從藍(lán)藻水華中地區(qū)分離出的多肽毒素。具有相當(dāng)?shù)姆€(wěn)定性。它能夠強烈抑制蛋白磷酸酶的活性，還是強烈的肝腫瘤促進(jìn)劑。中國生活飲用水標(biāo)準(zhǔn)限制飲用水中該毒素含量為1μg/L。
簡介
微囊藻屬毒素Microcystins（MC）是由藍(lán)藻水華，如固氮的魚腥藻屬（Anabaena）、束絲藻（Aphanizomenon）、擬柱胞藻（Clindrospermopsis）、膠刺藻（Gloeotrichia）和節(jié)球藻（Nodularia），非固氮的微囊藻（Microcystis）、顫藻（Oscillatoria）和鞘絲藻（鞘絲藻屬）等暴發(fā)所產(chǎn)生的一種肝毒素，它對蛋白磷酸酶1?和蛋白磷酸酶2A?具有抑制作用，因此與腫瘤促進(jìn)作用有直接關(guān)系。
隨著中國水體的富營養(yǎng)化程度逐漸加劇，藍(lán)藻水華和赤潮的發(fā)生逐漸增加。80%?的藍(lán)藻水華都可以檢測出次生代謝產(chǎn)物---微囊藻毒素（microcystins，MCs），它對水體環(huán)境和人群健康的危害已成為全球關(guān)注的重大環(huán)境問題之一。微囊藻毒素為七肽單環(huán)肝毒素，結(jié)構(gòu)中存在著環(huán)狀結(jié)構(gòu)和間隔雙鍵，因而具有相當(dāng)?shù)姆€(wěn)定性。它能夠強烈抑制蛋白磷酸酶的活性，當(dāng)細(xì)胞破裂或衰老時毒素釋放進(jìn)入水中，同時它還是強烈的肝腫瘤促進(jìn)劑。中國生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)（GB?5749-2006）的頒布，將飲用水中微囊藻毒素含量限制為1μg/L，該標(biāo)準(zhǔn)的實施對水源水的質(zhì)量提出了更高的要求。
危害記載
歷史上最早的關(guān)于微囊藻素對人類的毒害作用可追溯到1000多年前的中國，當(dāng)時諸葛亮記載了他的部隊從中國南部的一條發(fā)綠（推測可能是藍(lán)藻）的河流中取水飲用而中毒死亡。關(guān)于這種藻毒素引起人類腸胃炎的最早報道見于1931年，發(fā)生在沿美國Ohio河的一系列城鎮(zhèn)，當(dāng)時，由于降水量少，Ohio河的一個支流發(fā)生了藍(lán)藻水華，水華隨后流入干流，隨著其向下游的移動，引發(fā)了一系列的疾病，而這些都不能歸結(jié)為傳染源。在津巴布韋的哈拉雷市，生活在從一個特定的水庫供水的某一區(qū)域的兒童，每年都發(fā)生腸胃炎，但找不到感染源，但其時間剛好與該水庫的微囊藻屬水華分解同步，而在該城市使用其它供水的兒童則未出現(xiàn)腸胃炎。
1996年巴西一透析中心因透析液遭MC污染最終導(dǎo)致53人死亡。中國也有許多飲用水源發(fā)生藍(lán)藻水華并檢測出MC，特別是2007年發(fā)生了太湖大面積暴發(fā)藍(lán)藻水華導(dǎo)致震驚世界的無錫市飲用水污染的事件。藍(lán)藻污染不僅會惡化水質(zhì)，還可能釋放出水溶解性肝毒素、神經(jīng)毒素及其它毒素，其中危害最大的是由銅銹微囊藻、水華魚腥藻屬和顫藻等藍(lán)藻產(chǎn)生的微囊藻毒素（microcystins，MCs）。流行病學(xué)調(diào)查顯示，飲用水源中微囊藻毒素是中國南方一些地區(qū)原發(fā)性肝癌發(fā)病率高的主要原因之一。
中國天然及水庫水體的MC污染中國是一個湖泊眾多的國家，20?世紀(jì)90年代以來，藍(lán)藻水華暴發(fā)的面積、強度以及藻毒素含量均在大幅度增長，由此帶來的環(huán)境和生物安全問題日益引起關(guān)注。這其中，以云南滇池、江蘇太湖、安徽巢湖的藍(lán)藻水華污染最為嚴(yán)重。此外，長江、黃河、松花江中下游等主要河流以及鄱陽湖、武漢東湖、淀山湖等幾大淡水湖泊、水庫中也都相繼發(fā)生了不同程度的藍(lán)藻水華污染并檢測到了MC的存在，對中國南北幾個省市各水體都有不同程度的MC污染，其中以溝塘水、河水和水庫水最為嚴(yán)重。Song等2005年在太湖五里湖和梅梁灣檢測的表層水最大胞外MC含量分別為2.?71和6.?66μg·?L-1。Shen等報道太湖梅梁灣的微囊藻毒素隨時間和營養(yǎng)鹽水平的不同有很大差異，胞內(nèi)毒素最高可達(dá)97.32μg·g-1干藻。徐海濱等對江西鄱陽湖的調(diào)查顯示，水體微囊藻毒素最大為1?036.?9pg·ml-1，同時發(fā)現(xiàn)魚體內(nèi)有毒素積累。王紅兵等曾檢測到淀山湖水體中MC濃度最高可達(dá)55.?4ng·ml-1。2005年對北京市重要飲用水水源地官廳水庫、密云水庫和懷柔水庫水源水樣進(jìn)行藻毒素調(diào)查發(fā)現(xiàn)，在藻類的高發(fā)季節(jié)，3個水庫水體中均檢出MC，其中官廳水庫7月份MC最高值達(dá)到20μg·L-1。廣東省典型供水水庫和淡水湖泊微囊藻毒素分布廣泛，毒素組成以MC-RR為主，水庫微囊藻毒素含量在0-0.919μg·L-1。陳剛等在原發(fā)性肝癌高發(fā)地區(qū)海門區(qū)等地的許多溝塘中檢出大量的微囊藻毒素，河水和溝塘水中檢出的MC最高分別達(dá)1558pg·ml-1和300pg·ml-1。
化學(xué)性質(zhì)
分子結(jié)構(gòu)
MC是一種單環(huán)七肽物質(zhì)，具有明顯的肝細(xì)胞毒性。由于多肽中兩種可變氨基酸組成的不同，具有多種異構(gòu)體。其中存在最普遍、含量最多的是MC-LR，MC-RR，MC-YR這3種微囊藻毒素（L、R、Y分別代表亮氨酸、精氨酸和酪氨酸）。國內(nèi)外研究最多的主要是MC-LR和MC-RR。MC的毒性和其結(jié)構(gòu)相關(guān)，adda是表達(dá)MC毒性性的必需基團(tuán)。研究表明，MC-LR的急性毒性最強，MC-YR次之，MC-RR最弱。
