神經毒素BMAA的生物合成、食物鏈傳遞及其致病機理的研究進展與展望?

李愛峰， 閆業舉， 邱江兵， 李 敏， 付藝蕾

(1. 中國海洋大學環境科學與工程學院， 山東 青島 266100； 2. 中國海洋大學海洋環境與生態教育部重點實驗室， 山東 青島 266100)

1 BMAA的化學結構和理化性質

β-N-甲氨基-L-丙氨酸(β-N-methylamino-L-alanine, BMAA)是一種具有神經毒性的非蛋白質氨基酸(見圖1)。BMAA的電離常數為pK1=2.10，pK2=6.48，pK3=9.70，等電點pI=8.09[1]，化學性質穩定，易溶于水，屬于雙性離子，在生理條件下(pH=7.4)呈中性[2]。目前自然界中存在7種已知的BMAA同分異構體，分別是2,4-二氨基丁酸(2,4-diaminobutyric acid, DAB)、N-2-氨乙基甘氨酸[N-2-(aminoethyl) glycine, AEG]、β-氨基-N-甲基丙氨酸(β-amino-N-methylalanine, BAMA)、2,3-二氨基丁酸(2,3-diaminobutyric acid, DABA)、3,4-二氨基丁酸(3,4-diaminobutyric acid，DBA)、3-氨基-2-(氨甲基-)丙酸[3-amino-2-(aminomethyl)-propanoic acid, AAPA]和2,3-二氨基-2-甲基丙酸(2,3-diamino-2-methylpropanoic acid, DMA)[3]。其中，DAB和AEG是BMAA最為常見的兩種同分異構體，均具有神經毒性[4]。

圖1 BMAA及其同分異構體的化學結構[3]

在生物體內，BMAA既能以游離態的形式存在，又能與多肽和蛋白質類物質結合，以蛋白結合態的形式存在[5]。但生物體內兩種形態BMAA的比例不是固定不變的，在一定條件下可以互相轉化[6]。

2 BMAA的來源、生物合成及其影響因素

2.1 來源

人們最早在蘇鐵的種子中發現了BMAA，隨后發現蘇鐵珊瑚狀根部的念珠藻(Nostocsp.)可能是蘇鐵種子中BMAA的初始來源[1]。后來研究發現，水生環境中生長的念珠藻屬的藍細菌普遍檢出BMAA，包括淡水、咸淡水、河口、海洋及陸地生態環境[1-7]。另外，研究人員還在微囊藻屬(Microcystis)、顫藻屬(Oscillatoria)、浮絲藻屬(Planktothrix)和束絲藻屬(Aphanizomenon)等不同藍細菌樣品中檢出BMAA[7]。目前已報道的藍細菌樣品BMAA的檢出情況如表1所示，說明環境中廣泛分布的藍細菌普遍含有BMAA。據報道，幾乎所有被測試的實驗室菌株[8]、野外分離株[9]、野外樣品[10]和共生物種[8]都檢出高濃度的BMAA。然而，由于使用非特異性的氨基酸分析方法使得這一結論受到質疑。除一項外[11]，幾乎所有的研究都不能重現這些最初的結果；在藍細菌中沒有檢出BMAA[12]；只有一部分樣品檢出BMAA[13]；在所有樣品中檢出BMAA，但濃度非常低[14]。另外，藍細菌的BMAA產毒情況還受到外界環境的影響，Downing等人運用同位素標記法，證明了微囊藻Microcystissp.能夠在氮饑餓的情況下合成游離態的BMAA[15]。藍細菌不穩定的產毒情況使得人們對藍細菌作為BMAA生物來源的結論更加懷疑，目前仍存在爭議。

