瘤坏死因子（TNF）-α、TNF-β）升高和细胞凋亡标志物Caspase-3表达上调，且高剂量组效应尤为明显。睾丸组织发生结构性损伤，表明BPA与NP单独或联合暴露均可破坏机体抗氧化防御、加剧炎症反应并导致生精功能障碍。

尽管体内和体外研究证实了NP对生殖系统的有害影响，但迄今为止，研究方向大多集中于雌性哺乳动物或女性在围产期时NP暴露对于后代的影响，例如，母亲在围产期和哺乳期接触NP会损害后代的中枢神经系统、发育、生育能力、脂肪生成。尽管人们越来越认识到父亲孕前暴露于EDCs会影响后续后代的健康，但当下依旧鲜见关于父代孕前暴露于NP对于子代影响的研究。有研究采用低剂量跨代暴露模型，评估了NP对雄性小鼠生殖系统的跨代影响。研究者通过饮水使小鼠持续暴露于低剂量NP（50 µg/L），暴露时间覆盖F0代交配前直至F2代出生后第55天，结果发现，尽管F2代小鼠的体质量、肛殖距及大部分生殖器官质量与对照组无显著差异，但睾丸和附睾尾出现了明确的组织病理学损伤，包括生精小管直径缩小、管腔面积减少、生殖细胞数量降低以及附睾中成熟精子减少并伴有上皮细胞肿胀。 这些结构性损伤与之前在F1代中观察到的结果高度一致。因此，推断低剂量NP的生殖毒性可能通过表观遗传重编程（如DNA甲基化改变）机制传递给未直接暴露的F2代，强调了低剂量环境污染物通过表观遗传途径产生跨代生殖风险的重要性。有研究组建立了父系孕前28 d NP暴露的大鼠模型，暴露剂量（15、45、135 mg/（kg mb·d））参考NP的NOAEL而制定，分别代表低、高和污染地区人口。通过测定病理生化变化，发现雄性后代肝小叶结构不清、肝细胞坏死和炎性细胞浸润、丙氨酸氨基转移酶（ALT）、天冬氨酸氨基转移酶（AST）、总胆汁酸（TBA）、碱性磷酸酶（ALP）水平升高和白蛋白（ALB）水平降低。对雄性后代的肝脏样本进行长链非编码RNA（lncRNA）测序，结果表明，15 mg/（kg mb·d）NP组lncRNA表达谱变化不明显，但45、135 mg/（kg mb·d）NP组lncRNA表达谱呈现了显著改变，包括Z-DNA结合蛋白1（ZBP1）和坏死性凋亡下游蛋白受体相互作用丝氨酸/苏氨酸激酶3（RIPK3）、磷酸化混合谱系激酶结构域样蛋白（p-MLKL）的表达。以上结果提示父系孕前NP暴露可能会诱导雄性后代肝炎。

1.2 农药

1.2.1 有机氯

有机氯农药（OCPs）如二氯二苯三氯乙烷（DDT）和六氯环己烷（HCH），是过去数十年中广泛用于农业及流行病防控的合成杀虫剂。由于其高环境持久性与多重毒性效应，目前已在多数国家被禁止或限制使用。越来越多的毒理学研究表明，OCPs可对男性生殖功能造成多种不良影响，包括降低生殖激素水平、诱发睾丸毒性及干扰精子发生过程。近年来，HCH对人类精子功能的影响及其机制受到广泛关注。研究表明，HCH可抑制精子活力、干扰黄体酮诱导的顶体反应，并通过抑制葡萄糖-6-磷酸脱氢酶（G6PDH）活性提高精子内ROS水平。进一步机制研究揭示，HCH能够降低精子中赖氨酸戊二酰化修饰水平及G6PDH活性，引起ROS积累，导致线粒体膜电位去极化和ATP合成减少。因此，HCH可能通过破坏赖氨酸戊二酰化依赖的能量代谢过程，抑制精子活力。一项针对57 名HCH暴露男性和57 名未暴露对照的横断面研究分析了HCH与氧化应激（MDA、谷胱甘肽（GSH））、Y染色体性别决定区（SRY）基因与无精子症因子（AZF）基因遗传变异、精液质量及不育风险的关联。结果显示，暴露组血液中HCH及MDA水平显著升高（P＜0.01），而GSH水平和精液质量参数显著降低（P＜0.01），不孕症患病率也显著上升。多重相关分析表明，HCH异构体与精液质量及氧化应激指标显著相关。遗传学分析发现，暴露组中有3 例（5.3%）出现AZFa和AZFc区域的Y染色体微缺失，5 例在SRY基因HMG盒中发生点突变。该研究说明，HCH暴露可能通过诱发氧化损伤和遗传变异（如AZF缺失和SRY突变），导致精液质量下降及男性不育。

有机氯化合物作为持久性有机污染物（POPs）的重要组成部分，其人体毒性效应机制及对后代健康的影响日益受到关注。然而，受技术限制与操作复杂性制约，现有研究多聚焦于雌性暴露，对父系传递途径的认识仍显不足。通过对F0代SD雌鼠进行持续5 周的POPs混合物（500 μg/kg mb）灌胃暴露，可引发其后代多代系的毒性效应。该研究通过繁育至F3代，系统评估了包括生殖、发育和器官毒性在内的多个终点指标。结果显示，POPs暴露不仅导致F1和F2代精子质量下降，还在F3代中引起精子DNA甲基化模式的紊乱，表明其可通过父系遗传途径介导跨代表观遗传毒性。

1.2.2拟除虫菊酯

拟除虫菊酯是一类结构与天然除虫菊素相似的合成杀虫剂，因其高效性及对人与动物相对较低的急性毒性，被广泛应用于农业害虫防治。据统计，全球每年有超过30%的杀虫剂市场份额被拟除虫菊酯占据，其广泛的应用导致普遍的人群暴露，在环境介质（如空气、水、土壤）以及人体生物样本（如尿液、血液、精液）中均能检测到其代谢产物。然而，近年研究表明，拟除虫菊酯仍可能具有潜在的负面健康效应和长期内分泌干扰作用，因此也被归类为EDCs。