MC單環(huán)結(jié)構(gòu)分子量在900~1100道爾頓，是水體中最常見的一種藍(lán)綠藻毒素。一般結(jié)構(gòu)為環(huán)（D-β-氨基酸-L-X-赤-β-甲基-D-異天冬氨酸-L-Z-Adda-D-異谷氨酸N-甲基脫氫丙氨酸）。分子上1位是Ala-右旋-丙氨酸；2，4位上的X和Z分別代表不同的氨基酸；3位上是MeAsp-D-赤-β-甲基天門冬氨酸；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，簡稱Adda；6位上是Glu-異谷氨酸；7位上是Mdha-N-甲基脫氫丙氨酸或??微囊藻素標(biāo)準(zhǔn)液相色譜Dha-脫氫丙氨酸。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）是一種特殊的氨基酸，是毒素活性表達(dá)所必需基團(tuán)；R1和R2在不同的微囊藻毒素變體中代表不同的L-氨基酸，并以此為該毒素命名。在已發(fā)現(xiàn)的MCs異構(gòu)體中，最常見且已商業(yè)化提取的是MC-LR、MC-YR、MC-RR、MC-LF、MC-LW，L、R、Y、F、W分別代表亮氨酸、精氨酸、酪氨酸、L-苯丙氨酸、色氨酸。
性質(zhì)
MC具有水溶性和耐熱性，加熱煮沸都不能將毒素破壞；自來水處理工藝的混凝沉淀、過濾、加氯、氧化、活性炭吸附等也不能將其完全去除。MC易溶于水，甲醇或丙，不揮發(fā)，抗pH變化。化學(xué)性質(zhì)相當(dāng)穩(wěn)定，自然降解過程十分緩慢。MC在去離子水中可保持穩(wěn)定狀態(tài)長達(dá)27d，在滅菌的河水中可保持穩(wěn)定12d，而在普通河水中7d以內(nèi)即會降解，降解速度在原產(chǎn)地河水中最大，在不同產(chǎn)地的河水中次之，在腐殖化的水中最小（rapala?et?al.，1994）。此外，純化的MCs在陽光照射下依然保持其穩(wěn)定性，但暴露于紫外線時即可被水解或發(fā)生化學(xué)異構(gòu)和化學(xué)鍵合反應(yīng)而失活，其半衰期為10d。當(dāng)紫外線波長接近其吸收峰周圍（即238~254nm）時，MCs可被迅速降解此外由于MC分子結(jié)構(gòu)含有羧基、氨基和氨基，所以在不同pH值下，MC有不同的離子化傾向。
在已報道的MC的80多種異構(gòu)體中，MC-LR是最為常見的種類，且相關(guān)的毒理學(xué)研究最多，腹腔注射小白鼠的LD50值一般在50-60μg/kg（體重），因此，MC-LR的毒性可與化學(xué)類有機(jī)磷神經(jīng)相當(dāng)。
國內(nèi)外的微囊藻毒素檢測標(biāo)準(zhǔn)世界衛(wèi)生組織（WHO）推薦的飲水中的藻毒素標(biāo)準(zhǔn)為1.0?ppb。各國已有飲水中的藻毒素含量標(biāo)準(zhǔn)一般都為微囊藻毒素LR的含量，加拿大健康組織規(guī)定飲水中可接受的藻毒素標(biāo)準(zhǔn)為0.5?ppb，澳大利亞學(xué)者建議1ppb的含量為安全飲用水的上限。中國微囊藻毒素的標(biāo)準(zhǔn)檢測國標(biāo)主要有：微囊藻毒素異構(gòu)體GB/T5750.8-2006、GB/T?20466-2006、GB3838-2002、HJ/T?91-2002。《水中微囊藻毒素的測定》（GB/T?20466-2006）中規(guī)定了微囊藻毒素LR、微囊藻毒素RR的測定和微囊藻毒素YR的兩種測定方法；《飲用水的有機(jī)標(biāo)準(zhǔn)》（GB/T?5750.8-2006）中規(guī)定了微囊藻毒素LR和微囊藻毒素RR的檢測方法；《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838-2002）中規(guī)定了微囊藻毒素LR的標(biāo)準(zhǔn)限值和最低檢出限，分別為1和0.01ppb；《地表水和污水監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》（HJ/T91-2002）中規(guī)定了微囊藻毒素-LR的最低檢出濃度為1ppb，小數(shù)點后最多位數(shù)為3。
毒理
分子機(jī)理
MC主要由微囊藻屬產(chǎn)生，但并非所有的微囊藻都能產(chǎn)生MC，產(chǎn)生MC的分子機(jī)理現(xiàn)已明確，是由一類包含肽類合成酶（多肽?synthetase）、聚酮合成酶（polyketide?synthases，PKSs）和其他修飾酶在內(nèi)的巨酶復(fù)合體通過非核糖體（nonribosome）途徑合成的。編碼MC合成酶的基因簇已經(jīng)獲得測序鑒定，這個55kb的基因簇由一混合型非核糖體肽類合成酶（聚酮合成酶性質(zhì)，mcyA-mcyE和MCyG）的6個開放式閱??微囊藻屬素與脫氧核糖核酸表面分子結(jié)合示意圖讀框（ORFs）和4個小型的被認(rèn)為具有前體和裁剪功能（mcyF?和MCyH-mcyJ）的OPRs?組成。Kaebernick?等研究發(fā)現(xiàn)光照影響MC合成酶產(chǎn)量，mcyB和MCyD轉(zhuǎn)錄水平在強光照條件下有所提升，紅光和藍(lán)光以及一些特定的人為應(yīng)激因素等，如產(chǎn)微生物（methylogen）和NaCl的存在能減弱其轉(zhuǎn)錄水平。因此可認(rèn)為MC的產(chǎn)生雖然是由基因決定的，但環(huán)境條件可以調(diào)節(jié)和控制基因的表達(dá)，從而影響到毒素合成。
遷移轉(zhuǎn)化
除影響MC產(chǎn)生外，各種環(huán)境因子，如光照強度、溫度、水體pH值、營養(yǎng)鹽濃度、溶解氧、色素及其他水生生物等因素都會影響MC在水體中的遷移轉(zhuǎn)化。純微囊藻毒素在日光照射下是穩(wěn)定的，但也可被紫外線光解或通過異構(gòu)化作用喪失毒性，其半衰期約10天，特別是紫外線波長接近其最大吸收波長時，降解速度大大增加（數(shù)分鐘內(nèi)）。環(huán)境水體中色素和腐殖質(zhì)等光敏劑存在能促進(jìn)MC的光解作用，這種降解方式可能是某些水體中MC歸宿的主要方式；此外，生物降解也是MC在環(huán)境水體中的主要轉(zhuǎn)化途徑。天然水體中的某些特殊細(xì)菌或微型動物水生生物，能通過自身代謝改變MC側(cè)鏈Adda?的結(jié)構(gòu)或打開環(huán)狀結(jié)構(gòu)降低毒素毒性。MC-LR在去離子水中可保持穩(wěn)定超過27天，但其在天然水體中不到1個星期即發(fā)生初級降解，這是由于生物降解通過Adda?側(cè)鏈的修飾而滅活這一機(jī)制實現(xiàn)；水中的有機(jī)化合物和溶解氧通過影響水生生物的活性，從而間接控制藻毒素的降解。
