随着社会工业化进程的加快,人类在工农业生产及日常 生活中,向水体排入大量的含氮、磷污染物,使水体富营养化, 进而导致蓝藻“ 水华”大面积频繁爆发。淡水中蓝绿藻属分 泌产生的蓝藻毒素是目前已经发现的污染范围最广、研究最 多的一类藻毒素。其中的微囊藻毒素( m ic rocystins,MCs) 作 为蓝藻最主要的次生代谢产物,分布广泛、毒性较大且危害最 为严重^[1]。由于M Cs的稳定性,使其可富集于鱼类或贝类并 通过食物链传递,进而对人类的健康造成潜在危害^[2]。中国 作为世界最大的淡水产品消费国,其淡水产品占水产品总量 的40% ~ 50% ^[3]。所以,及时检测水质情况的污染变化,研 究藻毒素在淡水产品中的富集,阐明其毒理机制并采取相应 的控制措施,对保护人类健康具有重要意义。本研究就MC s 对淡水动物的毒理机制、在淡水产品中的富集及其对人类健 康的潜在危害进行综述。

M Cs是由微蓝藻等淡水藻类产生的一类具生物活性的环 状七肽化合物,至今已发现80多种异构体,其中在淡水环境 中存在较多、毒性较强且含量较多的是微囊藻毒素 -LR(MC-LR)、微囊藻毒素-RR (M C-RR ) 和微囊藻毒素 -YR(MC-YR)等^[1]。研究表明,MCs作用的主要靶器官是肝 脏,它能够抑制真核细胞蛋白磷酸酶PP1 和PP2A,导致一些 肿瘤抑制蛋白高度磷酸化而失活,是一种强促癌剂,在分子水 平上影响细胞分化、增殖、蛋白质合成以及信号转导等过 程^[4]。对M Cs毒理机制的研究,除肝脏毒理研究外,还涉及 其它组织器官如肾、肠、腹足、胚胎、鳃、皮肤、脑、心肌以及生 殖系统等。Chen等^[5]在对中国巢湖2种淡水虾的研究中发 现,性腺是仅次于肝脏的第二大靶器官,说明MCs的积累可 能通过生殖对下一代造成影响。李效宇等^[6]通过MC s对大 鳞副泥鳅胚胎和幼鱼的毒性效应研究发现,MC s在大鳞副泥 鳅胚胎发育不同阶段处理,对孵化率影响不同,但其毒理机制 尚不清楚,而且发现MC s对鱼类产品的胚胎毒性高于对幼鱼 的毒性,MCs通过对胚后发育的影响,可能抑制湖泊中鱼类的 生长、繁殖和种群扩大。杨静东等^[7]通过鲋鱼体内抗氧化酶 的活性变化对MCs介导的氧化胁迫进行了评估,结果显示, M Cs在鱼体内积累后,其抗氧化系统虽可缓解MCs的毒性, 却不能完全降解,认为食用被M Cs污染的鱼类可能存在潜在 的食品安全风险。但有些淡水生物对MCs具有一定的解毒 作用。B ea ttie等^[8]对河虾的研究发现,成体的河虾对MC s具 有解毒作用,与L iras等^[9]通过用有毒蓝藻处理小龙虾得到的 MC s对小龙虾并无明显的毒性效应相符。Li等^[10]研究发现, 滤食性的鲢鳙鱼不易中毒是因为鲢鳙鱼对MCs有较强的抗 性,表现在组织结构上的积极恢复与抗氧化酶系统与解毒物 质的有效防御。