拟除虫菊酯类农药对雄性生殖系统的毒性已在多项研究中得到证实，其作用机制涉及对精子发生、精子质量、生殖器官形态以及内分泌调控的全面影响。在精子参数方面，多种拟除虫菊酯，包括氯氰菊酯（CYP）、溴氰菊酯、氰戊菊酯（FEN）等，在动物模型中均可导致附睾精子密度或总数呈剂量依赖性显著下降。同时，精子活力，尤其是前向运动能力受到明显抑制，例如，FEN已被证明能直接抑制大鼠精子的体外活力，并干扰精子获能和顶体反应，这两个过程对于精卵成功结合至关重要。值得注意的是，即使在某些情况下对精子活力本身无显著影响，但一项基于ICR雄性小鼠的研究表明，常见拟除虫菊酯——联苯菊酯（BF）从1 μmol/L 起即可显著损害与男性生育力密切相关的多个功能指标，包括运动能力、自发顶体反应和获能状态，此外，通过蛋白质组学分析发现，BF会致使与运动纤毛组装、精子结构及代谢过程相关蛋白出现异常表达，这提示其可能通过干扰关键蛋白的表达，进而对精子的正常功能产生阻碍。此外，拟除虫菊酯暴露还会导致精子形态异常比例显著上升，如λ-氯氟氰菊酯能增加小鼠精子畸形率。高剂量拟除虫菊酯暴露常导致睾丸和附睾质量及其脏器系数显著下降，提示器官萎缩或实质细胞丢失，例如，以5 mg/kg mb的BF剂量连续处理小鼠35 d后，小鼠体质量显著降低，睾丸及附睾质量也明显减轻，同时附睾中精子数量、活力及运动性能均急剧下降。组织病理学检查进一步揭示了损伤细节，包括生精小管直径变小、管壁变薄、生精上皮排列紊乱甚至脱落，并伴有大面积的空泡化和细胞坏死。BF处理同样观察到睾丸生精上皮退化、生殖细胞凋亡及生精小管管腔收缩等异常改变，异常形态精子比例显著上升。在内分泌调控层面，多项研究一致报道，拟除虫菊酯暴露可引起雄性动物血清中关键生殖激素波动，尤其是睾酮的水平显著降低，该情况将直接抑制精子发生过程以及第二性征的维持。同时，LH和FSH水平也可能出现下降或代偿性变化，提示其对HPG轴的干扰可能发生在多个层级，包括中枢神经系统和睾丸本身。这种内分泌干扰作用的重要机制之一在于部分拟除虫菊酯的分子结构使其能够与内分泌激素受体结合，从而产生拟雌激素样或抗雄激素样作用，例如，它们可能与AR竞争性结合，抑制睾酮的正常生理效应，进而阻断雄激素信号通路并抑制精子生成，充分体现了其作为环境EDCs的毒性特征。

目前，绝大多数探讨拟除虫菊酯与子代健康的流行病学研究均聚焦于母亲在孕期或围产期的暴露情况，主要分析母亲孕期尿液中拟除虫菊酯代谢物水平与新生儿出生结局（包括体质量、头围等）、儿童神经行为发育、认知功能及呼吸系统疾病之间的关联。然而，目前尚未发现有关男性受孕前尿液拟除虫菊酯代谢物浓度与精液质量、备孕时间或子代发育等健康结局的流行病学研究。尽管人类流行病学证据尚存空白，但父代拟除虫菊酯暴露对后代的健康影响已日益受到动物模型研究的关注。研究表明，在1 μg拟除虫菊酯混合物中，CYP、溴氰菊酯、FEN、高效氯氟氰菊酯和烯丙菊酯的质量配比为0.640∶0.096∶0.034∶0.210∶0.020，基于此，经体表面积标准化换算，大鼠所用剂量相当于人类等效剂量的6.2 倍；因此，该研究以印度常规饮食中1/25拟除虫菊酯混合物的暴露量为低剂量组，组内每只大鼠服用剂量为0.626 6 μg/（kg mb·d）；以印度常规饮食中1/5拟除虫菊酯混合物的暴露量为高剂量组，组内每只大鼠服用剂量为3.137 μg/（kg mb·d），两组实验组拟除虫菊酯均以玉米油溶解，并通过灌胃方式造模，对照组仅通过纯玉米油灌胃。在雄性大鼠分组接受该暴露条件1～12 个月后，表现出跨代生育能力下降、精子数量下降、3β-HSD和17β-HSD活性以及激素结构紊乱。在转录组层面，睾丸中参与精子生成、类固醇合成、生殖细胞表观遗传调节因子和生殖细胞凋亡的基因表达发生了改变。在对照大鼠的精子裂解液中，通过质谱鉴定出506 种蛋白质，并分析了这些蛋白在暴露于拟除虫菊酯大鼠中的差异表达（处理/对照比）。结果显示，在506 种蛋白质中，153 种比值为0，41 种比值范围为0～0.5，10 种比值大于2.0。在F0处理大鼠精子中差异表达的26 个蛋白在F1、F2和F3世代中保持不变，部分在后代仍以差异化方式表达的蛋白质，在雄性生殖过程中发挥着关键性作用。由此可知，后代大鼠的繁殖力下降可能是由于F0大鼠中通过拟除虫菊酯处理引发的持续差异表达所致，表明长期接触拟除虫菊酯可能会通过影响精子蛋白质组变化表现出跨代生育能力。进一步研究显示，拟除虫菊酯暴露可导致精子遗传重编程障碍，减少精子数量并降低 其活性。例如，CYP作为一种拟除虫菊酯类杀虫剂，对F1代后代发育毒性的探究表明，成年斑马鱼暴露于CYP（5、10、20 μg/L）28 d后，F1代鱼鳔发育显著受损，表现为中性粒细胞浸润和急性肺损伤表型。同时，CYP可改变PI3K/Akt信号通路的激活水平，进而显著影响斑马鱼子代发育。此外，成年雄性小鼠经30 d FEN暴露后，其后代体内激素水平出现异常改变，该效应可能与子代神经行为发育障碍相关。上述动物实验证据一致表明，父系拟除虫菊酯暴露可对多代后代健康产生深远影响，提示亟需开展人类父系暴露的流行病学研究。