毒效應(yīng)
動物模型實驗表明，MC具有明顯的嗜肝性，其污染與肝癌的發(fā)生、肝壞死以及肝內(nèi)出血有密切關(guān)系，嚴(yán)重時甚至能引起受試生物死亡。MC跨膜轉(zhuǎn)運需要ATP?依賴性的轉(zhuǎn)運蛋白（ATP-dependent?transporter）.對大鼠毒理學(xué)研究表明，膽汁酸轉(zhuǎn)運蛋白（bileacid?transporter）很可能是MC的轉(zhuǎn)運載體。而MC的毒性主要限于肝臟，是因為其細(xì)胞膜上具有有機(jī)陰離子轉(zhuǎn)運蛋白的器官；隨著有關(guān)MC毒性的不斷深入研究，還發(fā)現(xiàn)MC具有多器官毒性、遺傳毒性、神經(jīng)毒性、免疫毒性和潛在的促癌性，并能引起受試生物發(fā)育異常。可見MC的毒性效應(yīng)范圍十分廣泛。
肝毒性
MC是一種肝毒素，這種毒素是肝癌的強烈促癌劑。家畜及野生動物飲用了含藻毒素的水后，會出現(xiàn)腹瀉、乏力、厭食、嘔吐、嗜睡、口眼分泌物增多等癥狀，甚至死亡。對于人類健康，微囊藻毒素也具有很大危害性。其中MC-LR的半致死劑量（LD50）約為50μg/kg～100μg/kg。人們在洗澡、游泳及其他水上休閑和運動時，皮膚接觸含藻毒素水體可引起敏感部位（如眼睛）和皮膚過敏；少量喝入可引起急性腸胃炎；長期飲用則可能引發(fā)肝癌。
MC對肝細(xì)胞影響的特點是細(xì)胞凋亡與活躍的細(xì)胞增殖相伴隨。MC促肝癌動物模型對MC的促癌作用進(jìn)行了研究，結(jié)果顯示，①MC可顯著增加大鼠肝癌前指標(biāo)γ-谷氨酰轉(zhuǎn)肽酶（γ-GT）的陽??微囊藻素毒性作用通道示意圖性率；②MC可上調(diào)肝癌前病灶的主要凋亡抑制作用基因bc1-2的表達(dá)，同時可下調(diào)促細(xì)胞凋亡作用基因BAX的表達(dá)。進(jìn)一步證明MC有促癌作用，并且初步明確了調(diào)節(jié)與細(xì)胞凋亡相關(guān)的癌基因和抑癌基因表達(dá)可能是MC促癌過程的重要機(jī)制之一。MC作用于肝巨噬細(xì)胞，刺激細(xì)胞產(chǎn)生白細(xì)胞介素1（IL-1），IL-1再誘導(dǎo)產(chǎn)生可以引起急性炎癥反應(yīng)的物質(zhì)，如前列腺素、血栓素及腫瘤壞死因子-δ（TNF-δ），這些物質(zhì)導(dǎo)致了肝臟損傷和壞死，并引起炎癥休克。此外一些實驗還證實，MC是腫瘤促進(jìn)劑，對免疫功能產(chǎn)生明顯的抑制作。
肝臟是MC主要的靶器官，急性中毒主要表現(xiàn)為肝臟腫大，淤血，肝體比重增加，肝臟細(xì)胞被破壞，肝臟出血壞死。已有研究結(jié)果表明，MC是以肝臟為靶器官的多肽毒素，通過對鼠或魚腹腔注射或經(jīng)口給予毒素染毒，可以使動物在3h內(nèi)迅速死亡，死亡前動物出現(xiàn)蒼白和虛脫并伴有抽搐，解剖觀察發(fā)現(xiàn)肝臟腫大，肝細(xì)胞小葉中心性壞死，肝細(xì)胞內(nèi)有大量的紅細(xì)胞，而其他部位呈缺血狀態(tài)及失血性休克的結(jié)果。
光鏡下可見肝竇狀血管破壞、血竇內(nèi)皮損傷、細(xì)胞間隙增大。電鏡下肝細(xì)胞超微結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，粗面內(nèi)質(zhì)網(wǎng)發(fā)生折疊、線粒體脊膜擴(kuò)張、胞質(zhì)空泡樣變、漿膜反折、細(xì)胞內(nèi)器重新分布，肝細(xì)胞壞死融合成帶，出現(xiàn)橋接樣壞死。血清酶學(xué)表現(xiàn)為乳酸脫氫酶（LDH）滲漏，γ谷酰基轉(zhuǎn)移酶（γ-GT）和堿性磷酸合成酶（AKP）升高。細(xì)胞超微結(jié)構(gòu)出現(xiàn)異常變化，內(nèi)質(zhì)網(wǎng)破碎，發(fā)生核糖體的脫粒現(xiàn)象；線粒體內(nèi)部結(jié)構(gòu)尤其是嵴發(fā)生變形、碎裂，出現(xiàn)溶解。內(nèi)質(zhì)網(wǎng)碎片包繞在線粒體周圍，細(xì)胞內(nèi)容物稀疏，細(xì)胞質(zhì)結(jié)構(gòu)分布比較隨機(jī)，規(guī)律性降低等。
腎毒性
有研究表明MCs具有腎毒性，腎臟是微囊藻毒素除肝之外的另一個重要的靶器官。Bhattacharya等給大鼠腹腔注射MCs，發(fā)現(xiàn)血中尿素和肌酸水平升高，白蛋白含量下降，隨后尿中出現(xiàn)血??微囊藻毒素致人淋巴細(xì)胞損傷紅素、蛋白、膽紅素，而腎臟乳酸脫氫酶及谷草轉(zhuǎn)氨酶下降，表明MCs具有腎毒性。并且Ito等研究認(rèn)為，微囊藻毒素會在腎中產(chǎn)生蓄積，所以可能產(chǎn)生的腎毒性更大。研究發(fā)現(xiàn)，給小鼠注射亞致死劑量的微囊藻毒素，會使腎小球的毛細(xì)血管簇遭到破壞，腎小球、近曲小管和遠(yuǎn)曲小管的管腔擴(kuò)大，并且管腔中有大量的紅細(xì)胞，近曲和遠(yuǎn)曲小管的上皮細(xì)胞脫落到管腔內(nèi)或消失，許多管狀上皮細(xì)胞的細(xì)胞質(zhì)中出現(xiàn)液泡，胞間隙中有淋巴細(xì)胞浸潤。用離體腎灌注系統(tǒng)研究表明，微囊藻毒素能夠改變腎的一些功能指標(biāo)如：灌注壓（PP）、腎血管阻力（RVR）、腎小球濾過率（GFR）等。
生殖毒性
2005年發(fā)表的一項研究發(fā)現(xiàn)，淡水湖泊中水生無脊椎動物的性腺和卵中積累有大量MC-LR。Liu?等也發(fā)現(xiàn)泥鰍胚胎的發(fā)育后階段對MC-LR的敏感性大于早期，而幼泥鰍的敏感性遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于胚胎，死亡率及發(fā)育畸形率存在劑量-反應(yīng)關(guān)系。張占英等給孕鼠妊娠連續(xù)10d腹腔注射MC-LR發(fā)現(xiàn)，不同劑量的毒素（4～62μg/kg）均可損傷胎盤屏障，使整個胎盤細(xì)胞變性、水腫和間質(zhì)疏松。微囊藻毒素通過胎盤屏障進(jìn)入胎鼠體內(nèi)，影響胚胎的形成和發(fā)育，導(dǎo)致胎鼠發(fā)育畸形或臟器發(fā)育不良及損傷，且隨著染毒劑量的增高，畸胎發(fā)生率也隨之增高。不同研究結(jié)果有差異可能與染毒劑量的大小、染毒次數(shù)、時間的長短、對母體損傷程度以及胚胎所處時期不同有關(guān)。此外，研究發(fā)現(xiàn)MCs對不同類別浮游動物的影響因藻類濃度變化而異，對草履蟲的抑制作用不明顯，而對綠眼蟲的生長繁殖抑制較強，甚至無法生存。藻毒素還可在卵中大量存在并傳遞到后代。因此，微囊藻毒素對包括人類在內(nèi)的哺乳動物生殖的影響應(yīng)該受到關(guān)注和重視。
