全氟和多氟烷基物质暴露与少弱精子症的相关性及机制研究进展总结2026

全氟和多氟烷基物质暴露与少弱精子症的相关性及机制研究进展总结2026全氟和多氟烷基物质（per-andpolyfluoroalkylsubstances，PFAS）是一类人工合成的有机化合物，其碳链上的氢原子全部或部分被氟原子取代［1］。由于其独特的化学结构，PFAS具有优异的化学稳定性、热稳定性、表面活性和疏水疏油特性，被广泛应用于工业生产和日常生活中，如防水、防油、不粘涂层的制造，以及消防泡沫、电子产品、食品包装材料、纺织品等领域［2-3］。然而，正是这些特性使得PFAS在环境中难以降解，能够长期存在并通过食物链进行生物富集，最终对人类健康构成潜在威胁［4-5］。男性生殖健康问题近年来日益凸显，全球范围内男性不育率呈上升趋势，其中少/弱精子症是导致男性不育的重要原因之一［6-7］。研究表明，环境因素在男性生殖功能障碍的发生发展中起着重要作用，而PFAS作为一类新型环境污染物，其对男性生殖健康的影响逐渐成为研究热点［8-11］。本文将对PFAS暴露与男性少/弱精子症的相关性研究进展进行综述，为进一步探究其毒性机制及制定有效的防治策略提供参考。一.PFAS的分类、来源、环境特征与人体暴露1.PFAS分类：PFAS种类繁多，截至2025年，全球已识别的PFAS超12000种。根据其结构和性质可分为多种类型。PFAS可根据分子结构分为聚合物和非聚合物，后者可能是聚合物降解的副产物［12］（图1）；按其氟化程度可分为完全（全氟化）或部分（多氟化），由此形成全氟烷基和多氟烷基两个亚类；此外，PFAS还可以根据碳链长度可分为长链（C≥8）和短链（C<8）［13］，其中长链PFAS以全氟辛酸（perfluorooctanoicacid，PFOA）、全氟辛烷磺酸（perfluorooctanesulfonicacid，PFOS）为代表，因全氟烷基链较长，分子疏水性和脂疏水性更显著，易在生物体内（如鱼类、哺乳动物）的组织中富集，且难以通过代谢排出，由于C-F键极强（键能高），在自然环境中（水、土壤、大气）难以通过非生物或生物降解转化，可实现长距离迁移（如通过大气、洋流扩散至北极地区）［14-15］。短链PFAS，如全氟丁酸（perfluorobutanoicacid，PFBA）、全氟丁烷磺酸（perfluorobutanesulfonicacid，PFBS）、全氟丙磺酸（perfluoropropanesulfonicacid，PFPrS），也具有一定的毒性，虽然其生物累积性相对较弱，但由于其广泛的分布和较强的迁移性，也会对生态环境和生物健康产生不良影响［16-17］。近年来，随着传统PFAS被逐步限制使用，新型替代PFAS已成为环境暴露及生殖毒性研究的前沿热点，目前，备受关注的新型PFAS主要包括6∶2氟调聚物磺酸（6∶2fluorotelomersulfonate，6∶2FTSA）、氯化多氟烷基醚磺酸（6∶2chlorinatedpolyfluorinatedethersulfonate，6∶2Cl-PFESA）、六氟环氧丙烷二聚酸（hexafluoropropyleneoxidedimeracid，HFPO-DA）等全氟聚醚磺酸类（perfluoropolyethersulfonicacids，PFESAs）和全氟聚醚羧酸类［18-20］。此类新型PFAS虽通过分子结构重组降低了环境半衰期，但其生物蓄积性仍处于中等水平，且多项研究证实，6∶2Cl-PFESA、HFPO-DA等新型PFAS的生殖毒性甚至显著高于传统PFOS、PFOA，呈现“低蓄积-高毒性”的独特特征［18，20］。目前新型PFAS在我国男性精液中检出率已超90%，其是否可通过非生物降解转化为高毒性衍生物，以及与传统PFAS的联合毒性效应，仍为亟待深入研究的科学问题。2.PFAS来源：迄今为止，PFAS的生产和使用历史已长达近80年。据统计，2018年全球含氟聚合物的产量超过32×104

