标题：微囊藻素
简介
微囊藻毒素Microcystins（MC）是由蓝藻水华，如固氮的鱼腥藻（Anabaena）、束丝藻（Aphanizomenon）、拟柱胞藻（Clindrospermopsis）、胶刺藻（Gloeotrichia）和节球藻（Nodularia），非固氮的微囊藻（Microcystis）、颤藻（Oscillatoria）和鞘丝藻（Lyngbya）等暴发所产生的一种肝毒素，它对蛋白磷酸酶1 和蛋白磷酸酶2A 具有抑制作用，因此与肿瘤促进作用有直接关系。[1]  蓝藻系统发育树[2]
随着中国水体的富营养化程度逐渐加剧，蓝藻水华和赤潮的发生逐渐增加。80% 的蓝藻水华都可以检测出次生代谢产物---微囊藻毒素（microcystins，MCs），它对水体环境和人群健康的危害已成为全球关注的重大环境问题之一。微囊藻毒素为七肽单环肝毒素，结构中存在着环状结构和间隔双键，因而具有相当的稳定性。[3]它能够强烈抑制蛋白磷酸酶的活性，当细胞破裂或衰老时毒素释放进入水中，同时它还是强烈的肝脏肿瘤促进剂。中国生活饮用水卫生标准（GB 5749-2006）的颁布，将饮用水中微囊藻毒素含量限制为1μg/L，该标准的实施对水源水的质量提出了更高的要求。[4]
危害记录
历史上最早的关于微囊藻素对人类的毒害作用可追溯到1000多年前的中国，当时诸葛亮记载了他的部队从中国南部的一条发绿（推测可能是蓝藻）的河流中取水饮用而中毒死亡。[5]关于这种藻毒素引起人类肠胃炎的最早报道见于1931年，发生在沿美国Ohio河的一系列城镇，当时，由于降水量少，Ohio河的一个支流发生了蓝藻水华，水华随后流入干流，随着其向下游的移动，引发了一系列的疾病，而这些都不能归结为传染源。在津巴布韦的Harare市，生活在从一个特定的水库供水的某一区域的儿童，每年都发生肠胃炎，但找不到感染源，但其时间刚好与该水库的微囊藻水华分解同步，而在该城市使用其它供水的儿童则未出现肠胃炎。  杭州市某水库质谱测定[6][7]
1996年巴西一透析中心因透析液遭MC污染最终导致53人死亡。中国也有许多饮用水源发生蓝藻水华并检测出MC，特别是2007年发生了太湖大面积暴发蓝藻水华导致震惊世界的无锡市饮用水污染的事件。蓝藻污染不仅会恶化水质，还可能释放出水溶解性肝毒素、神经毒素及其它毒素，其中危害最大的是由铜绿微囊藻、水华鱼腥藻和颤藻等蓝藻产生的微囊藻毒素（microcystins，MCs）。流行病学调查显示，饮用水源中微囊藻毒素是中国南方一些地区原发性肝癌发病率高的主要原因之一。[8]
中国天然及水库水体的MC污染中国是一个湖泊众多的国家，20 世纪90年代以来，蓝藻水华暴发的面积、强度以及藻毒素含量均在大幅度增长，由此带来的环境和生物安全问题日益引起关注。这其中，以云南滇池、江苏太湖、安徽巢湖的蓝藻水华污染最为严重。此外，长江、黄河、松花江中下游等主要河流以及鄱阳湖、武汉东湖、上海淀山湖等几大淡水湖泊、水库中也都相继发生了不同程度的蓝藻水华污染并检测到了MC的存在，对中国南北几个省市各水体都有不同程度的MC污染，其中以沟塘水、河水和水库水最为严重。[9]Song等2005年在太湖五里湖和梅梁湾检测的表层水最大胞外MC含量分别为2. 71和6. 66μg· L-1。Shen等报道太湖梅梁湾的微囊藻毒素随时间和营养盐水平的不同有很大差异，胞内毒素最高可达97.32μg·g-1干藻。徐海滨等对江西鄱阳湖的调查显示，水体微囊藻毒素最大为1 036. 9pg·ml-1，同时发现鱼体内有毒素积累。王红兵等曾检测到上海淀山湖水体中MC浓度最高可达55. 4ng·ml-1。2005年对北京市重要饮用水水源地官厅水库、密云水库和怀柔水库水源水样进行藻毒素调查发现，在藻类的高发季节，3个水库水体中均检出MC，其中官厅水库7月份MC最高值达到20μg·L-1。广东省典型供水水库和淡水湖泊微囊藻毒素分布广泛，毒素组成以MC-RR为主，水库微囊藻毒素含量在0-0.919μg·L-1。陈刚等在原发性肝癌高发地区江苏海门等地的许多沟塘中检出大量的微囊藻毒素，河水和沟塘水中检出的MC最高分别达1558pg·ml-1和300pg·ml-1。  巢湖渔民随机微囊藻素身体测试[10][11]
化学性质
分子结构MC是一种单环七肽物质，具有明显的肝细胞毒性。由于多肽中两种可变氨基酸组成的不同，具有多种异构体。其中存在最普遍、含量最多的是MC-LR，MC-RR，MC-YR这3种微囊藻毒素（L、R、Y分别代表亮氨酸、精氨酸和酪氨酸）。国内外研究最多的主要是MC-LR和MC-RR。MC的毒性和其结构相关，Adda是表达MC毒性性的必需基团。研究表明，MC-LR的急性毒性最强，MC-YR次之，MC-RR最弱。[12]  微囊藻素分子结构[13]
