賀 燕，黃先智，丁曉雯,

（1.西南大學(xué)食品科學(xué)學(xué)院，重慶 400716；2.西南大學(xué)科技處，重慶 400716）

在全球水體富營養(yǎng)化和氣候變暖等因素的綜合作用下，藍(lán)藻水華爆發(fā)引起了公眾的廣泛關(guān)注[1]，而藍(lán)藻細(xì)胞釋放的藍(lán)藻毒素更是對動物及人類安全造成嚴(yán)重威脅。微囊藻毒素（microcystins，MCs）是水華爆發(fā)時微囊藻屬、魚腥藻屬等藍(lán)藻產(chǎn)生的次級代謝產(chǎn)物[2]，是淡水中分布最廣泛的藍(lán)藻毒素之一，具有毒性強(qiáng)、對人體各器官損害大等特點。

MCs是一組環(huán)狀七肽物質(zhì)[3]，結(jié)構(gòu)可以表示為環(huán)-(D-丙氨酸-L-X-赤-β-甲基-D-異天冬氨酸-L-Z-Adda-D-谷氨酸-N-甲基脫羥基丙氨酸)，如圖1所示。

圖1中R1、R2代表H或CH3，其中Adda-(3-氨基-9-甲氧基-2,6,8-三甲基-10-苯基-4,6-二烯酸)是MCs發(fā)揮毒性作用的重要結(jié)構(gòu)。X、Z是2 個可變的氨基酸基團(tuán)，基于不同的氨基酸組合和其他變化（如幾種官能團(tuán)的甲基化/脫甲基），到目前為止已有超過100 個MCs變體被報道。自然界中分布較廣的變體為MC-LR、MC-RR和MC-YR（L、R、Y分別代表亮氨酸、精氨酸和酪氨酸），其中MC-LR分布最廣且毒性最強(qiáng)。

圖 1 MCs分子結(jié)構(gòu)示意圖Fig. 1 Molecular structure of MCs

MCs具有親水性，在水中溶解度最高可達(dá)1 g/L[4]。同時，MCs具有很強(qiáng)的耐熱性，在300 ℃條件下仍能保持較長時間不分解[5]，加之耐酸堿，一旦自來水和食品發(fā)生MCs污染，高溫烹調(diào)和煮沸等加工過程均不易將其破壞和去除，食品安全即無法保障。目前，已經(jīng)研究了各種常規(guī)處理技術(shù)用于去除水和食品中MCs。例如活性炭吸附法[6]、化學(xué)氧化法[7]和生物降解法[8]?；钚蕴课椒ㄊ菄鴥?nèi)外研究去除MCs最多的方法之一，吸附能力強(qiáng)、去除效率較高，但去除效率受吸附材料、pH值、水中有機(jī)質(zhì)競爭吸附等影響，且操作過程復(fù)雜，結(jié)果不易控制?；瘜W(xué)法使用次氯酸鈉、高錳酸鉀或臭氧，通過氧化MCs中Adda基團(tuán)上的雙鍵，破壞其發(fā)揮毒性的關(guān)鍵結(jié)構(gòu)而達(dá)到去除MCs的目的，但存在化學(xué)劑殘留和造成二次污染等問題。生物降解被認(rèn)為是一種有效且環(huán)境友好的去除方法，MCs降解菌通過破壞MCs的結(jié)構(gòu)，降低其毒性。但存在操作復(fù)雜、所需時間長等問題。因此，探討針對飲用水和食品中MCs的有效去除工藝也應(yīng)作為研究重點。

1 MCs對飲水和食品的污染

MCs污染水的事件時常發(fā)生。調(diào)查顯示，在我國，MCs主要污染太湖、滇池等湖泊，長江、黃河等水源也檢測到不同程度的MCs污染[9]。2014年8月期間，范亞民等[10]對太湖貢湖灣某水廠水源水及出廠水中的MCs進(jìn)行檢測，結(jié)果顯示MCs的平均質(zhì)量濃度為0.740 μg/L，檢出頻率較高；出廠水中MCs去除率相對較低，僅為62.9%～81.8%。高振美等[11]于2009年—2010年期間對太湖梅梁灣水體中MCs的3 種異構(gòu)體MC-LR、MC-RR、MC-YR進(jìn)行檢測，3 種異構(gòu)體的平均質(zhì)量濃度分別為MC-RR（0.277±0.937）μg/L、MC-YR（0.120±0.262）μg/L、MC-LR（0.334±0.297）μg/L，總MCs平均質(zhì)量濃度高達(dá)1.496 μg/L。2015年，金庭旭等[12]對貴陽市主要大型超市出售瓶裝水（礦泉水、純凈水）中的MCs污染狀況進(jìn)行調(diào)查，結(jié)果發(fā)現(xiàn)礦泉水中MCs質(zhì)量濃度為（0.514±0.219）μg/L，純凈水中MCs質(zhì)量濃度為（0.537±0.218）μg/L。根據(jù)流行病學(xué)調(diào)查，如果長期持續(xù)低水平暴露于MCs，即使MCs平均質(zhì)量濃度低于1.0 μg/L（GB 5749—2006《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》），也會對人體器官造成損害，促進(jìn)腫瘤發(fā)生[13]。

