饮用水中微囊藻毒素的健康影响

饮用水中微囊藻毒素的健康影响,复旦大学公共卫生学院 环境卫生学教研室 施玮（64039249,）,背景资料 环境和人群暴露水平 流行病学和毒理学研究结果 研究方向,概要,背景资料,水体富营养化 富营养化对水质的影响 富营养水体中的主要产毒藻类 与饮水水质相关的主要藻毒素 微囊藻毒素LR,湖泊、水库等水域的植物营养成分（氮、磷等）不断补给，过量积聚，致使水体营养过剩的现象称为水体“富营养化”。,水体富营养化,滇池水华,藻类迅速繁衍 水质污浊发臭 透明度下降 感观性状恶化 水中溶解氧不足 鱼类及其他生物大量死亡 加速水域的消亡过程,富营养化引起的水质变化,产毒藻种,Microcystis aeruginosa Kuetz.,Microcystis viridis (A.Br.)Lemm,M. wesenbergii,产毒藻种,Anabaena,Oscillatoria,Nostoc,饮用水中的微囊藻毒素,淡水中常见的蓝藻能产生神经毒素和肝毒素，与供水安全相关。 大部分肝毒素是微囊藻毒素(microcystins) ，已知70多种亚型的微囊藻毒素，微囊藻毒素LR 是最早被鉴定出来也是最常见的亚型。 神经毒素在供水系统中不像肝毒素那样分布广泛，造成的危害程度也不及微囊藻毒素。,MC-LR,环境暴露和人群暴露水平,分析方法 暴露水平,检测方法,生物测试法 蛋白磷酸酶分析法 酶联免疫吸附（ELISA） 高压液相色谱（HPLC） 液相色谱 质谱（HPMS）,生物测试法,方法：腹腔注射染毒，测其LD50 优点：快速筛查、可以区分毒素的毒作用特征 缺点：灵敏度低、可比性差、不能定性定量、一种毒素可能掩盖另一种毒素的时相上较为延迟的严重毒性作用或致死作用。,原理：PP1和PP2A可强烈专一性促进糖原磷酸化酶 a的水解，而MCYST又可与PP1和PP2A共价结合，抑制其活性。据此，以32p标记糖原磷酸化酶 a，三者相互作用，根据32p的释放量来测定样品中MCYST的含量。,磷酸酶分析法,优点：检测限低（pg级），反应灵敏，可检测样品中总MC的含量。缺点：易受其它因素的影响结果偏高：功能性测试结果偏低：内源性蛋白磷酸酶活性,磷酸酶分析法,原理：利用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。,ELISA,优点：检测限低（ng级），一般灵敏度较高，适合作为筛检实验检测样品中总MC的含量。缺点：商品化的试剂盒来源有限，有交叉反应，特异度变化较大。,ELISA,固定相：C18硅胶柱 流动相：乙腈或甲醇等极性溶剂， 以TFA调节pH及离子对 检测器1. 紫外(UV)检测2. 荧光(FL)检测3. 化学发光(CL)检测,HPLC,定性：以标准品的保留时间为对照 定量：标准曲线法 优点：能准确定性定量，灵敏度好，选择性好 缺点：必需标准品作对照，样品处理复杂，仪器昂贵，技术复杂,HPLC,LC-MS法,原理：质谱分析是通过对样品离子质量和强度来测定，来进行成分和结构分析的一种分析方法。与色谱法联用，色谱法是样品的预处理器，而质谱法则是检测器。 优缺点：检测限低，反应灵敏，选择性好，但是成本高，技术复杂,环境暴露和人群接触水平,原水中毒素的浓度和变异度(nd10 g/L) 自来水中毒素的浓度和变异度(nd1.0g/L) 其他：泳池中的藻类污染非循环池淋浴、加湿器 藻细胞内和细胞外： 生长期: 10 :1 5 :1 消解期: 3 :7,我国部分饮用水源水中MC-LR的污染情况,本课题组建立的HPLC条件,HP1100型高效液相色谱仪（HP公司），矩阵二极管式紫外检测器，Hypersil ODS C18分析色谱柱 流动相：A：水:CAN:TFA=80:20:0.04B：水:CAN:TFA=10:90:0.04柱温：35度检测波长：238nm梯度洗脱,标准曲线 工作曲线 回收率 