1.3 工业污染物

1.3.1多氯联苯（PCBs）

PCBs是一组由209 种不同的人工合成氯代芳香烃化合物（同系物）组成的混合物。根据氯原子的数量和位置不同，PCBs表现出不同的物理化学性质和毒理学特性。它们具有优异的热稳定性和化学稳定性、高介电常数和不易燃性。因此，从20世纪30—70年代被广泛用作工业化学品，如变压器和电容器中的绝缘冷却液、塑料中的增塑剂、油漆、无碳复写纸以及热交换液等。尽管已被限制或禁止使用，其不当处置和历史排放导致PCBs持续存在于空气、水体及土壤中，并通过食物链富集，对生态系统和人类健康构成长期威胁。

流行病学研究已将PCBs暴露与男性精子质量下降、生育能力降低和生殖系统癌症风险增加联系起来。动物实验进一步证实，PCBs能够对雄性生殖器官造成结构和功能性损伤，全面破坏精子发生过程。暴露于PCBs混合物（如Aroclor 1254）或特定同系物（如PCB 77、PCB 153）的雄性啮齿类动物，普遍表现出生殖器官质量的改变，多项研究报道了睾丸和附睾质量显著下降（例如大鼠睾丸与体质量比率降低），这通常与生殖细胞的丢失和组织萎缩有关。组织病理学检查揭示生精小管的严重破坏，包括管腔直径缩小、生精上皮变薄甚至脱落，导致从SSCs到成熟精子的各级生精细胞数量显著减少。此外，PCBs暴露还可导致出现细胞功能障碍甚至凋亡，破坏精子发生的微环境。在精子参数方面，大量动物研究一致表明，PCBs暴露能够显著降低附睾中储存的精子数量和每日精子产量，并显著降低精子活力和运动能力，这可能与PCBs破坏精子线粒体功能、影响能量代谢有关。同时，PCBs暴露会显著增加畸形精子的比例，常见类型包括头部、颈部和尾部的异常，并损害精子DNA完整性。激素水平方面，PCBs暴露对男性生殖健康具有多方面的负面影响，包括降低精液质量、缩短肛殖距、干扰生殖激素平衡，并损害精子浓度、活力与形态。

PCBs雄性生殖毒性的核心分子机制主要包括内分泌干扰作用、芳香烃受体（AhR）介导的毒性以及氧化应激。PCBs及其代谢物可模拟或拮抗雄激素和雌激素，干扰激素受体信号通路，并抑制类固醇激素合成关键酶的活性。例如，睾酮的合成始于胆固醇，需要一系列由细胞色素P450酶催化的反应，研究表明，PCBs能够显著抑制这些关键酶的基因表达和/或酶活性，包括类固醇急性调节蛋白（StAR），以及P450scc和CYP17A1，从而导致睾酮合成受阻。其次，二噁英类PCBs通过激活AhR通路，诱导细胞色素P450酶（如细胞色素P450 1A1（CYP1A1））的表达，产生毒性代谢物，并与其他信号通路（如核因子κB（NF-κB））协同作用，引发炎症反应。再者，PCBs在睾丸组织中诱导ROS大量产生，消耗内源性抗氧化剂，导致脂质过氧化和DNA损伤，损害精子DNA完整性、改变精浆氧化还原状态，最终触发细胞凋亡，损害生精细胞和支持细胞，甚至可能通过穿透血睾屏障直接干扰精子发生，增加睾丸癌风险。PCBs通过内分泌干扰、氧化损伤及表观遗传调控等多重机制危害男性生殖健康。当前研究虽初步揭示了其毒性通路，但在机制耦合性、剂量-效应关系及跨物种外推等方面仍存在证据空白，未来需结合多组学方法与人群研究，进一步明确PCBs导致生殖毒性的因果链条与关键分子事件。PCBs对动物生殖系统的影响具有跨代传递性，其对后代健康的潜在危害已得到证明。研究发现，父系PCBs暴露水平的升高会对后代的出生体质量产生负面影响，即便在调整胎龄因素后，这种关联依然存在。这表明PCBs可能直接影响胎儿生长潜能，而非仅通过缩短妊娠周期影响出生体质量。潜在机制可能涉及PCBs通过干扰父系生殖细胞的表观遗传与内分泌功能，损害胎儿生长潜能，从而导致胎龄校正后的出生体质量降低。尽管父系PCBs暴露与早产风险呈弱相关性，但未达到显著水平。在一项深入探究PCBs和多溴联苯醚（PBDE）混合物对亲本斑马鱼及其未暴露F2后代大脑影响的研究中，研究者通过将F0代斑马鱼暴露于环境相关浓度的混合物（∑PCB＝1 932.3 ng/g（湿质量，后同）， ∑PBDE＝479.8 ng/g）或对照（∑PCB＝7.9 ng/g， ∑PBDE＝0.92 ng/g）饲料28 d，并常规饲养F1～F2代，结合脑组织脂质组学和转录组学分析揭示了跨代毒性机制。实验结果显示，F0代暴露于PCBs引发线粒体功能障碍及脂质代谢紊乱（例如三酰基甘油/磷脂显著消耗），导致能量稳态失衡。更为重要的是，F2代虽无直接暴露，但其大脑能量代谢与神经传递关键通路仍异常，呈现跨代表观遗传累积效应。此研究提供的分子证据表明，PCBs污染可通过表观遗传机制干扰超过2 代斑马鱼的能量代谢网络，从而揭示了持久性污染物跨代毒性的复杂性与持久性。