免疫系統(tǒng)毒性
機(jī)體可通過免疫監(jiān)視來預(yù)防或限制腫瘤發(fā)生，在遺傳或環(huán)境作用下若機(jī)體免疫功能低下或缺陷，惡性腫瘤發(fā)生率就增高，因而它是與腫瘤形成有關(guān)的重要因子。染毒低劑量微囊藻毒素就可導(dǎo)致小鼠免疫抑制。腫瘤壞死因子α是一個內(nèi)源性的腫瘤促進(jìn)劑，在腫瘤的促進(jìn)、演變過程中起著重要作用。在經(jīng)微囊藻毒素處理的小鼠肝細(xì)胞中可見有其基因的表達(dá)。不同濃度的MC-LR體外激活巨噬細(xì)胞后，ELISA分析發(fā)現(xiàn)微囊藻毒素可誘導(dǎo)腫瘤壞死因子-α的合成與釋放。
心臟毒性
微囊藻毒素對于心臟同樣具有毒性作用。在致死劑量的MC-LR作用下，小鼠心臟的心率以及血壓同時急劇下降，心輸出量以及每搏輸出量也呈現(xiàn)持續(xù)下降的趨勢，顯示微囊藻毒素對于心臟泵血功能存在損傷作用。發(fā)現(xiàn)在微囊藻毒素作用下，鼠心肌細(xì)胞結(jié)構(gòu)變得不規(guī)則，細(xì)胞之間失去相互黏附的能力，在低劑量組，細(xì)胞變大，伴隨著擴(kuò)大且形狀改變的細(xì)胞核，偶見細(xì)胞質(zhì)空泡化以及部分肌纖維退化。高劑量組出現(xiàn)無序雜亂的心肌纖維，退化的肌肉纖維并伴有肌細(xì)胞的溶解。同時，血管畸形以及輕微的淋巴細(xì)胞滲入，線粒體的病理改變也在心肌細(xì)胞中發(fā)現(xiàn)。心肌細(xì)胞的功能障礙還可能與細(xì)胞骨架的改變有所聯(lián)系，同時心肌富含線粒體，在線粒體和質(zhì)膜中富含多不飽和脂肪酸，所以心肌很容易受到微囊藻毒素毒性作用所產(chǎn)生的自由基攻擊的影響。在微囊藻毒素暴露下引起的心臟的病理改變造成了心肌功能受損，進(jìn)而引發(fā)循環(huán)系統(tǒng)的紊亂和循環(huán)系統(tǒng)能力的不足。
致癌機(jī)理
腫瘤發(fā)生過程一般包括啟動、促進(jìn)和形成三個階段。研究發(fā)現(xiàn)，MCs引起細(xì)胞蛋白質(zhì)磷酸化（去磷酸化）平衡的改變是其促進(jìn)腫瘤形成的決定性因素。細(xì)胞蛋白磷酸化（去磷酸化）平衡是細(xì)胞信號轉(zhuǎn)導(dǎo)的調(diào)節(jié)樞紐，該平衡協(xié)調(diào)和控制著細(xì)胞內(nèi)多種生化反應(yīng)過程，如生長、分裂、增殖和細(xì)胞形態(tài)維持等。MCs抑制細(xì)胞內(nèi)蛋白磷酸酶的活性，打破了細(xì)胞內(nèi)蛋白激酶和蛋白磷酸酶之間的相對活力平衡，導(dǎo)致蛋白激酶和蛋白磷酸酶的無序調(diào)節(jié)，引發(fā)蛋白質(zhì)的過氧磷酸化，導(dǎo)致細(xì)胞生理生化代謝紊亂，最終促進(jìn)腫瘤的形成。
人類細(xì)胞中普遍存在癌基因和抑癌基因，在正常情況下，這兩類基因是人類細(xì)胞生長所必需的，當(dāng)它們在體內(nèi)的活性發(fā)生改變時，可導(dǎo)致正常細(xì)胞惡性轉(zhuǎn)化，引起腫瘤的發(fā)生。MCs強烈抑制PPl和pp2a的活性，導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)多種蛋白質(zhì)過磷酸化，使細(xì)胞內(nèi)蛋白質(zhì)磷酸化（去磷酸化）調(diào)節(jié)失衡，并通過細(xì)胞信號系統(tǒng)改變多種酶的活性，繼而影響與細(xì)胞生長有關(guān)的基因表達(dá)。大量研究表明，隨著MCs暴露時間及濃度的不同，可引發(fā)不同癌基因和抑癌基因的表達(dá)發(fā)生變化。
毒帶動力學(xué)
抑制途徑
MC對真核生物最為重要的分子致毒機(jī)理是其能強烈并特異性地抑制絲氨酸和Thr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參與許多重要的胞內(nèi)過程，如細(xì)胞生長、分化、蛋白質(zhì)合成、細(xì)胞信號傳導(dǎo)等，研究證實，MC和PP1和PP2A之間是一種不可逆的共價結(jié)合。磷酸酶受抑制的結(jié)果影響了細(xì)胞內(nèi)蛋白磷酸化和去磷酸化的平衡，相應(yīng)地增加了蛋白激酶的活性，或?qū)е录?xì)胞內(nèi)多種蛋白質(zhì)的過氧磷酸化，由于細(xì)胞骨架蛋白的過磷酸化，誘導(dǎo)了細(xì)胞中間纖絲網(wǎng)絡(luò)的重排，引起了細(xì)胞骨架系統(tǒng)結(jié)構(gòu)的破壞，造成細(xì)胞膜泡樣變、膜完整性喪失、凋亡以及細(xì)胞壞死等效應(yīng)。
損傷遺傳物質(zhì)
脫氧核糖核酸的支架系由脫氧核糖經(jīng)磷酸二酯鍵連接起來，外原化合物可通過攻擊脫氧核糖或磷酸二酯鍵而導(dǎo)致DNA鏈的斷裂。10~100μg/ml劑量的MCs引起HL60細(xì)胞明顯的DNA鏈斷裂，染毒量與DNA鏈斷裂之間呈現(xiàn)劑量-反應(yīng)關(guān)系，相同劑量的MCs還引起HL60細(xì)胞微核率升高，隨著染毒劑量的增加，微核率呈增高趨勢。化學(xué)毒物引起DNA鏈斷裂在其遺傳毒性及致癌性中起重要作用，致癌作用是DNA上損害的主要和長期后果。
許多環(huán)境致突變物和致癌物可在生物體內(nèi)直接或間接與脫氧核糖核酸發(fā)生共價結(jié)合而形成外源性DNA加合物。比如8-羥基脫氧鳥嘌呤核（8-OHdG），8-OHdG是一種錯配修飾堿基。體外實驗發(fā)現(xiàn)，MCs能引起8-OHdG水平增高，且處理劑量與8-OHdG水平成劑量-反應(yīng)關(guān)系。DNA加合物形成可干擾DNA合成過程中的堿基配對錯誤復(fù)制和損傷的修復(fù)障礙，進(jìn)而影響細(xì)胞的分裂。