精密度,HPLC检测方法的质量控制,标准曲线,10，5，1，0.5，0.25g/ml稀释系列 Y=-15.976+60.829X，r=0.998，P0.001,工作曲线,10，5，1，0.5，0.25g/ml提取液 Y=-3.485+14.002X，r=0.995，P0.001,回收率&精密度,2003年7月2004年3月上海市 代表性水源和水厂MC-LR的浓度（g/L）,毒性表现,肝毒性 肾毒性 遗传毒性 胚胎及发育毒性 其它,急慢性毒性,微囊藻毒素-LR：高毒物质，小鼠经腹腔注射LD50约为25150g/kgBW，经口喂饲LD50为15000g/kgBW，大鼠略高 微囊藻毒素-LA，-YR，-YM：与微囊藻毒素-LR的经腹腔染毒LD50相似， 微囊藻毒素-RR：经腹腔染毒的LD50比微囊藻毒素-LR的高10倍。,急慢性毒性,将微囊藻毒素-LR经口喂饲30只小鼠，雌雄各半，按每公斤体重0，40，200或1000g的剂量连续喂饲13周，最低剂量未见相关变化，200g/kg组中两性的小鼠中均有部分小鼠肝脏发生轻微形变，高剂量组所有的小鼠均出现包括慢性炎症、局部肝细胞降解、血铁沉积等肝脏损伤。两组高剂量组的雄性小鼠均出现血清转氨酶显著升高，-GT显著下降，血清总蛋白和白蛋白下降。雌性小鼠仅在最高剂量观察到转氨酶的改变。雌、雄两组的最高剂量组食物消耗量分别下降了20%和14%，与对照组相比，两组小鼠体重均减轻7%。微囊藻毒素-LR的最大无作用剂量(NOAEL)为40g/ kgd。,急慢性毒性,用铜绿微囊藻的提取物掺入饮用水经口喂饲小鼠1年（相当于微囊藻毒素-YM的剂量为750-12000g/kg kgd），高剂量组观察到高死亡率、支气管肺炎的增加和慢性肝损伤，但未见肝肿瘤形成，但作者暗示可能有促进肿瘤形成的作用。,胚胎和发育毒性,为了研究微囊藻毒素-LR的胚胎和发育毒性，4组26周交配的Crl:cd-1(ICR)BR品系的雌性小鼠在孕期的615d连续经口喂饲微囊藻毒素-LR的水溶液。剂量设置为0，200，600和2000g/kgd。记录母鼠的症状、体重、食物摄入量，于孕期的18天处死母鼠，解剖检查胎鼠是否异常。只有2000g/kgd剂量组有母鼠的毒性和死亡。在染毒期间，9只母鼠死亡或早产，解剖发现较多的母鼠有肝脏异常，最高剂量组发现胎儿体重发育迟缓和骨骼骨化。在所有剂量均未见有明显的死胎、畸胎或胎儿发育迟缓，也未发现与染毒相关的胎儿大小异常、种植后流产或存活胎鼠性别比例失调，任何方面发育毒性的NOAEL均为600g/kgd。这一数据与以前的实验结果类似：幼鼠从断奶到交配的17周时间经饮用水每天摄入750g/kgBW的剂量下，未见畸胎、死胎或生育能力的下降。,胚胎和发育毒性,泥鳅试验：胚胎的发育后阶段对微囊藻毒素-LR的敏感性要大于早期，幼泥鳅的敏感性要远远低于胚胎及幼虫，死亡率及发育畸形率存在剂量-反应关系。张占英：孕鼠妊娠第6d起连续10d腹腔注射微囊藻毒素-LR，不同剂量的毒素（4-62g/kg）均可损伤胎盘屏障，胎盘细胞变性、水肿和间质疏松。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，脏器如肝、肾损伤加重。不同研究结果的差异可能主要是染毒剂量的大小、染毒次数、时间的长短、对母体损伤程度以及胚胎所处时期的不同造成的。,遗传毒性和相关终点,微囊藻纯毒素在Ames实验中，无论加与不加S9，TA98、TA100、TA102菌株均不表现出致突变作用，UDS实验也为阴性，但极低剂量的粗毒素和藻细胞裂解液在Ames和UDS实验中即表现出致突变性，且有剂量反应关系。由于毒素进入细胞是一个主动转运的过程，目前尚不清楚检测体系所用大肠杆菌是否具有转运毒素进入其体内的系统，所以尚不能完全肯定纯毒素是否真正不具有致突变性。