1.3.2二噁英

二噁英是一类氯化持久性有机污染物，其中多氯代二苯并对二噁英（PCDDs）和2,3,7,8-四氯二苯并对二噁英（TCDD）毒性极强，该类物质主要产生于垃圾焚烧、工业热过程及含氯有机物的不完全燃烧，具有高亲脂性和生物蓄积性，可通过环境、职业接触和膳食等途径进入人体并富集于脂肪组织，对生殖健康构成显著危害。

PCDDs暴露可直接或间接地导致雄性主要生殖器官和附属腺体的结构和功能异常，这些损害是其生殖毒性的形态学基础。睾丸作为雄性生殖的核心器官，负责产生精子和合成雄激素，大量动物研究表明，PCDDs暴露，特别是在关键的发育窗口期（如围产期），可导致睾丸发育异常和功能障碍，具体表现为睾丸质量下降、组织学结构改变（如曲细精管萎缩、支持细胞和间质细胞功能受损）以及生殖细胞的凋亡增加。这些病理变化直接导致精子发生过程的紊乱，阻碍精子生成，导致精子数量显著减少。此外，幸存的精子也往往表现出质量下降，例如形态异常率增高、活动力减弱等，严重影响其受精能力。研究表明，PCDDs暴露与精子头部形态异常显著相关，可能影响精子穿透卵母细胞的能力，并导致受精后胚胎发育异常，如早期生长停滞或植入失败，进而增加早期流产风险。附睾作为精子成熟、获能和储存的重要场所，PCDDs暴露同样会对其结构和功能造成损害，导致附睾质量减轻和组织学改变，更重要的是，它可能干扰附睾上皮细胞的分泌功能，改变附睾液的微环境，从而影响精子的成熟过程和转运。PCDDs的毒性机制主要通过其强大的内分泌干扰能力、AhR介导的信号通路激活以及诱导氧化应激实现。PCDDs最广为人知的毒性机制之一是其强大的内分泌干扰能力，它通过模拟或拮抗内源性激素的作用，扰乱体内精密的激素调控网络。PCDDs暴露被反复证明能够显著干扰雄激素的稳态，其主要作用机制是抑制睾丸间质细胞中类固醇激素合成途径中关键酶（如P450scc、3β-HSD）的表达和活性，从而阻碍胆固醇向睾酮的转化过程，直接导致循环血液中睾酮水平的下降。例如，青春期雄性小鼠短期暴露于TCDD可显著抑制睾酮合成关键基因（如CYP11A1、COX1/2、LOX5/12）的表达，导致血清睾酮水平急剧下降。低睾酮水平是PCDDs暴露后观察到的一系列生殖系统异常的核心内分泌原因之一。此外，PCDDs还可能通过影响甲状腺激素水平等其他内分泌途径，间接影响性腺功能。雄性生殖功能受到HPG轴的精密调控，PCDDs不仅作用于睾丸这一终端器官，还可能干扰下丘脑或垂体的功能，改变LH和FSH的分泌模式，从而破坏整个调控轴的平衡，进一步加剧对雄性生殖功能的损害。绝大多数PCDDs的毒性效应，包括其生殖毒性，都是通过激活细胞内的AhR实现。AhR是一种配体激活的转录因子，当PCDDs分子进入细胞后，会与AhR高亲和力结合，导致AhR构象改变并从蛋白复合物中解离，随后进入细胞核。在细胞核内，活化的AhR与芳烃受体核转运蛋白（ARNT）形成异二聚体。该AhR/ARNT复合物能够识别并结合到靶基因启动子区域的特定DNA序列——二噁英反应元件上，从而调控大量下游基因的转录。这些被调控的基因涉及广泛的细胞生理过程，包括药物代谢（如CYP1A1）、细胞周期调控、细胞增殖与分化、凋亡以及激素合成等，从而引发一系列的毒性反应。除了经典的基因调控通路，AhR的激活也是诱导细胞氧化应激的重要途径。例如，AhR/ARNT复合物可以上调细胞色素P450家族酶（特别是CYP1A1）的表达，这些酶在代谢PCDDs的过程中会产生ROS和活性氮等副产物。当ROS的产生超过了细胞自身的抗氧化防御能力时，就会发生氧化应激。精子细胞对氧化应激尤为敏感，过量的ROS会引起脂质过氧化，破坏精子膜的完整性；同时，ROS还会直接攻击精子DNA，导致DNA链断裂和碱基损伤。氧化应激也是诱导细胞凋亡的关键信号之一，PCDDs暴露可通过此途径增加生殖细胞（包括SSCs和各级精母细胞）的凋亡率，从而从源头上减少精子的产量。