DPC是DNA與蛋白質(zhì)形成的穩(wěn)定的共價化合物，作為外來化學(xué)物的毒作用分子生物標(biāo)志已受到關(guān)注。如果機(jī)體內(nèi)的大分子物質(zhì)受到外來物理化學(xué)因素的作用，則可以誘導(dǎo)出超量的DPC，而超量的DPC是一種病理狀態(tài)，可影響基因的表達(dá)，破壞染色體結(jié)構(gòu)。因此，DPC作為遺傳毒性的生物標(biāo)志物有非常重要的價值。MCs能誘導(dǎo)小鼠肝、腎、睪丸細(xì)胞DPC的形成，從而造成了對小鼠脫氧核糖核酸的損傷。與其它類型的DNA損傷相比，DPC較難修復(fù)，在細(xì)胞周期中持續(xù)時間較長，當(dāng)DNA復(fù)制時，易造成一些重要基因如抑癌基因的丟失，并有可能導(dǎo)致腫瘤或某些嚴(yán)重疾病的發(fā)生。
活性氧途徑
研究表明，MC除了抑制磷酸酶致毒外，氧化應(yīng)激以及線粒體通透性轉(zhuǎn)換在MC致毒機(jī)理中也起著很重要的作用。MC可以誘導(dǎo)細(xì)胞內(nèi)活性氧（ROS）產(chǎn)生，導(dǎo)致細(xì)胞損傷和脂質(zhì)過氧化，并有可能通過某些通路誘導(dǎo)細(xì)胞凋亡，MC的肝臟毒性部分也是由于誘導(dǎo)活性氧（ROS）的產(chǎn)生。體內(nèi)和體外的實驗也表明，MC引起受試生物的某些脫氧核糖核酸損傷也很可能是由活性氧介導(dǎo)的。雖然研究表明MC能導(dǎo)致各種類型的細(xì)胞脂質(zhì)過氧化從而引起氧化損傷作用，但是還應(yīng)看到，在MC如何引起ROS含量升高及其在誘導(dǎo)的細(xì)胞毒性中機(jī)理方面的研究還有待深入。有研究表明，藍(lán)藻毒素如MC誘導(dǎo)ROS產(chǎn)生可能類似于缺血-再灌注過程刺激ROS產(chǎn)生的機(jī)制；體外試驗則表明ROS產(chǎn)生也是魚肝細(xì)胞和淋巴細(xì)胞對于MC暴露的一種代謝響應(yīng)。MC暴露使ROS過量產(chǎn)生，引起的氧化應(yīng)激改變胞內(nèi)GSH含量和其他含巰基類物質(zhì)，誘導(dǎo)線粒體膜通透性轉(zhuǎn)變孔開放從而導(dǎo)致線粒體膜電勢去極化和線粒體通透性轉(zhuǎn)換，并進(jìn)一步導(dǎo)致細(xì)胞色素c釋放以及產(chǎn)生凋亡信號等一系列細(xì)胞事件發(fā)生。一些能增強機(jī)體抗氧化能力的藥物，如N-乙酰半胱氨酸（NAC）和萊硫烷（SFN）的預(yù)處理，可顯著減輕MC的細(xì)胞毒性，表明了氧化應(yīng)激在MC生物致毒機(jī)理中的關(guān)鍵作用。
其他途徑
ATP合成酶β-亞基（ATP-synthasebetasubunit）已被證明是細(xì)胞內(nèi)能夠進(jìn)一步結(jié)合MC-LR的受體，而此加合物很有可能在高M(jìn)C-LR濃度脅迫下通過擾亂線粒體功能（如釋放細(xì)胞色素c）引發(fā)細(xì)胞凋亡信號，雖然ATP合成酶β-亞基能和MC形成加合物，但毫無疑問磷酸酶仍是細(xì)胞內(nèi)和MC最重要的結(jié)合物。另外，MC-LR誘導(dǎo)細(xì)胞色素釋放，并可以激活鈣Caspase-3，但對于鈣蛋白酶是否參與MC誘導(dǎo)的凋亡過程并不清楚。
生態(tài)毒理學(xué)
水生植物
微囊藻毒素是一種具有自我強化機(jī)制作用的生態(tài)生長調(diào)節(jié)素，高濃度MC可以影響水生植物種類的多樣性，從而幫助藍(lán)藻獲得競爭優(yōu)勢，直至形成水華。水生植物則直接受到水體中的MC影響，并可能通過他感作用（allelopathy）與產(chǎn)生毒素的藻類發(fā)生相互作用。在MC對植物的毒性作用機(jī)制中，磷酸酶抑制途徑可能并不重要，而ROS的誘導(dǎo)升高可能是其最主要的致毒機(jī)理。經(jīng)MC-RR處理后，細(xì)長聚球藻（Synechococcus?elongatus）的生長明顯受到抑制，ROS水平升高引發(fā)氧化脅迫，導(dǎo)致丙二醛（MDA）含量顯著升高。MC-LR誘導(dǎo)雙鞭毛蟲門（Peridinium?gatunense）產(chǎn)生的氧化應(yīng)激與MAPKs旁路關(guān)鍵酶的激活有著密切關(guān)系。
研究證實金魚藻（金魚藻屬?dermesum）能夠吸收水中的MC-LR，誘導(dǎo)植株ROS水平升高；微粒體和谷胱甘肽硫轉(zhuǎn)移酶（GST）活性升高，表征MC-LR在植物體內(nèi)參與了生物轉(zhuǎn)化，與GSH結(jié)合形成共軛產(chǎn)物，使GSH含量下降。抗氧化系統(tǒng)中還原型谷胱甘肽（GSH）是抵抗細(xì)胞成分免受RO傷害的重要物質(zhì)，研究表明GSH結(jié)合MC形成的共軛產(chǎn)物是生物對MC解毒進(jìn)程的第一步。通過HPLC-MALDI-TOF檢測出了金魚藻體內(nèi)的MC-LR-GSH（m/z?1302.?79），直接證實了植物體內(nèi)存在著這一MC解毒過程；MC-LR的脅迫還能抑制金魚藻生長、降低光合作用產(chǎn)氧量以及改變金魚藻色素表達(dá)模式。
Keating（1978）最早在Science上報道了微囊藻的提取物可抑制硅藻的生長，并推測可能是其中的毒素起作用。Singh?等（2001）研究認(rèn)為，MCs有抗藻效應(yīng)。高濃度的MC-LR（25、50μg·mL-1）短期暴露后，可抑制灰色念珠藻（Nostoc?muscorum）和魚腥藻（Anabaena?BT1）的生長，并降低O2釋放、葉綠素a?含量和固氮酶的活性，研究結(jié)果提示，MCs可能能夠抑制藻類的光合作用，進(jìn)而由于ATP?和還原劑的減少影響到固氮作用，最終使藻的增殖受到抑制。然而，進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，MCs對其它水華藻類的作用則表現(xiàn)為抑制或殺死競爭者（細(xì)長聚球藻Synechococcus?elongatus、水華束絲藻Aphanizomenonflos-aquae），促進(jìn)后續(xù)藻類（蛋白核小球藻Chlorella?pyrenoidosa、斜生柵藻Scenedesmus?obliquus）的生長。這說明MCs的產(chǎn)生不僅僅是對浮游植物產(chǎn)生簡單的抑制效應(yīng)，其更重要的生態(tài)學(xué)意義可能在于調(diào)控（抑制或促進(jìn)）藻類增殖，使產(chǎn)MCs的藻類在水環(huán)境中具有競爭優(yōu)勢。