t/a［5］。预计到2030年，全氟烷基酸的全球累计排放量总计≥4.6×104

t［21］。在日常生活中，PFAS的来源广泛，主要包括工业生产过程中的排放、产品的使用和废弃物处理等。工业生产中，PFAS作为表面活性剂、乳化剂等被大量使用，生产过程中的废水、废气排放是其进入环境的重要途径［22］。此外，PFAS还存在于一些日常消费品中，如不粘炊具的涂层、防水衣物、食品包装材料等。这些产品在使用过程中，PFAS可能会逐渐释放到环境中［23］。同时，废弃的含PFAS产品在填埋、焚烧等处理过程中，也会导致PFAS的二次释放［24］。我国是世界上最重要的PFAS生产国及使用国，PFOS、PFOA等传统PFAS的年产量居世界首位。2023年，国际癌症研究机构将PFOA列为已知致癌物（1类），将PFOS列为可能致癌物（2B类）［1］，但鉴于目前PFOS、PFOA在某些领域的不可替代性，《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》（简称《公约》）保留了它们在部分工业领域的特定豁免用途。近年来以PFBS、6∶2Cl-PFESA、6∶2FTSA、6∶2氟调聚物磺酰胺烷基甜菜碱为代表的PFOS替代品和以PFBA、HFPO-DA、4，8-二氧杂-3-氢-全氟壬酸为代表的PFOA替代品的生产及使用量也呈现逐步增长的趋势［25-26］。因此，我国作为全球PFAS生产与使用大国，当前正面临传统PFAS、新型PFAS替代物以及多种异构体混合暴露风险，传统与新型部分代表性的PFAS分类及关键特性对比见表1［27-31］。其中，新型替代物及其支链异构体对男性生殖健康的潜在危害尚不明确，应引起高度关注。3.PFAS环境特征与人体暴露：PFAS在环境中具有“多介质迁移、长距离传输”特性，广泛存在于水体、沉积物、大气颗粒物（PM2.5）及土壤中。人类主要通过饮食、饮水和空气吸入等途径暴露于PFAS（图2）［32］。饮食摄入是最主要的暴露途径，食物中的PFAS主要来源于受污染的土壤、水和饲料。例如，人类通过食物摄入PFOA和PFOS的比例分别为67%~84%和88%~99%［33］。海产品、肉类、蛋类等食物中PFAS的检出率较高。饮水也是重要的暴露途径之一。此外，空气中的PFAS主要来源于工业排放和产品挥发，人们通过呼吸也会吸入一定量的PFAS。职业暴露也是部分人群接触PFAS的重要方式，从事氟化工、消防等行业的人员，由于工作环境中PFAS含量较高，其暴露风险显著增加。人类摄入PFAS后，血液中90%~99%的PFAS会与血清白蛋白结合，并优先分布到高蛋白含量的器官，这可能与结合能力有关，而结合能力主要取决于PFAS分子的碳链长度和头部基团的结构。PFAS进入人体后主要蓄积于肝脏、肾脏等组织器官［34］。研究表明，血浆和血清是目前评估人体PFAS暴露最常用的生物基质，其浓度呈现顺序一般为血清>血浆>全血［35］。PFAS在多种人体液或组织中检测情况总结见表2。PFAS的清除主要通过肾脏以尿液形式排泄，少量可经胆汁进入粪便排出［41］。