有研究发现，对雄性F0代围产期或成年期PCDDs进行暴露，其未经直接暴露的雄性F1代会出现一系列生殖系统的异常。这些异常与直接暴露动物所观察到的表型非常相似，包括性成熟延迟、睾丸和附睾质量下降、精子数量和质量降低，以及成年后生育能力下降等。此外，还观察到大脑的性别二态性发育受到影响，这可能与后代的性行为异常有关。这些发现有力地证明，父代的环境暴露信息确实能够传递给下一代，并对其生殖健康产生实质性的负面影响。在大鼠模型中，对F0代孕鼠于胚胎性腺分化期暴露于PCDDs，不仅可导致F1和F2代生殖健康受损，还能显著增加F3代甚至F4代雄鼠中的肾脏疾病、精子数量减少和肿瘤发病率。在跨代暴露于PCDDs的大鼠中，已证实其未暴露的F3代后代可能存在转染性肾病、青春期异常和卵巢疾病/异常。另有实验证明，PCDDs对女性和男性生殖健康均会产生跨代影响，这将降低性别比，改变青春期的起始时期，并损害男性和女性的生育能力。在男性中，TCDD暴露可通过减少垂体中促性腺激素细胞合成LH的产生从而改变胎儿和新生儿睾丸中的类固醇生成基因表达，并降低胎儿睾丸中胆固醇生物合成途径基因的表达，减少睾丸对睾酮的合成。在针对哺乳动物父代TCDD暴露对子代影响的研究中，以CR雄性小鼠作为动物模型，按照0.4、400 ng/kg TCDD剂量进行为期5 周的管饲，结果出现了雄性后代比例显著降低的情况。这些研究共同强调了父系PCDDs暴露对多代后代生殖及整体健康产生的深远且持久的影响。

2父代EDCs暴露的表观遗传调控机制

2.1 DNA甲基化

DNA甲基化作为一种高度保守的表观遗传机制，指的是在DNA甲基转移酶（DNMTs）的作用下，DNA分子特定碱基（通常为胞嘧啶-磷酸-鸟嘌呤（CpG）二核苷酸的胞嘧啶）发生的一种化学修饰，且该修饰模式可在DNA复制过程中得以稳定遗传。主要的DNMTs包括DNMT1、DNMT2、DNMT3A和DNMT3B，其中DNMT1优先识别并靶向半甲基化的CpG位点，确保在细胞分裂后子代细胞能够精确复制亲代细胞的甲基化图谱。然而，在精子发育过程中，DNA甲基化会经历一次动态而复杂的重编程过程，这一过程对于清除祖代传递的表观遗传信息，建立新的性别特异性甲基化模式以及确保后代正常的胚胎发育至关重要。它主要包括去甲基化和从头甲基化两个阶段，前者擦除基因组上的甲基化标记，后者则在DNMT3A和DNMT3B等酶的作用下重新建立新的甲基化模式，包括印记基因和重复序列的甲基化，以维持基因组稳定性。重编程完成后，DNMT1则负责在随后的细胞分裂中维持这些新建立的甲基化模式。精子DNA甲基化的这种精确重编程对于雄性生育力以及胚胎的正常发育具有决定性意义。任何干扰这一复杂过程的环境因素，都可能导致甲基化异常，从而影响精子质量和后代健康。例如，脑内A粒子（IAP）元件的DNA甲基化状态的变化可导致可遗传的表型变异，在将IAP插入Agoui基因（Avy）或AxinFu等位基因的研究中得到了证明。EDCs引起的父母生理功能障碍会跨代传递给后代（即后代不直接暴露于EDCs），进而增加其患女性不孕症、多囊卵巢综合征、睾丸疾病和肥胖症的概率。具体来说，EDCs可以在配子发生过程中改变表观遗传标记，因为原始生殖细胞对环境因素高度敏感。已知表观遗传学变化是改变基因表达而不改变DNA序列的修饰，而EDCs可以在干细胞中诱导这种变化，影响DNA甲基化模式和组蛋白修饰。这些EDCs诱导的表观遗传修饰会破坏正常的基因调控网络，导致干细胞功能异常。