大量研究表明，MCs能夠在螺類、貝類、魚、蝦等多種水產(chǎn)品中積累并沿食物鏈轉(zhuǎn)移。Williams等[14]將貝類飼喂在有產(chǎn)毒銅綠微囊藻生活的水華中，發(fā)現(xiàn)貝類可積累高水平MCs，最高含量可達(dá)16 μg/g，假設(shè)體質(zhì)量為60 kg的人平均每天食用這些貝類30 g，則MCs的日攝入量為8.0 μg/kg，遠(yuǎn)超過世界衛(wèi)生組織推薦的人群每日最大可耐受攝入量（tolerable daily intake，TDI）0.04 μg/kg[15]。鄭竟等[16]對福州市售6 種共計44 份水產(chǎn)品中的MCs污染情況進(jìn)行調(diào)查，結(jié)果發(fā)現(xiàn)花蛤、貽貝、田螺、鯽魚、鰱魚、草魚樣品中均有MCs檢出，檢出率為27.3%，以貝類污染率較高。水產(chǎn)品是人類重要的食物來源，由于水產(chǎn)品中的MCs不易通過清洗、高溫烹煮等方式去除，因此，食用水產(chǎn)品攝入MCs的風(fēng)險不容忽視。

農(nóng)作物可通過用被MCs污染的地表水、地下水灌溉或藍(lán)藻肥料施肥等途徑受到污染，吸收并積累MCs[17]。Chen Jian等[18]在太湖周邊農(nóng)田種植的水稻谷粒中檢測到MCs，含量達(dá)到0.04～3.19 μg/kg。朱久正等[19]用質(zhì)量濃度分別為1、100、1 000、3 000 μg/L的MCs灌溉水稻，發(fā)現(xiàn)MCs能夠在水稻的根、莖、葉和谷粒中富集，谷粒中MCs富集量分別為4.9、7.1、12.6 μg/kg和21.2 μg/kg。假設(shè)體質(zhì)量為60 kg的人平均每天攝入此種米飯0.2～0.4 kg，以3 000 μg/L處理組的MCs富集量（21.2 μg/kg）計算，人體MCs的日攝入量為0.14 μg/kg，超過TDI 0.04 μg/kg。Mohamed等[20]發(fā)現(xiàn)沙特阿拉伯阿西爾地區(qū)的井水中MCs質(zhì)量濃度為0.3～1.8 μg/L，用這些井水灌溉周邊種植的蔬菜如蘿卜、卷心菜后，在蔬菜的根莖、葉中都檢測到了MCs，其最高含量分別為0.36 μg/g和0.26 μg/g。若人體每天食用這些蔬菜200～300 g，其MCs的攝入量是飲用該地區(qū)井水MCs攝入量的5～18 倍，高于TDI 0.04 μg/kg。加熱、煮沸均無法去除谷粒、蔬菜中MCs，因此應(yīng)盡量避免使用被MCs污染的水灌溉農(nóng)作物。

MCs可經(jīng)多種途徑如原料、加工用水或生產(chǎn)設(shè)備而污染食物。人類除了通過飲用或者食用被MCs污染的水、食物暴露于MCs外，還包括服用以被MCs污染的藍(lán)藻為原料生產(chǎn)的保健品。由于MCs化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，人體攝入后不易將其降解，毒素經(jīng)腸道吸收后隨血液分布至肝臟等組織器官，對人體產(chǎn)生毒性作用。因此，了解MCs的毒性及其機(jī)理，對防控MCs對人類健康的危害具有重要意義。

2 MCs的毒性

MCs以肝臟為主要靶器官，對其具有毒性和致癌性，同時還具有腎毒性、生殖毒性、神經(jīng)毒性和免疫毒性等。研究者常采用蛋白質(zhì)組學(xué)、代謝組學(xué)分析與毒理學(xué)研究相結(jié)合，全面評估MCs的毒性效應(yīng)[21]。