毒素对DNA造成直接的损伤，这点似乎已形成公认，尽管有作者认为DNA损伤是由于毒素的细胞毒性而非遗传毒性所引起，但经进一步的实验证实，微囊藻毒素-LR在非细胞毒性的剂量下，仍能引起DNA损伤。在染色体水平，微囊藻毒素可明显提高SHE细胞微核率的形成，并呈一定的剂量反应关系。以上毒理学研究表明不同纯度的藻类提取物毒性特点不尽相同，藻类产生的色素、有机物等可能对其毒性有一定的协同作用。,致/促癌性,在二阶段小鼠皮肤致癌实验中，将溶于丙醇的DMBA涂于6只三月龄的Swiss鼠皮肤上，一周后喂饲含有微囊藻毒素-YM的饮用水，将巴豆油作为阳性对照每周两次涂皮并掺入饮用水喂饲，或用巴豆油加上藻类提取物，对照组饮用自来水或含有藻类提取物的自来水。52天后，DMBA+饮用微囊藻提取物处理组的小鼠可观察到皮肤实质性肿瘤和溃烂。饮用微囊藻毒素提取物组的小鼠皮肤肿瘤的数量和瘤体均较饮用自来水组增加。作者据此认为口服微囊藻毒素具有促癌作用，但由于微囊藻毒素很难穿透皮肤，其促癌作用机制尚不清楚。,致/促癌性,在二阶段致癌实验中，7周龄的Fischer大鼠腹腔注射DEN（200 mg/kg体重），第三周周末部分切除肝脏，从第3周起，每周3-5次腹腔注射1-10g/kg体重的微囊藻毒素-LR，肿瘤的促进作用是用GST-P阳性灶为标志的，8周后在最高剂量组（每天腹注10g/kg体重微囊藻毒素-LR）可见促癌作用。,致/促癌性,Ito等用20g/kg的微囊藻毒素-LR腹腔注射染毒小鼠，连续28周，染毒100次后，在没有启动剂的情况下，在肝脏发现多个直径约为5mm的肿瘤结节。这也提示了微囊藻毒素-LR不仅可能是肿瘤的促进剂，同时还可能是启动剂。,肾脏毒性,Fischer给鲤鱼喂饲相当于400g/kg微囊藻毒素-LR的铜绿微囊藻1h后，肾近端小管就出现了损伤。组织学检查发现，在肾近端小管有上皮细胞空泡形成，细胞凋亡，脱落，最后在肾皮-髓质连接处出现蛋白质样脱落物，免疫学方法显示毒素分布在肾近端小管细胞内随时间的延长而增加。Milutinovic等在给雄性Wistar鼠每隔一天腹腔注射10g/kg的微囊藻毒素-LR或微囊藻毒素-YR，连续8个月的实验中，也观察到了肾皮髓质的损伤，主要是肾小管损伤，其中充满同质嗜酸性物质。Nobre等离体灌注鼠肾染毒微囊藻毒素-LR，90min后尿量、灌注压及肾小球滤过率都有显著的增长，而肾小管钠的转运率则大为减少，在尿样中出现蛋白样物质。,其它,免疫 心血管 神经,流行病学资料,Zhou L. Yu H. Chen K. Relationship between microcystin in drinking water and colorectal cancer. Biomedical & Environmental Sciences. 15(2):166-71, 2002. Ueno Y. Nagata S. Tsutsumi T. Hasegawa A. Watanabe MF. Park HD. Chen GC. Chen G. Yu SZ. Detection of microcystins, a blue-green algal hepatotoxin, in drinking water sampled in Haimen and Fusui, endemic areas of primary liver cancer in China, by highly sensitive immunoassay. Carcinogenesis. 17(6):1317-21, 1996.,流行病学资料,在江苏太湖流域开展的横断面调查表明：饮用水中不同浓度的微囊藻毒素可导致人群肝脏酶学指标的变化，随着水中微囊藻毒素浓度增加，人群的SGPT和-GT的水平也升高，其间存在统计学差异（p0.05），说明饮用受微囊藻毒素污染的水可能与肝脏功能损害有关。对我国肝癌高发区江苏海门和启东两地进行的病例对照和前瞻性研究发现：饮用受微囊藻毒素污染的河沟水的居民患肝癌相对危险度较饮井水或自来水的居民分别为1.96和2.39。