黃藝，張郅灝

1. 北京大學環(huán)境科學與工程學院，北京 100871；2. 北京大學深圳研究生院環(huán)境與能源學院，廣東 深圳 518055

人類生產(chǎn)和生活產(chǎn)生的大量氮、磷，隨著地表徑流、排污系統(tǒng)和大氣的干濕沉降過程進入水體中，引起水體的富營養(yǎng)化。當富營養(yǎng)化嚴重的水體遇到適合藻類生長的溫度和光照等條件時，會產(chǎn)生藻類水華現(xiàn)象。藻類在水期間會分泌出一種次級代謝產(chǎn)物——藻毒素，用以抑制水體種其他物種的生長，確保藻類本身的生長優(yōu)勢。這些毒素對接觸水體的動植物和人類，亦具有潛在的危害。

自Francis[1]首次報道了動物因飲用含有藍藻的水而死亡以來，世界各地藍藻毒素引起鳥類、魚類、家畜甚至人類的大規(guī)模疾病乃至死亡的事件時有報道。1975年，美國賓西法尼亞小鎮(zhèn)Sewickley的飲用水源遭到有毒藍藻污染，最后導致約8 000人(占當?shù)厝丝诘?2%)患上急性胃腸炎[2]。1996年，巴西一家血液透析中心，因透析液被藻毒素污染,導致130名病人中有116人出現(xiàn)異常癥狀，并有50余人最終死亡[3]。

近年來，人們對藻毒素的關(guān)注點由其急性毒效向長期低劑量暴露下的慢性毒效轉(zhuǎn)變，尤其是微囊藻毒素（microcystin, MC）。其中，微囊藻毒素的促癌作用受到了重點關(guān)注。在應用二甲基苯并蒽致小鼠皮膚癌的實驗中，與正常飲水的對照組相比，飲用含微囊藻提取物的小鼠皮膚腫瘤的平均質(zhì)量顯著增加[4]。在我國，通過流行病學研究發(fā)現(xiàn)，在肝癌高發(fā)的東南沿海地區(qū)，原發(fā)性肝癌(HCC)發(fā)病率與其生產(chǎn)和生活中使用溝塘水有密切關(guān)系。飲用含藻毒素的溝塘水居民的肝癌死亡率為100/100 000左右，顯著高于飲淺井或深井水者（20/100 000）[5]。為了證明藻毒素與癌癥的關(guān)系，以便有效防治藻毒素的生物毒害，研究者對藻毒素的致癌機理進行了大量研究。

同時，為對微囊藻毒素的不良健康效應進行綜合性和定量性分析，并為預防和管理藻毒素對人體健康的影響提供科學依據(jù)，研究者和衛(wèi)生管理部門一起對藻毒素的人體健康風險評價方法和標準進行了大量的研究工作，如，世界衛(wèi)生組織（WTO）提出了微囊藻毒素的人體日可容許攝入劑量(TDI)和飲用水參考標準(GV)，為各國控制藻毒素健康風險提供了有力的依據(jù)[6]。

本文擬綜述微囊藻毒素對生物的毒害機理，以及其對人體的健康風險評估兩個方面的研究現(xiàn)狀和發(fā)展趨勢，為進一步研究藍藻水華的生態(tài)毒理和評估其健康風險提供信息。

1 微囊藻毒素的致毒機理

在細胞層面上，微囊藻毒素損傷生物的主要方式可分為4種：（1）直接破壞細胞結(jié)構(gòu)，引發(fā)細胞溶解；（2）誘導細胞凋亡；（3）誘導細胞癌變；（4）誘導基因突變和DNA損傷 。

1.1 微囊藻毒素對細胞結(jié)構(gòu)的影響

短時間、大劑量的藻毒素暴露會引發(fā)動物體內(nèi)細胞變形、失活甚至壞死，這是藻毒素急性致毒的主要表現(xiàn)方式。細胞是一切生理活動的基本單位，細胞結(jié)構(gòu)的完整性為它們功能的正常運作提供了支持，當細胞結(jié)構(gòu)被破壞時，細胞內(nèi)的生理化學過程就會受到干擾，細胞功能喪失，繼而導致細胞壞死。組織細胞學研究表明，高濃度的藻毒素會改變相應組織器官內(nèi)（特別是肝臟）細胞的結(jié)構(gòu)，這種損傷同時作用于細胞的膜系統(tǒng)與骨架系統(tǒng)[7]。