魚類生態(tài)毒理學(xué)
已有大量關(guān)于MC對魚類產(chǎn)生毒害的文獻(xiàn)報道，如MC處理可以導(dǎo)致魚類肝、腎、鰓、血液循環(huán)系統(tǒng)、消化器官、免疫系統(tǒng)等產(chǎn)生損害，并進(jìn)一步導(dǎo)致魚類產(chǎn)生一系列行為學(xué)改變。具體表現(xiàn)為集群活動減少、游動遲緩，常停留在靠近水面的地方。斑馬魚的白晝活動會隨MCs暴露劑量的增大而先增加后減少。當(dāng)斑馬魚和小赤梢魚（Leucaspius?delineatus）同時暴露在MC-LR低濃度組（0.5μg/L）時，兩種魚的白晝活動明顯增加，暴露在MC-LR高濃度組（50μg/L）時白晝活動都明顯降低；然而兩種魚的游動時間卻有差異，小赤梢魚在夜間的游動時間增加，而斑馬魚在白天游動的多。
水華藍(lán)藻對養(yǎng)殖魚類生長和消化酶活性也有顯著的影響。急性毒性結(jié)果顯示，魚類對MC-LR的耐性遠(yuǎn)強于小白鼠。水生生物耐性高的原因還沒有確切的定論，可能是其比哺乳動物更多的暴露于含MC的水環(huán)境中，長期進(jìn)化導(dǎo)致MC在魚體中的清除速率要比哺乳動物快得多。
急性毒性實驗表明，對魚腹腔注射MC粗提液，肝臟的病理狀況在注射后24h?內(nèi)隨著時間增長而加重，同時發(fā)現(xiàn)肝細(xì)胞在低濃度MC作用下主要以細(xì)胞凋亡的形式死亡，而高濃度MC作用下主要以細(xì)胞壞死的形式死亡；此外，MC導(dǎo)致肝臟早期超微結(jié)構(gòu)的變化是使細(xì)胞間隙增寬，注射后48h，肝組織有所恢復(fù)，組織損傷相對毒素的累積具滯后性。對鰱魚的急性毒理實驗也能觀察到類似的結(jié)果。此外，暴露于MC的魚體內(nèi)能誘導(dǎo)抗氧化系統(tǒng)響應(yīng)和血清生化指標(biāo)變化。
魚類通過鰓與水體交換氧氣和二氧化碳進(jìn)行呼吸作用，研究發(fā)現(xiàn)MC暴露能造成鯉魚鰓上皮細(xì)胞衰退和鰓小塊組織壞死，甚至對鯉魚腹腔注射MC也能發(fā)現(xiàn)這種癥狀；MC-LR還能直接抑制鰓細(xì)胞的離子泵，已發(fā)現(xiàn)MC-LR（2和20μg·L-1）的慢性暴露30d?顯著增加了斑馬魚（Danio?rerio）肝內(nèi)毒素的累積和磷酸酶活性，但pp2a豐度卻沒有顯著性變化。此外，處理組的肝細(xì)胞粗面內(nèi)質(zhì)網(wǎng)和線粒體腫脹，細(xì)胞核核仁出現(xiàn)蜂窩狀結(jié)構(gòu)。和對照組相比，處理組22個蛋白的豐度出現(xiàn)了顯著的改變。經(jīng)鑒定這些蛋白分別與細(xì)胞骨架裝配、大分子代謝、氧化應(yīng)激和信號傳導(dǎo)有關(guān)，表明MC-LR對魚類肝臟毒性是復(fù)雜多樣化的，因此慢性脅迫下的氧化損傷可能是更為主要的致毒途徑而不是磷酸酶抑制途徑。慢性暴露下水體中低濃度的MC-LR就可以顯著影響細(xì)胞進(jìn)程，因此在制定水體MC-LR基準(zhǔn)必須予以更多關(guān)注。
2009年7?月的原位研究發(fā)現(xiàn)，雖然太湖梅梁灣水域水體MC含量并未超標(biāo)，但置于藍(lán)藻水華中地區(qū)的鯉魚由于攝食有毒藍(lán)藻，體內(nèi)毒素含量（其中肝臟>腸道>鰓>肌肉）和肝臟ROS顯著高于室內(nèi)對照與胥口灣水域的樣品，與此對應(yīng)的，梅梁灣水域的鯉魚肝臟MDA?和蛋白羰基含量也顯著高于對照組，顯示魚體已經(jīng)受到氧化損傷，其程度與ROS水平顯著相關(guān)。此外，抗氧化系統(tǒng)指標(biāo)GSH/GSSG比值變化很好地對應(yīng)了各原位點的藍(lán)藻水華污染程度，并與藻密度大小顯著相關(guān)。
毒素檢測
用于檢測微囊藻毒素的方法有很多，例如生物分析法、細(xì)胞毒性檢測法、酶聯(lián)免疫吸附法（ELISA）、高效液相色譜法（HPLC）、毛細(xì)管電泳法（CE）、蛋白磷酸酶抑制法等，這些方法都有各自的優(yōu)點，但又有不同程度的缺陷性。生物檢測法不能區(qū)分微囊藻毒素的異構(gòu)體，工作量很大；細(xì)胞毒素檢測法的靈敏度較低；高效液相色譜法的預(yù)處理過程繁瑣，設(shè)備昂貴；CE法的重現(xiàn)性差；蛋白磷酸酶抑制法不能區(qū)分特異的毒素同系物，且后處理困難。
生物分析法
動物試驗法是最早采用的常規(guī)毒性分析法，主要是采取對小鼠進(jìn)行灌喂或腹腔注射來鑒定藻毒素的毒性。該方法能直觀地反映微囊藻毒素的總體毒性。用純化的MCs或藍(lán)藻中粗提取的藻毒素進(jìn)行測試，根據(jù)半致死劑量（LD50μg/kg）可初步確定其毒性。除個別異構(gòu)體的LD50為200~250μg/kg，多數(shù)MCs的LD50為60~70μg/kg。該法具有操作簡單，結(jié)果直觀、快速等優(yōu)點，但需要消耗較多的毒素，靈敏度和專一性都不高；無法準(zhǔn)確定量，也不能辨別毒素的異構(gòu)體類型；小鼠的維持費用高、工作量大。因此，動物試驗法通常只作為毒性檢測的最初篩選方法，并且正日益被其他方法所取代。
細(xì)胞毒性檢測技術(shù)是利用毒素對細(xì)胞的毒性作用來檢測毒素的一種技術(shù)，不僅可以判斷毒素是否存在，還可以對毒素進(jìn)行精確的定量。谷康定等用2步灌流法制備大鼠原代肝細(xì)胞，經(jīng)MC-LR處理后，數(shù)小時后細(xì)胞形態(tài)學(xué)即發(fā)生改變，其靈敏度可達(dá)μg/L級。Fladmark等利用藻毒素誘導(dǎo)沙門氏菌和大鼠的原發(fā)性肝細(xì)胞死亡的能力為參數(shù)檢測MC-LR，表明懸浮培養(yǎng)液中的沙門氏菌肝細(xì)胞為檢測較廣范圍的肝毒素提供了迅速靈敏的系統(tǒng)。該技術(shù)靈敏度雖然較高，但操作繁瑣，基本上處于初步研究階段，較難得到推廣應(yīng)用。
