全 文 ：第 34 卷第 16 期
2014年 8月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol.34,No.16
Aug.,2014
http: / / www.ecologica.cn
基金项目:上海市教委科研创新项目(10ZZ103);上海市教委重点学科建设项目(J50701);上海市高校知识服务平台项目(ZF1206)
收稿日期:2013鄄06鄄03; 摇 摇 修订日期:2014鄄06鄄11
*通讯作者 Corresponding author.E鄄mail: mjiang@ shou.edu.cn
DOI: 10.5846 / stxb201306031298
江敏,许慧.节球藻毒素研究进展.生态学报,2014,34(16):4473鄄4479.
Min J, Hui X.Research progress of Nodularin.Acta Ecologica Sinica,2014,34(16):4473鄄4479.
节球藻毒素研究进展
江摇 敏1,*,许摇 慧2
(1. 上海市水产养殖工程技术研究中心, 上海摇 201306; 2. 上海海洋大学水产与生命学院,上海摇 201306)
摘要:节球藻毒素(Nodularin)是由泡沫节球藻(Nodularia spumigena)产生的一种环状五肽肝毒素。 节球藻毒素对陆生动物和人
体均具有毒性和致癌作用,还会影响水生生态系统的结构和功能,对许多陆生植物、水生动物的生长繁殖具有一定的威胁,受到
了社会的广泛关注。 综述了节球藻毒素的分子结构、检测方法和产生途径,深入讨论了节球藻毒素的环境归趋和毒性效应的研
究进展,并对其重要的研究领域提出进一步的展望。
关键词:节球藻毒素;肝毒素;毒性;致癌作用;环境归趋;降解
Research progress of nodularin
MIN Jang1,*, HUI Xu2
1 Shanghai Engineering Research Center of Aquaculture, Shanghai 201306, China
2 College of Fisheries and life Science, Shanghai Ocean University, Shanghai 201306, China
Abstract: Nodularin is a cyclic pentapeptide hepatotoxin produced by Nodularia spumigena. It忆s toxicity and carcinogenicity
to terrestrial animals and human beings has been confirmed by many studies. It has been subjected to the extensive concern
of the society for its impact on the structure and function of aquatic ecosystem and the threats to different kinds of organisms
including terrestrial plants and aquatic animals. The molecular structure, detection methods and production of nodularin are
sketched. Recent progresses and perspectives in the study of environmental fates and toxic effects are viewed and discussed.
Finally, the promising study about nodularin in the future is also proposed.
Key Words: Nodularin; hepatotoxin; toxicity; carcinogenicity; environmental fate; degradation
摇 摇 随着人们生活水平的提高和工农业活动的发
展,水体富营养化现象日趋普遍,藻华事件不断涌
现,有毒藻类及其引发的健康问题正日益引起人们
的关注。 一些蓝藻,因其可产生对人类、动物、植物
和真核微生物等具有不利影响的低分子量化合物,
即藻毒素,从而成为科学家和大众关注的焦点[1]。
蓝藻产生的毒素主要有微囊藻毒素(Microcystins)、
节球藻毒素 (Nodularins,简称 NOD)、柱胞藻毒素