膜系統(tǒng)將細胞分為若干功能區(qū)域，它保證了細胞內(nèi)環(huán)境的相對穩(wěn)定，使各種區(qū)域內(nèi)的生化反應能夠有序運行。對小鼠或魚腹腔注射藻毒素，通過肝組織的解剖觀察可知，肝細胞內(nèi)線粒體、高爾基體腫脹，粗面內(nèi)質(zhì)網(wǎng)折疊，顯示細胞膜系統(tǒng)的形態(tài)變化[8]。還有研究表明，微囊藻毒素會破壞細胞膜的穩(wěn)定性和完整性，增加其通透性。Ding等[9]發(fā)現(xiàn)微囊藻毒素能提高細胞的乳酸脫氫酶（LDH）滲出率，而LDH滲出率的變化正是細胞膜損傷的標注；Ding認為，細胞膜被微囊藻毒素-LR誘導產(chǎn)生的活性氧自由基（ROS）攻擊后會發(fā)生過氧化連鎖反應，造成生物膜的脂質(zhì)過氧化(LPO)損傷，破壞膜的功能，最終表現(xiàn)上述特征。Paulina等[10]發(fā)現(xiàn)，暴露于不同濃度微囊藻毒素-LR的人類紅細胞，呈現(xiàn)細胞膜脂質(zhì)過氧化、膜流動性下降的狀態(tài)，同時鋸齒狀紅細胞的數(shù)量上升，并出現(xiàn)溶血現(xiàn)象。

細胞骨架是細胞內(nèi)由蛋白質(zhì)所搭建的骨架網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)，對維持細胞形態(tài)，保證細胞功能有重要意義，細胞膜出泡、細胞形態(tài)改變都是細胞骨架解體、重組的結(jié)果。微管、微纖絲、中間纖維是細胞骨架的主要成分，微囊藻毒素正是通過改變這些結(jié)構(gòu)相關(guān)蛋白的形態(tài)與排列，最終破壞細胞骨架系統(tǒng)。許多研究者都認為，微囊藻毒素能抑制細胞內(nèi)蛋白磷酸酶1和2A（PP1、PP2A）的活性，使細胞骨架上的蛋白質(zhì)因過磷酸化而變性，進而損傷細胞骨架系統(tǒng)[11]。將原代培養(yǎng)的肝細胞用4 μm·L-1的微囊藻毒素-LR處理30 min后，可觀察到細胞內(nèi)纖維和微絲網(wǎng)絡(luò)解體、塌陷、重組。中國倉鼠卵巢細胞（CHO-K1）暴露于微囊藻毒素-LR后，也出現(xiàn)了類似的微絲網(wǎng)絡(luò)崩潰現(xiàn)象，同時還可觀察到微管系統(tǒng)的解體[12]。

細胞膜系統(tǒng)及骨架系統(tǒng)受到損傷后，會引發(fā)細胞形態(tài)的變化，如細胞變圓、組織內(nèi)細胞間接觸降低、橋粒張力絲喪失、竇狀隙結(jié)構(gòu)喪失等，這些都有可能導致相應器官失活、衰竭甚至壞死。對暴露于微囊藻毒素-LR的魚進行解剖觀察，發(fā)現(xiàn)其肝臟腫大、充血以致壞死[8]。肝臟是微囊藻毒素的主要靶器官，同時也有部分研究觀察到微囊藻毒素在腎、腦、腮等器官中也有分布，并會攻擊這些器官[13]。如有研究發(fā)現(xiàn)，微囊藻毒素-LR可以導致魚的腎小囊腔膨大，凝結(jié)管壞死。微囊藻毒素對器官的選擇性攻擊現(xiàn)象與其化學性質(zhì)有關(guān)。微囊藻毒素是親水性多肽，極難以被動運輸方式通過脊椎動物的細胞膜，因此在滲透過程中需要主動運輸系統(tǒng)參與。有機陰離子轉(zhuǎn)運多肽（OATP）類蛋白家族能夠介導對于不依賴鈉離子的兩性有機化合物的吸收，在細胞吸收微囊藻毒素上起到至關(guān)重要的作用，因此能夠表達有機陰離子轉(zhuǎn)運多肽的組織或器官的細胞對微囊藻毒素吸收能力更強，受到的毒性損傷也更為嚴重[14-15]。