MC单环结构分子量在900~1100道尔顿，是水体中最常见的一种蓝绿藻毒素。一般结构为环（D-丙氨酸-L-X-赤-β-甲基-D-异天冬氨酸-L-Z-Adda-D-异谷氨酸-N-甲基脱氢丙氨酸）。分子上1位是Ala-右旋-丙氨酸；2，4位上的X和Z分别代表不同的氨基酸；3位上是MeAsp-D-赤-β-甲基天冬氨酸；5位上是（2S，3S，8S，9S）-3-氨基-9-甲氧基-2，6，8-3甲基-10-苯基-4，6-二烯酸，简称Adda；6位上是Glu-异谷氨酸；7位上是Mdha-N-甲基脱氢丙氨酸或Dha-脱氢丙氨酸。其中，Adda（3-氨基-9-甲氧基-2，6，8-三甲基-10-苯基-4，6-二烯酸，3-amino-9-methoxy-2，6，8-trim ethyl-10-phenyldeca-4，6-dieno ic acid）是一种特殊的氨基酸，是毒素活性表达所必需基团；R1和R2在不同的微囊藻毒素变体中代表不同的L-氨基酸，并以此为该毒素命名。在已发现的MCs异构体中，最常见且已商业化提取的是MC-LR、MC-YR、MC-RR、MC-LF、MC-LW，L、R、Y、F、W分别代表亮氨酸、精氨酸、酪氨酸、苯丙氨酸、色氨酸。[14]
化学性质MC具有水溶性和耐热性，加热煮沸都不能将毒素破坏；自来水处理工艺的混凝沉淀、过滤、加氯、氧化、活性炭吸附等也不能将其完全去除。MC易溶于水，甲醇或丙酮，不挥发，抗pH变化。化学性质相当稳定，自然降解过程十分缓慢。MC在去离子水中可保持稳定状态长达27d，在灭菌的河水中可保持稳定12d，而在普通河水中7d以内即会降解，降解速度在原产地河水中最大，在不同产地的河水中次之，在腐殖化的水中最小（Rapala et al.，1994）。此外，纯化的MCs在阳光照射下依然保持其稳定性，但暴露于紫外线时即可被水解或发生化学异构和化学键合反应而失活，其半衰期为10d。当紫外线波长接近其吸收峰周围（即238~254nm）时，MCs可被迅速降解此外由于MC分子结构含有羧基、氨基和酰氨基，所以在不同pH值下，MC有不同的离子化倾向。  微囊藻毒素标准曲线[9][15]
在已报道的MC的80多种异构体中，MC-LR是最为常见的种类，且相关的毒理学研究最多，腹腔注射小白鼠的LD50值一般在50-60μg/kg（体重），因此，MC-LR的毒性可与化学类有机磷神经相当。[16]
国内外的微囊藻毒素检测标准世界卫生组织（WHO）推荐的饮水中的藻毒素标准为1.0 ppb。各国已有饮水中的藻毒素含量标准一般都为微囊藻毒素LR的含量，加拿大健康组织规定饮水中可接受的藻毒素标准为0.5 ppb，澳大利亚学者建议1ppb的含量为安全饮用水的上限。中国微囊藻毒素的标准检测国标主要有：  微囊藻毒素异构体[17]GB/T5750.8-2006、GB/T 20466-2006、GB3838-2002、HJ/T 91-2002。《水中微囊藻毒素的测定》（GB/T 20466-2006）中规定了微囊藻毒素LR、微囊藻毒素RR的测定和微囊藻毒素YR的两种测定方法；《饮用水的有机标准》（GB/T 5750.8-2006）中规定了微囊藻毒素LR和微囊藻毒素RR的检测方法；《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）中规定了微囊藻毒素LR的标准限值和最低检出限，分别为1和0.01ppb；《地表水和污水监测技术规范》（HJ/T91-2002）中规定了微囊藻毒素-LR的最低检出浓度为1ppb，小数点后最多位数为3。[18-22]
毒理
分子机理MC主要由微囊藻产生，但并非所有的微囊藻都能产生MC，产生MC的分子机理现已明确，是由一类包含肽类合成酶（peptide synthetase）、聚酮合成酶（polyketide synthases，PKSs）和其他修饰酶在内的巨酶复合体通过非核糖体（nonribosome）途径合成的。编码MC合成酶的基因簇已经获得测序鉴定，这个55kb的基因簇由一混合型非核糖体肽类合成酶（聚酮合成酶性质，mcyA-mcyE和MCyG）的6个开放式阅  微囊藻素与DNA表面分子结合示意图[23]读框（ORFs）和4个小型的被认为具有前体和裁剪功能（mcyF 和MCyH-mcyJ）的OPRs 组成。[24]Kaebernick 等研究发现光照影响MC合成酶产量，mcyB和MCyD转录水平在强光照条件下有所提升，红光和蓝光以及一些特定的人为应激因素等，如产烷微生物（methylogen）和NaCl的存在能减弱其转录水平。因此可认为MC的产生虽然是由基因决定的，但环境条件可以调节和控制基因的表达，从而影响到毒素合成。[25]
迁移转化除影响MC产生外，各种环境因子，如光照强度、温度、水体pH值、营养盐浓度、溶解氧、色素及其他水生生物等因素都会影响MC在水体中的迁移转化。纯微囊藻毒素在日光照射下是稳定的，但也可被紫外线光解或通过异构化作用丧失毒性，其半衰期约10天，特别是紫外线波长接近其最大吸收波长（238-254nm）时，降解速度大大增加（数分钟内）。环境水体中色素和腐殖质等光敏剂存在能促进MC的光解作用，这种降解方式可能是某些水体中MC归宿的主要方式；此外，生物降解也是MC在环境水体中的主要转化途径。天然水体中的某些特殊细菌或微型动物水生生物，能通过自身代谢改变MC侧链Adda 的结构或打开环状结构降低毒素毒性。MC-LR在去离子水中可保持稳定超过27天，但其在天然水体中不到1个星期即发生初级降解，这是由于生物降解通过Adda 侧链的修饰而灭活这一机制实现；水中的有机物和溶解氧通过影响水生生物的活性，从而间接控制藻毒素的降解。[26]