MC s可以通过食物链在淡水产品中生物富集,因此,阐明 MC s在生态系统内的迁移和转化规律,对评价和预测MC s进 入生物体后可能造成的危害具有重要意义。

MCs在淡水鱼类中的富集程度 与动物的种类有关,同一种类不同组织器官对MCs的富集程 度也不一样。通常滤食性鱼类肝脏对M Cs的富集量最高,其 次是杂食性鱼类,肉食性鱼类最低; 但是在肌肉中,杂食性鱼 类最高,其次是滤食性鱼类和杂食性鱼类^[11]。杨静东等^[7]研 究了MCs 在鲋鱼体内生物富集情况,发现肌肉组织中 MC-RR和MC-LR的含量在18 d 时达到峰值,而肝脏组织中 MC-RR和MC-LR的含量在鲋鱼暴露9 d时达到最高值,且肝 脏的富集量大于肌肉的富集量。吴幸强等^[12]对滇池鱼体中 肝、肾、空肠、胆、肌肉等不同组织中MCs的含量进行了检测, 结果显示,MCs主要分布于鱼体的肝肾脏和消化道,在肌肉和 非消化道器官中也存在一定的含量。有的鱼肌肉中MC s的 富集量已经超过了WHO 所规定的最低日摄取量。Char les 等^[13]对巴西水库(T. renda lli 以及O. niloticus ) 鱼体中的MCs 的富集研究发现,其组织中的MCs含量超过了WHO 提供的 人类每日可摄入M Cs最低水平( 8ng /g)。Xie等^[14]通过对中 国巢湖的鱼类研究显示,每100 g鱼肌肉中含有2.69~ 49.7 g 的MC-LR,其含量是规定人类每日最大允许摄入量的1. 3 ~ 25倍。

一些淡水滤食性鱼类(如罗非鱼、鲢等) 可以吞食蓝藻, 对MC s有较强的耐受能力,但是其毒素在体内具有很强的富 集效应。Nyaka iru等^[15]通过对维多利亚湖2 种罗非鱼体内 MC s富集的研究发现,MCs 在肠道( 1 312.08 ng / g )、肌肉 ( 208.65 ng /g )和肝脏( 73.10 ng /g)中存在不同的富集量。 不同种类鱼对MCs的富集程度也不同,鲢、鳙中肝脏和 肾脏( 860、2110 μg /kg)这2个主要的靶器官对MCs的蓄积能 力远高于草鱼( 23、48 μg /kg) ^[2]。

像鱼类一样,一些淡水底栖 动物(如贻贝、蚌、螺和虾类等)也对M Cs表现出较大的耐受 力,但是其毒素在体内也具有很强的富集效应。研究表明,毒 素不仅在研究的底栖动物内脏中发现,其可食部分(如肌肉、 足等)中也发现了不同水平的MCs累积。Lance 等^[16]对椎实 螺体内M Cs的富集研究发现,MC s处理的螺体消化腺以及肾 均发生了坏死性改变,其可食部分( 腹足)均可检测到M Cs,而且在其精子和卵母细胞中也检测到了MCs。Chen 等^[5]研究显示,MC-LR 在淡水螺类的肝胰脏( 1.06 ~ 7.42 m g /g干重)、消化道( 0.8 ~ 4.54 mg /g 干重)、性腺( 0~ 2.62 m g /g干重)和腹足( 0~ 0.06 m g /g 干重)的含量呈现依次递 减的关系。Yokoyam a和Park^[17]在对日本Suw a湖的研究中, 报道了圆顶珠蚌肝胰腺中MCs随季节性累积,圆顶珠蚌、褶 纹冠蚌、背角无齿蚌中MC s的富集最高可达420、297和12.6 μg / g干重。Chen等^[5]通过对巢湖中的秀丽白虾、日本沼虾 以及克氏原螯虾各组织中的MCs分布和动态变化研究发现, 同一科不同属的生物可累积不同水平的MCs。白虾和青虾体 内的MCs不仅大量地累积于肝胰腺,也大量累积于性腺以及 肌肉等组织中,白虾和青虾体内的MCs在肝胰腺的累积平均 量达到4.29 和0.53 μg /g 干重,在性腺中的累积平均量达 1.17和0.48 μg /g干重,在卵中的累积平均量也达到了2.34 和0.27 μg /g 干重,而克氏原螯虾性腺中的MCs 也达到 0.93 μg /g干重; 在对巢湖铜锈环棱螺的研究中发现,M Cs不 仅大量累积于肝胰腺( 均值为4.14 μg /g 干重) ,也大量累积 于性腺(均值为0.715 μg / g干重)。类似的现象在螺和蚌中 也被证实。