1.2 微囊藻毒素對細胞凋亡的影響

凋亡是細胞為維護內(nèi)環(huán)境穩(wěn)定,由基因控制的主動死亡過程[16]。細胞凋亡是多細胞生物生命活動過程中不可缺少的組成內(nèi)容,貫穿于整個生命周期，這一過程受到高度精密的調(diào)控，并且受多種因子誘導，異常的信號物質(zhì)上調(diào)、下調(diào)可能會導致生物體增殖-凋亡平衡的破壞，若細胞凋亡發(fā)生功能障礙或失去控制將導致多種疾病的發(fā)生。

多種類型的藻毒素都可誘導生物體內(nèi)細胞的凋亡，影響相應器官的功能及活性。肝、腎、腮、脾、免疫系統(tǒng)等都會受到藻毒素致凋亡作用的影響[17]。微囊藻毒素在經(jīng)過相應載體的運輸作用進入細胞后，會引發(fā)ROS的快速產(chǎn)生[18]，誘導細胞內(nèi)氧化應激反應，干擾細胞內(nèi)某些信號物質(zhì)（如Bcl-2族蛋白）的傳導，影響細胞凋亡、增殖等進程[19]。ROS還能通過損傷內(nèi)質(zhì)網(wǎng)，影響Caspase通路及鈣調(diào)蛋白激酶II （CaMKⅡ）通路，促進細胞凋亡[20]。

同時，微囊藻毒素-LR可以與PP2A的催化亞基結(jié)合，抑制該酶的蛋白脫磷酸活性，通過干擾蛋白分子脫磷酸化而打破細胞內(nèi)信號物質(zhì)平衡（如p53蛋白、Bcl-2蛋白家族、CaMKII等），影響線粒體、細胞核、內(nèi)質(zhì)網(wǎng)等細胞器的功能，最終開啟、加速細胞凋亡程序[21-22]。

1.3 微囊藻毒素對細胞癌變的影響

Sueoka[23]首次報道微囊藻毒素-LR會改變致癌基因和腫瘤抑制基因的表達，促進細胞癌變。小鼠肝細胞暴露實驗顯示，在微囊藻毒素-LR暴露6 h后，細胞內(nèi)jun、fos和myc癌早期相應基因族的表達由于細胞增殖刺激而顯著提高[24]。同時，另一種內(nèi)源性腫瘤促進劑腫瘤壞死因子（TNF-α）的表達也明顯上升[25]。微囊藻毒素-LR還誘導DNA損傷響應基因表達的提高。

Toivola[26]等提出關(guān)于微囊藻毒素促進肝癌形成的分子機制假說，他認為，微囊藻毒素抑制PP2A活性并影響MAPK信號的過程是其促進腫瘤的關(guān)鍵。在細胞增殖過程中，MAPK信號調(diào)節(jié)著數(shù)個基因轉(zhuǎn)錄過程，MAPK活性增加可能促進細胞分裂繁殖速度，促使細胞癌化。另外，MAPK活性能明顯抑制細胞凋亡，使癌細胞逃避凋亡途徑。PP2A是MAPK信號最主要的負調(diào)節(jié)因子，微囊藻毒素抑制PP2A的同時也促進了MAPK活性，增強了細胞裂殖能力，最終促進腫瘤形成。

1.4 微囊藻毒素對DNA的影響

微囊藻毒素對DNA的損傷也是基于抑制PP2A和產(chǎn)生ROS這2種生理過程，主要通過誘導DNA突變、損傷DNA結(jié)構(gòu)、抑制DNA修復這3種方式損傷細胞DNA，形成遺傳毒性。

1.4.1 誘導DNA突變

微囊藻毒素能通過誘導ROS形成，導致離體培養(yǎng)細胞和動物活體細胞的DNA損傷。8-oxo-dG是一種常見的DNA氧化損傷生物標記，它的形成標志著細胞內(nèi)ROS含量上升，抗氧化劑減少[27]。Maatouk等[28]在微囊藻毒素-LR誘導原代小鼠肝細胞的DNA損傷過程中，觀察到有8-oxo-dG形成，在6 h時達到最高，其后伴隨損傷的修復而下降，這表明誘導ROS氧化是微囊藻毒素損傷DNA的一種方式。

Zegura等[29]在以HepG2細胞為材料的研究中發(fā)現(xiàn)，微囊藻毒素-LR能誘導嘧啶和嘌呤的氧化。在細胞暴露于微囊藻毒素-LR 8 h后，氧化嘧啶開始修復，但氧化嘌呤并未同時得到修復，嘌呤的氧化損傷就累積了下來。如果在DNA復制之前沒有修復氧化損傷，嘌呤的氧化就會導致DNA中的GC→TA轉(zhuǎn)化突變。微囊藻毒素-LR誘導的DNA突變可以通過許多ROS清除劑避免（TEMPOL、DMSO、DFO、DMTU等），進一步說明微囊藻毒素-LR是通過誘導ROS產(chǎn)生而表達其遺傳毒性的[18]。