毒效应
动物模型实验表明，MC具有明显的嗜肝性，其污染与肝癌的发生、肝坏死以及肝内出血有密切关系，严重时甚至能引起受试生物死亡。MC跨膜转运需要ATP 依赖性的转运蛋白（ATP-dependent transporter）。对大鼠毒理学研究表明，胆汁酸转运蛋白（bileacid transporter）很可能是MC的转运载体。而MC的毒性主要限于肝脏，是因为其细胞膜上具有有机阴离子转运蛋白的器官；随着有关MC毒性的不断深入研究，还发现MC具有多器官毒性、遗传毒性、神经毒性、免疫毒性和潜在的促癌性，并能引起受试生物发育异常。可见MC的毒性效应范围十分广泛。[27]
肝毒性MC是一种肝毒素，这种毒素是肝癌的强烈促癌剂。家畜及野生动物饮用了含藻毒素的水后，会出现腹泻、乏力、厌食、呕吐、嗜睡、口眼分泌物增多等症状，甚至死亡。对于人类健康，微囊藻毒素也具有很大危害性。其中MC-LR的半致死剂量（LD50）约为50μg/kg～100μg/kg。人们在洗澡、游泳及其他水上休闲和运动时，皮肤接触含藻毒素水体可引起敏感部位（如眼睛）和皮肤过敏；少量喝入可引起急性肠胃炎；长期饮用则可能引发肝癌。[28]
MC对肝细胞影响的特点是细胞凋亡与活跃的细胞增殖相伴随。MC促肝癌动物模型对MC的促癌作用进行了研究，结果显示，①MC可显著增加大鼠肝癌前指标γ-谷氨酰转肽酶（γ-GT）的阳  微囊藻素毒性作用通道示意图[29]性率；②MC可上调肝癌前病灶的主要凋亡抑制作用基因bc1-2的表达，同时可下调促细胞凋亡作用基因bax的表达。进一步证明MC有促癌作用，并且初步明确了调节与细胞凋亡相关的癌基因和抑癌基因表达可能是MC促癌过程的重要机制之一。MC作用于肝巨噬细胞，刺激细胞产生白细胞介素1（IL-1），IL-1再诱导产生可以引起急性炎症反应的物质，如前列腺素、血栓素及肿瘤坏死因子-δ（TNF-δ），这些物质导致了肝脏损伤和坏死，并引起炎症休克。此外一些实验还证实，MC是肿瘤促进剂，对免疫功能产生明显的抑制作。[30]
肝脏是MC主要的靶器官，急性中毒主要表现为肝脏肿大，淤血，肝体比重增加，肝脏细胞被破坏，肝脏出血坏死。已有研究结果表明，MC是以肝脏为靶器官的多肽毒素，通过对鼠或鱼腹腔注射或经口给予毒素染毒，可以使动物在3h内迅速死亡，死亡前动物出现苍白和虚脱并伴有抽搐，解剖观察发现肝脏肿大，肝细胞小叶中心性坏死，肝细胞内有大量的红细胞，而其他部位呈缺血状态及出血性休克的结果。  微囊藻毒素的氧化胁迫及其影响[31][32]
光镜下可见肝窦状血管破坏、血窦内皮损伤、细胞间隙增大。电镜下肝细胞超微结构发生改变，粗面内质网发生折叠、线粒体脊膜扩张、胞质空泡样变、浆膜反折、细胞内器重新分布，肝细胞坏死融合成带，出现桥接样坏死。血清酶学表现为乳酸脱氢酶（LDH）渗漏，γ谷酰基转移酶（γ-GT）和碱性磷酯酸合成酶（AKP）升高。细胞超微结构出现异常变化，内质网破碎，发生核糖体的脱粒现象；线粒体内部结构尤其是嵴发生变形、碎裂，出现溶解。内质网碎片包绕在线粒体周围，细胞内容物稀疏，细胞质结构分布比较随机，规律性降低等。[33]
肾毒性有研究表明MCs具有肾毒性，肾脏是微囊藻毒素除肝之外的另一个重要的靶器官。Bhattacharya等给大鼠腹腔注射MCs，发现血中尿素和肌酸水平升高，白蛋白含量下降，随后尿中出现血  微囊藻毒素致人淋巴细胞损伤[34]红素、蛋白、胆红素，而肾脏乳酸脱氢酶及谷草转氨酶下降，表明MCs具有肾毒性。并且Ito等研究认为，微囊藻毒素会在肾中产生蓄积，所以可能产生的肾毒性更大。研究发现，给小鼠注射亚致死剂量的微囊藻毒素，会使肾小球的毛细血管簇遭到破坏，肾小球、近曲小管和远曲小管的管腔扩大，并且管腔中有大量的红细胞，近曲和远曲小管的上皮细胞脱落到管腔内或消失，许多管状上皮细胞的细胞质中出现液泡，胞间隙中有淋巴细胞浸润。用离体肾灌注系统研究表明，微囊藻毒素能够改变肾的一些功能指标如：灌注压（PP）、肾血管阻力（RVR）、肾小球滤过率（GFR）等。[35]
