微囊藻毒素毒性及其作用機理研究進展

賀 燕，黃先智，丁曉雯,

（1.西南大學食品科學學院，重慶 400716；2.西南大學科技處，重慶 400716）

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

MCs是一組環狀七肽物質[3]，結構可以表示為環-(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發揮毒性作用的重要結構。X、Z是2 個可變的氨基酸基團，基于不同的氨基酸組合和其他變化（如幾種官能團的甲基化/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。

圖 1 MCs分子結構示意圖Fig. 1 Molecular structure of MCs

MCs具有親水性，在水中溶解度最高可達1 g/L[4]。同時，MCs具有很強的耐熱性，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生MCs污染，高溫烹調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，已經研究了各種常規處理技術用于去除水和食品中MCs。例如活性炭吸附法[6]、化學氧化法[7]和生物降解法[8]?；钚蕴课椒ㄊ菄鴥韧庋芯咳コ齅Cs最多的方法之一，吸附能力強、去除效率較高，但去除效率受吸附材料、pH值、水中有機質競爭吸附等影響，且操作過程復雜，結果不易控制?；瘜W法使用次氯酸鈉、高錳酸鉀或臭氧，通過氧化MCs中Adda基團上的雙鍵，破壞其發揮毒性的關鍵結構而達到去除MCs的目的，但存在化學劑殘留和造成二次污染等問題。生物降解被認為是一種有效且環境友好的去除方法，MCs降解菌通過破壞MCs的結構，降低其毒性。但存在操作復雜、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生。調查顯示，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進行檢測，結果顯示MCs的平均質量濃度為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 種異構體MC-LR、MC-RR、MC-YR進行檢測，3 種異構體的平均質量濃度分別為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平均質量濃度高達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污染狀況進行調查，結果發現礦泉水中MCs質量濃度為（0.514±0.219）μg/L，純凈水中MCs質量濃度為（0.537±0.218）μg/L。根據流行病學調查，如果長期持續低水平暴露于MCs，即使MCs平均質量濃度低于1.0 μg/L（GB 5749—2006《生活飲用水衛生標準》），也會對人體器官造成損害，促進腫瘤發生[13]。

大量研究表明，MCs能夠在螺類、貝類、魚、蝦等多種水產品中積累并沿食物鏈轉移。Williams等[14]將貝類飼喂在有產毒銅綠微囊藻生活的水華中，發現貝類可積累高水平MCs，最高含量可達16 μg/g，假設體質量為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，遠超過世界衛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 份水產品中的MCs污染情況進行調查，結果發現花蛤、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。水產品是人類重要的食物來源，由于水產品中的MCs不易通過清洗、高溫烹煮等方式去除，因此，食用水產品攝入MCs的風險不容忽視。

農作物可通過用被MCs污染的地表水、地下水灌溉或藍藻肥料施肥等途徑受到污染，吸收并積累MCs[17]。Chen Jian等[18]在太湖周邊農田種植的水稻谷粒中檢測到MCs，含量達到0.04～3.19 μg/kg。朱久正等[19]用質量濃度分別為1、100、1 000、3 000 μg/L的MCs灌溉水稻，發現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。假設體質量為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]發現沙特阿拉伯阿西爾地區的井水中MCs質量濃度為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，因此應盡量避免使用被MCs污染的水灌溉農作物。

MCs可經多種途徑如原料、加工用水或生產設備而污染食物。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污染的藍藻為原料生產的保健品。由于MCs化學性質穩定，人體攝入后不易將其降解，毒素經腸道吸收后隨血液分布至肝臟等組織器官，對人體產生毒性作用。因此，了解MCs的毒性及其機理，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、神經毒性和免疫毒性等。研究者常采用蛋白質組學、代謝組學分析與毒理學研究相結合，全面評估MCs的毒性效應[21]。