物化分析方法
高效液相色譜法（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擾物質(zhì)較多，所以色譜檢測前必須先將樣品通過萃取、吸附、富集等預(yù)處理，凈化洗脫，再將洗脫液進(jìn)行HPLC色譜分析，經(jīng)檢測器檢測，將樣品色譜圖的保留時間和峰面積與標(biāo)準(zhǔn)品比較，從而進(jìn)行定性和定量。HPLC檢測MC主要使用的檢測器有紫外（UV或VWD）、熒光（FL）、化學(xué)發(fā)光（CL）、二極管陣列（PDA?或DAD）等，最常用的是紫外和二極管陣列檢測器。MC是一種環(huán)狀多肽，其共軛雙鍵在237?nm～239?nm下有最大吸收，故可通過紫外檢測。紫外檢測器成本較低，但MC各種異構(gòu)體之間的特征吸收很接近，也就是說，紫外檢測器在識別MC過程中存在相互干擾的缺陷，影響測定準(zhǔn)確度；另外如果有其他物質(zhì)伴隨MC一同洗脫出來，其單波長吸收峰就會受到干擾。二極管陣列檢測器比單波長紫外檢測器分辨率高（它有一個特定的光譜吸收范圍，通常是190?nm～280nm），噪音低，線性范圍寬，其缺點是流動相的選擇有一定限制，流動相的截止波長必須小于檢測波長。
HPLC可以對MC進(jìn)行定性和定量，是了解MC化學(xué)性質(zhì)甚至結(jié)構(gòu)的重要手段，但是它對高純度標(biāo)準(zhǔn)品高度依賴，而由于技術(shù)的限制，商業(yè)用標(biāo)準(zhǔn)品又非常有限，這就限制了HPLC測定MC的發(fā)展。
液質(zhì)聯(lián)用法（LC-MS）以液相色譜為分離系統(tǒng)，質(zhì)譜為檢測系統(tǒng)。MC樣品在質(zhì)譜部分和流動相分離，被離子化后，經(jīng)質(zhì)譜的質(zhì)量分析器將離子碎片按質(zhì)量數(shù)分開，經(jīng)檢測器得到質(zhì)譜圖。所以只要知道相對分子質(zhì)量，就可以對樣品進(jìn)行精確的定量檢測。1990年，LC/MS?技術(shù)首次被應(yīng)用于藍(lán)藻毒素的檢測。
HPLC-電噴霧電離質(zhì)譜法（HPLC-ESI-MS）是帶有電噴霧離子化系統(tǒng)的質(zhì)譜分析法。其大致原理是MC樣品溶液在強電場的作用下破碎成許多細(xì)小的帶有電荷的液滴，解吸出離子，離子碰撞活化裂解成碎片，從而獲得分子的結(jié)構(gòu)信息，樣品的分子離子和裂片離子經(jīng)一系列分離器和靜電透鏡進(jìn)入質(zhì)量分析器進(jìn)行質(zhì)譜分析。1993年開始使用此方法檢測MC。
四極桿質(zhì)譜由四根帶有直流電壓（DC）和疊加的射頻電壓（RF）的準(zhǔn)確平行桿構(gòu)成，相對的一對電極是等電勢的，兩對電極之間電位相反。當(dāng)一組質(zhì)荷比不同的離子進(jìn)入由DC和RF組成的電場時，只有滿足特定條件的離子穩(wěn)定振蕩通過四極桿，到達(dá)監(jiān)測器而被檢測。通過掃RF場可以獲得質(zhì)譜圖。四極桿成本低，價格便宜，雖然日常分析的質(zhì)荷比的范圍只能達(dá)到3000，但由于分析器內(nèi)部可容許較高壓力，很適合在大氣壓條件下產(chǎn)生離子的ESI離子化方式，并且，ESI電離最突出特點是產(chǎn)生多電荷，MC電噴霧電離所產(chǎn)生的電荷分布在3000以下，所以四極桿廣泛地與ESI聯(lián)用，另外，三重四極桿由于可以做多級質(zhì)譜，檢出定量限（LOQ）為10pg，滿足了低含量MC樣品的檢測要求。
離子質(zhì)譜是利用離子肼作為分析器的質(zhì)譜方法。離子肼（Ion?trap）由一對環(huán)形電極和兩個呈雙曲面形的端蓋電極組成。在環(huán)形電極上加射頻電壓或再加直流電壓，上下兩個端蓋電極接地。逐漸增大射頻電壓的最高值，離子進(jìn)入不穩(wěn)定區(qū)，由端蓋極上的小孔排出。因此，當(dāng)射頻電壓的最高值逐漸增高時，質(zhì)荷比從小到大的離子逐次排除并被記錄而獲得質(zhì)譜圖。離子肼質(zhì)譜可以很方便的進(jìn)行多級質(zhì)譜分析，對于物質(zhì)結(jié)構(gòu)的鑒定非常有用。Zweigenbaum?JA等人采用離子肼質(zhì)譜對MC-LR、RR等進(jìn)行質(zhì)譜碎裂機(jī)理的研究，采用LC?柱富集技術(shù)，經(jīng)切換閥將MC通入質(zhì)譜，最后采用多級離子肼質(zhì)譜對其母離子和碎片離子進(jìn)行碎片斷裂分析。
飛行時間質(zhì)譜根據(jù)相同能量的離子質(zhì)量不同時速度不同的原理，使用電子電離源，施加脈沖拉出電壓，再經(jīng)加速極加快離子速度后進(jìn)入無場區(qū)漂移管。不同質(zhì)量的離子則以不同的時間通過相同的漂移距離到達(dá)接收器。飛行時間質(zhì)譜掃描速度快，靈敏度高，此設(shè)備結(jié)構(gòu)簡單，不受質(zhì)量范圍限制。Pasquale?Ferranti等首次運用高效液相/電噴霧-四極桿飛行時間串聯(lián)質(zhì)譜法（HPLC/ESI-Q-TOF-MS/MS）測定淡水中的MC-RR、-LR、-YR、-LW和-LF，其檢出定量限（LOQ）均達(dá)到0.1μg/L。使用基質(zhì)輔助激光解吸電離飛行時間串聯(lián)質(zhì)譜法（MALDI-法洛四聯(lián)癥MS/MS）和離子肼串聯(lián)質(zhì)譜法（Ion?trap-MS/MS）同時檢測從而比較檢測結(jié)果，結(jié)果證明HPLC/ESI-Q-TOF-MS/MS檢測淡水中MC具有更高的靈敏度、選擇性和重復(fù)性。
超高效液相色譜是分離科學(xué)中的一個全新類別，UPLC借助于HPLC的理論及原理，涵蓋了小顆粒填料、非常低系統(tǒng)體積及快速檢測手段等全新技術(shù)，增加了分析的通量、靈敏度及色譜峰容量。與傳統(tǒng)的HPLC相比，UPLC的速度、靈敏度及分離度分別是HPLC的9倍、3倍及1.7倍。Jing?Wang等運用超高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法（UPLC-MS/MS）檢測浙江省地表水中的MC-LR、-RR、-LW和-LF，回收率為91.7%～111%，RSD7.9%?～12%，檢出定量限（LOQ）為2.5ng/L，6.0?ng/L，2.5ng/L和1.3ng/L。傳統(tǒng)的液相色譜分離這四種MC需要30min，而UPLC只需要3min；Stuart?A.Oehrle等運用UPLC-MS/MS檢測淡水中的7種MC也只用了8?min，其HPLC檢測需要35?min。