生殖毒性2005年发表的一项研究发现，淡水湖泊中水生无脊椎动物的性腺和卵中积累有大量MC-LR。Liu 等也发现泥鳅胚胎的发育后阶段对MC-LR的敏感性大于早期，而幼泥鳅的敏感性远远低于胚胎，死亡率及发育畸形率存在剂量-反应关系。张占英等给孕鼠妊娠连续10d腹腔注射MC-LR发现，不同剂量的毒素（4～62μg/kg）均可损伤胎盘屏障，使整个胎盘细胞变性、水肿和间质疏松。微囊藻毒素通过胎盘屏障进入胎鼠体内，影响胚胎的形成和发育，导致胎鼠发育畸形或脏器发育不良及损伤，且随着染毒剂量的增高，畸胎发生率也随之增高。不同研究结果有差异可能与染毒剂量的大小、染毒次数、时间的长短、对母体损伤程度以及胚胎所处时期不同有关。此外，研究发现MCs对不同类别浮游动物的影响因藻类浓度变化而异，对草履虫的抑制作用不明显，而对绿眼虫的生长繁殖抑制较强，甚至无法生存。藻毒素还可在卵中大量存在并传递到后代。因此，微囊藻毒素对包括人类在内的哺乳动物生殖的影响应该受到关注和重视。[36]
免疫系统毒性机体可通过免疫监视来预防或限制肿瘤发生，在遗传或环境作用下若机体免疫功能低下或缺陷，恶性肿瘤发生率就增高，因而它是与肿瘤形成有关的重要因子。染毒低剂量微囊藻毒素就可导致小鼠免疫抑制。肿瘤坏死因子α是一个内源性的肿瘤促进剂，在肿瘤的促进、演变过程中起着重要作用。在经微囊藻毒素处理的小鼠肝细胞中可见有其基因的表达。不同浓度的MC-LR体外激活巨噬细胞后，ELISA分析发现微囊藻毒素可诱导肿瘤坏死因子-α的合成与释放。[37]
心脏毒性微囊藻毒素对于心脏同样具有毒性作用。在致死剂量的MC-LR作用下，小鼠心脏的心率以及血压同时急剧下降，心输出量以及每搏输出量也呈现持续下降的趋势，显示微囊藻毒素对于心脏泵血功能存在损伤作用。发现在微囊藻毒素作用下，鼠心肌细胞结构变得不规则，细胞之间失去相互黏附的能力，在低剂量组，细胞变大，伴随着扩大且形状改变的细胞核，偶见细胞质空泡化以及部分肌纤维退化。高剂量组出现无序杂乱的心肌纤维，退化的肌肉纤维并伴有肌细胞的溶解。同时，血管畸形以及轻微的淋巴细胞渗入，线粒体的病理改变也在心肌细胞中发现。心肌细胞的功能障碍还可能与细胞骨架的改变有所联系，同时心肌富含线粒体，在线粒体和质膜中富含多不饱和脂肪酸，所以心肌很容易受到微囊藻毒素毒性作用所产生的自由基攻击的影响。在微囊藻毒素暴露下引起的心脏的病理改变造成了心肌功能受损，进而引发循环系统的紊乱和循环系统能力的不足。[38]
致癌机理肿瘤发生过程一般包括启动、促进和形成三个阶段。研究发现，MCs引起细胞蛋白质磷酸化（去磷酸化）平衡的改变是其促进肿瘤形成的决定性因素。细胞蛋白磷酸化（去磷酸化）平衡是细胞信号转导的调节枢纽，该平衡协调和控制着细胞内多种生化反应过程，如生长、分裂、增殖和细胞形态维持等。MCs抑制细胞内蛋白磷酸酶的活性，打破了细胞内蛋白激酶和蛋白磷酸酶之间的相对活力平衡，导致蛋白激酶和蛋白磷酸酶的无序调节，引发蛋白质的过磷酸化，导致细胞生理生化代谢紊乱，最终促进肿瘤的形成。[39]  微囊藻素染毒剂量对细胞亚蛋白影响[40]
人类细胞中普遍存在癌基因和抑癌基因，在正常情况下，这两类基因是人类细胞生长所必需的，当它们在体内的活性发生改变时，可导致正常细胞恶性转化，引起肿瘤的发生。MCs强烈抑制PPl和PP2A的活性，导致细胞内多种蛋白质过磷酸化，使细胞内蛋白质磷酸化（去磷酸化）调节失衡，并通过细胞信号系统改变多种酶的活性，继而影响与细胞生长有关的基因表达。大量研究表明，随着MCs暴露时间及浓度的不同，可引发不同癌基因和抑癌基因的表达发生变化。[41]
毒代动力学
蛋白磷酸酶抑制途径MC对真核生物最为重要的分子致毒机理是其能强烈并特异性地抑制丝氨酸和苏氨酸蛋白磷酯酸合成酶1 和2A（PP1 和PP2A）的活性，而蛋白磷酸酶PP1和PP2A参与许多重要的胞内过程，如细胞生长、分化、蛋白质合成、细胞信号传导等，研究证实，MC和PP1和PP2A之间是一种不可逆的共价结合。磷酸酶受抑制的结果影响了细胞内蛋白磷酸化和去磷酸化的平衡，相应地增加了蛋白激酶的活性，或导致细胞内多种蛋白质的过磷酸化，由于细胞骨架蛋白的过磷酸化，诱导了细胞中间纤丝网络的重排，引起了细胞骨架系统结构的破坏，造成细胞膜泡样变、膜完整性丧失、凋亡以及细胞坏死等效应。[28]
损伤遗传物质DNA的支架系由脱氧核糖经磷酸二酯键连接起来，外原化合物可通过攻击脱氧核糖或磷酸二酯键而导致DNA链的断裂。10~100μg/ml剂量的MCs引起HL60细胞明显的DNA链断裂，染毒量与DNA链断裂之间呈现剂量-反应关系，相同剂量的MCs还引起HL60细胞微核率升高，随着染毒剂量的增加，微核率呈增高趋势。化学毒物引起DNA链断裂在其遗传毒性及致癌性中起重要作用，致癌作用是DNA上损害的主要和长期后果。[42]  微囊藻毒素对细胞亚基蛋白影响[43]
许多环境致突变物和致癌物可在生物体内直接或间接与DNA发生共价结合而形成外源性DNA加合物。比如8-羟基脱氧鸟嘌呤核苷（8-OHdG），8-OHdG是一种错配修饰碱基。体外实验发现，MCs能引起8-OHdG水平增高，且处理剂量与8-OHdG水平成剂量-反应关系。DNA加合物形成可干扰DNA合成过程中的碱基配对错误复制和损伤的修复障碍，进而影响细胞的分裂。[44]