(Cylindrospermospins)、鱼腥藻毒素鄄琢(Anatoxin鄄琢)、
同源鱼腥藻毒素鄄琢(Homoanatoxin鄄琢)和麻痹性贝类
毒素(Saxtoxins)等,这些毒素按照其结构和毒性分
为肝毒素、神经毒素和其他毒素等。 其中微囊藻毒
素和节球藻毒素属于肝毒素,其主要靶器官为肝脏。
微囊藻毒素是由微囊藻产生的对蛋白磷酸酶 PP1 和
PP2A具有抑制性的环状七肽,目前已知的种类有
90多种。 节球藻毒素主要由泡沫节球藻(Nodularia
spumigena)产生,其结构与微囊藻毒素类似,是一种
环状五肽结构,抑制蛋白磷酸酶 PP1 和 PP2A 的活
性。 早在 1878年,Nature 首次报道了澳大利亚有毒
蓝藻泡沫节球藻水华事件[2],引发世界注目。 本文
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就节球藻毒素的结构、检测方法、产生及去除和毒性
效应进行的概括,并对其今后的研究方向进行了
展望。
1摇 节球藻毒素的分子结构
节球藻毒素为环状五肽肝毒素,一般结构为
(鄄D鄄MeAsp鄄L鄄Y鄄Adda鄄D鄄Glu鄄Mdhb),节球藻毒素的
分子结构比微囊藻毒素少两个氨基酸,并且在节球
藻毒素鄄R 中,其结构 L鄄Y 一般代表的是 L鄄精氨酸
(L鄄Arg) [3]。 分子结构如图 1所示,图中 D鄄MeAsp代
表 D鄄甲基天冬氨酸;Mdhb为 N鄄脱氢鄄琢鄄氨基丁酸;其
中 Adda为一种特殊的 茁鄄氨基酸(3鄄氨基鄄9鄄甲氧基鄄
2, 6, 8鄄三甲鄄10鄄苯基鄄4, 6鄄癸二烯酸),是所有已知
的蓝藻肝毒素的共同结构[4]。
肝毒素的共同结构 Adda的氨基酸本身无毒,这
可能是由于游离的 Adda 不能到达细胞的作用部位
或者不能与相应的靶细胞相互作用所致,但其立体
结构是肝毒素活性和毒性作用所必需的,其毒性可
能与 Adda和 L鄄精氨酸之间的空间关系有关[5]。
图 1摇 节球藻毒素的分子结构
Fig.1摇 The molecular structure of nodularins
2摇 节球藻毒素的检测方法
传统的节球藻毒素检测方法有高效液相色谱
法、薄层层析法、酶联免疫分析(ELISA)法以及蛋白
磷酸酶抑制分析(PPIA)法等。 近年来也涌现出一
些新型检测方法,如放射性标记法、单克隆抗体法等
(表 1)。
表 1摇 节球藻毒素的检测方法
Table 1摇 The detection method of nodularin
方法
Method
原理
Principle
样品类型
Sample type
检出限
Detection limit
特点
Features
文献
References
高效液相色谱法
High Performance Liquid
Chromatography,HPLC
利用 C18柱作为固定相,
流动相为乙酸,根据样品
的分配系数进行分离
水样 /
具有高效、高灵敏度和快
速的特点;但只能进行目
的性筛选,不能准确评估
被测物的毒性大小。
[6]
薄层层析法
Thin Layer
Chromatography,TLC
根据藻毒素的结构对环
状藻毒素进行定性分类 水样 /
操作简便、成本较低以及
灵敏性较高;但不能进行
定量测定,只能对藻毒素
进行定性分类
[7]
酶联免疫分析法
Enzyme鄄linked
Immunoassay,ELISA
利用酶与底物的相互作
用,根据显色反应定性检
测 NOD
水样 /
进行检测之前需对样品
进行前处理,操作较为
复杂。
[8]
蛋白磷酸酶抑制分析法
Protein Phosphatase
Inhibition Assay, PPIA
利用对蛋白磷酸酶活力
抑制程度来检测 NOD 水样 /
具有相同抑制功能的毒
素对酶的活力均有抑制,
因此检测结果为具有相
同抑制效应的毒素的总
量,而非单一的某一毒素
的量。
[9]
放射性标记检测法
Radiolabeled Assay
利用氚标记溶解 NOD,进
而对其进入生物体后呈
现的放射性进行检测
生物样 /
可进行生物体内检测,为
NOD在生物体内的分布
与转化等的研究提供基
础方法。
[10]
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续表
方法
Method
原理
Principle
样品类型
Sample type
检出限
Detection limit
特点
Features
文献
References
单克隆抗体鄄酶联免疫吸
附检测法
Monoclonal Antibody鄄
Enzyme Linked
Immunosorbent Assay,
mAb鄄ELISA
以酶联免疫分析法为基
础,制备 NOD 特定的单
克隆抗体,然后再利用酶