免疫化學(xué)法
利用微囊藻毒素誘發(fā)免疫反應(yīng)產(chǎn)生抗體，利用抗體對抗原的特異性識別來對各種毒素進(jìn)行檢測。以免疫技術(shù)為基礎(chǔ)，微囊藻毒素的免疫化學(xué)法包括酶聯(lián)免疫吸附法、放射免疫分析法、免疫親和色譜法、膠體金法及免疫傳感器法等。這類方法靈敏度較高、樣品處理簡單，便于操作，其檢測限低于WHO水平，被認(rèn)為是較有發(fā)展前景的方法。
自20世紀(jì)80年代末Kifir、Brooks等分別報道了對藻類毒素的單克隆抗體和多克隆抗體以后，酶聯(lián)免疫吸附技術(shù)（ELISA）開始用于MCs的分析。該技術(shù)具有較高的靈敏度、快捷的分析速度等優(yōu)點。直接競爭ELISA方法其原理是將抗藻毒素抗體包被在多孔板上，被檢樣品、MC-LR標(biāo)準(zhǔn)品與標(biāo)記有過氧化物酶的MC-LR競爭性結(jié)合多孔板上的抗體，過氧化物酶催化底物產(chǎn)生的顏色與MC-LR的濃度成反比，即深色表明MC-LR濃度低，淺色表示MC-LR濃度高。也有將MC-LR牛血清蛋白包被在多孔板上，利用第一抗體和帶標(biāo)記的抗體而建立的間接競爭ELISA方法。間接競爭ELISA比直接競爭ELISA方法靈敏度略高。
蛋白磷酸酶法可以反映各種毒素的總量，具有檢測靈敏度高、測定時間較短等優(yōu)點。Serres等讓未標(biāo)記的被測毒素和經(jīng)放射性標(biāo)記的MC-YR一起與蛋白磷酸脂酶2A（pp2a）進(jìn)行競爭結(jié)合，達(dá)到平衡后進(jìn)行凝膠過濾，使與PP2A結(jié)合的毒素和未與PP2A結(jié)合的毒素分離，然后檢測收集到的待測125I-MC-YR-PP2A的放射性。根據(jù)用B/（Bo-B）（Bo為無毒素時125I-MC-YR的放射性，B為有標(biāo)準(zhǔn)毒素或待測毒素時125I-MC-YR的放射性）和標(biāo)準(zhǔn)毒素的濃度得到的標(biāo)準(zhǔn)曲線即可求出待測毒素的量。Wong等探索了利用比色法篩選水體中的MCs，試驗中以P-硝基苯酚為底物，監(jiān)測黃色產(chǎn)物P-硝基酚的生成速率以表示蛋白磷酸酶2A的活性。結(jié)果表明，比色法蛋白磷酸酶抑制分析是一種簡便、便宜的篩選水體中具有腫瘤促進(jìn)特性的MCs的工具。
去除技術(shù)
生物法
生物方法是一種清潔環(huán)保的處理方法，利用生物降解轉(zhuǎn)化微囊藻毒素已經(jīng)成為去除微囊藻毒素的主要途徑之一。微囊藻毒素降解的主要突破點在微囊藻毒素分子結(jié)構(gòu)中不穩(wěn)定基團(tuán)ADDA，這個基團(tuán)上的雙鍵容易被一些微生物降解而將毒性去除。自然界中存在這類微生物，但自然降解過程十分緩慢。將這類微生物從自然界中提取出來為微囊藻毒素的生物去除提供了條件。
自1994年Jone等首次從水體中提取出藻毒素的降解菌后，關(guān)于藻毒素高效菌種和降解機(jī)理的研究就成為國內(nèi)外專家的研究熱點。Park等從富營養(yǎng)化水體中提取出10支菌株，通過培養(yǎng)和降解試驗后發(fā)現(xiàn)，其中1株革蘭氏陰性厭氧菌對MC-LR和MC-RR有著良好的去除效果，3d降解率分別為5.4%和10.2%。Cousins等的研究表明，MC-LR的ADDA側(cè)鏈的共軛雙鍵是生物降解的攻擊靶位，正是由于這個結(jié)構(gòu)的變化才導(dǎo)致MC-LR毒性的降低或喪失。
高級氧化技術(shù)
氧化技術(shù)（AOTs）是利用反應(yīng)中產(chǎn)生的強氧化性自由基，使水體中有機(jī)污染物分解成小分子物質(zhì)，甚至礦化成CO2、H2O和相應(yīng)的無機(jī)離子，使污染物得到徹底地去除。該技術(shù)利用的強氧化性自由基一般是·OH，比如Fenton體系、濕式氧化技術(shù)、臭氧氧化技術(shù)、光催化氧化技術(shù)、超臨界技術(shù)、超聲以及微波技術(shù)。
采用Fenton和Photo-Fenton法可以很好地降解MC。Fenton試劑在酸性條件（pH值為2~5）下，產(chǎn)生高濃度的·OH，能迅速攻擊微囊藻毒素（主要是LR型）側(cè)鏈ADDA基團(tuán)的共軛雙鍵，使其改變構(gòu)型或斷裂，因此去除微囊藻毒素的速率很快。ADDA基團(tuán)的微小變化將導(dǎo)致微囊藻毒素毒性的降低或脫除Gajdek等初步證實了Fenton試劑對MC-LR的分解能力，采用較低濃度的Fenton試劑進(jìn)行氧化分解反應(yīng)，5min后MC-LR的分解率就達(dá)97%，30?min后基本上完全分解。
臭氧作為一種強氧化劑被廣泛應(yīng)用于飲用水處理中，它可以通過與有機(jī)化合物分子結(jié)構(gòu)中雙鍵迅速發(fā)生氧化反應(yīng)生成基化合物。微囊藻毒素結(jié)構(gòu)中的AD-DA上的雙鍵與臭氧作用，被氧化打開而使其毒性消失。Rositano等研究發(fā)現(xiàn)，O3對微囊藻毒素有較好的去除效果，其破壞作用強于Cl2等其它化學(xué)氧化劑，在與水接觸5?min、水中殘余O3質(zhì)量濃度為0.5mg·L-1的條件下，微囊藻毒素的去除率可達(dá)100%。最重要的是O3直接作用于雙鍵上，而不會引起藻細(xì)胞的裂解。
超聲波技術(shù)是一項新型的環(huán)境友好技術(shù)，便于控制與操作。研究表明，超聲輻照是一種降解微囊藻毒素的有效方法，微囊藻毒素在超聲場中迅速被分解去除，降解過程屬于一級反應(yīng)。且隨著功率的增大，超聲波對微囊藻毒素的降解效果增強，20?kHz、120條件下超聲作用5?min時，微囊藻毒素的去除率就達(dá)到60%以上，但超聲波功率增大到一定程度后降解效果難以繼續(xù)提高。
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