目前，多类EDCs均被证实可通过DNA甲基化机制介导父系跨代健康效应。对于NP，有研究设置了低剂量（15 mg/（kg mb·d））、中剂量（45 mg/（kg mb·d））和高剂量（135 mg/（kg mb·d））3 组，通过灌胃染毒的方式每日给予大鼠特定量的NP，持续28 d。研究发现，lncRNA浆细胞瘤变异易位基因1 （PVT1）的上调与坏死性凋亡相关蛋白（ZBP1、RIPK3、MLKL和p-MLKL）表达升高相关。此外，在BRL-3A细胞中，lncRNA PVT1主要在细胞核中表达，研究选择了反义寡核苷酸在BRL-3A细胞中敲低lncRNA PVT1。通过RNA免疫沉淀、染色质免疫沉淀和免疫共沉淀等实验技术，验证了lncRNA PVT1、EZH2、DNMT1和ZBP1之间的直接结合相互作用。实验表明，lncRNA PVT1可通过EZH2与DNMT1结合，并增强ZBP1启动子区域的甲基化，从而促进坏死性凋亡。有研究通过对6～12 周龄雄性小鼠（F0代）每日经口灌胃暴露于玉米油（对照组）或5 mg/（kg mb·d）（低剂量组）和50 mg/（kg mb·d）（高剂量组）的BPA中。F0代小鼠与野生型雌性小鼠进行交配，产生第一子代（F1），随后采用相同流程获得F2代和F3代。研究结果表明，BPA暴露通过与雌激素受体（ERα和ERβ）相结合，上调信号转导蛋白（p-ERK1/2、P85和p-JNK）水平，并激活p38 MAPK信号通路，致使部分连接蛋白的表达量降低。同时，在暴露组小鼠中，可观察到睾丸组织学出现异常、精子发生过程紊乱、精子数量减少以及受精能力丧失等情况。这些效应可通过DNA甲基化等机制部分传递至F2代。此外，随着BPA替代品双酚S（bisphenol S，BPS）的广泛使用，有研究探讨了BPS和BPA在父系孕前暴露对其生殖系统的影响，通过评估90 日龄大鼠的精子DNA损伤、甲基化及睾丸功能，评估了妊娠期（妊娠第4～21天）经口暴露于BPS（0.4、4.0、40.0 μg/（kg mb·d））对睾丸发育的影响。研究发现，产前暴露于低剂量BPS （0.4 μg/（kg mb·d））的雄性后代，其血浆睾酮水平高于BPA暴露组和对照组。睾丸组织学显示，生精小管间质间隙增宽导致膜结构增厚，睾丸炎症与氧化应激水平升高，基质金属蛋白酶抑制剂1表达上调，而血管细胞黏附分子1表达下降。BPS通过上调白细胞介素6和裂解型半胱天冬酶，并引发精子DNA碎片化激增，从而促进细胞凋亡。产前BPS暴露会通过损害PI3K-Akt信号通路，导致后代精子运动力下降，并上调睾丸中TEX11基因的表达。对于拟除虫菊酯，FEN作为其重要组成成分，有动物研究将成年雄性小鼠通过灌胃途径暴露于FEN （10 mg/（kg mb·d）），持续30 d，发现处理组小鼠F0精子基因组DNA中CpG岛甲基化状态改变，损害F0/F1代生殖功能，增加血清雌二醇和睾酮水平。进一步研究发现，精子成熟期F0代雄鼠暴露FEN能够显著上调F1代雌鼠前额叶皮质甲基转移酶mRNA水平，诱导子代小鼠产生焦虑和抑郁样行为。FEN暴露后的成年雄性小鼠，其精子核受体亚家族3C组成员2等基因的甲基化水平改变，诱导精子形成跨代差异甲基化区域（DMR），并对后代体内激素水平产生不利影响，可能与后代神经行为发育障碍关联。妊娠期大鼠同时暴露于氯菊酯和避蚊胺的混合物后，其F3代大鼠精子DNA中存在多个基因启动子区域的差异甲基化，这些DMR相关的基因表现出与特定疾病相关的特异性。TCDD经口暴露雄性小鼠模型显示，F1代胎盘中约15%的基因表现出差异甲基化现象，F1和F3代精子中孕激素受体（PGR）基因甲基化水平上升，而胰岛素样生长因子2（Igf2）基因甲基化水平下降。同时，Dnmt1 mRNA在F1和F3代雄性配子提供者的胎盘中表达量显著增加，且F1和F3代胎盘中PGR的缺失可能与早产风险增加有关。斑马鱼模型研究揭示，暴露于3,3′,4,4′,5-五氯联苯（PCB126）可诱导睾丸组织中DNA甲基化模式和转录组的显著改变，鉴定出与RNA加工等关键细胞过程相关的DMR，这些与基因表达扰动共同影响的生物学过程均与精子发生异常密切相关。雄性小鼠在精子发生过程中暴露于DEHP，其精子会表现出704 个DMR，这些DMR的基因参与发育相关的生物途径，如表皮细胞分化、细胞间黏附、头部、心血管、感觉和骨骼发育以及胚胎器官发育。这些改变可能转移至后代，受孕前经DEHP暴露的雄性与未暴露雌性交配，导致其F1代胚胎中出现1 716 个DMR，胚外组织中出现3 181 个DMR，且精子与F1组织之间有29 个DMR重叠。在大鼠模型中，妊娠期DEHP、DBP等塑料衍生化合物暴露可导致F0代197 个差异DNA甲基化区域发生变化，进而成为F3代雄性和雌性大鼠青春期异常、睾丸功能障碍、肥胖、原发性卵巢功能不全和多囊卵巢等健康问题的基础。小鼠暴露于DEHP对F3雄性生育能力、睾丸类固醇生成能力和精子发生的不利影响在父系中比在母系中更严重，这种差异与父系F3雄性睾丸转录组的变化（动力蛋白轻链T1a表达降低和锌指蛋白表达增加）有关。有研究深入探究了Y染色体在DEHP跨代生殖毒性中的调控作用，发现F0代妊娠母鼠暴露于DEHP后，源自F1代暴露雄鼠的父系F3代雄性小鼠表现出更严重的生殖功能损伤，且睾丸转录组分析揭示父系后代中多个Y染色体基因表达谱发生特异性改变，而母系后代未呈现同等程度异常。这表明DEHP通过干扰Y染色体的表观遗传调控，将生殖毒性跨代传递至父系雄性后代，证实Y染色体在介导EDCs跨代效应中的关键载体功能。这些研究共同强调了父系EDCs暴露通过DNA甲基化等表观遗传机制，其负面影响可导致多代后代的生殖健康和机体功能受到不可逆的长期损害。

目前，由于人类精子样本获取的固有难度及其高度异质性，使得传统批量测序难以捕捉个体间的微细差异。虽有单细胞表观遗传技术作为潜在解决方案，但其高昂成本和复杂的数据解析流程依然构成现实制约。精确区分生物学功能迥异的5-甲基胞嘧啶和5-羟甲基胞嘧啶，则需依赖更为尖端的、成本更高的检测手段。目前，尚缺乏针对精子DNA甲基化位点进行精准、可控编辑的成熟技术。这直接限制了研究者通过靶向修饰来明确特定甲基化位点在调控基因表达及介导跨代效应中的因果关系与功能特异性。

2.2 组蛋白修饰

组蛋白是包裹DNA形成核小体的蛋白质，其尾部翻译后修饰可调节染色质结构及非组蛋白结合，常见的组蛋白修饰包括乙酰化、甲基化、磷酸化、泛素化等。精子形成末期，为实现细胞核高度浓缩以利于运动并保护DNA，大部分组蛋白会被更小、带正电荷的精蛋白取代。然而，人类精子中约有10%～15%的组蛋白得以保留，小鼠中约1%。这些保留的核小体并非随机分布，它们特异性富集于对早期胚胎发育至关重要的基因启动子区，如发育调控基因（Hox基因簇）、印记基因及部分信号通路相关基因位点。这些残留组蛋白携带着复杂的修饰信息，具有受精后相关基因的表达潜力。例如，H3K4me3标记活跃或即将活跃的基因启动子，而H3K27me3则与基因沉默相关。精子中这些特定位点的组蛋白修饰状态，被视为父系表观遗传记忆的重要载体，能在受精后指导早期胚胎的基因表达程序。因此，任何干扰这些关键位点组蛋白修饰的因素，都可能对后代发育产生深远影响。