联免疫分析法进行检测
水样 0.2ng / mL 简便准确,无交叉反应 [11鄄12]
比色免疫蛋白磷酸酶抑
制实验法
Colorimetric Immuno鄄
Protein Phosphatase
Inhibition Assay, CIPPIA
NOD 的特异性检测:利
用比色蛋白磷酸酶抑制
试验结合多克隆抗体对
NOD进行筛选
水样 20nM 可将 NOD从混合物中分离出来,无交叉反应 [13]
3摇 节球藻毒素的产生和环境归趋
3.1摇 节球藻毒素的产生
节球藻毒素主要由泡沫节球藻分泌产生。
Michelle等在 2001 年的研究中,利用特异性引物简
并 PCR 技术检测出节球藻菌株中含有多肽合成酶
基因和聚酮合成酶基因,证实了节球藻毒素的合成
与微囊藻毒素类似,均非核糖体合成,而是通过含有
不同分子量酶的多酶复合物合成[14]。
3.2摇 节球藻毒素的环境归趋
微囊藻毒素在水生态系统中的环境归趋包含以
下内容:藻细胞中毒素的释放及水柱中溶解态毒素
的形成;底泥沉积物吸附及降解;微囊藻毒素的光降
解;微囊藻毒素的生物降解;微囊藻毒素在水生生物
体内的积累及代谢[15]。 本文将 NOD 的环境归趋分
为三部分:NOD 的释放、其在环境中的降解、以及
NOD在水生生物体内的积累和代谢。
3.2.1摇 节球藻毒素的释放
藻体内 NOD 的积累和释放受到多重环境因子
的影响。 2010年 Bagmi Pattanaik等研究了光合有效
辐射、紫外照射和营养条件等对节球藻毒素积累和
释放的影响,结果显示:当磷限制时,细胞内 NOD 的
浓度达到最低;当进行紫外照射且处于氮限制条件
时,细胞内和细胞外 NOD的浓度达到最高[16]。
Jaana Lehtimaki等人对波罗的海中泡沫节球藻
细胞内 NOD的积累以及细胞外 NOD 的浓度变化进
行了研究,发现当环境条件有利于泡沫节球藻生长
时,细胞内 NOD 含量就会增加,即其含量会随环境
温度、光照和磷含量的增加而增大,但会随氮浓度的
升高而减少;细胞外 NOD浓度则在藻细胞裂解时开
始增加[17]。
3.2.2摇 节球藻毒素的降解
国内外关于微囊藻毒素降解与处理方法的研究
很多,但对于节球藻毒素降解的研究报道则相对较
少,其方法大致包括物理降解、化学降解、生物降解
等,而生物降解(酶降解)是其中最主要的途径。
(1) NOD的物理降解
淤NOD的光降解
在自然环境条件下 NOD 可发生光降解,但其降
解程度会随光照方式的不同而呈现差异性。 1997
年,Hayley Twist等人研究了纯化的 NOD、毒素粗提
取物、以及泡沫节球藻分泌的毒素在 3 种不同的光
照环境,即持续黑暗、持续光照、以及不含紫外波长
的光照条件下发生的变化,结果发现,无论何种条件
下,纯化毒素在 250 h 内含量基本不变,接近某个常
数,而毒素粗提物中 NOD的含量在 3 种环境条件下
持续下降,并在 220h 时达到最低;泡沫节球藻直接
分泌产生的 NOD在持续黑暗条件 250h 内降低不明
显,在持续光照和除去紫外波长的光照条件下 250h
内其含量有明显降低,且在 50—100h 时降到最
低[18]。 由此可见,只要给予适合的环境条件,处于
特定状态的 NOD就可发生光降解,从而减少对生物
的毒害作用[18]。
特定催化剂也会促进 NOD的光降解。 2005 年,
Iain Liu等人发现,以二氧化钛(TiO2)作为催化剂对
NOD进行光降解,其降解速度明显增加,毒素含量也
明显降低,相应的光降解副产物也可在一定时间内
分解[19]。
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于其他物理方法
反渗透和真空蒸馏是脱盐作用常用的两种方
法。 1997年,Erkki Vuori等人发现,反渗透和真空蒸
馏还可有效地移除海水中的 NOD[20]。
沉积物吸附也有助于水中 NOD 的移除。 2008
年,Anna Torunska等人对波罗的海中细粒沉积物对
NOD的吸附做了一定的研究。 结果发现,一部分
NOD可以被细粒沉积物吸附,吸附能力取决于 NOD
与沉积物结构的亲和力,其吸附机制包括静电作用、
氢键和非特异性的范德华力[21]。
(2)NOD的化学降解
环境中的 NOD 可通过氧化降解或电化学反应
等消除。 2011 年, Paulina V. F. Santos 等人对 NOD
的氧化降解和电化学反应机制进行了研究。 结果表
明,NOD的电化学分解只涉及到 1个电子,是不可逆
的、不依赖于 pH的过程;而 NOD的氧化降解则是不
可逆的、依赖于 pH的过程[22]。
(3)NOD的生物降解
2009 年,Hanna Mazur鄄Marzec 等人就格丹斯克