此外，极少量PFAS还可通过毛发、指甲等角蛋白组织排出［42］；PFAS在体内的蓄积水平存在明显的性别差异，研究表明，男性和绝经后的女性血清PFAS浓度更高［38，41］，可能是由于女性在月经、妊娠或哺乳期间也会将一部分PFAS排出体外。与传统持久性有机污染物不同，PFAS不会在脂肪组织中蓄积。一项尸检研究对21种PFAS的蓄积特征进行了分析：与PFOA不同，PFOS主要在肺、肝、肾中蓄积，而在骨骼和大脑中的含量极低，这凸显了不同组织和化合物的特异性差异［43］。广泛的肠肝循环以及与肝脏蛋白（如脂肪酸结合蛋白或白蛋白）的结合，导致长链PFAS的代谢过程延迟。此外，肝脏不仅是传统PFAS的主要靶器官，也是新型PFAS（如HFPO-DA）的主要作用部位［44］。4.法律法规：鉴于PFAS物质对人类和环境的危害，全球针对PFAS的管控日趋严格。目前，美国已有超过30个州对含有PFAS的产品实施了管控措施［45］，管控的产品类型也逐步从最初的儿童用品相关、消防产品，逐步扩展到食品包装、纺织品、家具、化妆品、清洁剂以及女性卫生产品等等。我国2023年发布了《重点管控新污染物清单（2023年版）》，要求禁止生产、加工使用PFOS、PFHxS等2类全氟化合物类新污染物，禁止新建PFOA生产装置，禁止生产、加工使用PFOS及其盐类和相关化合物（豁免用途除外）［46］。表3整理了部分国家和地区代表性PFAS法律法规。各国学者一直努力针对PFAS的生产、使用、排放行为等过程的生态风险开展追踪调查，并在水生和陆生物种中PFAS的生物积累、代谢行为等方面开展大规模的研究工作。然而，在很大程度上，PFAS（特别是新型替代PFAS）暴露所致的生态和人类的不良健康结果仍不清楚。关键原因在于PFAS数量繁多，许多PFAS替代化合物的生产工艺、副产品和工业应用具有一定的商业机密性质；同时，它们在环境和生物体中发生复杂多样的生物及非生物降解转化作用，导致现有PFAS的污染赋存、行为特征及毒性效应识别等研究难以匹配PFAS替代物的开发使用。二.PFAS对男性生殖健康的影响1.PFAS与男性精液质量的流行病学证据：据世界卫生组织（WorldHealthOrganization，WHO）报告，约15%的育龄夫妇患有不孕不育症，而发展中国家的某些地区甚至高达30%，其中约一半的病例由男性因素造成［47-48］。过去20年里，欧美发达国家男性的精子浓度以平均每年2.6%的速度下降。环境污染物暴露被视为重要外源性危险因素。少精子症是指射出体外的精液中虽然有精子，但精子总数（或精子浓度）低于正常生育力男性精液检查参考值下限。根据世界卫生组织《人类精液检查与处理实验室手册（第6版）》的参考值［49］，禁欲2~7d，至少2次精液常规分析提示精液中虽然有精子，但1次射精的精子总数<39×106（或精子浓度<15×106/mL），而精液体积、精子活力、精子正常形态率等正常即可诊断为少精子症。如合并前向运动精子百分率或正常形态精子百分率低于参考值下限，诊断为少弱精子症或少畸精子症。多项PFAS与男性精液质量参数的横断面流行病学研究表明，围生期或成年期接触PFAS可能与精子质量参数改变存在关联，但研究结果存在不一致性［50-53］（表4），其中多数研究表明PFAS暴露与精液质量呈负相关。安徽医科大学第一附属医院2025年的一项1206名中国男性精液PFAS横断面研究中，其精液中传统PFAS（PFOA、PFOS）及新型替代品（6∶2Cl-PFESA、PFHxS）暴露与弱精子症、少弱精子症风险显著增加相关，且PFAS混合物对弱精子症的风险主要由6∶2Cl-PFESA和PFHxS驱动；习惯性服用含抗氧化剂的营养补充剂可有效降低上述风险［30］。