表1 世界各地藍細菌樣品中BMAA的檢出情況

自2003年首次報道藍細菌產生BMAA以來，很多研究聚焦藍細菌的BMAA生物合成機制，將其視為環境BMAA的主要來源。2014年，Jiang等人首次在分離自瑞典西海岸的5種硅藻中檢出BMAA，說明海洋硅藻可能是BMAA的生物來源[21]。隨后研究人員將注意力轉向硅藻合成BMAA的調查研究，在野外和實驗室培養的海洋硅藻中檢出BMAA，包括Achnanthessp.、Naviculapelliculosa、Skeletonemamarinoi、Probosciainermis、Phaeodactylumtricornutum、Chaetoceroscalcitrans、Thalassiosirapseudonana[22]。從澳大利亞淡水水域分離的5株淡水硅藻也有4株檢出BMAA[23]，說明淡水硅藻也可能產生BMAA。由于硅藻是海洋生態系統中重要的浮游植物類群，這一發現說明海洋食物鏈可能是人類暴露接觸BMAA的重要途徑。甲藻在演化歷程中晚于藍細菌但早于硅藻，甲藻是否產生BMAA引起了人們的關注。Lage等人在葡萄牙常常發生甲藻藻華的水域采集的貝類樣品中檢出BMAA，發現貝類BAAA含量與鏈狀裸甲藻(Gymnodiniumcatenatum)的密度有關，據此推測甲藻也可能產生BMAA。此外，在實驗室培養的鏈狀裸甲藻細胞中也檢出了BMAA((0.457±0.186) μg/g DW)[24]。隨后報道了海洋甲藻三角異冒藻(Heterocapsatriquetra)能夠產生BMAA[25-26]。然而，自從Liang等人報道海洋甲藻產生BMAA以來[18]，暫未見有關其他種類的甲藻含有BMAA的報道，有待進一步確認。

2.2 BMAA的生物合成機制的初步研究

當前人們對生物合成BMAA的機制尚不清楚，僅對蘇鐵合成BMAA的途徑提出了假設。BMAA的化學結構屬于丙氨酸在β位發生取代反應的產物[26]，其生物合成的底物可能是磷酸絲氨酸、半胱氨酸、鄰乙酰絲氨酸或氰基丙氨酸。參考Brenner等人的報道，一個可能的BMAA生物合成途徑如圖2所示，合成游離BMAA的步驟只需要兩步反應，第一步是通過半胱氨酸合酶蛋白催化的親核反應，將NH3轉移到丙氨酸的β位碳原子；第二步反應是在合成物上添加CH3以產生BMAA[27]。在蘇鐵的EST(表達序列標簽)文庫中確定了這兩個酶促反應的候選基因，其中有兩個EST能夠編碼半胱氨酸合酶，而第二步需要的甲基轉移酶也能在蘇鐵EST文庫中找到。除此之外，S-腺苷甲硫氨酸(SAdM)是最有可能成為甲基供體的氨基酸。總之，蘇鐵含有參與BMAA生物合成相關酶的候選基因。由于許多肽中含有N-甲基，另一種猜想是通過游離的2,3-二氨基丙酸(2,3-DAP)在大分子結構內直接發生甲基化而合成BMAA，隨后通過小分子或大分子的代謝周轉以游離態形式釋放，而一部分BMAA仍作為大分子的一部分保持結合，即現在所定義的沉淀結合態BMAA[27-28]，這個過程常用的甲基來源可能是S-腺苷甲硫氨酸。

圖2 通過兩步反應合成蘇鐵BMAA的機制假說

有關蛋白結合態BMAA的生物合成，也有研究猜測甲胺取代蛋白質中磷酸絲氨酸殘基的O-磷酸基團及磷酸蘇氨酸殘基中的N-甲基基團，從而形成與蛋白結合的BMAA[29]。由絲氨酸或半胱氨酸殘基衍生且包含在蛋白質或肽中的脫氫丙氨酸殘基在加入甲胺后，在高pH條件下能夠產生BMAA。但是這種合成反應不太可能在體內自發進行，因為高pH值條件的甲胺來源難以實現[30]。許多原核生物通過非核糖體肽合成機制(NRPS)生物合成多種活性肽，如環肽節球藻毒素和微囊藻毒素[31-32]，藍細菌也可能通過這種方式將BMAA結合到肽中。在篩選芽孢桿菌屬新抗生素的過程中，從新幾內亞土壤樣品中分離到的粉狀芽孢桿菌(Bacilluspulvifaciens)的菌株，能產生三種或三種以上的抗生素，經吸附、洗脫、分離后得到三個活性成分I、II、III。其中，組分I和II因其氨基酸組成而分別被命名為galantin I和galantin II。galantin I 是目前已知的唯一含有BMAA結構的肽類化合物(見圖3)，經酸水解后可以釋放S-2,3-DAP和S-BMAA[33-34]。因此，也可能是游離形式的2,3-DAP通過NRPS摻入到肽類化合物中，然后經轉甲基酶對其甲基化，從而形成蛋白結合態的BMAA。