海峡中自然存在的细菌对 NOD 的生物降解、以及毒
素对分离纯化后细菌的影响进行了研究。 将分离纯
化后的细菌与 NOD 共同培养时,NOD 未见降解,而
底泥中自然存在的微生物群却可以在 5—7d 内有效
去除 NOD[23]。
细菌菌株(Sphingosinicella sp)对 NOD具有一定
的降解能力。 B鄄 9 菌株细胞提取物中含有能降解
NOD的水解酶,其水解过程为 NOD 的质子化、加水
反应和环状肽肽键的断裂,最终产物为 Adda。 假设
M代表 NOD 的结构式,其水解过程可表示为 M 寅
(M + H) +寅 (M + H2O + H)
+寅 (Adda + H) + ,水
解过程中会出现一种线性中间产物,说明 NOD 的水
解与 MCs 的水解具有类似的途径[24]。 Susumu
Imanishi等人的研究中认为,细菌菌株 B鄄9细胞提取
物中降解 NOD 的水解酶选择性地作用于 Arg鄄Adda
之间的肽键是环状肝毒素 NOD降解的起始作用[25]。
水中可降解 NOD 的微生物以及降解途径具有
多样性。 2008 年,Christine Edwards 等研究表明,不
同淡水水体中 NOD的半衰期为 4—18d,降解得到的
产物源自母体化合物的脱甲基作用、水解作用、脱羧
作用和缩合作用[26]。 微生物对 NOD 的水解作用依
赖于水的性质、采样地点、微生物的种类以及 NOD
的数量或浓度。
3.2.3摇 节球藻毒素在水生生物体内的积累和代谢
NOD可沿食物链由泡沫节球藻传递至其它水生
生物。 许多水生生物对 NOD 具有一定的解毒作用,
经过一定时间的代谢后,最终生物体内 NOD 的浓度
要比初始摄入时的浓度要低[27]。 Karjalainen M等调
查显示,暴露于含有 5滋g / L经放射性标记的 NOD水
溶液 24h 后,具沟急游虫( Strombidium sulcatum)中
NOD含量为(1.55依0.50) 滋g / g C, 48h 后纺锤水蚤
(Acartia tonsa)、真宽水蚤 ( Eurytemora affinis) 中
NOD含量分别为(0.37依0.22)滋g / g C和(0.60依0.15)
滋g / g C[10]。
4摇 节球藻毒素的毒性效应
泡沫节球藻可以固定大气中的溶解态氮,其生
存能力比其它浮游生物高,由于其在水中的高生物
量和毒素代谢物的产生,从而使生物多样性降低,严
重影响了生态系统的结构和功能[28]。 同时,由于许
多水生生物对 NOD具有一定的解毒作用,且解毒过
程是一个消耗能量的过程,因而会影响浮游生物的
繁殖和总的生长率。 若水生生态系统生物链中某一
种较敏感的生物受到节球藻毒素的影响,则整个食
物链的生产力也会受到影响。 NOD 对人、陆生动植
物以及水生生物都具有一定的毒害作用,其主要的
靶器官为肝脏,对肝脏的毒性效应主要是致癌作用。
4.1摇 NOD对陆生动物的影响
节球藻毒素的主要靶器官为肝脏和肾脏。
Tetsuya Ohta 等就 NOD 对 F344 雄性鼠的肝脏毒性
进行了研究,发现 NOD对小鼠肝的致癌效应与二乙
基亚硝胺单独作用时相类似,揭示了 NOD 是一种致
癌物质,而微囊藻毒素鄄LR 则只是肿瘤促进剂。
NOD可诱导组成小鼠肝细胞角蛋白的初始物质 8 肽
和 18肽的高度磷酸化,且其效率比微囊藻毒素鄄LR
高 20倍,说明 NOD相对于微囊藻毒素鄄LR更容易进
入细胞内,因此其对细胞的毒害作用比微囊藻毒素鄄
LR更大[29]。 2002年,张占英等的研究表明,经过腹
腔注射、口服和静脉注射 3 种不同途径进入小鼠体
内的 I(125)鄄NOD主要分布在肾脏和肝脏,放射自显
影技术研究发现标记的 NOD 主要定位于肾皮质的
肾细胞核内和肝细胞核内[30]。
NOD对动物具有急性毒性作用。 2002年,Rheal
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A.Towner利用磁共振技术对大鼠体内 NOD 的毒性
进行评估,结果显示,腹腔注射 3h 后肝组织中含有
NOD的区域有明显损伤,并且同时发现肝血清功能
酶(转氨酶和天冬氨酸转氨酶)的活性也受到一定的
抑制[31]。 Yanyan Zhao 等认为, NOD 可以抑制
NADH 脱氢酶和激活琥珀酸脱氢酶的活性,从而影
响生物正常的呼吸作用,还可改变线粒体 Na+ 鄄K+
ATP 酶活性,进而打破线粒体膜上的离子稳态,使线
粒体膜电位消失[32]。
4.2摇 NOD对人的影响
NOD对人的暴露途径主要有 4种:皮肤接触、吸
入、血液透析和摄入。 人们在含有 NOD 的水中进行
水上运动或用未处理过的水进行淋浴时,都有可能
出现皮肤的过敏性反应;利用未充分处理的含有