2.1 肝臟毒性

肝臟是MCs的主要靶器官。研究發(fā)現(xiàn)，對小鼠腹腔注射1～2 μg/kg MC-LR時，肝臟中該毒素的積累量可達(dá)75%，解剖可看到小鼠肝臟充血、腫脹嚴(yán)重[22]。MCs在納摩爾濃度下即可引起肝臟細(xì)胞骨架重組，其中微管和中間絲形成核周束，微絲形成玫瑰花狀結(jié)構(gòu)[23]。隗黎麗[24]通過向草魚腹腔注射50 μg/kg mb的MC-LR，連續(xù)21 d，觀察到肝臟中線粒體膜下水腫、粗面內(nèi)質(zhì)網(wǎng)擴(kuò)張、細(xì)胞連接間隙增寬、炎性細(xì)胞浸潤，細(xì)胞質(zhì)中出現(xiàn)大量脂滴及脂褐素、溶酶體增多等病理改變。張榜軍[25]向小鼠腹腔注射MC-LR，染毒劑量分別為3.75、7.5 μg/kg mb和15 μg/kg mb，持續(xù)28 d，結(jié)果顯示，與對照組相比，7.5 μg/kg mb和15 μg/kg mb處理組小鼠血清丙氨酸轉(zhuǎn)氨酶（alanine aminotransferase，ALT）、堿性磷酸酶（alkaline AKP）活力均分別提高了80、200 U/L（P＜0.05）。ALT和AKP在臨床上被廣泛作為肝損傷或肝疾病的診斷指標(biāo)，其活力顯著上升表明肝細(xì)胞受到損傷。隨后的組織病理學(xué)檢查也顯示，7.5 μg/kg mb和15 μg/kg mb處理組小鼠肝組織中出現(xiàn)炎癥細(xì)胞浸潤，15 μg/kg mb處理組出現(xiàn)明顯的凋亡細(xì)胞。施瑋等[26]用MCs處理原代培養(yǎng)肝細(xì)胞，觀察到細(xì)胞培養(yǎng)液中乳酸脫氫酶（lactate dehydrogenase，LDH）含量、谷草轉(zhuǎn)氨酶（aspartate aminotransferase，AST）活力上升，細(xì)胞出現(xiàn)凋亡、壞死并伴有空洞樣變化，提示MCs對肝臟有損害作用。流行病學(xué)調(diào)查顯示，長期飲用被MCs污染水的人群中肝癌發(fā)生率較高[27]。在對塞爾維亞地區(qū)的一項長達(dá)10 年的流行病學(xué)調(diào)查研究表明，該區(qū)域原發(fā)性肝癌的高發(fā)病率可能與飲用被MCs污染的水庫水密切相關(guān)[28]。俞順章[29]指出，中國南方地區(qū)原發(fā)性肝癌的高發(fā)病率與溝塘水中MCs污染有關(guān)。

2.2 腎臟毒性

小鼠腹膜內(nèi)注射MCs（75 μg/kg mb）氚標(biāo)記衍生物后發(fā)現(xiàn)MCs不僅在肝臟中高度積累，腎臟中也有大量分布[30]。小鼠氣管內(nèi)注射MC-LR（100 μg/kg mb），通過免疫染色方法也證明了相似的分布特征[31]。這引起大量學(xué)者關(guān)注MCs腎毒性的研究。研究者通過向大鼠腹腔注射MC-LR（10 μg/kg mb），連續(xù)8 周，組織病理學(xué)顯示腎小球塌陷，基底膜增厚，擴(kuò)張的小管充滿嗜酸性物質(zhì)，出現(xiàn)明顯腎損傷現(xiàn)象。為評估MC-LR對人胚腎細(xì)胞系（HEK-293）和人腎腺癌細(xì)胞系（ACHN）的細(xì)胞毒性和可能的細(xì)胞凋亡作用，Piyathilaka等[32]將細(xì)胞于純MC-LR（1.0～200 μmol/L）暴露24 h發(fā)現(xiàn)，兩種細(xì)胞系的細(xì)胞活力均顯著降低且呈劑量依賴性，細(xì)胞凋亡啟動子Bax和p53表達(dá)上調(diào)，Caspase 3/9活力顯著增強(qiáng)，表明MC-LR在HEK-293和ACHN細(xì)胞中均產(chǎn)生細(xì)胞毒性并誘導(dǎo)細(xì)胞凋亡。Huang Xiao等[33]用0、1、10 μg/L和100 μg/L MC-LR處理草魚腎細(xì)胞（CIK細(xì)胞）24 h和48 h，在CIK細(xì)胞中觀察到活性氧（reactive oxygen species，ROS）含量和丙二醛（malondialdehyde，MDA）含量增加，谷胱甘肽（glutathione，GSH）水平降低，這些改變在較高劑量（10、100 μg/L）組中更明顯，表明MC-LR引起了氧化應(yīng)激；此外，激光掃描共聚焦顯微鏡觀察顯示，CIK細(xì)胞中微絲和微管聚集和塌陷，甚至一些細(xì)胞骨架結(jié)構(gòu)喪失，表明氧化應(yīng)激和細(xì)胞骨架破壞可能相互作用，共同導(dǎo)致MCs誘導(dǎo)的細(xì)胞凋亡和腎毒性。同時，該研究結(jié)果還顯示，低劑量（1 μg/L）MCs可促進(jìn)細(xì)胞增殖，而高劑量（10、100 μg/L）MCs則誘導(dǎo)細(xì)胞凋亡。關(guān)于MCs劑量的雙效性，即低劑量促進(jìn)細(xì)胞增殖，高劑量誘導(dǎo)細(xì)胞凋亡，也在多項研究[34-35]中被報道。由于人類更多地是長期持續(xù)暴露于MCs，故應(yīng)側(cè)重探討長期暴露于MCs的人群與腎臟的病理改變及腎癌發(fā)生的相關(guān)性，進(jìn)一步了解人體的MCs暴露風(fēng)險。