1.4.2 改變細胞核形態(tài)和損傷DNA結(jié)構(gòu)

許多研究證明，微囊藻毒素不僅直接影響細胞核的形態(tài)，如暴露于微囊藻毒素-LR的斑馬魚肝臟細胞，細胞核產(chǎn)生蜂窩狀結(jié)構(gòu)[29]，還使染毒細胞內(nèi)形成微核、多核、大核等現(xiàn)象[30]。

微囊藻毒素誘導產(chǎn)生的ROS，同樣作用于DNA結(jié)構(gòu)。Repavich等[31]發(fā)現(xiàn)，野外藍藻樣品中提取的凈化毒素能誘導人體淋巴細胞染色體斷裂，并呈劑量相關(guān)性。Lankoff等[32]則報道了純微囊藻毒素-LR導致人體血淋巴細胞的凋亡和DNA鏈斷裂現(xiàn)象。

1.4.3 抑制DNA修復

除了直接損傷DNA，微囊藻毒素還會抑制DNA修復過程，進一步增強促突變、促癌效果。微囊藻毒素的非同源性末端連接（NHEJ）抑制性，使其可以同時影響核苷酸切除（NER） 和DNA雙鏈斷裂（DSB）2種修復過程。當DNA修復進程有缺陷，或者DNA修復以易于出錯的方式進行時，受損DNA就容易產(chǎn)生突變，最終導致細胞癌變[33]。

Lankoff等[34]在聯(lián)合微囊藻毒素-LR與紫外誘變的實驗中，首次發(fā)現(xiàn)微囊藻毒素-LR會削弱NER效果。實驗使用的中國倉鼠卵巢細胞首先經(jīng)微囊藻毒素-LR的預處理，隨后暴露于紫外輻射下（25 J·m-2），結(jié)果顯示，用微囊藻毒素-LR處理過的細胞的DNA損傷遠高于僅用紫外照射的細胞，研究者認為是微囊藻毒素-LR抑制了NER過程中的剪切階段和再鏈接階段。Lankoff[35]在后續(xù)實驗中再次驗證了這一結(jié)論，并探索了這一抑制過程的機理：DNA依賴蛋白激酶（DNA-PK）是NHEJ過程中的關(guān)鍵酶，微囊藻毒素-LR正是通過抑制DNA-PK活性影響NHEJ。實驗中還觀察到了對DNA鏈斷裂修復和染色體畸變修復的抑制現(xiàn)象。

2 微囊藻毒素的健康風險評估

在研究微囊藻毒素致毒機理的同時，多國衛(wèi)生部門及WHO都進行了針對微囊藻毒素的健康風險評估工作，以明確其毒性、暴露程度與人體健康效應的關(guān)系，為實施環(huán)境管理提供依據(jù)。健康風險評估一般有4個步驟（美國環(huán)保局(EPA)的NAS四步法）：危害鑒定、暴露評價、劑量反應關(guān)系評價、危險特征分析。現(xiàn)有的研究主要也多是從這四個角度展開的。

2.1 危害鑒定

對微囊藻毒素危害鑒定經(jīng)歷了一個較大的轉(zhuǎn)折。早期學者普遍認為微囊藻毒素是一種急性肝毒素，并且有通過皮膚接觸對人體造成刺激性損傷的能力。后續(xù)的動物實驗表明，微囊藻毒素對腎[36]、腦[37]等器官有慢性毒害作用，并會影響呼吸[38]、生殖系統(tǒng)[39]。同時，流行病學研究與動物實驗都證明微囊藻毒素有致、促癌作用，并可引發(fā)基因突變。2010年，國際癌癥研究機構(gòu)（IARC）依據(jù)微囊藻毒素對人體的潛在致癌力將其分入“可能的人類致癌物”組（Group 2B）[40]。當前，學者對微囊藻毒素致毒方式研究主要集中在其對人體全系統(tǒng)損傷能力[41]、誘導細胞凋亡的機理[42]以及致癌致突變的機理[43]等幾個方面。