NOD的水对病人进行血液透析会对病人的肝组织造
成损伤,出现一系列的生理生化反应;当饮用水源中
含有泡沫节球藻浮渣或者 NOD 时,若处理不当,有
可能使 NOD随饮水或饮食进入人体内造成损伤[33]。
目前最主要的应对策略是提高水处理技术,降低水
源中节球藻毒素的含量。
NOD会对人体细胞产生遗传毒性,导致遗传疾
病的发生。 2006 年,A. Lankoff 对 NOD 诱导的人类
HepG2细胞 DNA 氧化损伤和非整倍性改变进行研
究,结果显示 NOD通过嘌呤氧化和由于非整倍性活
动导致着丝粒微核形成的增加诱导了 DNA 的氧化
损伤,还可引起 HepG2 细胞的凋亡,NOD 诱导基因
发生改变有可能是引发致癌作用的主要原因[34]。
2011年,Gong Feng等人对人类肝细胞癌细胞系
(HepG2)的研究中发现,NOD 可以通过 NF鄄KB 途径
在 mRNA和蛋白质水平诱导 Fas 受体和配体的表
达,从而使细胞发生凋亡,其主要原因是 NOD 可以
促进核转位和激活 NF鄄KB 的 p65 亚基,若将 HepG2
细胞中的 p65基因敲除,则可发现 Fas受体和配体的
表达以及细胞凋亡的数量均减少[35]。
4.3摇 NOD对陆生植物的影响
长期暴露于 NOD下,植物体内也会产生一系列
的反应。 2011 年,Nina Lehtim覿ki 等人首次提出,当
灌溉水中含有 NOD时,菠菜叶子变白且生长受到抑
制,但菠菜叶绿体类囊体膜上的光合合成机制并不
会受到干扰。 NOD引起的菠菜氧化应激反应包括多
种蛋白质的修饰、各种氧化酶的改变如 琢-生育酚和
细胞色素氧化酶水平增加等,虽然这些抗氧化酶活
性增加可以使植物在 NOD 的条件下生存,但是由于
酶促防御系统的上调可能会增加能量的消耗,降低
了植物的生长以及适应性,最终导致植物的生长停
缓甚至死亡[36]。
4. 4摇 NOD对水生生物的影响
节球藻毒素对水生生物的毒性影响体现在多个
方面。 2005 年,Stephan Pflugmacher 等人对暴露于
蓝藻毒素的澳大利亚黑虎虾(Penaeus monodon)细胞
内和微粒体内的谷胱甘肽鄄S鄄转移酶活性和底物特异
性进行了研究。 结果表明,低浓度的毒素会诱导酶
的活性,而高剂量的毒素则可显著抑制酶的活
性[37]。 2010年,Stephan Pflugmacher等人对 NOD 引
起的蠕虫叉红藻(Furcellaria lumbricalis)内的几种酶
如超氧化物歧化酶(SOD)、谷胱甘肽转移酶(GST)、
谷胱甘肽过氧化物酶 ( GPx)和谷胱甘肽还原酶
(GR)的活性进行了检测,结果显示这几种酶的活性
均随 NOD 浓度的增加而升高,证实 NOD 可激活蠕
虫叉红藻体内的抗氧化系统,引起抗氧化反应[38]。
NOD也可以诱导水生生物的细胞凋亡。 2012
年,Hangjun Zhang等人研究了体外暴露于 NOD的鲫
鱼淋巴细胞的凋亡反应,透射电子显微镜显示淋巴
细胞呈现一系列的形态学改变,包括细胞质凝聚、核
染色质凝聚和边缘化;流式细胞仪检测结果表明,
NOD浓度越高,细胞凋亡率越大,且细胞凋亡率远大
于正常条件下淋巴细胞的凋亡。 NOD诱导细胞发生
凋亡的机制为 NOD 可以引起细胞内活性氧种类的
明显增加、剂量依赖性的线粒体膜损伤、细胞内钙离
子浓度的上调、Bcl鄄 2的下调和 mRNA和蛋白质水平
Bax表达的上调、细胞凋亡蛋白酶鄄3 和细胞凋亡蛋
白酶鄄 9不再受到细胞凋亡蛋白酶鄄 8 活性的调节。
NOD可以通过线粒体凋亡通路和破坏鱼的免疫反应
而诱导淋巴细胞的凋亡[39]。
5摇 研究前景
综上所述,节球藻毒素是一种对水生生物、陆生
生物以及人类的健康有很大威胁的物质,其含量超
过一定水平就会对生物的物质代谢、能量转换和器
官组织造成一定的损伤,肝脏和肾脏是节球藻毒素
的主要的靶器官,但 NOD对其它器官的影响作用是
需要确定的;且其对不同生物的安全浓度可能存在
7744摇 16期 摇 摇 摇 江敏摇 等:节球藻毒素研究进展 摇
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很大差异,因此,通过研究节球藻毒素对不同生态位
代表性生物的毒性研究,确定节球藻毒素对不同生
态位生物的安全浓度,进而制定相应的水生态基准
刻不容缓。 同时,水域中除了有藻毒素外,还有其它
污染物质如重金属、除草剂、水消毒副产物等,NOD
是否与其具有复合污染效应还有待进一步研究。 节
球藻毒素的降解对于确保其在环境中保持安全的浓
度水平具有重要意义,而生物方法对节球藻毒素的
移除主要依赖于酶促反应下的降解,但目前可分离
出的酶的种类与数量均很有限,因此,筛选可降解节
球藻毒素的微生物,提取相关降解酶并掌握其特性