2.3 生殖毒性

有研究證實MCs能在睪丸[36]和卵巢[37]中積累，并對性腺產(chǎn)生毒性作用。Trinchet等[38]在含質(zhì)量濃度5 μg/L MC-LR的水體中飼喂青鳉，30 d后發(fā)現(xiàn)青鳉曲細(xì)精管中的細(xì)胞溶解，精子畸形率增加。研究表明，雄性小鼠腹腔注射3、6、12 μg/kg mb的MC-LR，持續(xù)14 d，3 μg/kg mbMC-LR沒有顯著增加小鼠睪丸細(xì)胞中DNA-蛋白質(zhì)交聯(lián)（DNA-protein cross-linking，DPC）系數(shù)，但當(dāng)MC-LR劑量增加至6 μg/kg mb和12 μg/kg mb時，DPC形成顯著增加，同時微核數(shù)量也顯著增加，表明精子細(xì)胞中染色體受損[39]。在另一項研究中，雄性大鼠經(jīng)腹腔注射劑量為5、10、15 μg/kg mb的MC-LR，連續(xù)28 d，5 μg/kg mbMC-LR處理組精子活力降低，精子異常率增加，15 μg/kg mbMC-LR處理組睪丸質(zhì)量、精子密度和血清睪酮、促卵泡激素（follicle stimulating hormone，F(xiàn)SH）、促黃體生成素（luteinizing hormone，LH）水平降低，組織學(xué)檢查結(jié)果顯示，曲細(xì)精管萎縮并受阻[40]。慢性低劑量的MCs暴露也會誘導(dǎo)睪丸損傷，對雄性生殖產(chǎn)生實質(zhì)性毒性。雄性小鼠暴露于1、3 μg/L和10 μg/L的MC-LR，持續(xù)3 個月，觀察到精子質(zhì)量下降，睪酮濃度下降，生精上皮呈輕微松弛，并呈劑量依賴效應(yīng)；持續(xù)6 個月變化更明顯[41]。Wang Xueting等[42]研究表明，除了對睪丸有直接影響外，MCs可通過破壞下丘腦-垂體-性腺軸間接影響雄性小鼠血清激素水平。由下丘腦分泌的下丘腦促性腺激素釋放激素（gonadotropin-releasing hormone，GnRH）刺激垂體釋放FSH和LH，在神經(jīng)激素控制的生殖系統(tǒng)中起關(guān)鍵作用。Xiong Xiaolu等[43]向小鼠經(jīng)腹腔注射3.75、7.5、15 μg/kg mb和30 μg/kg mbMC-LR，持續(xù)14 d，發(fā)現(xiàn)MC-LR以劑量-時間效應(yīng)方式降低GnRH表達(dá)，先增加隨后降低FSH、LH和睪酮的表達(dá)，表明MC-LR可能通過下丘腦直接或間接抑制GnRH合成，改變雄性小鼠血清激素水平，進(jìn)而損害精子。僅有少數(shù)研究報道MCs對雌性哺乳動物的生殖毒性。通過向雌性小鼠腹腔注射5 μg/kg mb和20 μg/kg mbMC-LR，持續(xù)28 d，發(fā)現(xiàn)卵巢相對質(zhì)量顯著降低，可能與卵巢的病理形態(tài)學(xué)變化有關(guān)；卵泡的組織學(xué)評估顯示，與對照組相比，20 μg/kg mb的高劑量MC-LR使原始卵泡數(shù)量減少約一半[37]。雖然目前沒有MCs對人類生殖毒性的數(shù)據(jù)，但是MCs暴露可能對人類的生殖健康構(gòu)成威脅，特別是環(huán)境中MCs分布廣且豐富，容易進(jìn)入人體。因此，應(yīng)對MCs的生殖毒性做進(jìn)一步的調(diào)查研究。

2.4 神經(jīng)毒性

盡管MCs主要被認(rèn)為是肝毒素，但是一些中毒患者表現(xiàn)出多種神經(jīng)癥狀。1996年巴西發(fā)生的MCs污染腎透析用水事件中，透析者除出現(xiàn)肝衰竭外，還存在頭暈、耳鳴、眩暈、頭痛、嘔吐等多種神經(jīng)癥狀[44]。Li Xiaobo等[45]探討低劑量MCs（5 μg/kg mb）暴露下大鼠的神經(jīng)毒性表現(xiàn)，研究發(fā)現(xiàn)MCs早期暴露階段，大鼠出現(xiàn)空間學(xué)習(xí)和記憶能力下降，暴露后期階段與記憶有關(guān)的大腦區(qū)域內(nèi)一氧化氮合酶和一氧化氮含量等炎性指標(biāo)上升，表明有炎癥發(fā)生。已知MCs具有不可逆的抑制絲氨酸/蘇氨酸特異性蛋白磷酸酶（protein phosphatase，PP）1和PP2A活性的作用。PP1尤其是PP2A作為神經(jīng)元微管相關(guān)Tau蛋白的主要磷酸酶，其活性降低與異常Tau蛋白過度磷酸化、神經(jīng)原纖維變性和神經(jīng)元凋亡有關(guān)[46]。體外研究證明，低濃度（0.5 μmol/L）MCs能夠作用于小鼠神經(jīng)細(xì)胞誘導(dǎo)神經(jīng)退行性作用[47]。星形膠質(zhì)細(xì)胞在維持腦內(nèi)穩(wěn)態(tài)中起著重要作用，可調(diào)節(jié)突觸傳遞，保護(hù)神經(jīng)元免受氧化損傷[48]。Rozman等[49]用濃度為0.5、2、10 μmol/L的MC-LF、MC-LW（F和W分別代表苯丙氨酸和色氨酸）處理大鼠星形膠質(zhì)細(xì)胞24 h，發(fā)現(xiàn)0.5 μmol/L的MC-LF、MC-LW可引起星形膠質(zhì)細(xì)胞數(shù)量減少、活力下降、觸發(fā)細(xì)胞凋亡。母體MCs暴露會對大鼠后代的大腦發(fā)育產(chǎn)生不利影響，MCs可經(jīng)血腦屏障和胎盤屏障進(jìn)入子代大腦并蓄積，誘導(dǎo)神經(jīng)毒性。Li Xiaobo等[50]將孕期大鼠暴露于20 μg/kg mb的MC-LR中，發(fā)現(xiàn)其后代鼠的行為能力和認(rèn)知功能出現(xiàn)障礙。為更好地了解MCs產(chǎn)前轉(zhuǎn)移與腦組織中的細(xì)胞反應(yīng)，Zhao Sujuan等[51]向孕期大鼠注射劑量為10 μg/（kg mb·d）的MC-LR，持續(xù)8 d，發(fā)現(xiàn)幼鼠大腦超微結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，如內(nèi)質(zhì)網(wǎng)擴(kuò)張和線粒體腫脹，腦組織中MDA含量增加、乙酰膽堿酯酶（acetylcholinesterase，AChE）和GSH水平下降，AChE在中樞和外周神經(jīng)系統(tǒng)膽堿能神經(jīng)傳遞中起著重要作用；該研究表明MC-LR的神經(jīng)毒性可通過母體傳遞給子代，通過破壞子代大腦細(xì)胞骨架、發(fā)生氧化應(yīng)激誘導(dǎo)神經(jīng)毒性。