2.1 肝臟毒性

肝臟是MCs的主要靶器官。研究發現，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75%，解剖可看到小鼠肝臟充血、腫脹嚴重[22]。MCs在納摩爾濃度下即可引起肝臟細胞骨架重組，其中微管和中間絲形成核周束，微絲形成玫瑰花狀結構[23]。隗黎麗[24]通過向草魚腹腔注射50 μg/kg mb的MC-LR，連續21 d，觀察到肝臟中線粒體膜下水腫、粗面內質網擴張、細胞連接間隙增寬、炎性細胞浸潤，細胞質中出現大量脂滴及脂褐素、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28 d，結果顯示，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，其活力顯著上升表明肝細胞受到損傷。隨后的組織病理學檢查也顯示，7.5 μg/kg mb和15 μg/kg mb處理組小鼠肝組織中出現炎癥細胞浸潤，15 μg/kg mb處理組出現明顯的凋亡細胞。施瑋等[26]用MCs處理原代培養肝細胞，觀察到細胞培養液中乳酸脫氫酶（lactate dehydrogenase，LDH）含量、谷草轉氨酶（aspartate aminotransferase，AST）活力上升，細胞出現凋亡、壞死并伴有空洞樣變化，提示MCs對肝臟有損害作用。流行病學調查顯示，長期飲用被MCs污染水的人群中肝癌發生率較高[27]。在對塞爾維亞地區的一項長達10 年的流行病學調查研究表明，該區域原發性肝癌的高發病率可能與飲用被MCs污染的水庫水密切相關[28]。俞順章[29]指出，中國南方地區原發性肝癌的高發病率與溝塘水中MCs污染有關。

2.2 腎臟毒性

小鼠腹膜內注射MCs（75 μg/kg mb）氚標記衍生物后發現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]。這引起大量學者關注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8 周，組織病理學顯示腎小球塌陷，基底膜增厚，擴張的小管充滿嗜酸性物質，出現明顯腎損傷現象。為評估MC-LR對人胚腎細胞系（HEK-293）和人腎腺癌細胞系（ACHN）的細胞毒性和可能的細胞凋亡作用，Piyathilaka等[32]將細胞于純MC-LR（1.0～200 μmol/L）暴露24 h發現，兩種細胞系的細胞活力均顯著降低且呈劑量依賴性，細胞凋亡啟動子Bax和p53表達上調，Caspase 3/9活力顯著增強，表明MC-LR在HEK-293和ACHN細胞中均產生細胞毒性并誘導細胞凋亡。Huang Xiao等[33]用0、1、10 μg/L和100 μg/L MC-LR處理草魚腎細胞（CIK細胞）24 h和48 h，在CIK細胞中觀察到活性氧（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引起了氧化應激；此外，激光掃描共聚焦顯微鏡觀察顯示，CIK細胞中微絲和微管聚集和塌陷，甚至一些細胞骨架結構喪失，表明氧化應激和細胞骨架破壞可能相互作用，共同導致MCs誘導的細胞凋亡和腎毒性。同時，該研究結果還顯示，低劑量（1 μg/L）MCs可促進細胞增殖，而高劑量（10、100 μg/L）MCs則誘導細胞凋亡。關于MCs劑量的雙效性，即低劑量促進細胞增殖，高劑量誘導細胞凋亡，也在多項研究[34-35]中被報道。由于人類更多地是長期持續暴露于MCs，故應側重探討長期暴露于MCs的人群與腎臟的病理改變及腎癌發生的相關性，進一步了解人體的MCs暴露風險。

2.3 生殖毒性

有研究證實MCs能在睪丸[36]和卵巢[37]中積累，并對性腺產生毒性作用。Trinchet等[38]在含質量濃度5 μg/L MC-LR的水體中飼喂青鳉，30 d后發現青鳉曲細精管中的細胞溶解，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14 d，3 μg/kg mbMC-LR沒有顯著增加小鼠睪丸細胞中DNA-蛋白質交聯（DNA-protein cross-linking，DPC）系數，但當MC-LR劑量增加至6 μg/kg mb和12 μg/kg mb時，DPC形成顯著增加，同時微核數量也顯著增加，表明精子細胞中染色體受損[39]。在另一項研究中，雄性大鼠經腹腔注射劑量為5、10、15 μg/kg mb的MC-LR，連續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處理組睪丸質量、精子密度和血清睪酮、促卵泡激素（follicle stimulating hormone，FSH）、促黃體生成素（luteinizing hormone，LH）水平降低，組織學檢查結果顯示，曲細精管萎縮并受阻[40]。慢性低劑量的MCs暴露也會誘導睪丸損傷，對雄性生殖產生實質性毒性。雄性小鼠暴露于1、3 μg/L和10 μg/L的MC-LR，持續3 個月，觀察到精子質量下降，睪酮濃度下降，生精上皮呈輕微松弛，并呈劑量依賴效應；持續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，在神經激素控制的生殖系統中起關鍵作用。Xiong Xiaolu等[43]向小鼠經腹腔注射3.75、7.5、15 μg/kg mb和30 μg/kg mbMC-LR，持續14 d，發現MC-LR以劑量-時間效應方式降低GnRH表達，先增加隨后降低FSH、LH和睪酮的表達，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，進而損害精子。僅有少數研究報道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28 d，發現卵巢相對質量顯著降低，可能與卵巢的病理形態學變化有關；卵泡的組織學評估顯示，與對照組相比，20 μg/kg mb的高劑量MC-LR使原始卵泡數量減少約一半[37]。雖然目前沒有MCs對人類生殖毒性的數據，但是MCs暴露可能對人類的生殖健康構成威脅，特別是環境中MCs分布廣且豐富，容易進入人體。因此，應對MCs的生殖毒性做進一步的調查研究。