是未来研究的方向之一。
References:
[ 1 ]摇 James S M, Geoffrey A C. Cyanotoxins / / Whitton B A. Ecology
of Cyanobacteria II: Their Diversity in Space and Time.
Netherlands: Springer, 2012: 651鄄675.
[ 2 ] 摇 Francis G. Poisonous Australian lake. Nature, 1878, 18(444):
11鄄12.
[ 3 ] 摇 Sivonen K, Jones G. Cyanobacterial toxins / / Chrous I, Bartram
J. Toxic Cyanobacteria in Water: a Guide to Their Public Health
Consequences, Monitoring and Management. London: E&FN
Spon, 1999: 55鄄124.
[ 4 ] 摇 Zhi B H, Zhou Y, Liu Z S, Li C Y, Lu S Y, Ren H L. Advance
in study of nodularin. Modern Preventive Medicine, 2010, 37
(2): 245鄄248.
[ 5 ] 摇 Lanras T, Cook C M, Eriksson J E, Meriluoto J A O, Hotokka M.
Computer modelling of the 3鄄dimensional structures of the
cyanobacterial hepatotoxins microcystin鄄LR and nodularin.
Toxicon, 1991, 29(7): 901鄄906.
[ 6 ] 摇 Meriluoto J. Chromatography of microcystins. Analytica Chimica
Acta, 1997, 352(1 / 3): 277鄄298.
[ 7 ] 摇 Pelander A, Ojanper覿 I, Sivonen K, Himberg K, Waris M,
Niinivaara K, Vuori E. Screening for cyanobacterial toxins in
bloom and strain samples by thin layer chromatography. Water
Research, 1996, 30(6): 1464鄄1470.
[ 8 ] 摇 Li S, Yin H W. Ex鄄treatment of immunoassay method for
nodularin and cylindrospermopsins. Journal of East China Normal
University: Natural Science, 2011, (6): 108鄄114.
[ 9 ] 摇 Robillot C, Hennion M C. Issues arising when interpreting the
results of the protein phosphatase 2A inhibition assay for the
monitoring of microcystins. Analytica Chimica Acta, 2004, 512
(2): 339鄄346.
[10] 摇 Karjalainen M, Reinikainen M, Lindvall F, Spoof L, Meriluoto J
A O. Uptake and accumulation of dissolved, radiolabeled
nodularin in Baltic Sea zooplankton. Environmental Toxicology,
2003, 18(1): 52鄄60.
[11] 摇 Zhou Y, Li Y S, Zhi B H, Lu S Y, Ren H L, Zhang Y Y, Li Z
H, Shen Q F, Meng X M, Liu Z S, Zhang Z S, Zhang J H, Hao
Y M, Liu W D, Fang S, Yan D M. Detection of nodularin based
on a monoclonal antibody in water and aquatic fish samples. Food
Control, 2011, 22(5): 797鄄800.