2.5 免疫毒性

許多研究已證實MCs可以在脾臟組織中積聚并引起免疫毒性。Wei Lili等[52]對草魚經(jīng)腹膜注射MC-LR（50 μg/kg mb），觀察到脾臟中淋巴細(xì)胞超微結(jié)構(gòu)改變，炎性因子如白細(xì)胞介素1β（interleukin-1β，IL-1β）、腫瘤壞死因子α（tumor necrosis factor-α，TNF-α）、免疫球蛋白M（immunoglobulin M，IgM）的基因轉(zhuǎn)錄水平顯著下降，證明MC-LR對草魚免疫功能具有抑制作用。Lin Wang等[53]研究發(fā)現(xiàn)，不同質(zhì)量濃度的MCs暴露對魚類先天免疫系統(tǒng)具有二元影響，低質(zhì)量濃度組（0.3、1 μg/L和3 μg/L）魚類脾臟超微結(jié)構(gòu)出現(xiàn)病理變化，且呈濃度依賴性，具體表現(xiàn)為黑素-巨噬細(xì)胞中心的形成和巨噬細(xì)胞偽足數(shù)量的增加，表明低質(zhì)量濃度MCs能夠引起免疫細(xì)胞吞噬活性增加；在高質(zhì)量濃度組（10、30 μg/L）觀察到魚類巨噬細(xì)胞發(fā)生嚴(yán)重變性以及淋巴細(xì)胞的線粒體腫脹，表明細(xì)胞免疫功能受到抑制。關(guān)于哺乳動物暴露于MCs所導(dǎo)致的免疫毒性研究較少[54-55]。Li Guangyu等[56]對大鼠腹腔注射劑量為10 μg/kg mb的MC-LR，持續(xù)50 d，發(fā)現(xiàn)大鼠脾臟中MC-LR積聚，組織病理學(xué)改變，溶菌酶活性顯著降低，免疫系統(tǒng)被破壞，參與細(xì)胞凋亡、免疫相關(guān)的蛋白如熱休克蛋白（heat shock protein，HSP）表達(dá)顯著上調(diào)。先前的研究主要集中探討魚類或小鼠在短期接觸MCs后體內(nèi)免疫指標(biāo)的變化及其他免疫毒性作用，為進(jìn)一步了解MCs對人類免疫功能的影響，必須系統(tǒng)地評估MCs在環(huán)境中的相關(guān)濃度和長期接觸對人類的免疫毒性，從而更好地評估人類的MCs暴露風(fēng)險。

2.6 其他毒性

MCs能在肺中積累并且產(chǎn)生毒性[57-58]。Zhao Sujuan等[59]通過向小鼠氣管滴注劑量分別為0、10、25 μg/kg mb的MC-LR，在10、25 μg/kg劑量組觀察到小鼠肺部塌陷區(qū)域增加、肺泡隔增厚以及肺泡壁破裂，說明MC-LR暴露可引起肺實質(zhì)損傷。Li Xinxiu等[60]研究了暴露于不同質(zhì)量濃度（1、5、10、20、40 μg/L）的MC-LR中12 個月小鼠的肺損傷情況，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，隨著MC-LR質(zhì)量濃度的增加，小鼠肺組織發(fā)生塌陷等病理變化，超氧化物歧化酶活性下降，MDA水平顯著上升，表明MC-LR暴露引起抗氧化系統(tǒng)失衡，小鼠肺部可能發(fā)生氧化損傷。此外，肺部出現(xiàn)炎癥細(xì)胞聚集，IL-1β和p65亞基等蛋白水平升高，出現(xiàn)炎癥反應(yīng)。推測氧化應(yīng)激增強(qiáng)可以改變炎性細(xì)胞因子的表達(dá)，并導(dǎo)致肺泡損傷和肺實質(zhì)增厚。