同样的，Wang等［50］发现PFOS和PFOA这两种传统PFAS的血清浓度升高，与精子浓度、精子总数以及前向运动精子百分率的降低显著相关。而另一项研究显示，Sun等［51］通过重复测量1252名健康成年男性精液质量（约3个月内5个预设时间点，共3934次检测），并检测其血浆（1252份）和精液（1019份，含混合样本与单一样本）中16种PFAS浓度，发现精液中PFOA、PFOS、PFHxS、6∶2Cl-PFESA与精子前向运动力和总运动力显著降低相关，该研究PFAS精液浓度与精子浓度、精子数量呈显著正相关，这种正相关未必代表PFAS对精子发生有保护作用。而血浆PFAS与精液质量无显著关联。同时该研究也证实精液是评估PFAS对男性生殖功能影响的更精准生物基质。类似的，Pan等［52］观察到PFOA、PFOS、PFDA、全氟壬酸（perfluorononanoicacid，PFNA）、PFUdA和6∶2Cl-PFESA与精子浓度和精子数量呈正相关，仅PFOA有统计学意义。还有一项2022年上海出生队列中740名健康男性的研究，PFBS、PFHxS、6∶2Cl-PFESA与精液质量下降呈显著负相关，PFHpS与精子数量和浓度呈显著正相关，而PFAS混合物及支链异构体与精液质量无显著关联［29］。另一项247名健康丹麦年轻男性的横断面研究，探究了PFAS暴露与睾丸功能（生殖激素水平和精液质量）的关联［53］。结果显示，血清中PFOS水平与总睾酮、计算游离睾酮呈显著负相关，但与其他生殖激素（如雌二醇、黄体生成素等）及精液质量（如精子浓度、活力、形态等）无显著关联。PFAS与男性精液质量关系的流行病学研究结论不尽一致，其根源在于暴露组学、毒理学与流行病学等多维复杂因素的深度交织。首先，PFAS家族包含数千种理化性质各异的化合物。传统长链物质（如PFOS、PFOA）生物蓄积性强，生殖毒性证据相对充分；而广泛应用的短链替代物（如PFBS）及新型替代物（如6∶2Cl-PFESA）的毒性数据库尚不完整，特别是其长期低剂量暴露效应和与其他污染物的联合毒性不明。多数研究仅检测少数几种传统PFAS，可能导致对关键风险物质及其混合效应的遗漏，致使不同研究因检测谱系的差异而得出不同结论。其次，研究手段的局限性显著增加了结论异质性。在暴露评估层面，生物样本（多依赖单次血液样本）难以精准反映长期、动态的累积暴露，且不同实验室间的检测技术与平台差异可影响数据可比性。更重要的是，在统计建模层面，多数现有研究仍沿用单一污染物回归模型或简单的浓度加和模型，无法解析多种PFAS共存的复杂交互作用（协同、拮抗）及非线性剂量-反应关系。尽管加权分位数回归、贝叶斯核机回归、弹性网络等先进混合暴露模型已在环境流行病学中展现出识别关键毒性成分、量化联合风险的强大潜力，但在PFAS生殖健康领域的系统性应用仍显不足，制约了对真实世界混合暴露效应的精准评估。再者，研究对象的异质性及混杂因素控制不足削弱了结果可比性。研究人群在年龄、体质量指数、饮食、生活习惯及地域性暴露来源（如工业区、消防泡沫污染区）上存在显著差异，若未能充分测量并校正这些关键混杂因素，极易引入偏倚。此外，个体遗传背景（如代谢酶基因多态性）导致的PFAS排泄效率差异，以及全球范围内因政策干预而快速变化的PFAS暴露谱，均为研究带来了动态变量，使得跨研究、跨人群的比较充满挑战。最后，作用机制的多样性与交互性使因果推断更为复杂。