(方括號內的氨基酸殘基(a)和(b)分別來自S-2,3-二氨基丙酸和S-3-N-甲基-2,3-二氨基丙酸(BMAA)。The amino acid residues (a) and (b) within squared brackets are derived from S-2,3-diaminopropanoic acid and S-3-N-methyl-2,3-diaminopropanoic acid (BMAA), respectively.)

2.3 影響BMAA合成的主要因素

3 BMAA的食物鏈傳遞

人與BMAA的暴露接觸主要是通過食物鏈傳遞，在食用水產品過程中積累毒素。已有大量調查研究發現，世界各地咸水、海水或淡水中的濾食性貝類、甲殼類動物和部分魚類生物體內含有BMAA[41-46]。在水生生態系統中，初級生產者藍細菌、硅藻等合成的BMAA可沿著食物網向高營養級生物傳遞，并在生物體內富集，表現出顯著的生物放大作用。例如，在關島生態系統中游離態BMAA沿著藍細菌(0.3 μg·g-1)—蘇鐵種子(9 μg·g-1)—飛蝠(3 556 μg·g-1)構成的食物鏈傳遞，生物放大系數達10 000倍以上，且在人的腦組織(7.2 μg·g-1)中也檢出了BMAA。同時，蛋白結合態BMAA在不同營養級之間也表現出傳遞和富集的現象，即藍細菌(72 μg·g-1)—蘇鐵種子(89 μg·g-1)—飛蝠(146 μg·g-1)—人腦組織(627 μg·g-1)[47]。這表明BMAA在關島生態系統中存在顯著的生物放大作用，且符合食物鏈中化合物濃度不斷增加的經典“金字塔”模型。

在其他的水生生態系統中也發現了BMAA的生物放大作用。通過長期監測波羅的海藍細菌和其他海洋生物中BMAA含量發現：直接或間接以藍細菌為食的高營養級生物體內含有高濃度的BMAA[42]。2013年7月至2014年10月在法國地中海地區收集的浮游生物、附生生物和貽貝體內都檢出了BMAA(0.58、2.6、4.0 μg·g-1干重)，并確定硅藻可能是這些生物體內BMAA的主要來源[43]。在中國膠州灣生態系統中BMAA在浮游動物、雙殼類軟體動物、甲殼類節肢動物和腹足類軟體動物體內的營養放大系數(TMF)分別是4.58、30.1、42.5和74.4[48](見圖4)。

圖4 中國膠州灣海域BMAA的傳遞途徑及各級的營養放大系數

同樣，在淡水水生生態系統中也存在BMAA的生物放大作用。在Finjasj?n湖中根據魚類種類、總重量、性別和收集季節確定BMAA在底棲魚類和食肉魚類中的生物積累模式，發現隨著魚類年齡的增加導致魚類組織內BMAA含量的增加[49]。在我國太湖的貢湖灣，研究人員采集和分析了不同營養級的藍細菌、軟體動物、甲殼類動物和各種魚類中的BMAA的含量，其平均含量分別為4.12、3.21、3.76和6.05 μg·g-1，表明BMAA可以向高營養級生物傳遞[50]。在武漢東湖藍細菌水華暴發期間，微囊藻細胞和魚體內BMAA含量分別為0.04和0.32 μg·g-1，表明BMAA可在魚類體內積累并具有一定的生物放大作用[51]。但我國淡水和海洋生態系統中BMAA沿食物鏈傳遞行為相比而言，海洋環境中BMAA的生物放大作用更為突出。