MCs對心臟也有毒性。為評估MC-YR對大鼠心肌細(xì)胞的毒性作用，向大鼠腹腔注射劑量為10 μg/kg mb的MC-YR，連續(xù)8 個月，心臟切片顯示心肌組織的體積密度降低，出現(xiàn)淋巴細(xì)胞浸潤、心肌細(xì)胞增大、肌原纖維減少等現(xiàn)象，這表明長期接觸低劑量的MC-YR可能導(dǎo)致心肌萎縮和纖維化[61]。

表1為MCs常見的毒性作用靶器官與毒性表現(xiàn)。

表 1 MCs的毒性作用Table 1 Toxic effects of MCs

3 MCs的毒性作用機(jī)理

MCs毒性作用的先決條件是通過多特異性有機(jī)陰離子轉(zhuǎn)運(yùn)多肽（OATP/Oatp）將其轉(zhuǎn)運(yùn)到細(xì)胞中，同時對PP1和PP2A活性產(chǎn)生不可逆的抑制作用。MCs主要通過兩步反應(yīng)抑制PPs活性。首先PPs催化亞基的4 個氨基酸形成疏水籠，迅速包裹MCs的Adda疏水側(cè)鏈；然后MCs中Mdha側(cè)鏈的末端碳原子與PPs半胱氨酸的巰基發(fā)生不可逆結(jié)合。MCs與PPs形成加合物，從而抑制PPs的催化活性，打破體內(nèi)原有的蛋白磷酸化和去磷酸化平衡，這兩者的平衡是調(diào)節(jié)真核細(xì)胞中信號轉(zhuǎn)導(dǎo)的重要機(jī)制。MCs通過多種途徑如氧化損傷、細(xì)胞凋亡、改變細(xì)胞骨架穩(wěn)定性、細(xì)胞增殖等的交互作用發(fā)揮毒性效應(yīng)。若要全面評估MCs的潛在健康風(fēng)險，不能僅滿足于簡單地揭示由MCs誘導(dǎo)的細(xì)胞效應(yīng)，應(yīng)該深入了解MCs毒性的分子機(jī)制。

3.1 MCs對細(xì)胞結(jié)構(gòu)的影響

研究表明，MCs通過引起細(xì)胞膜起泡、膜完整性喪失、細(xì)胞凝結(jié)和凋亡小體的形成導(dǎo)致細(xì)胞骨架解體，從而發(fā)揮毒性作用[63]。MCs可誘導(dǎo)細(xì)胞骨架的3 種組分（微絲、微管和中間絲）發(fā)生重排或塌陷。在眾多細(xì)胞類型如肝細(xì)胞、腎細(xì)胞中，MCs暴露首先引發(fā)中間絲和微管解體，隨后微絲發(fā)生改變，質(zhì)膜下的肌動蛋白開始聚集并凝結(jié)成玫瑰花狀結(jié)構(gòu)，最終這些結(jié)構(gòu)完全塌陷成致密的核周束，細(xì)胞核周圍的細(xì)胞骨架成分逐漸崩潰?；贛Cs破壞3 種細(xì)胞骨架成分，幾種細(xì)胞骨架相關(guān)蛋白被廣泛研究。MCs通過絲裂原活化蛋白激酶（mitogen-activated protein kinase，MAPK）途徑引起不同類型的微絲相關(guān)蛋白過度磷酸化，如Tau、血管擴(kuò)張劑刺激磷蛋白（vasodilator stimulated phosphoprotein，VASP）和HSP27。Tau是一種重要的神經(jīng)微管相關(guān)蛋白，在微管的組裝和穩(wěn)定性中起重要作用，其過度磷酸化可導(dǎo)致神經(jīng)元微管骨架形態(tài)和功能的紊亂，并被認(rèn)為與多種神經(jīng)系統(tǒng)退行性疾病的發(fā)生有關(guān)。HSP27是一種獨立于ATP的分子伴侶，HSP27通過抑制Caspase蛋白的激活和活性來抑制細(xì)胞凋亡。當(dāng)細(xì)胞受到MCs刺激時，HSP27通過磷酸化來增加F-肌動蛋白微絲的穩(wěn)定性，阻止細(xì)胞骨架被破壞，從而有利于細(xì)胞存活[23]，這表明HSP27的過度磷酸化可以補(bǔ)償MCs誘導(dǎo)的細(xì)胞骨架的不穩(wěn)定性。與HSP27一樣，其他骨架蛋白如埃茲蛋白（Ezrin）、VASP受磷酸化調(diào)節(jié)，可在應(yīng)激狀態(tài)下共同維持肌動蛋白絲的結(jié)構(gòu)。