PFAS的生殖毒性并非单一通路，其可能通过内分泌干扰、诱导氧化应激、引发炎症反应、破坏血睾屏障（blood-testisbarrier，BTB）完整性等多重机制发挥作用。特别是，PFAS因其两亲性可能破坏细胞膜脂质双分子层稳定性并干扰紧密连接蛋白功能，从而损害BTB等生物屏障。这种屏障通透性的改变，不仅影响PFAS自身的睾丸内分布与蓄积，还可能为其他有害物质进入生精微环境打开通道，产生“二次打击”效应。机制间的潜在协同或级联反应，使得基于单一机制假设的流行病学研究难以全面捕捉其整体危害。PFAS与雄性生殖毒性机制研究：下丘脑-垂体-性腺（hypothalamic-pituitary-gonadal，HPG）轴是调节精子发生的内分泌调节系统。它与BTB一起在男性生殖健康中发挥着重要作用［54］。HPG轴通过下丘脑分泌促性腺激素释放激素（gonadotropin-releasinghormone，GnRH），调控垂体分泌卵泡刺激素和黄体生成素：黄体生成素作用于睾丸间质细胞，激活腺苷酸环化酶-环磷酸腺苷通路，促进睾酮合成；卵泡刺激素作用于支持细胞，刺激雄激素结合蛋白合成，维持生精小管内睾酮浓度［55］。BTB由支持细胞间的紧密连接（如闭合素、闭锁小带蛋白-1）、间隙连接（如连接蛋白43）与黏附连接共同构成，将生精上皮分为基底室（精原细胞增殖更新）和顶端室（减数分裂与精子形成），阻止有害物质进入顶端室干扰精子发生［56］。PFAS的毒性效应与其化学结构密切相关。碳链长度影响其疏水性与生物蓄积性：长链PFAS（如PFOS、PFOA）更易在生物膜中蓄积，干扰膜结构与功能；短链PFAS（如PFBS）则因水溶性较高，更易分布于胞质并干扰代谢酶活性。官能团差异（如磺酸基与羧基）也会改变其与生物分子的亲和力：磺酸类PFAS（如PFOS）对蛋白质（如白蛋白）结合更强，可能更持久地干扰信号通路；羧酸类PFAS（如PFOA）则更易干扰脂肪酸代谢与线粒体功能。此外，新型醚类PFAS（如HFPO-DA）因结构柔韧性，可能更易渗入细胞器并引发特异性氧化应激。PFAS可通过多途径干扰男性生殖系统，近期研究提出五种核心毒性机制，且机制间存在协同作用：以“氧化应激”为共同中间环节，PFAS通过破坏细胞膜通透性、线粒体功能引发氧化应激，进而激活p38信号通路、抑制黏着斑激酶（focaladhesionkinase，FAK）活性，最终导致HPG轴紊乱与BTB破坏多个研究证明。五种关于PFAS影响雄性生殖功能的不良作用机制［57］：改变细胞膜通透性导致精子运动能力下降；破坏线粒体功能引发精子凋亡；下丘脑中GnRH表达减少，进而降低睾酮生成；激活p38信号通路及抑制磷酸化FAKTyr407的活性导致BTB功能紊乱；氧化应激介导的精子DNA损伤。具体机制见图3。精子细胞膜通透性的变化导致精子活力降低：精子活力降低的潜在机制可能涉及精子膜脂质组成的改变，特别是包括多不饱和脂肪酸（polyunsaturatedfattyacid，PUFA）在内的脂肪酸，它们在男性生育能力中起着关键作用。众多研究证据表明，PFAS会扰乱脂质代谢。PFOA及其新型类似物暴露可扰乱斑马鱼体内脂质代谢，引起胆固醇、甘油三酯水平异常［58］。此外，PFAS暴露会诱导脂质积累，引起脂质过氧化，增加活性氧的产生，并导致氧化应激［59］。一项小鼠附睾研究显示，PFOA降低了附睾重量和血脂水平，并改变了PUFA的组成［60］。PUFA对精子膜流动性至关重要，并且容易受到脂质过氧化的影响［61］。