DPC是DNA与蛋白质形成的稳定的共价化合物，作为外来化学物的毒作用分子生物标志已受到关注。如果机体内的大分子物质受到外来理化因素的作用，则可以诱导出超量的DPC，而超量的DPC是一种病理状态，可影响基因的表达，破坏染色体结构。因此，DPC作为遗传毒性的生物标志物有非常重要的价值。MCs能诱导小鼠肝、肾、睾丸细胞DPC的形成，从而造成了对小鼠DNA的损伤。与其它类型的DNA损伤相比，DPC较难修复，在细胞周期中持续时间较长，当DNA复制时，易造成一些重要基因（如抑癌基因）的丢失，并有可能导致肿瘤或某些严重疾病的发生。[45]
活性氧途径研究表明，MC除了抑制磷酸酶致毒外，氧化应激以及线粒体通透性转换在MC致毒机理中也起着很重要的作用。MC可以诱导细胞内活性氧（ROS）产生，导致细胞损伤和脂质过氧化，并有可能通过某些通路诱导细胞凋亡，MC的肝脏毒性部分也是由于诱导活性氧（ROS）的产生。体内和体外的实验也表明，MC引起受试生物的某些DNA损伤也很可能是由活性氧介导的。虽然研究表明MC能导致各种类型的细胞脂质过氧化从而引起氧化损伤作用，但是还应看到，在MC如何引起ROS含量升高及其在诱导的细胞毒性中机理方面的研究还有待深入。有研究表明，蓝藻毒素如MC诱导ROS产生可能类似于缺血-再灌注过程刺激ROS产生的机制；体外试验则表明ROS产生也是鱼肝细胞和淋巴细胞对于MC暴露的一种代谢响应。MC暴露使ROS过量产生，引起的氧化应激改变胞内GSH含量和其他含巯基类物质，诱导线粒体膜通透性转变孔开放从而导致线粒体膜电势去极化和线粒体通透性转换，并进一步导致细胞色素c释放以及产生凋亡信号等一系列细胞事件发生。一些能增强机体抗氧化能力的药物，如N-乙酰半胱氨酸（NAC）和莱菔硫烷（SFN）的预处理，可显著减轻MC的细胞毒性，表明了氧化应激在MC生物致毒机理中的关键作用。[45]
其他途径ATP合成酶β-亚基（ATP-synthasebetasubunit）已被证明是细胞内能够进一步结合MC-LR的受体，而此加合物很有可能在高MC-LR浓度胁迫下通过扰乱线粒体功能（如释放细胞色素c）引发细胞凋亡信号，虽然ATP合成酶β-亚基能和MC形成加合物，但毫无疑问磷酸酶仍是细胞内和MC最重要的结合物。另外，MC-LR诱导细胞色素释放，并可以激活钙蛋白酶，但对于钙蛋白酶是否参与MC诱导的凋亡过程并不清楚。[46]
水生生物生态毒理学
水生植物生态毒理学微囊藻毒素是一种具有自我强化机制作用的生态生长调节素，高浓度MC可以影响水生植物种类的多样性，从而帮助蓝藻获得竞争优势，直至形成水华。水生植物则直接受到水体中的MC影响，并可能通过他感作用（allelopathy）与产生毒素的藻类发生相互作用。在MC对植物的毒性作用机制中，磷酸酶抑制途径可能并不重要，而ROS的诱导升高可能是其最主要的致毒机理。经MC-RR处理后，细长聚球藻（Synechococcus elongatus）的生长明显受到抑制，ROS水平升高引发氧化胁迫，导致丙二醛（MDA）含量显著升高。MC-LR诱导甲藻（Peridinium gatunense）产生的氧化应激与MAPKs旁路关键酶的激活有着密切关系。[47]
研究证实金鱼藻（Ceratophyllum dermesum）能够吸收水中的MC-LR，诱导植株ROS水平升高；微粒体和谷胱甘肽硫转移酶（GST）活性升高，表征MC-LR在植物体内参与了生物转化，与GSH结合形成共轭产物，使GSH含量下降。抗氧化系统中还原性谷胱甘肽（GSH）是抵抗细胞成分免受RO伤害的重要物质，研究表明GSH结合MC形成的共轭产物是生物对MC解毒进程的第一步。通过HPLC-MALDI-TOF检测出了金鱼藻体内的MC-LR-GSH（m/z 1302. 79），直接证实了植物体内存在着这一MC解毒过程；MC-LR的胁迫还能抑制金鱼藻生长、降低光合作用产氧量以及改变金鱼藻色素表达模式。[47]
Keating（1978）最早在Science上报道了微囊藻的提取物可抑制硅藻的生长，并推测可能是其中的毒素起作用。Singh 等（2001）研究认为，MCs有抗藻效应。高浓度的MC-LR（25、50μg·mL-1）短期暴露后，可抑制灰色念珠藻（Nostoc muscorum）和鱼腥藻（Anabaena BT1）的生长，并降低O2释放、叶绿素a 含量和固氮酶的活性，研究结果提示，MCs可能能够抑制藻类的光合作用，进而由于ATP 和还原剂的减少影响到固氮作用，最终使藻的增殖受到抑制。然而，进一步研究发现，MCs对其它水华藻类的作用则表现为抑制或杀死竞争者（细长聚球藻Synechococcus elongatus、水华束丝藻Aphanizomenonflos-aquae），促进后续藻类（蛋白核小球藻Chlorella pyrenoidosa、斜生栅藻Scenedesmus obliquus）的生长。这说明MCs的产生不仅仅是对浮游植物产生简单的抑制效应，其更重要的生态学意义可能在于调控（抑制或促进）藻类增殖，使产MCs的藻类在水环境中具有竞争优势。[48]