3.2 MCs促進(jìn)細(xì)胞凋亡

組織細(xì)胞在MCs暴露后超微結(jié)構(gòu)改變，細(xì)胞發(fā)生凋亡，其特征為細(xì)胞膜起泡、細(xì)胞質(zhì)收縮、染色質(zhì)濃縮等。研究表明p53、Bcl-2/Bax、細(xì)胞色素c（cytochrome c，Cyt c）和Caspase的磷酸化參與MC-LR誘導(dǎo)的細(xì)胞凋亡[64]。p53是PP2A的底物，因此MCs和PP2A形成復(fù)合物會干擾p53活性，使其過度磷酸化，導(dǎo)致DNA修復(fù)受阻，細(xì)胞發(fā)生凋亡。研究已證實MCs可增加發(fā)生凋亡的HepG2細(xì)胞、肝細(xì)胞中p53的表達(dá)[65]。p53介導(dǎo)的細(xì)胞凋亡涉及調(diào)節(jié)Bcl-2家族的促凋亡成員如Bax、Bid的轉(zhuǎn)錄。Bax在其啟動子區(qū)域具有p53結(jié)合位點，并且響應(yīng)p53活化而上調(diào)。Bcl-2作為抗凋亡基因，定位于線粒體膜，通過與Bax蛋白形成異二聚體，以防止凋亡過程中線粒體發(fā)生改變[66]。Wang Xueting等[67]證實在MCs誘導(dǎo)的細(xì)胞凋亡中，p53的表達(dá)和磷酸化增加，誘導(dǎo)Bax的上調(diào)、Bcl-2的下調(diào)以及Bax/Bcl-2以劑量依賴性方式增加，線粒體通透性轉(zhuǎn)換孔開放，Cyt c從線粒體釋放到胞質(zhì)溶膠中，觸發(fā)Caspase級聯(lián)反應(yīng)，最終導(dǎo)致細(xì)胞凋亡。除線粒體途徑外，內(nèi)質(zhì)網(wǎng)途徑也可能參與MC-LR誘導(dǎo)的細(xì)胞凋亡。內(nèi)質(zhì)網(wǎng)是最大的細(xì)胞器之一，在調(diào)節(jié)蛋白的合成和折疊中起主要作用。正確折疊和修飾的蛋白可以從內(nèi)質(zhì)網(wǎng)中轉(zhuǎn)運(yùn)出來，而錯誤折疊的蛋白被保留在細(xì)胞器中導(dǎo)致內(nèi)質(zhì)網(wǎng)應(yīng)激，加速細(xì)胞凋亡[68]。在多種細(xì)胞類型中，尤其是肝細(xì)胞中，MCs暴露導(dǎo)致內(nèi)質(zhì)網(wǎng)擴(kuò)張伴隨線粒體損傷和核仁變形[69]。這些結(jié)果表明線粒體和內(nèi)質(zhì)網(wǎng)通路均參與MCs誘導(dǎo)的細(xì)胞凋亡。此外，MCs暴露可使絲氨酸/蘇氨酸蛋白激酶Ca2+/鈣調(diào)蛋白依賴性蛋白激酶II（calcium/calmodulin-dependent protein kinase, CaMKII）過度磷酸化，引起細(xì)胞發(fā)生氧化應(yīng)激，促進(jìn)細(xì)胞凋亡[70]。

3.3 MCs促進(jìn)細(xì)胞癌變

已有大量研究證實MCs是腫瘤促長劑。當(dāng)長期持續(xù)低水平暴露于MCs，導(dǎo)致細(xì)胞大量增殖至腫瘤發(fā)生。Liu Jinghui等[71]對MCs刺激細(xì)胞生長和腫瘤促進(jìn)過程的詳細(xì)機(jī)制進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)MCs進(jìn)入細(xì)胞并與PP2A/C結(jié)合，隨后PP2A活性的抑制誘導(dǎo)多種分子變化，包括α4與PP2A/C解離，Akt/S6K1通路的激活，c-Myc、c-Jun、Bcl-2和Bad蛋白的過度磷酸化，進(jìn)而促進(jìn)細(xì)胞存活和增殖。α4是一種調(diào)節(jié)蛋白，通過與PP2A的催化亞基C結(jié)合調(diào)節(jié)PP2A活性。MCs可觸發(fā)α4/PP2A/C亞基解離，這可以補(bǔ)償由MCs介導(dǎo)的PP2A活性降低，促進(jìn)細(xì)胞增殖。Akt/S6K1通路是細(xì)胞增殖和腫瘤發(fā)生中的重要通路。c-Myc是重要的致癌轉(zhuǎn)錄因子，其調(diào)節(jié)參與細(xì)胞增殖和分化的眾多基因的表達(dá)，過表達(dá)時有助于細(xì)胞轉(zhuǎn)化和腫瘤發(fā)生[72]。同時，在多種人類癌癥中也發(fā)現(xiàn)了原癌基因c-Jun的失調(diào)。此外，Zhang Jianying等[73]在小鼠體內(nèi)觀察到核因子κB（nuclear factor-κB，NF-κB）和TNF-α與MCs在腫瘤發(fā)生中產(chǎn)生協(xié)同促進(jìn)作用。Zhao Yanyan等[74]通過蛋白質(zhì)組學(xué)和轉(zhuǎn)錄組學(xué)研究發(fā)現(xiàn)MCs改變了與腫瘤發(fā)生相關(guān)的幾種途徑中37 種mRNA和42 種蛋白質(zhì)的表達(dá)，如GSH代謝、VEGF信號傳導(dǎo)和MAPK信號傳導(dǎo)途徑。還有研究表明內(nèi)質(zhì)網(wǎng)應(yīng)激途徑、未折疊蛋白反應(yīng)和內(nèi)質(zhì)網(wǎng)相關(guān)降解的激活也參與其中[75]。