4 BMAA的檢測方法

目前國際上通常采用高效液相色譜-熒光檢測法(High performance liquid chromatography-florescence detection, HPLC-FLD)、高效液相色譜-串聯質譜聯用法(High performance liquid chromatography-mass spectrometer/mass spectrometer, LC-MS/MS)、氣相色譜-質譜聯用法(Gas chromatography-mass spectrometer，GC-MS)和毛細管電泳法(Capillary electrophoresis，CE)等方法分析樣品中BMAA的含量，主要以HPLC-FLD和LC-MS/MS兩種方法為主。不同的化學分析方法定量環境樣品中BMAA的濃度有較大爭議，Esterhuizen報道了采用GC-MS測定的BMAA平均濃度比另一項研究中LC-MS測定的平均濃度高近百倍[52-53]。

4.1 高效液相色譜-熒光檢測法

基于光學檢測或質譜分析的方法已廣泛應用于環境樣品中BMAA的分析。HPLC-FLD分析環境樣品中BMAA時，需要先對BMAA進行衍生化處理，生成具有熒光發光基團的衍生物。目前國際上普遍采用6-氨基喹啉基-N-羥基琥珀酰亞氨基甲酸酯(6-aminoquinolyl-N-hydroxysuccinimidyl carbamate, AQC)作為BMAA的衍生試劑，能夠與游離態BMAA分子上的氨基和甲氨基快速反應生成穩定的喹啉化合物[54]。關島地區的蘇鐵、藍細菌和果蝠等生物樣品中的BMAA大都是采用該類方法測得的，并且研究人員利用這種方法在藍藻樣品中普遍檢出BMAA[8,10,55]。該衍生方法普遍適用于與氨基酸結構類似的大多數化合物，AQC分子可以與氨基酸及其他氨基酸衍生物生成具有熒光發光基團的衍生物，干擾對BMAA衍生物的甄別與定量分析，通常導致過高估算樣品中BMAA的濃度，甚至是假陽性結果。同時，HPLC-FLD方法僅依據保留時間和熒光信號進行識別，對目標化合物的選擇性較差。

4.2 高效液相色譜-串聯質譜聯用法

高效液相色譜-串聯質譜聯用法使用串聯質譜作為檢測器，以保留時間、母離子的質荷比、碰撞誘導解離后產物離子的質荷比以及產物離子豐度的比值作為定性和定量的依據，能夠有效提高檢測的準確度和靈敏度。該方法被廣泛應用于各類生物樣品BMAA毒素的分析，主要包括衍生分析法和直接分析法。在衍生法中，常使用AQC為衍生試劑，衍生后的產物經反相色譜柱分離后進入質譜，以變遷離子模式m/z459 -> 258和m/z459 -> 171分別作為BMAA定性和定量分析的依據。直接分析法使用親水交互作用色譜柱(HILIC)分離BMAA及其衍生物，但BMAA和BAMA在HILIC色譜柱上通常難以實現基線分離，不過變遷離子m/z119 -> 88是BMAA的特征裂解模式，可用于BMAA的定量分析。

比較HPLC-FLD、LC-MS/MS直接分析與衍生化分析三種常用方法檢測8個藍細菌樣品和2個對照樣品的結果發現，HPLC-FLD方法在蘇鐵種子和3個藍藻樣品中檢出BMAA，兩種LC-MS/MS方法僅在陽性對照組(蘇鐵種子)中檢出BMAA[56]，說明HPLC-FLD方法可能高估了藍細菌樣品中BMAA的含量。目前部分研究人員對BMAA沿食物鏈的生物放大效應持質疑態度[57]。這種對生物樣品中BMAA含量分析結果的質疑主要源于檢測分析BMAA毒素的方法。在分析關島地區生物樣品的研究工作中采用了分析氨基酸的經典方法(HPLC-FLD方法)，與LC-MS/MS方法相比該方法對BMAA的特異性較低，且所有含有氨基官能團的氨基酸類化合物衍生物均產生熒光物質。因此，HPLC-FLD對BMAA的定性和定量分析容易受生物樣品中氨基酸的干擾，常常會導致色譜峰識別錯誤或定量結果偏高[58]。這些研究人員認為BMAA屬于非親脂性的氨基酸，不能通過食物鏈在生物體內傳遞和積累。據報道，在波羅的海北部海域的調查中發現只有浮游植物、浮游動物和糠蝦檢測結果呈陽性，而底棲無脊椎動物和魚類體內均未檢出BMAA，故對BMAA在波羅的海食物網中傳遞的現象提出質疑[45]。尤其是使用LC-MS/MS分析藍細菌中BMAA的結果通常為陰性，使得人們質疑熒光衍生法在分析藍細菌樣品BMAA時容易產生假陽性結果[59-61]。因此，建議在分析生物樣品BMAA毒素時選擇靈敏度高、特異性強的LC-MS/MS方法進行分析。