精子膜中富集的PUFA充当脂质过氧化级联反应的底物，使雄性生殖细胞对活性氧攻击敏感，导致精子膜完整性受损、精子代谢酶失调、精子活力装置和信号通路缺陷、DNA损伤，最终导致精子功能受损。PFAS由于其结构与脂肪酸相似，可以直接与细胞膜结合，从而影响膜电位和通透性［62］。Šabović等［63］的一项研究，通过将精子暴露于0.1~10ng/mL的PFOA中2h，探讨了PFOA对人类供体精子活力的影响并证实乳酸脱氢酶（lactatedehydrogenase，LDH）活性已被用作PFAS暴露精子质膜通透性增加的指标。范轶欧等［64］也发现PFOS暴露显著降低了精子细胞中的LDH活性，PFOS会增加精子细胞膜的通透性。近年来，针对新型PFAS的体外实验证实，6∶2Cl-PFESA对精子膜的损伤效应显著强于PFOS：在10ng/mL暴露浓度下，人类精子膜流动性下降32%（PFOS组仅下降18%），且膜上胆固醇/磷脂比值升高40%，直接导致精子尾部鞭毛摆动频率降低［30］。其机制与6∶2Cl-PFESA的氯代醚结构相关，该结构可特异性结合精子膜上的ABCA1转运蛋白，抑制胆固醇外排，破坏膜脂质筏稳定性。总之，PFAS可通过降低精子细胞膜流动性、增加膜通透性及诱导脂质过氧化，引发膜结构与功能异常，进而导致精子尾部鞭毛摆动能力下降、前向运动率降低，最终引发弱精子症。线粒体功能破坏导致精子凋亡：线粒体是细胞能量代谢的核心，也是调控细胞凋亡的关键部位，其功能受损会直接引发精子能量供应不足与凋亡。B细胞淋巴瘤2（B-celllymphoma-2，BCL-2）蛋白家族调控线粒体外膜通透性，细胞色素c的释放是线粒体凋亡途径的核心步骤，可与凋亡相关因子结合激活caspase-9，进而启动caspase-3、caspase-7等下游凋亡酶，诱导细胞凋亡。琥珀酸脱氢酶（succinatedehydrogenase，SDH）作为线粒体呼吸链复合物Ⅱ核心成分，其活性可直接反映线粒体功能，PFAS暴露会随剂量增加显著降低小鼠精子细胞中SDH活性，导致线粒体能量代谢障碍［65］。研究表明，随着小鼠精子细胞中PFOS和PFOA剂量的增加，SDH的活性降低［66］，证明PFAS对精子细胞的凋亡有直接影响，这可能与代谢性能受损有关，而代谢性能受损与线粒体呼吸活动下降有关。同时PFAS可干扰线粒体膜转运蛋白功能［67］，破坏线粒体膜电位这一评估线粒体功能的敏感指标，使线粒体能量供应受损［68］。体外实验证实，PFOS可呈剂量依赖性诱导小鼠睾丸间质细胞凋亡，下调抗凋亡蛋白Bcl-2、上调促凋亡蛋白Bax表达［69］。Han等［70］也证实该结论与氧化应激介导的线粒体凋亡途径密切相关。Alamo等［71］进一步证实PFOA可直接作用于人精子线粒体，引发氧化应激级联反应，导致精子运动能力丧失、DNA损伤并触发凋亡程序。综上，PFAS可通过降低线粒体膜电位、抑制呼吸链酶活性、激活线粒体凋亡通路破坏精子线粒体功能，直接造成精子凋亡增加、存活精子能量供应不足，最终导致精子数量减少、活力降低，诱发少/弱精子症。下丘脑中GnRH表达减少，进而降低睾酮生成：下丘脑GnRH脉冲发生器被视为生殖轴的“总开关”。研究表明，PFAS会干扰GnRH的分泌，而这与GnRH基因表达下调相关。Wan等［72］研究了PFOS对雄性小鼠HPG轴的影响，结果显示，睾丸信号通路与雄性生育能力下降存在直接关联，睾丸内类固醇生成相关酶（StAR、CYP11A1、CYP17A1、3beta-HSD、17beta-HSD）的mRNA表达水平明显减少。