父系孕前EDCs暴露已成为影响后代健康的关键因素，其中通过精子组蛋白改变介导的表观遗传机制日益受到关注。例如，NP暴露可导致雄性小鼠附睾形态结构异常，这可能与关键基因的组蛋白乙酰化相关。与体细胞染色质不同，精子含有非常致密且高度包装的染色质，其中DNA主要与精蛋白结合。染色质中的这种结构和组织确保精子DNA得到很好的保护，免受外部压力源的影响。而在污染过程中，85%～95%的组蛋白（取决于物种）被转换蛋白和组蛋白2A去除，其通过高乙酰化、向从核小体组蛋白核心突出的N末端尾部的赖氨酸残基添加乙酰基以及丁酰化进行修饰。丁酰化过程阻止乙酰依赖性组蛋白去除，从而阻碍组蛋白替代和染色质 压缩。BPA及其类似物双酚E和BPS的暴露，可减少组蛋白修饰甲基转移酶（如H3K9甲基转移酶G9a）的表达，进而影响精子数量和质量。同时，BPA暴露也可能扰乱组蛋白乙酰转移酶（HATs）和组蛋白去乙酰化酶（HDACs）的平衡。在小鼠和斑马鱼模型中，成年雄性BPA暴露后，其精子中与基因激活相关的组蛋白乙酰化水平显著上调，特别是组蛋白H3赖氨酸9位乙酰化（H3K9ac）和组蛋白H3赖氨酸27位乙酰化（H3K27ac），这种过度乙酰化可能导致染色质异常开放，使得某些本应沉默的基因被错误表达。此外，BPA暴露还与组蛋白甲基化异常有关，如双酚类暴露会影响精子中H3K4me2（与染色质成熟度密切相关）的水平，并且BPA类似物对组蛋白甲基转移酶（HMTs）（如G9a）的抑制可能导致抑制性标记H3K9me2的减少。就DEHP而言，研究显示其暴露会导致雄性生殖细胞中整体组蛋白甲基化水平下降，这可能与DEHP干扰组蛋白甲基转移酶或去甲基酶的活性有关。尽管关于DEHP对特定组蛋白修饰位点的详细报道尚少，但其已被证实可通过表观遗传机制（包括DNA甲基化和潜在的组蛋白修饰改变）对后代健康产生不良影响，例如诱发代谢综合征。早期的跨代表观遗传研究也揭示，农药如乙烯菌核利和DDT暴露可导致母鼠雄性子代精子中DNA甲基化的差异区域，并遗传至F3代，伴随成年疾病风险增加；后续分析表明，这些DNA甲基化改变所在的基因组区域，其组蛋白修饰状态也可能发生协同改变。总而言之，环境毒素暴露可导致精子中组蛋白保留位点的改变以及H3K4me3等组蛋白修饰的异常。对小鼠和不育男性进行的全基因组分析表明，H3K4me3和H3K27me3的组蛋白变体保留在与胚胎发育相关的基因中。因为这些有助于平衡基因的激活和抑制，所以这两个标记被称为具有拮抗作用的“二价”染色质。免疫染色技术表明，配子融合后，鱼精蛋白被母体核小体取代，而父系组蛋白仍与父系基因组结。保留的父系组蛋白位于高CpG密度和低DNA甲基化的遗传区域，其中包括管家和发育调节基因。其他研究表明，在生活方式和环境因素的影响下H3K4me3和H3K27me3的丢失可能代表男性生育能力下降的预测表观遗传标记。虽然没有发现特定基因座易受染色质包装和/或DNA修饰改变的影响，但并不能排除其对生育能力产生累积性影响的可能性。

同时，组蛋白修饰与DNA甲基化之间存在密切的交互作用。一方面，某些组蛋白修饰可以招募或排斥DNMTs。例如，H3K4me3通常会抑制DNMTs的活性，从而保护基因启动子免于甲基化。另一方面，DNA甲基化可以通过招募甲基化DNA结合蛋白，进而招募HDACs和HMTs（如G9a），诱导形成抑制性的染色质环境（如H3K9me2/3）。

2.3 非编码RNA（ncRNA）

ncRNA是一种在基因组转录过程中产生的不参与蛋白质编码的RNA分子。根据其长度、来源和形状，ncRNA可以分为微小RNA、小型RNA和PIWI蛋白互作RNA（piRNA）等多种类型，并在细胞增殖分化、细胞凋亡、跨代遗传等生理过程中均发挥作用。精子中的ncRNA被认为是重要的信使分子，与DNA甲基化等在受精后会经历大规模重编程的表观遗传标记不同，部分精子ncRNA能够规避这种重编程，直接进入卵母细胞，并作为关键调节因子参与早期胚胎发育的基因表达调控网络。