人类直接接触MC s污染水质与健康的关系已引起人们 的极大关注。国内外大量的流行病学以及动物实验表明,长 期接触低浓度M Cs污染水源对大肠癌和胃肠道肿瘤等疾病 的高发病率有关^[18]。江苏海门、泰兴地区藻毒素与人群肝病 的流行病学研究显示,饮用M Cs污染沟塘水的人群肝癌发病 率是饮用深井水人群的8倍^[19]。穆丽娜等^[20]研究表明,长 期饮用含MCs的河、沟、塘水对肝脏血清谷丙转氨酶和γ-谷 氨酰转肽酶水平有一定的影响。

然而,MCs污染水产品对人类健康造成的潜在威胁尚未 引起足够的重视,特别是我国有毒蓝藻大量爆发的太湖、巢 湖、滇池等盛产大量的水产品,其中鱼、虾、蟹、螺、蚌等深受人 们的喜食。Nyaka iru 等^[15]认为,食用受MC s污染的罗非鱼的 肌肉有通过食物链进行富集而危害人类的可能,因为MCs具 有一定的热稳定性,不易被降解。Zhang 等^[21]研究发现,煮熟 的鲤鱼肌肉中MCs的平均含量比不煮熟的高,煮熟以后会使 得与磷酸酶偶联的MCs释放,烹饪方式可加剧MCs对食用者 的危害。Sm ith等^[22]对食物网中M Cs可以与体外动物器官 组织中的蛋白质偶联进行了研究,这些MC-蛋白复合体可以 被消化系统中的蛋白磷酸酶( 胃蛋白酶,糜蛋白酶,胰蛋白 酶) 生物降解,但是并不降解MCs,从而造成人体内MCs的吸 收,其结果预测了MC s富集可能对人类造成潜在危害。

淡水底栖动物(如贻贝、螺等)是人们喜好的水产品。但 食用此类水产品比食用鱼类的危险性可能更大,因为在食用 此类动物尤其是螺类(如环棱螺) 时往往将内脏也吃掉了,这 无疑增加了MCs的摄入量。因此,关注MCs在淡水底栖动物 体内的富集以及对人类的潜在危害非常重要。Lance等^[16]研 究了椎实螺体内MCs的分布情况,在消化腺中首先检测到 M Cs的富集,发现消化道内腔有大面积的严重坏死型改变,虽 然在肾、腹足和生殖腺中未发现生理性坏死的变化,但是均检 测到了MCs的富集,认为MC s可通过食物链传递到人体内。 Berry 等^[23]报道墨西哥Lago C atem aco水域的福寿螺( Poma cea p atu la catem acensis )体内富集了大量的MC s,并且提出应 该深入研究墨西哥淡水域中MC s在可食性产品体内的富集 以及其通过食物网传播情况。

目前了解食用受MC s污染淡水产品对人类健康危害尚 有困难。蓝藻毒素对人类健康危害的证据主要来自流行病学 调查、动物中毒以及毒理学研究。流行病学证据能直接证明 毒素暴露和人类健康的关系,但这类研究时间长、数据收集困 难,特别是有关暴露生物数量、毒素的类型和浓度等数据十分 稀少。蓝藻导致动物中毒的事件报道很多,但因在自然环境 中难以对毒素的种类、含量及动物的摄入情况进行精确定量, 因此无法外推到人类^[24]。另外,水产品食用时的加工过程对 MC s的破坏程度的资料也很少。

动物毒性试验可准确控制实验条件,因而对阐明毒素在 人类及动物中毒中的作用以及比较相对毒性均十分重要,尤 其是口服毒性试验^[24]。然而这方面的资料往往相互矛盾,这 可能是由于实验场所、实验对象、实验条件不同造成的差异。 这些问题的解决还有赖于进一步研究。