然而，PFOS导致GnRH基因表达下调的分子机制尚未明确。从生理学角度来看，GnRH的调控涉及大脑中多种与神经元活动相关的信号分子（例如去甲肾上腺素、多巴胺、γ-氨基丁酸、谷氨酸），且已有研究提出GnRH可通过自分泌信号转导实现自我调控［59］。因此，存在许多候选分子和受体，它们可能成为PFAS的作用靶点，通过调控GnRH基因表达被识别为分子起始事件。此外，胆固醇缺乏会干扰睾酮的生成。Shi等［73］的一项研究表明，当全氟癸酸（perfluorododecanoicacid，PFDoA）剂量为5mg/（kg·d）和10mg/（kg·d）时，SR-B1基因的表达量显著降低，提示PFAS可通过抑制睾丸细胞对胆固醇的摄取，进而造成睾酮合成减少。流行病学研究也证实，PFOS、PFOA、PFNA和6∶2Cl-PFESA可以减少睾酮的产生［74-75］。总的来说，暴露于PFAS会降低GnRH基因的表达，在体内抑制黄体生成素的分泌，并抑制睾丸中睾酮的合成［76］。睾酮是精子发生的关键激素，其水平降低会直接抑制生精小管的精子生成过程，导致精子浓度下降，同时影响成熟精子活力，引发少/弱精子症。（4）BTB的破坏：BTB是由支持细胞之间的紧密连接、支持细胞与生殖细胞之间的连接复合物等组成的特殊结构，它能够为精子发生提供一个稳定的微环境，保护生殖细胞免受有害物质的侵害，对维持生精微环境至关重要。研究表明，PFAS可通过干扰关键信号通路破坏BTB完整性。一方面，PFAS（如PFOS、PFOA及其部分替代物）可异常激活支持细胞中的p38MAPK通路，导致紧密连接蛋白表达下调与定位紊乱［77］。另一方面，PFAS（以PFOS为代表）能特异性抑制FAKTyr407位点的磷酸化，进而破坏肌动蛋白细胞骨架的稳定性，使连接蛋白复合物失去锚定支撑［78］。这两条通路的异常共同导致BTB结构和功能受损，BTB通透性增加使有害物质进入生精微环境，干扰精子发生的正常微环境，导致精子生成障碍、成熟率降低，最终表现为少精、弱精。（5）氧化应激介导的精子DNA损伤：PFAS诱导生殖细胞产生的活性氧超出抗氧化系统清除能力，直接造成精子DNA单/双链断裂，使DNA碎片率升高；同时活性氧会抑制DNA修复酶活性，受损DNA无法修复，最终导致精子畸形率增加、受精能力下降，这也是少/弱精子症的重要病理基础［30，74］。三.PFAS检测方法相关进展PFAS检测技术是支撑其与少/弱精子症关联性研究的关键基础，核心技术可分为传统主流方法与新型前沿技术两类。传统技术中，液相色谱-串联质谱法（liquidchromatography-tandemmassspectrometry，LC-MS/MS）为“金标准”，检出限0.005~0.02ng/mL，可多组分同步检测，适用于精液、血清等生物基质精准定量，虽前处理复杂、成本较高，但数据可靠；气相色谱-质谱法需衍生化，仅适用于挥发性PFAS，适用范围有限、操作烦琐；离子色谱法对阴离子型PFAS选择性好、操作简便，但灵敏度较低，无法检测非离子型PFAS。新型技术更侧重精准、快速与场景化应用：高分辨质谱检出限低至0.001~0.01ng/mL，可实现未知PFAS筛查，支撑新型污染物生殖毒性研究；荧光纳米传感器达纳克级检出限，响应快、前处理简单，适用于环境水样现场筛查；便携式电化学传感器体积小、响应时间<5min，检出限0.002~0.005ng/mL，可用于饮用水及污染现场实时监测，但检测范围较窄且需定期校准；纳米孔单分子检测成本低、高通量定性，目前仍处于实验室阶段，定量精度有限