鱼类生态毒理学已有大量关于MC对鱼类产生毒害的文献报道，如MC处理可以导致鱼类肝、肾、鳃、血液循环系统、消化器官、免疫系统等产生损害，并进一步导致鱼类产生一系列行为学改变。具体表现为集群活动减少、游动迟缓，常停留在靠近水面的地方。斑马鱼的白昼活动会随MCs暴露剂量的增大而先增加后减少。当斑马鱼和小赤梢鱼（Leucaspius delineatus）同时暴露在MC-LR低浓度组（0.5μg/L）时，两种鱼的白昼活动明显增加，暴露在MC-LR高浓度组（50μg/L）时白昼活动都明显降低；然而两种鱼的游动时间却有差异，小赤梢鱼在夜间的游动时间增加，而斑马鱼在白天游动的多。[49]
水华蓝藻对养殖鱼类生长和消化酶活性也有显著的影响。急性毒性结果显示，鱼类对MC-LR的耐性远强于小白鼠。水生生物耐性高的原因还没有确切的定论，可能是其比哺乳动物更多的暴露于含MC的水环境中，长期进化导致MC在鱼体中的清除速率要比哺乳动物快得多。[50]
急性毒性实验表明，对鳙鱼腹腔注射MC粗提液，肝脏的病理状况在注射后24h 内随着时间增长而加重，同时发现肝细胞在低浓度MC作用下主要以细胞凋亡的形式死亡，而高浓度MC作用下主要以细胞坏死的形式死亡；此外，MC导致肝脏早期超微结构的变化是使细胞间隙增宽，注射后48h，肝组织有所恢复，组织损伤相对毒素的累积具滞后性。对鲢鱼的急性毒理实验也能观察到类似的结果。此外，暴露于MC的鱼体内能诱导抗氧化系统响应和血清生化指标变化。[51]
鱼类通过鳃与水体交换氧气和二氧化碳进行呼吸作用，研究发现MC暴露能造成鲤鱼鳃上皮细胞衰退和鳃小块组织坏死，甚至对鲤鱼腹腔注射MC也能发现这种症状；MC-LR还能直接抑制鳃细胞的离子泵，已发现MC-LR（2和20μg·L-1）的慢性暴露30d 显著增加了斑马鱼（Danio rerio）肝内毒素的累积和磷酸酶活性，但PP2A丰度却没有显著性变化。此外，处理组的肝细胞粗面内质网和线粒体肿胀，细胞核核仁出现蜂窝状结构。和对照组相比，处理组22个蛋白的丰度出现了显著的改变。经鉴定这些蛋白分别与细胞骨架装配、大分子代谢、氧化应激和信号传导有关，表明MC-LR对鱼类肝脏毒性是复杂多样化的，因此慢性胁迫下的氧化损伤可能是更为主要的致毒途径而不是磷酸酶抑制途径。慢性暴露下水体中低浓度的MC-LR就可以显著影响细胞进程，因此在制定水体MC-LR基准必须予以更多关注。[52]
2009年7 月的原位研究发现，虽然太湖梅梁湾水域水体MC含量并未超标，但置于蓝藻水华中的鲤鱼由于摄食有毒蓝藻，体内毒素含量（其中肝脏>肠道>鳃>肌肉）和肝脏ROS显著高于室内对照与胥口湾水域的样品，与此对应的，梅梁湾水域的鲤鱼肝脏MDA 和蛋白羰基含量也显著高于对照组，显示鱼体已经受到氧化损伤，其程度与ROS水平显著相关。此外，抗氧化系统指标GSH/GSSG比值变化很好地对应了各原位点的蓝藻水华污染程度，并与藻密度大小显著相关。[53]
毒素检测
用于检测微囊藻毒素的方法有很多，例如生物分析法、细胞毒性检测法、酶联免疫吸附法（ELISA）、高效液相色谱法（HPLC）、毛细管电泳法（CE）、蛋白磷酸酶抑制法等，这些方法都有各自的优点，但又有不同程度的缺陷性.生物检测法不能区分微囊藻毒素的异构体，工作量很大；细胞毒素检测法的灵敏度较低；高效液相色谱法的预处理过程繁琐，设备昂贵；CE法的重现性差；蛋白磷酸酶抑制法不能区分特异的毒素同系物，且后处理困难。[54]
生物分析法动物试验法是最早采用的常规毒性分析法，主要是采取对小鼠进行灌喂或腹腔注射来鉴定藻毒素的毒性。该方法能直观地反映微囊藻毒素的总体毒性。用纯化的MCs或蓝藻中粗提取的藻毒素进行测试，根据半致死剂量（LD50μg/kg）可初步确定其毒性。除个别异构体的LD50为200~250μg/kg，多数MCs的LD50为60~70μg/kg。该法具有操作简单，结果直观、快速等优点，但需要消耗较多的毒素，灵敏度和专一性都不高；无法准确定量，也不能辨别毒素的异构体类型；小鼠的维持费用高、工作量大。因此，动物试验法通常只作为毒性检测的最初筛选方法，并且正日益被其他方法所取代。[55]
细胞毒性检测技术是利用毒素对细胞的毒性作用来检测毒素的一种技术，不仅可以判断毒素是否存在，还可以对毒素进行精确的定量。谷康定等用2步灌流法制备大鼠原代肝细胞，经MC-LR处理后，数小时后细胞形态学即发生改变，其灵敏度可达μg/L级。Fladmark等利用藻毒素诱导沙门氏菌和大鼠的原发性肝细胞死亡的能力为参数检测MC-LR，表明悬浮培养液中的沙门氏菌肝细胞为检测较广范围的肝毒素提供了迅速灵敏的系统。该技术灵敏度虽然较高，但操作繁琐，基本上处于初步研究阶段，较难得到推广应用。[56]