据此有学者把微囊藻毒素列为我国南方原发性肝癌高发的三大环境危险因素（微囊藻毒素、肝炎病毒和黄曲霉毒素）之一。,课题组的工作积累,藻类粗毒素的亚急性在体实验,藻类粗毒素（12%MC-LR) 0（等体积NS） 4g/kgd 连续35天 肝脏 8g/kgd 10ml/kg,ip 和肾脏 12g/kg d,藻类粗毒素致肝脏病理学改变,胆管细胞增生形成的胆管细胞结合体,汇管区胆管炎,对照组肝脏,钙化灶周围是增生的胆管细胞,藻类粗毒素致肝脏病理学改变,灶性炎细胞浸润,汇管区炎细胞浸润将肝细胞分隔成网状,钙化灶周围是同时有增生和坏死的肝细胞,核分裂相,藻类粗毒素致肾脏病理学改变,对照组肾脏,肾脏淤血细胞变性坏死,藻类粗毒素致肝脏超微结构的变化,胆小管中有膜样结构，胆小管扩张，缺少微绒毛,肝细胞中出现空白区和膜样结构(吞噬体),肝细胞高尔基体、脂滴和小胆管（扩张及膜样结构）,对照组肝脏,藻类粗毒素致肝脏超微结构的变化,细胞核基质丢失细胞坏死变性,胶原增生纤维化表现,血窦中的贮脂细胞，在慢性肝炎时可能出现,藻类粗毒素致肾脏超微结构的变化,正常的肾小管结构,肾小球上皮细胞足突融合、毛细血管充血、壁层上皮细胞内线粒体肿胀,肾小球间质细胞增生、充血、足突融合,正常的肾小球结构,肾小管上皮细胞核周出现空洞胞浆变淡,藻类粗毒素致氧化应激,肝脏和肾脏匀浆中氧化应激指标（MDA、GSH、SOD）的改变 血清中氧化应激指标（MDA、GSH、GSH-PX、SOD）改变 肝脏、肾脏C-fos 、C-jun表达,藻类粗毒素亚急性染毒致大鼠肝脏和肾脏匀浆中MDA含量（nmol/mg 蛋白）的变化,藻类粗毒素亚急性染毒致大鼠肝脏和肾脏匀浆中GSH含量（nmol/mg蛋白）的变化,藻类粗毒素亚急性染毒致大鼠肝肾匀浆中TSOD、CuZnSOD和MnSOD含量（mg/mg蛋白）的变化,高剂量染毒组中 C-fos、C-Jun基因的表达,应激基因C-fos、C-jun的表达,藻类粗毒素亚急性染毒（肝肾免疫组化）,藻类粗毒素亚急性染毒（肝脏免疫组化）,对照组肝脏Bcl-2,12g/kg/d 肝脏Bcl-2,对照组肝脏P53,12g/kg/d 肝脏P53,藻类粗毒素致肝脏PCNA，P53，bcl-2变化,对照组肝脏 TUNEL,12g/kg/d 肝脏TUNEL,对照组肝脏PCNA,12g/kg/d 肝脏PCNA,藻类粗毒素亚急性染毒（肝脏免疫组化）,藻类粗毒素致肝细胞凋亡,离体实验设计,剂量：0，0.1，1.0 & 10mg/L 形态学 细胞伸展 凋亡和增殖,MC-LR对原代培养大鼠肝细胞形态学影响,左上： 24h对照组肝细胞（X100） 右上：染毒16h高剂量组肝细胞（X100） 左下：染毒24h高剂量组肝细胞（X100）,MC-LR对原代培养大鼠肝细胞形态学影响,24h对照组肝细胞扫描电镜（X4000） 24h高剂量组肝细胞扫描电镜（X4000）,MC-LR对原代培养大鼠肝细胞形态学影响,24h对照组肝细胞透射电镜（X4000） 24h高剂量组肝细胞透射电镜（X4000）,MC-LR对大鼠原代肝细胞增殖的影响,MTT试验结果（XS）,MC-LR对大鼠原代肝细胞伸展的影响,MC-LR对大鼠原代肝细胞伸展的影响,MC-LR对大鼠原代肝细胞周期和细胞凋亡的影响,左上:对照 右上:低剂量左下:中剂量 右下:高剂量,MC-LR对大鼠原代肝细胞周期和细胞凋亡的影响,藻毒素的遗传毒性,促癌效应 致癌效应,藻类提取物致突变性汇总表,样品 Ames试验 UDS试验 综合评价 MC-LR - - 阴性 MC-YR - - 阴性 MC-RR - - 阴性 12%MCLR + + 弱阳性 藻细胞裂解液 +/+ + 阳性,DNA损伤,Comet assay HL-7702、KB细胞 剂量： 0，10，30，100ug/L 