2.4 神經毒性

盡管MCs主要被認為是肝毒素，但是一些中毒患者表現出多種神經癥狀。1996年巴西發生的MCs污染腎透析用水事件中，透析者除出現肝衰竭外，還存在頭暈、耳鳴、眩暈、頭痛、嘔吐等多種神經癥狀[44]。Li Xiaobo等[45]探討低劑量MCs（5 μg/kg mb）暴露下大鼠的神經毒性表現，研究發現MCs早期暴露階段，大鼠出現空間學習和記憶能力下降，暴露后期階段與記憶有關的大腦區域內一氧化氮合酶和一氧化氮含量等炎性指標上升，表明有炎癥發生。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作為神經元微管相關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、神經原纖維變性和神經元凋亡有關[46]。體外研究證明，低濃度（0.5 μmol/L）MCs能夠作用于小鼠神經細胞誘導神經退行性作用[47]。星形膠質細胞在維持腦內穩態中起著重要作用，可調節突觸傳遞，保護神經元免受氧化損傷[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）處理大鼠星形膠質細胞24 h，發現0.5 μmol/L的MC-LF、MC-LW可引起星形膠質細胞數量減少、活力下降、觸發細胞凋亡。母體MCs暴露會對大鼠后代的大腦發育產生不利影響，MCs可經血腦屏障和胎盤屏障進入子代大腦并蓄積，誘導神經毒性。Li Xiaobo等[50]將孕期大鼠暴露于20 μg/kg mb的MC-LR中，發現其后代鼠的行為能力和認知功能出現障礙。為更好地了解MCs產前轉移與腦組織中的細胞反應，Zhao Sujuan等[51]向孕期大鼠注射劑量為10 μg/（kg mb·d）的MC-LR，持續8 d，發現幼鼠大腦超微結構發生改變，如內質網擴張和線粒體腫脹，腦組織中MDA含量增加、乙酰膽堿酯酶（acetylcholinesterase，AChE）和GSH水平下降，AChE在中樞和外周神經系統膽堿能神經傳遞中起著重要作用；該研究表明MC-LR的神經毒性可通過母體傳遞給子代，通過破壞子代大腦細胞骨架、發生氧化應激誘導神經毒性。

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]對草魚經腹膜注射MC-LR（50 μg/kg mb），觀察到脾臟中淋巴細胞超微結構改變，炎性因子如白細胞介素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]研究發現，不同質量濃度的MCs暴露對魚類先天免疫系統具有二元影響，低質量濃度組（0.3、1 μg/L和3 μg/L）魚類脾臟超微結構出現病理變化，且呈濃度依賴性，具體表現為黑素-巨噬細胞中心的形成和巨噬細胞偽足數量的增加，表明低質量濃度MCs能夠引起免疫細胞吞噬活性增加；在高質量濃度組（10、30 μg/L）觀察到魚類巨噬細胞發生嚴重變性以及淋巴細胞的線粒體腫脹，表明細胞免疫功能受到抑制。關于哺乳動物暴露于MCs所導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50 d，發現大鼠脾臟中MC-LR積聚，組織病理學改變，溶菌酶活性顯著降低，免疫系統被破壞，參與細胞凋亡、免疫相關的蛋白如熱休克蛋白（heat shock protein，HSP）表達顯著上調。先前的研究主要集中探討魚類或小鼠在短期接觸MCs后體內免疫指標的變化及其他免疫毒性作用，為進一步了解MCs對人類免疫功能的影響，必須系統地評估MCs在環境中的相關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暴露風險。

2.6 其他毒性

MCs能在肺中積累并且產生毒性[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暴露可引起肺實質損傷。Li Xinxiu等[60]研究了暴露于不同質量濃度（1、5、10、20、40 μg/L）的MC-LR中12 個月小鼠的肺損傷情況，結果發現，隨著MC-LR質量濃度的增加，小鼠肺組織發生塌陷等病理變化，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失衡，小鼠肺部可能發生氧化損傷。此外，肺部出現炎癥細胞聚集，IL-1β和p65亞基等蛋白水平升高，出現炎癥反應。推測氧化應激增強可以改變炎性細胞因子的表達，并導致肺泡損傷和肺實質增厚。