物化分析方法高效液相色谱法（HPLC）是最常用的MC分析方法之一。自然界中MC常以痕量形式存在且干扰物质较多，所以色谱检测前必须先将样品通过萃取、吸附、富集等预处理，净化洗脱，再将洗脱液进行HPLC色谱分析，经检测器检测，将样品色谱图的保留时间和峰面积与标准品比较，从而进行定性和定量。HPLC检测MC主要使用的检测器有紫外（UV或VWD）、荧光（FL）、化学发光（CL）、二极管阵列（PDA 或DAD）等，最常用的是紫外和二极管阵列检测器。MC是一种环状多肽，其共轭双键在237 nm～239 nm下有最大吸收，故可通过紫外检测。紫外检测器成本较低，但MC各种异构体之间的特征吸收很接近，也就是说，紫外检测器在识别MC过程中存在相互干扰的缺陷，影响测定准确度；另外如果有其他物质伴随MC一同洗脱出来，其单波长吸收峰就会受到干扰。二极管阵列检测器比单波长紫外检测器分辨率高（它有一个特定的光谱吸收范围，通常是190 nm～280nm），噪音低，线性范围宽，其缺点是流动相的选择有一定限制，流动相的截止波长必须小于检测波长。[57]  微囊藻毒素色谱[58]
HPLC可以对MC进行定性和定量，是了解MC化学性质甚至结构的重要手段，但是它对高纯度标准品高度依赖，而由于技术的限制，商业用标准品又非常有限，这就限制了HPLC测定MC的发展。[56]
液质联用法（LC-MS）以液相色谱为分离系统，质谱为检测系统。MC样品在质谱部分和流动相分离，被离子化后，经质谱的质量分析器将离子碎片按质量数分开，经检测器得到质谱图。所以只要知道相对分子质量，就可以对样品进行精确的定量检测。1990年，LC/MS 技术首次被应用于蓝藻毒素的检测。[59]
HPLC-电喷雾电离质谱法（HPLC-ESI-MS）是带有电喷雾离子化系统的质谱分析法。其大致原理是MC样品溶液在强电场的作用下破碎成许多细小的带有电荷的液滴，解吸出离子，离子碰撞活化裂解成碎片，从而获得分子的结构信息，样品的分子离子和裂片离子经一系列分离器和静电透镜进入质量分析器进行质谱分析。1993年开始使用此方法检测MC。[60]
四极杆质谱由四根带有直流电压（DC）和叠加的射频电压（RF）的准确平行杆构成，相对的一对电极是等电位的，两对电极之间电位相反。当一组质荷比不同的离子进入由DC和RF组成的电场时，只有满足特定条件的离子稳定振荡通过四极杆，到达监测器而被检测。通过扫RF场可以获得质谱图。四极杆成本低，价格便宜，虽然日常分析的质荷比的范围只能达到3000，但由于分析器内部可容许较高压力，很适合在大气压条件下产生离子的ESI离子化方式，并且，ESI电离最突出特点是产生多电荷，MC电喷雾电离所产生的电荷分布在3000以下，所以四极杆广泛地与ESI联用，另外，三重四极杆由于可以做多级质谱，检出定量限（LOQ）为10pg，满足了低含量MC样品的检测要求。[61]
离子肼质谱是利用离子肼作为分析器的质谱方法。离子肼（Ion trap）由一对环形电极和两个呈双曲面形的端盖电极组成。在环形电极上加射频电压或再加直流电压，上下两个端盖电极接地。逐渐增大射频电压的最高值，离子进入不稳定区，由端盖极上的小孔排出。因此，当射频电压的最高值逐渐增高时，质荷比从小到大的离子逐次排除并被记录而获得质谱图。离子肼质谱可以很方便的进行多级质谱分析，对于物质结构的鉴定非常有用。Zweigenbaum JA等人采用离子肼质谱对MC-LR、RR等进行质谱碎裂机理的研究，采用LC 柱富集技术，经切换阀将MC通入质谱，最后采用多级离子肼质谱对其母离子和碎片离子进行碎片断裂分析。[62]
微囊藻素质谱(3张)微囊藻素质谱图册参考资料。[63-64]　
飞行时间质谱根据相同能量的离子质量不同时速度不同的原理，使用电子电离源，施加脉冲拉出电压，再经加速极加快离子速度后进入无场区漂移管。不同质量的离子则以不同的时间通过相同的漂移距离到达接收器。飞行时间质谱扫描速度快，灵敏度高，此设备结构简单，不受质量范围限制。Pasquale Ferranti等首次运用高效液相/电喷雾-四极杆飞行时间串联质谱法（HPLC/ESI-Q-TOF-MS/MS）测定淡水中的MC-RR、-LR、-YR、-LW和-LF，其检出定量限（LOQ）均达到0.1μg/L。使用基质辅助激光解吸电离飞行时间串联质谱法（MALDI-TOF-MS/MS）和离子肼串联质谱法（Ion trap-MS/MS）同时检测从而比较检测结果，结果证明HPLC/ESI-Q-TOF-MS/MS检测淡水中MC具有更高的灵敏度、选择性和重复性。  微囊藻素异构体HPLC-MS图[65][66]
超高效液相色谱是分离科学中的一个全新类别，UPLC借助于HPLC的理论及原理，涵盖了小颗粒填料、非常低系统体积及快速检测手段等全新技术，增加了分析的通量、灵敏度及色谱峰容量。与传统的HPLC相比，UPLC的速度、灵敏度及分离度分别是HPLC的9倍、3倍及1.7倍。Jing Wang等运用超高效液相色谱串联质谱法（UPLC-MS/MS）检测浙江省地表水中的MC-LR、-RR、-LW和-LF，回收率为91.7%～111%，RSD7.9% ～12%，检出定量限（LOQ）为2.5ng/L，6.0 ng/L，2.5ng/L和1.3ng/L。传统的液相色谱分离这四种MC需要30min，而UPLC只需要3min；Stuart A.Oehrle等运用UPLC-MS/MS检测淡水中的7种MC也只用了8 min，其HPLC检测需要35 min。[67]