3.4 減少DNA修復(fù)

MCs侵入機(jī)體后，通過抑制PP1和PP2A的活性和誘導(dǎo)ROS產(chǎn)生，導(dǎo)致DNA突變、結(jié)構(gòu)受損、修復(fù)受阻，進(jìn)而誘發(fā)DNA損傷。DNA依賴性蛋白激酶（DNA-dependent protein kinase，DNA-PK）是DNA損傷修復(fù)過程中的關(guān)鍵蛋白激酶，參與并決定著非同源末端連接DNA損傷修復(fù)通路的整個進(jìn)程。由于DNA-PK在MCs暴露后失去活性，故常將其作為DNA損傷的激酶標(biāo)記。為進(jìn)一步證實DNA-PK在MCs暴露下對DNA修復(fù)的作用，Lankoff[76]檢測了缺乏DNA-PK催化亞基的人膠質(zhì)母細(xì)胞瘤細(xì)胞系MO59J中DNA修復(fù)的動力學(xué)，以含有DNA-PK的MO57K細(xì)胞為對照，發(fā)現(xiàn)用MCs處理可抑制MO57K細(xì)胞中的DNA修復(fù)但不抑制MO59J細(xì)胞中的DNA修復(fù)，表明DNA-PK可能是MCs的主要靶標(biāo)。因此，DNA-PK活性的喪失和DNA雙鏈斷裂修復(fù)的能力受損可能是MCs遺傳毒性的主要作用機(jī)制。

總地來說，MCs發(fā)揮毒性效應(yīng)是一種多途徑過程，是不同途徑之間“交叉對話”和合作效應(yīng)的結(jié)果（圖2）。

圖 2 MCs作用途徑[63]Fig. 2 Pathways of MCs mechanism of action[63]

4 MCs的降解

目前，開發(fā)更有效的降解水和食品中MCs并脫除其毒性的方法是國內(nèi)外學(xué)者的研究重點。高級氧化工藝（advanced oxidation processes，AOPs）是一種有前景的化學(xué)氧化法，利用氧化劑、催化劑、輻射或它們的組合產(chǎn)生高活性氧化物質(zhì)，如羥自由基、H2O2、O3等，以降解有機(jī)污染物。降解MCs的常用方法有光催化、電催化[77]、臭氧化[78]等。紫外線（ultraviolet，UV）是降解MCs的常用方法之一。研究表明，短波UV（波長254 nm）是用于水或食物去污的最常見和最有效的UV形式[79]。Zhao Yuan等[80]采用光電催化作為降解MCs的有效技術(shù)，結(jié)果表明，光電催化系統(tǒng)對MC-LR表現(xiàn)出高度降解作用；當(dāng)UV波長設(shè)定為254 nm、電流強(qiáng)度為5.0 mA/cm2時，高（1 228.5 μg/L）和低（111.8 μg/L）質(zhì)量濃度的MC-LR分別在90 min和20 min后完全降解；通過蠶豆根尖微核實驗和單細(xì)胞凝膠電泳實驗表明，遺傳毒性和細(xì)胞毒性隨著MC-LR的降解而被消除。研究表明，生物方法是目前最安全和最有效的方法[81]，能有效降解水體中MCs而不產(chǎn)生任何有毒代謝產(chǎn)物，包括生物反應(yīng)器法[82]和活性污泥法[83]等，這些方法都與MCs的降解菌有關(guān)。Ding Qin等[84]從太湖中分離出一株具有高M(jìn)C-LR降解能力的菌株m6，該菌株可在4 h內(nèi)完全分解MC-LR（1～50 μg/L），降解速率受溫度、pH值和MC-LR質(zhì)量濃度的顯著影響。此外，物理法如超聲波技術(shù)降解MCs，降低其毒性的研究較多[85]。谷秀等[86]研究不同條件下超聲波技術(shù)對MCs的降解效果，結(jié)果顯示，在1 200 W下超聲15 min，質(zhì)量濃度為12.43 μg/L的MCs溶液中MCs去除率達(dá)99%，幾乎全部去除。

由于基質(zhì)的復(fù)雜性，食品中MCs降解的研究受到諸多限制，在確定降解食品中MCs的適用方法時，應(yīng)考慮食品品質(zhì)（如顏色、質(zhì)地、營養(yǎng)成分）和環(huán)境可持續(xù)性，以確保水體和食物的公共衛(wèi)生安全。

5 結(jié) 語

日趨嚴(yán)重的藍(lán)藻水華及其毒素MCs污染已成為全球性環(huán)境問題和食品安全問題。人類常常在多種途徑（飲用水、水產(chǎn)品等食物及藍(lán)藻保健品）中長期接觸相對較低水平的MCs。因此，應(yīng)繼續(xù)對MCs在水、農(nóng)作物及水產(chǎn)品等食物中的積累機(jī)制及持久性進(jìn)行更詳細(xì)的研究。急需開發(fā)用于檢測食品中MCs的快速監(jiān)測工具和改善食品中降解MCs的技術(shù)，以保護(hù)公眾健康和確保食品安全與質(zhì)量。