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

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

3 MCs的毒性作用機理

MCs毒性作用的先決條件是通過多特異性有機陰離子轉運多肽（OATP/Oatp）將其轉運到細胞中，同時對PP1和PP2A活性產生不可逆的抑制作用。MCs主要通過兩步反應抑制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疏水側鏈；然后MCs中Mdha側鏈的末端碳原子與PPs半胱氨酸的巰基發生不可逆結合。MCs與PPs形成加合物，從而抑制PPs的催化活性，打破體內原有的蛋白磷酸化和去磷酸化平衡，這兩者的平衡是調節真核細胞中信號轉導的重要機制。MCs通過多種途徑如氧化損傷、細胞凋亡、改變細胞骨架穩定性、細胞增殖等的交互作用發揮毒性效應。若要全面評估MCs的潛在健康風險，不能僅滿足于簡單地揭示由MCs誘導的細胞效應，應該深入了解MCs毒性的分子機制。

3.1 MCs對細胞結構的影響

研究表明，MCs通過引起細胞膜起泡、膜完整性喪失、細胞凝結和凋亡小體的形成導致細胞骨架解體，從而發揮毒性作用[63]。MCs可誘導細胞骨架的3 種組分（微絲、微管和中間絲）發生重排或塌陷。在眾多細胞類型如肝細胞、腎細胞中，MCs暴露首先引發中間絲和微管解體，隨后微絲發生改變，質膜下的肌動蛋白開始聚集并凝結成玫瑰花狀結構，最終這些結構完全塌陷成致密的核周束，細胞核周圍的細胞骨架成分逐漸崩潰?；贛Cs破壞3 種細胞骨架成分，幾種細胞骨架相關蛋白被廣泛研究。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蛋白過度磷酸化，如Tau、血管擴張劑刺激磷蛋白（vasodilator stimulated phosphoprotein，VASP）和HSP27。Tau是一種重要的神經微管相關蛋白，在微管的組裝和穩定性中起重要作用，其過度磷酸化可導致神經元微管骨架形態和功能的紊亂，并被認為與多種神經系統退行性疾病的發生有關。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胞凋亡。當細胞受到MCs刺激時，HSP27通過磷酸化來增加F-肌動蛋白微絲的穩定性，阻止細胞骨架被破壞，從而有利于細胞存活[23]，這表明HSP27的過度磷酸化可以補償MCs誘導的細胞骨架的不穩定性。與HSP27一樣，其他骨架蛋白如埃茲蛋白（Ezrin）、VASP受磷酸化調節，可在應激狀態下共同維持肌動蛋白絲的結構。

3.2 MCs促進細胞凋亡

組織細胞在MCs暴露后超微結構改變，細胞發生凋亡，其特征為細胞膜起泡、細胞質收縮、染色質濃縮等。研究表明p53、Bcl-2/Bax、細胞色素c（cytochrome c，Cyt c）和Caspase的磷酸化參與MC-LR誘導的細胞凋亡[64]。p53是PP2A的底物，因此MCs和PP2A形成復合物會干擾p53活性，使其過度磷酸化，導致DNA修復受阻，細胞發生凋亡。研究已證實MCs可增加發生凋亡的HepG2細胞、肝細胞中p53的表達[65]。p53介導的細胞凋亡涉及調節Bcl-2家族的促凋亡成員如Bax、Bid的轉錄。Bax在其啟動子區域具有p53結合位點，并且響應p53活化而上調。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生改變[66]。Wang Xueting等[67]證實在MCs誘導的細胞凋亡中，p53的表達和磷酸化增加，誘導Bax的上調、Bcl-2的下調以及Bax/Bcl-2以劑量依賴性方式增加，線粒體通透性轉換孔開放，Cyt c從線粒體釋放到胞質溶膠中，觸發Caspase級聯反應，最終導致細胞凋亡。除線粒體途徑外，內質網途徑也可能參與MC-LR誘導的細胞凋亡。內質網是最大的細胞器之一，在調節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質網中轉運出來，而錯誤折疊的蛋白被保留在細胞器中導致內質網應激，加速細胞凋亡[68]。在多種細胞類型中，尤其是肝細胞中，MCs暴露導致內質網擴張伴隨線粒體損傷和核仁變形[69]。這些結果表明線粒體和內質網通路均參與MCs誘導的細胞凋亡。此外，MCs暴露可使絲氨酸/蘇氨酸蛋白激酶Ca2+/鈣調蛋白依賴性蛋白激酶II（calcium/calmodulin-dependent protein kinase, CaMKII）過度磷酸化，引起細胞發生氧化應激，促進細胞凋亡[70]。