免疫化学法利用微囊藻毒素诱发免疫反应产生抗体，利用抗体对抗原的特异性识别来对各种毒素进行检测。以免疫技术为基础，微囊藻毒素的免疫化学法包括酶联免疫吸附法、放射免疫分析法、免疫亲和色谱法、胶体金法及免疫传感器法等。这类方法灵敏度较高、样品处理简单，便于操作，其检测限低于WHO水平，被认为是较有发展前景的方法。[68]
自20世纪80年代末Kifir、Brooks等分别报道了对藻类毒素的单克隆抗体和多克隆抗体以后，酶联免疫吸附技术（ELISA）开始用于MCs的分析。该技术具有较高的灵敏度、快捷的分析速度等优点。直接竞争ELISA方法其原理是将抗藻毒素抗体包被在多孔板上，被检样品、MC-LR标准品与标记有过氧化物酶的MC-LR竞争性结合多孔板上的抗体，过氧化物酶催化底物产生的颜色与MC-LR的浓度成反比，即深色表明MC-LR浓度低，浅色表示MC-LR浓度高。也有将MC-LR牛血清白蛋白包被在多孔板上，利用第一抗体和带标记的抗体而建立的间接竞争ELISA方法。间接竞争ELISA比直接竞争ELISA方法灵敏度略高。[69]
蛋白磷酸酶法可以反映各种毒素的总量，具有检测灵敏度高、测定时间较短等优点。Serres等让未标记的被测毒素和经放射性标记的MC-YR一起与蛋白磷酸脂酶2A（PP2A）进行竞争结合，达到平衡后进行凝胶过滤，使与PP2A结合的毒素和未与PP2A结合的毒素分离，然后检测收集到的待测125I-MC-YR-PP2A的放射性。根据用B/（Bo-B）（Bo为无毒素时125I-MC-YR的放射性，B为有标准毒素或待测毒素时125I-MC-YR的放射性）和标准毒素的浓度得到的标准曲线即可求出待测毒素的量。Wong等探索了利用比色法筛选水体中的MCs，试验中以P-硝基苯酚为底物，监测黄色产物P-硝基酚的生成速率以表示蛋白磷酸酶2A的活性。结果表明，比色法蛋白磷酸酶抑制分析是一种简便、便宜的筛选水体中具有肿瘤促进特性的MCs的工具。[70]
去除技术
生物法生物方法是一种清洁环保的处理方法，利用生物降解转化微囊藻毒素已经成为去除微囊藻毒素的主要途径之一。微囊藻毒素降解的主要突破点在微囊藻毒素分子结构中不稳定基团ADDA，这个基团上的双键容易被一些微生物降解而将毒性去除。自然界中存在这类微生物，但自然降解过程十分缓慢。将这类微生物从自然界中提取出来为微囊藻毒素的生物去除提供了条件。[71]
自1994年Jone等首次从水体中提取出藻毒素的降解菌后，关于藻毒素高效菌种和  臭氧降解微囊藻素[72]降解机理的研究就成为国内外专家的研究热点。Park等从富营养化水体中提取出10支菌株，通过培养和降解试验后发现，其中1株革兰氏阴性厌氧菌对MC-LR和MC-RR有着良好的去除效果，3d降解率分别为5.4%和10.2%。Cousins等的研究表明，MC-LR的ADDA侧链的共轭双键是生物降解的攻击靶位，正是由于这个结构的变化才导致MC-LR毒性的降低或丧失。[73]
高级氧化技术氧化技术（AOTs）是利用反应中产生的强氧化性自由基，使水体中有机污染物分解成小分子物质，甚至矿化成CO2、H2O和相应的无机离子，使污染物得到彻底地去除。该技术利用的强氧化性自由基一般是·OH，比如Fenton体系、湿式氧化技术、臭氧氧化技术、光催化氧化技术、超临界技术、超声以及微波技术。[74]
采用Fenton和Photo-Fenton法可以很好地降解MC。Fenton试剂在酸性条件（pH值为2~5）下，产生高浓度的·OH，能迅速攻击微囊藻毒素（主要是LR型）侧链ADDA基团的共轭双键，使其改变构型或断裂，因此去除微囊藻毒素的速率很快。ADDA基团的微小变化将导致微囊藻毒素毒性的降低或脱除Gajdek等初步证实了Fenton试剂对MC-LR的分解能力，采用较低浓度的Fenton试剂进行氧化分解反应，5min后MC-LR的分解率就达97%，30 min后基本上完全分解。
O3作为一种强氧化剂被广泛应用于饮用水处理中，它可以通过与有机物分子结构中双键迅速发生氧化反应生成羰基化合物。微囊藻毒素结构中的AD-DA上的双键与臭氧作用，被氧化打开而使其毒性消失。Rositano等研究发现，O3对微囊藻毒素有较好的去除效果，其破坏作用强于Cl2等其它化学氧化剂，在与水接触5 min、水中残余O3质量浓度为0.5mg·L-1的条件下，微囊藻毒素的去除率可达100%。最重要的是O3直接作用于双键上，而不会引起藻细胞的裂解。
超声波技术是一项新型的环境友好技术，便于控制与操作。研究表明，超声辐照是一种降解微囊藻毒素的有效方法，微囊藻毒素在超声场中迅速被分解去除，降解过程属于一级反应。且随着功率的增大，超声波对微囊藻毒素的降解效果增强，20 kHz、120条件下超声作用5 min时，微囊藻毒素的去除率就达到60%以上，但超声波功率增大到一定程度后降解效果难以继续提高。