表1 藻毒素暴露途徑及暴露特征 Table 1 The exposure pathways of microcystin

2.2 暴露評價

微囊藻毒素進入人體的主要途徑是通過飲水，少部分是在工作、娛樂活動中經(jīng)口、皮膚接觸，同時，微囊藻毒素通過食物鏈以及藍藻類保健品(BGAS)損害人體的事件也有報道。此外，還有一種特殊的暴露方式——通過血液透析直接進入透析患者體內(nèi)。

對微囊藻毒素暴露的研究目前集中于環(huán)境、氣候?qū)ψ匀凰w中毒素分泌、變化的影響[47]，微囊藻毒素通過食物鏈對人體健康的影響[48]，以及快速鑒定、檢測自然水體中微囊藻毒素組分、濃度的方法[49]等方面。

2.3 劑量反應關(guān)系

確立劑量反應關(guān)系是健康風險評估工作中最重要的一步，一般是通過流行病學或動物實驗得出污染物的劑量反應曲線，確定不致引起有害健康效應的最高劑量（NOAEL），并經(jīng)過推算得出日容許攝入量（TDI）及指導值（GV），通常低于TDI和GV的暴露劑量產(chǎn)生有害效應的可能性很小，因此這些標準可用作環(huán)境管理的依據(jù)。

1998年，WHO采納了Fawell等為期13周的小白鼠微囊藻毒素-LR毒性試驗得出的NOAEL（40 μg·kg-1），最終得出TDI為0.04 μg·kg-1，飲用水中微囊藻毒素質(zhì)量濃度指導值為1 μg·L-1[6]。

UF：不確定系數(shù)（種內(nèi)差異10、種間差異10、數(shù)據(jù)庫限制性10）。

bw: 國際成人體質(zhì)量（60或70 kg）；AF: 分配系數(shù)；C: 日常暴露量。

WHO對微囊藻毒素的評估是基于考察其對肝臟的慢性損害，其急性毒害閾值則大許多。Kotak[50]考察微囊藻毒素在單次腹腔注射情況下對肝的急性毒性效果實驗中，得出NOAEL為25 μg·kg-1，推算TDI為2.5 μg·kg-1（UF取10）。

2.4 危險特征分析

危險特征分析的主要內(nèi)容是根據(jù)劑量反應關(guān)系所得指導值，針對具體暴露人群，分析、判斷其發(fā)生危害可能性的大小。也有學者根據(jù)EPA推薦的人體暴露評價的標準值[51]計算各種暴露方式的人體可耐受值，如Dietrich[52]提出在飲用水與受污染食物多重暴露情況下的微囊藻毒素參考標準（表2）；另外，還提出了在多種典型環(huán)境下，避免急性毒害效果的暴露極限（表3）。

表2 復合暴露情景下微囊藻毒素-LR的參考標準 Table 2 Daily tolerable total microcystin-LR exposure based on two different TDIs, concurrent calculations of guideline values for food and water

表3 避免急性毒害的環(huán)境暴露極限 Table 3 Calculated possible daily ingestion to avoid acute health problems

3 討論和展望

對微囊藻毒素的致毒機理，包括直接致細胞壞死、凋亡和誘導細胞癌變、突變等方面目前已得出了許多成果，但同時還有許多問題需要進一步研究：

（1）微囊藻毒素致毒的分子機制，誘導ROS生成的過程；

（2）微囊藻毒素為何會導致細胞凋亡與癌變2種相反的結(jié)果，2種現(xiàn)象發(fā)生的對應條件是什么；

（3）誘導細胞凋亡和DNA裂解2種現(xiàn)象有無關(guān)聯(lián)，還是2個獨立的過程；

（4）不同類型微囊藻毒素的復合作用是否會增加其毒性，藍藻粗提取物中能提高微囊藻毒素毒性的物質(zhì)是什么；

（5）微囊藻毒素的毒代動力學，不同類型微囊藻毒素在生物體中代謝有何差異，代謝產(chǎn)物是否對其他器官有毒性。

對微囊藻毒素致毒機理的研究，一方面是為了治療藻毒素的生理毒害提供依據(jù)，另一方面是為藻毒素的人體健康風險評價提供依據(jù)和標準。目前在微囊藻毒素人體健康風險評估中，指標選擇和標準確定等方面，還存在許多有待討論的問題：

（1）目前的評估都依賴于流行病學以及動物毒理實驗數(shù)據(jù)，而無論數(shù)據(jù)的產(chǎn)生還是向人體情景推導的過程都會增加評估結(jié)果的不確定性。這是因為流行病學無法確保微囊藻毒素是影響人體健康的單一因素；同時，動物實驗的暴露情景與人現(xiàn)實中的暴露途徑有很大差異，而這種差異會嚴重影響微囊藻毒素的毒性效果。