[12] 摇 Mikhailov A, H覿rm覿l覿鄄Brask佴n A S, Polosukhina E, Hanski A,
Wahlsten M, Sivonen K, Eriksson J E. Production and specificity
of monoclonal antibodies against nodularin conjugated through N鄄
methyldehydrobutyrine. Toxicon, 2011, 39(10): 1453鄄1459.
[13] 摇 Metcalf J S, Bell S G, Codd G A. Colorimetric immuno鄄protein
phosphatase inhibition assay for specific detection of microcystins
and nodularins of cyanobacteria. Applied and Environmental
Microbiology, 2001, 67(2): 904鄄909.
[14] 摇 Moffitt M C, Neilan B A. On the presence of peptide synthetase
and polyketide synthase genes in the cyanobacterial genus
Nodularia. FEMS Microbiology Letters, 2001, 196(2): 207鄄214.
[15] 摇 Song L R, Chen W. Production of microcystins in bloom鄄forming
cyanobacteria and their environmental fates: a review. Journal of
Lake Sciences, 2009, 21(6): 749鄄757.
[16] 摇 Pattanaik B, Wulff A, Roleda M Y, Garde K, Mohlin M.
Production of the cyanotoxin nodularin鄄A multifactorial approach.
Harmful Algae, 2010, 10(1): 30鄄38.
[17] 摇 Lehtimaki J, Moisander P, Sivonen K, Kononen K. Growth,
nitrogen fixation, and nodularin production by two Baltic Sea
cyanobacteria. Applied and Environmental Microbiology, 1997,
63(5): 1647鄄1656.
[18] 摇 Twist H, Codd G A. Degradation of the cyanobacterial
hepatotoxin, nodularin, under light and dark conditions. FEMS
Microbiology Letters, 1997, 151(1): 83鄄88.
[19] 摇 Liu L, Lawton L A, Bahnemann D W, Robertson P K J. The
photocatalytic destruction of the cyanotoxin, nodularin using TiO2 .
Applied Catalysis B: Environmental, 2005, 60(3 / 4): 245鄄252.
[20] 摇 Vuori E, Pelander A, Himberg K, Waris M, Niinivaara K.
Removal of nodularin from brackish water with reverse osmosis or
vacuum distillation. Water Research, 1997, 31(11): 2922鄄2924.
[21] 摇 Toru俳ska A, Bola覥ek J, Pli俳ski M, Mazur鄄Marzec H.
Biodegradation and sorption of nodularin (NOD) in fine鄄grained
sediments. Chemosphere, 2008, 70(11): 2039鄄2046.
[22] 摇 Santos P V F, Lopes I C, Diculescu V C, de Araujo M C U,
Oliverira鄄Brett A M. Redox mechanisms of nodularin and
chemically degraded nodularin. Electroanalysis, 2011, 23(10):
2310鄄2319.
[23] 摇 Mazur鄄Marzec H, Toru俳ska A, B覥o俳ska M J, Moskot M, Pli俳ski
M, Jak佼bkiewicz鄄Banecka J, W誰grzyn G. Biodegradation of
nodularin and effects of the toxin on bacterial isolates from the Gulf
of Gda俳sk. Water Research, 2009, 43(11): 2801鄄2810.
[24] 摇 Kato H, Imanishi S Y, Tsuji K, Harada K I. Microbial
degradation of cyanobacterial cyclic peptides. Water Research,
8744 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 34卷摇
http: / / www.ecologica.cn
2007, 41(8): 1754鄄1762.
[25] 摇 Imanishi S, Kato H, Mizuno M, Tsuji K, Harada K I. Bacterial
degradation of microcystins and nodularin. Chemical Research
Toxicology, 2005, 18(3): 591鄄598.
[26] 摇 Edwards C, Graham D, Fowler N, Lawton L A. Biodegradation of
microcystins and nodularin in freshwaters. Chemosphere, 2008,
73(8): 1315鄄1321.
[27] 摇 Karjalainen M. Fate and effects of Nodularia spumigena and its
toxin, nodularin, in Baltic Sea planktonic food webs. Finnish
Institute of Marine Research鄄Contributions, 2005, No. 10.
[28] 摇 Mazur鄄Marzec H, Pli俳ski M. Do toxic cyanobacteria blooms pose a
threat to the Baltic ecosystem? Oceanologia, 2009, 51 ( 3 ):
293鄄319.