时间：4h,HL-7702细胞彗星试验(400),A: 0g/L,B: 10g/L,C: 30g/L,D:100g/L,KB细胞彗星试验(400),A: 0g/L,B: 10g/L,C: 30g/L,D:100g/L,结论,在未能引起细胞毒性的低剂量下，MC-LR能引起细胞的DNA损伤HL-7702细胞较KB细胞更为敏感,氧化损伤,HL-7702细胞 剂量0，3，10，30ug/L 测量指标LDH、MDA、SOD、CAT和GSH,LDH剂量时间反应关系,MDA剂量时间反应关系,GSH剂量时间反应关系,CAT剂量时间反应关系,SOD剂量时间反应关系,结论,在未能引起细胞毒性的低剂量下，MC-LR能引起细胞的氧化应激但不至于导致脂质过氧化。可能是其DNA损伤的机理。,毒理学研究的瓶颈和前景,细胞模型敏感度 毒素来源和纯度 染毒途径和周期 染毒剂量,转运和代谢 促 / 致癌性 经口慢性 接触水平,饮用水源水中蓝藻细胞密度限值,必要性 水体富营养化及其对供水水质的影响 饮水中的微囊藻毒素及其标准 饮用水卫生基准，WHO，2004 生活饮用水卫生规范，卫生部，2001 地表水环境质量标准(GB3838-2002) 城市供水水质标准建设部行业标准 现有标准执行中的难点和解决方案 饮用水源水中蓝藻细胞密度限值的可行性 1994，Ressom 2000，澳大利亚卫生部 2004，WHO,中国湖泊（水库）部分参数与chla的相关关系rij及rij2值, 引自金相灿等著中国湖泊环境，表中rij来源于中国26个主要湖泊调查数据的计算结果。,技术路线图,饮用水源水中蓝藻细胞限值,现场生态学调查,实验室生态学研究,MC-LR毒性机理研究,建立MC-LR与蓝藻细胞 密度之间的数学模型,体内实验,体外实验,毒作用机制,NOAEL,提出饮用水源水 中蓝藻细胞限值,研究内容,相关文献调研生态学研究现场生态学资料总结：MC-LR 蓝藻细胞密度实验室生态学研究：MC-LR 微囊藻细胞密度毒理学研究：体内实验的NOAEL毒作用机理研究：遗传毒性,水处理工艺去除原水中总MC-LR效率,生态学研究藻细胞密度和MC-LR的关系,资料1（王红兵，淀山湖，1994年，n=32）： y=6.8946.708x，r=0.839（全年） y=10.8157.810x，r=0.861（611月） 资料2（吴静，宁波，1998年，n=35）： y=0.00490.0245x，r=0.513 资料3（徐均康，绍兴，19951998年，n=90） y=0.1630.031x，r=0.639 资料4（施玮，淀山湖，19992000年，n=77） y=0.2690.181x，r=0.810 y=0.8500.302x， r=0.848（711月） x: 藻细胞密度为(106/L)，y: MC-LR浓度(g/L),根据回归方程估算的藻细胞密度,注: 假设高藻原水中和低藻原水中毒素去除率分别为70%和50% ，对应基准分别为1.0和0.01g/L，原水中毒素容许浓度分别为3.3和 0.02 g/L。,生态学研究蓝藻细胞密度和MC-LR的关系,资料1（王红兵，淀山湖，1994年，n=32）：y=1.9070.68x，r=0.86 资料2（徐均康，绍兴，19951998年，n=90）y=0.320.02x，r=0.609 资料3（施玮，淀山湖，19992000年，n=77）y=0.0310.34x，r=0.756 资料4（施玮，上海，2003.072004.03，n=24）y=0.130+3.50x，r=0.636 x：藻细胞密度(106/L)，MC-LR浓度为y(g/L),上海源水微囊藻毒素LR的检出情况,蓝藻细胞密度与MC-LR浓度之间相关性研究,根据回归方程估算的蓝藻细胞密度,注: 假设高藻原水中和低藻原水中毒素去除率分别为70%和 50% ，对应基准分别为1.0和0.01g/L，原水中毒素容许浓度分别为3.3和 0.02 g/L。,