3.3 MCs促進細胞癌變

已有大量研究證實MCs是腫瘤促長劑。當長期持續低水平暴露于MCs，導致細胞大量增殖至腫瘤發生。Liu Jinghui等[71]對MCs刺激細胞生長和腫瘤促進過程的詳細機制進行研究，發現MCs進入細胞并與PP2A/C結合，隨后PP2A活性的抑制誘導多種分子變化，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，進而促進細胞存活和增殖。α4是一種調節蛋白，通過與PP2A的催化亞基C結合調節PP2A活性。MCs可觸發α4/PP2A/C亞基解離，這可以補償由MCs介導的PP2A活性降低，促進細胞增殖。Akt/S6K1通路是細胞增殖和腫瘤發生中的重要通路。c-Myc是重要的致癌轉錄因子，其調節參與細胞增殖和分化的眾多基因的表達，過表達時有助于細胞轉化和腫瘤發生[72]。同時，在多種人類癌癥中也發現了原癌基因c-Jun的失調。此外，Zhang Jianying等[73]在小鼠體內觀察到核因子κB（nuclear factor-κB，NF-κB）和TNF-α與MCs在腫瘤發生中產生協同促進作用。Zhao Yanyan等[74]通過蛋白質組學和轉錄組學研究發現MCs改變了與腫瘤發生相關的幾種途徑中37 種mRNA和42 種蛋白質的表達，如GSH代謝、VEGF信號傳導和MAPK信號傳導途徑。還有研究表明內質網應激途徑、未折疊蛋白反應和內質網相關降解的激活也參與其中[75]。

3.4 減少DNA修復

MCs侵入機體后，通過抑制PP1和PP2A的活性和誘導ROS產生，導致DNA突變、結構受損、修復受阻，進而誘發DNA損傷。DNA依賴性蛋白激酶（DNA-dependent protein kinase，DNA-PK）是DNA損傷修復過程中的關鍵蛋白激酶，參與并決定著非同源末端連接DNA損傷修復通路的整個進程。由于DNA-PK在MCs暴露后失去活性，故常將其作為DNA損傷的激酶標記。為進一步證實DNA-PK在MCs暴露下對DNA修復的作用，Lankoff[76]檢測了缺乏DNA-PK催化亞基的人膠質母細胞瘤細胞系MO59J中DNA修復的動力學，以含有DNA-PK的MO57K細胞為對照，發現用MCs處理可抑制MO57K細胞中的DNA修復但不抑制MO59J細胞中的DNA修復，表明DNA-PK可能是MCs的主要靶標。因此，DNA-PK活性的喪失和DNA雙鏈斷裂修復的能力受損可能是MCs遺傳毒性的主要作用機制。

總地來說，MCs發揮毒性效應是一種多途徑過程，是不同途徑之間“交叉對話”和合作效應的結果（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，開發更有效的降解水和食品中MCs并脫除其毒性的方法是國內外學者的研究重點。高級氧化工藝（advanced oxidation processes，AOPs）是一種有前景的化學氧化法，利用氧化劑、催化劑、輻射或它們的組合產生高活性氧化物質，如羥自由基、H2O2、O3等，以降解有機污染物。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，結果表明，光電催化系統對MC-LR表現出高度降解作用；當UV波長設定為254 nm、電流強度為5.0 mA/cm2時，高（1 228.5 μg/L）和低（111.8 μg/L）質量濃度的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胞凝膠電泳實驗表明，遺傳毒性和細胞毒性隨著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而不產生任何有毒代謝產物，包括生物反應器法[82]和活性污泥法[83]等，這些方法都與MCs的降解菌有關。Ding Qin等[84]從太湖中分離出一株具有高MC-LR降解能力的菌株m6，該菌株可在4 h內完全分解MC-LR（1～50 μg/L），降解速率受溫度、pH值和MC-LR質量濃度的顯著影響。此外，物理法如超聲波技術降解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對MCs的降解效果，結果顯示，在1 200 W下超聲15 min，質量濃度為12.43 μg/L的MCs溶液中MCs去除率達99%，幾乎全部去除。

由于基質的復雜性，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，應考慮食品品質（如顏色、質地、營養成分）和環境可持續性，以確保水體和食物的公共衛生安全。

5 結 語

日趨嚴重的藍藻水華及其毒素MCs污染已成為全球性環境問題和食品安全問題。人類常常在多種途徑（飲用水、水產品等食物及藍藻保健品）中長期接觸相對較低水平的MCs。因此，應繼續對MCs在水、農作物及水產品等食物中的積累機制及持久性進行更詳細的研究。急需開發用于檢測食品中MCs的快速監測工具和改善食品中降解MCs的技術，以保護公眾健康和確保食品安全與質量。