[29] 摇 Ohta T, Sueoka E, Iida N, Komori A, Suqanuma M, Nishiwaki
R, Tatematsu M, Kim S J, Carmichael W W, Fujiki H.
Nodularin, a potent inhibitor of protein phosphatases 1 and 2A, is
a new environmental carcinogen in male F344 rat liver. Cancer
Research, 1994, 54(24): 6402鄄6406.
[30] 摇 Zhang Z Y, Yu S Z, Chen C W, Wei G R. Study on the
distribution of nodularin in tissues and cell level in mice. China
Journal of Preventive Medicine, 2002, 36(2): 100鄄102.
[31] 摇 Towner R A, Sturgeon S A, Khan N, Hou H, Swartz H M. In
vivo assessment of nodularin鄄induced hepatotoxicity in the rat
using magnetic resonance techniques ( MRI, MRS and EPR
oximetry) . Chemico鄄Biological Interactions, 2002, 139 ( 3 ):
231鄄250.
[32] 摇 Zhao Y Y, Xie P, Tang R, Zhang X Z, Li L, Li D P. In vivo
studies on the toxic effects of microcystins on mitochondrial
electron transport chain and ion regulation in liver and heart of
rabbit. Comparative Biochemistry and Physiology Part C:
Toxicology & Pharmacology, 2008, 148(3): 204鄄210.
[33] 摇 Codd G, Bell S, Kaya K, Ward C, Beattie K, Metcalf J.
Cyanobacterial toxins, exposure routes and human health.
European Journal of Phycology, 1999, 34(4): 405鄄415.
[34] 摇 Lankoff A, Wojcik A, Fessard V, Meriluoto J. Nodularin鄄induced
genotoxicity following oxidative DNA damage and aneuploidy in
HepG2 cells. Toxicology Letters, 2006, 164(3): 239鄄248.
[35] 摇 Feng G, Li Y, Bai Y S. Induction of Fas receptor and Fas ligand
by nodularin is mediated by NF鄄 资B in HepG2 cells. Toxicology
and Applied Pharmacology, 2011, 251(3): 245鄄252.
[36] 摇 Lehtim覿ki N, Shunmugam S, Jokela J, Wahlsten M, Carmel D,
Keranen M, Sivonen K, Aro E M, Allahverdiyeva Y, Mulo P.
Nodularin uptake and induction of oxidative stress in Spinach
(Spinachia oleracea) . Journal of Plant Physiology, 2011, 168
(6): 594鄄600.
[37] 摇 Pflugmacher S, Wiegand C, Werner S, Schroder H, Kankaanpaa
H. Activity and substrate specificity of cytosolic and microsomal
glutathione S鄄transferase in Australian black tiger Prawns
(Penaeus monodon ) after exposure to cyanobacterial toxins.
Environmental Toxicology, 2005, 20(3): 301鄄307.
[38] 摇 Pflugmacher S, Olin M, Kankaanpaa H. Oxidative stress response
in the red alga Furcellaria lumbricalis (Huds.) Lamour. due to
exposure and uptake of the cyanobacterial toxin nodularin from
Nodularia spumigena. Harmful Algae, 2010, 10(1): 49鄄55.
[39] 摇 Zhang H J, Shao D D, Wu Y Z, Cai C C, Hu C M, Shou X L,
Dai B R, Ye B H, Wang M D, Jia X Y. Apoptotic responses of
Carassius auratus lymphocytes to nodularin exposure in vitro. Fish
& Shell覱sh Immunology, 2012, 33(6): 1229鄄1237.
参考文献:
[ 4 ] 摇 支百慧, 周玉, 柳增善, 李春媛, 卢士英, 任洪林. 节球藻毒
素研究进展. 现代预防医学, 2010, 37(2): 245鄄248.
[ 8 ] 摇 李双, 殷浩文. 节球藻和柱胞藻毒素免疫分析的前处理方法
研究. 华东师范大学学报: 自然科学版, 2011, (6): 108鄄114.
[15] 摇 宋立荣, 陈伟. 水华蓝藻产毒的生物学机制及毒素的环境归
趋研究进展. 湖泊科学, 2009, 21(6): 749鄄757.
[30] 摇 张占英, 俞顺章, 陈传炜, 卫国荣. 节球藻毒素在小鼠体内分
布的研究. 中华预防医学杂志, 2002, 36(2): 100鄄102.
9744摇 16期 摇 摇 摇 江敏摇 等:节球藻毒素研究进展 摇