多种EDCs均被证实能够特异性地扰动精子ncRNA谱。例如，OCPs的暴露可诱导精子发生突变，并通过改变表观遗传过程实现跨代遗传，其中piRNA和tRNA来源小RNA（tsRNA）是受影响最显著的ncRNA类别。有研究旨在探究DDT所引发的多种表观遗传过程的改变，结果显示，在对照谱系各代精子中，发现了一组具有高度保守性的组蛋白保留位点，这些位点在各代之间未见显著改变，而在跨代DDT谱系精子中，则发现了大量新的组蛋白保留位点。乙烯菌核利暴露则被发现能够引起精子piRNA组合的异常，进而影响19号染色体开放阅读框84-含结构域1的精子发生与卵母发生碱性螺旋-环-螺旋转录因子-DNA甲基转移酶3C（C19ORF84-SPOCD1-DNMT3C）复合体功能受阻，导致长散在核重复序列1（Line1）去甲基化激活，最终在胚胎期累积DNA损伤和细胞凋亡，引发多代生育能力下降与泌尿系统畸形。乙烯菌核利还会导致原始生殖细胞中的特定微小RNA（如miR-23b和miR-21）失调，进而影响同源基因28-致死基因7-B 淋巴细胞诱导成熟蛋白1 （Lin28/let-7/Blimp1）等关键调控通路，从而干扰生殖细胞分化。BPA暴露可导致精子中miR-223-3p和miR-378a-5p的表达异常（上调或下调），进而抑制受精卵早期的Wnt/β-连环蛋白与转化生长因子β/SMAD信号通路（TGF-β/SMAD）信号通路，并引发H3K27me3组蛋白修饰失衡，最终导致后代出现焦虑样行为与代谢紊乱。DEHP的暴露则可引起精子中tsRNA-Gly-GCC和Glu-CTC丰度的升高，伴随p-AMPK水平降低，进而导致胚胎期AMPK-mTOR信号通路失调，促使后代出现胰岛素抵抗和肥胖等代谢异常。在一项通过新型PANDORA-Seq技术揭示父系邻苯二甲酸二环己酯（DCHP）暴露引发的精子tsRNA/rsRNA变化的研究中，以饲喂DCHP（10 mg/（kg mb·d），持续4 周）的8 周龄雄性小鼠为父代，与未暴露雌性交配产生F1代。F1代部分小鼠在断奶后喂养高脂肪饮食，并进一步交配产生F2代。结果显示，DCHP暴露可诱导精子tsRNA/rsRNA表达谱的重编程，这种表观遗传调控效应未被传统RNA测序技术检测，可能介导DCHP暴露引发的生殖毒性。此外，还有研究发现，在受压公牛的精子中，9 种小非编码RNA（sncRNA）的表达增加，并可促进后代下丘脑垂体肾上腺轴反应性的变化，重新编程后代下丘脑中的基因表达。这些研究共同表明，精子携带的ncRNA会因不良环境暴露而发生改变，并在表观遗传跨代遗传中发挥关键作用。

目前，动物模型已揭示精子ncRNA介导环境暴露跨代效应的因果关系，但在人类研究中，受伦理与技术限制，多止步于关联性观察，因果推断实验依然缺乏。机制的极端复杂性在于精子ncRNA与其他表观遗传机制紧密交织，EDCs可能同时扰动多个层面，厘清ncRNA在此中的主导地位或协同作用是一大难点。此外，精子ncRNA的低丰度能否在受精卵中引发显著生物学效应仍有争议，“信号放大”假说虽提供了解释，但仍需依靠先进技术对其进行验证。

结 语

本文系统综述了父源性EDCs通过孕前暴露，经过精子表观遗传重编程介导子代健康风险的现有证据。大量研究表明，塑化剂、农药及工业污染物中各种常见的EDCs可损害父代生殖能力，干扰精子发生，并诱导精子DNA甲基化谱、组蛋白修饰模式和ncRNA表达谱的异常改变。这些表观遗传变异可通过受精传递至胚胎，影响受精卵内合子基因组激活、早期发育及组织器官分化，最终导致子代出现生殖、代谢以及神经等多系统的健康缺陷。

然而，当前EDCs父系孕前暴露的研究仍面临诸多不足与挑战。最大的缺口在于前瞻性父子代队列的稀缺，这严重限制了人类研究中因果关系的推断。现有研究多聚焦于单一EDCs，未能充分模拟人类复杂的混合物暴露效应，而现实生活中个体常同时暴露于多种化学物质，其加和、协同或拮抗效应机制尚未明晰。此外，不同个体在相似暴露下表现出的易感性差异（如受遗传背景、年龄、营养状况等因素影响）及其表观遗传修复能力如何，也尚未可知。更为关键的是，EDCs诱导的精子表观遗传改变是否可逆，以及能否通过孕前干预（如脱离暴露、营养和生活方式调整）修复或减轻这些改变，直接关乎未来预防策略的可行性，但相关研究尚显不足。

鉴于目前研究结果多基于动物实验得出，其在暴露剂量、窗口期、途径以及表观遗传稳定性等方面与人类实际情况存在差异，这限制了研究结论的外推效力和风险评价的精准性。为突破当前研究瓶颈，推动该领域研究向纵深发展，后续研究应当着眼于：首先，突破对单一表观修饰的描述，通过多组学分析深入解析EDCs干扰下的精子DNA甲基化、组蛋白修饰与非编码RNA之间的调控网络与时序关系。其次，可通过建立大型父代-子代前瞻性出生队列，系统收集父代孕前暴露生物样本、精子表观遗传数据及子代长期健康结局，以填补人群证据空白。最后，还应基于上述的机制研究，系统分析不同暴露窗口（如精子发生时期、青春期前等）的剂量-反应关系，为制定针对不同发育阶段和表观遗传改变的差异化暴露限值提供依据；并注重生活方式调整和营养干预等前瞻性措施，发展基于表观遗传修复的公共卫生预防策略，以此逐步推动相关标准与法规的更新，将父代生殖健康与跨代效应纳入更为健全的EDCs安全性评价体系当中。

引文格式：

邸倩南, 李文清, 朱亦淳, 等. 父源性环境内分泌干扰物的代际表观遗传调控: 孕前暴露对子代健康研究进展[J]. 食品科学, 2026, 47(8): 432-447. DOI:10.7506/spkx1002-6630-20250912-090.

DI Qiannan, LI Wenqing, ZHU Yichun, et al. Paternal endocrine-disrupting chemicals and transgenerational epigenetic regulation: research progress on the effects of preconception exposure on offspring health[J]. Food Science, 2026, 47(8): 432-447. (in Chinese with English abstract) DOI:10.7506/spkx1002-6630-20250912-090.

实习编辑：杨琼；责任编辑：张睿梅。点击下方阅读原文即可查看全文。图片来源于文章原文及摄图网

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