（2）有實驗發(fā)現(xiàn)，相同毒素劑量下，水華浮沫中提取的物質(zhì)比純微囊藻毒素的毒性更強，一般認為這是由于混合提取物中有協(xié)助微囊藻毒素進入生物的物質(zhì)，增強微囊藻毒素的生物利用率。因此，通過純毒素得出毒性評估結(jié)果往往低于實際的暴露情景。

（3）目前評估中重要指標NOAEL的推導過程中，只考察了肝的病理變化以及相關(guān)酶的活性，僅適用于肝的慢性損傷及癌前病變，未考慮微囊藻毒素的致癌、致突變風險。目前有證據(jù)表明，微囊藻毒素是強效的促癌物質(zhì)，潛在的癌癥誘導物質(zhì)可引發(fā)細胞內(nèi)DNA斷裂，基因突變，這提示在評估微囊藻毒素毒性是必須考慮其基因毒性，如Duy[53]在計算微囊藻毒素的TDI時就將UF定為3 000（因促癌性增加系數(shù)3）。但這僅是在外推過程中的調(diào)整，實際工作中還需進行動物實驗，確定微囊藻毒素在長期甚至終生暴露下不會導致癌癥的安全閾值。另外，NOAEL的推導只考慮了微囊藻毒素對小白鼠肝臟的毒性，并未涉及其他器官。而許多現(xiàn)有文獻都證明微囊藻毒素對腎臟、心臟等器官以及生殖系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)等系統(tǒng)有損傷作用，因此需要進一步研究微囊藻毒素對人體全系統(tǒng)的毒害效果，以得出微囊藻毒素真實的無健康風險劑量。

（4）現(xiàn)有毒理數(shù)據(jù)仍局限于幾種微囊藻毒素的同系物，特別是微囊藻毒素-LR，評估工作也僅就微囊藻毒素-LR展開，而現(xiàn)實環(huán)境中存在80余種類型的微囊藻毒素。不同類型毒素的毒性常有較大差異，這就使復雜混合情況下的毒性水平難以評估。Wolf[54]提出了建立藻毒素等效毒性框架（toxicity equivalent factor, TEF）的方案，為常見微囊藻毒素以及節(jié)球藻毒素賦以相應的 TEF值，在實際操作用疊加以評估毒性。然而，TEF的建立是基于不同毒素的LD50數(shù)據(jù)，而非根據(jù)可靠的器官解剖實驗，這就削弱它的有效性。另外，復合毒素的毒性能否直接線性疊加也是一個問題。因此，需要建立一種更為有效的方法評估復合毒素的健康風險。

（5）現(xiàn)有的健康風險評估體系是基于慢性暴露情景，而急性事件的評估卻沒有得到應有的重視。自然水體中，藻毒素的濃度常隨水華爆發(fā)而呈周期性變化，因而人群常是在一年的某一個時間才面臨較高微囊藻毒素健康風險。在這個時間點，為預防突發(fā)急性中毒事故就需要建立有效、快速的評估手段，并確定適宜急性情景的環(huán)境標準，避免在采用現(xiàn)有由慢性實驗得出的較嚴苛的標準。

微囊藻毒素作為一種廣泛存在的強效毒素，得到了科學界與衛(wèi)生管理部門的重視，已有的毒理學研究以及人體健康影響評估工作為保護人體健康，管理水體污染提供許多有意義的理論依據(jù)。然而，許多信息表明，現(xiàn)有的微囊藻毒素指導值可能顯著超出了實際的安全閾值，這與毒理研究及健康評估的不足都有密切的關(guān)系。種種現(xiàn)象似乎提示我們，過去的研究方法、評估手段已有明顯不足，需要開拓新的方法用以研究微囊藻毒素在細胞水平的致毒機理，評估自然水體中微囊藻毒素的毒性。

微生物目前已被廣泛用于污染物的研究、評估工作中，它既可避免活體動物實驗中不同暴露方式的干擾，也不會有離體細胞實驗中細胞功能單一化的缺陷。以微生物作為材料研究微囊藻毒素毒理的手段有著廣闊的前景，同時微生物作為生物傳感器來評估微囊藻毒素的人體健康風險有快速、低成本、低風險的優(yōu)點。因此，建立以微生物為基礎(chǔ)的微囊藻毒素研究方案，可為現(xiàn)有研究體系的不足提供新的思路和新的成果。

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