5 BMAA神經毒性的作用機制

5.1 BMAA作為谷氨酸受體激動劑引發興奮性毒性

興奮性氨基酸(EAA)是神經系統的興奮性神經遞質，包括谷氨酸和天冬氨酸，通過與神經細胞上的EAA受體結合實現動作電位的傳導，而過量的興奮性氨基酸將導致神經元細胞過度刺激而受損，這一過程被稱為興奮性毒性效應[62]。興奮性毒性被認為是誘發神經退行性疾病的主要原因，臨床證據表現為ALS患者腦脊液中的谷氨酸水平升高[63-67]。BMAA可與谷氨酸受體結合，并引起興奮性毒性，故也被認為是一種神經興奮性毒素[68]。

動物實驗顯示，幼鼠在單次高劑量腹腔注射BMAA毒素1 h后內就出現運動功能性障礙，24 h后大鼠開始出現運動失調，48 h后神經生理損傷表現更為突出[75]。BMAA處理不僅使大鼠出現行為障礙，還引起小腦皮層中多種細胞的退行性改變，如小腦星狀細胞、籃狀細胞、浦肯野細胞和高爾基細胞等特異性小腦神經元的變形，但谷氨酸能興奮性顆粒細胞或小腦頂核未見退行性改變，其余的大腦、脊髓和脊神經節也沒有出現退行性改變。BMAA的急性興奮毒性機制在靜脈注射1～10 μmol BMAA后的瑞士Webster小鼠后也有所表現，而且這種運動神經元毒性效應可以通過特定抑制劑進行控制[76]。Lindstrom等人證實了BMAA對中樞神經元的亞急性作用[77]，在成年雄性Sprague-Dawley大鼠腦內注射BMAA一周后，400 μg大劑量的BMAA損壞了大部分黑質部位，向背部擴散至中腦導水管，而10 μg BMAA對黑質的損傷較小，損傷區域包含酪氨酸羥化酶免疫反應神經元和樹突，以及P物質免疫反應終末[77]。在Sprague-Dawley大鼠慢性暴露BMAA后，無論是否使用特異性非NMDA和NMDA受體拮抗劑，都有進一步的興奮性氨基酸受體亞型(如NMDA、EAA和AMPA)參與[78-79]，這些結果進一步證實了BMAA的興奮性毒性假設。

5.2 BMAA作用于胱氨酸/谷氨酸反向轉運蛋白系統)

5.3 BMAA的錯誤嵌入和細胞應激

BMAA一旦進入細胞質，可能被錯誤地識別為絲氨酸或丙氨酸嵌入到新合成的細胞蛋白中，或者通過非共價鍵與蛋白質結合[84-85]。BMAA的錯誤嵌入可能會影響蛋白質的三級結構，導致神經元蛋白質的生物活性受損；或者可能導致蛋白質在翻譯過程中的終止或蛋白質從核糖體釋放后裂解[86-89]。這種異常蛋白質的合成可能會導致內質網(ER)的細胞應激、氧化還原系統的失調以及一些促凋亡的半胱天冬酶(如caspase-2)的激活，從而導致細胞死亡[90]。蛋白質錯誤折疊常常導致不溶性聚集體的形成，在受影響組織中聚集體的異常聚集是神經退行性疾病中觀察到的主要病理變化之一。在ALS患者診斷過程中，常將TAR DNA結合蛋白(TDP-43)作為一種生物標志物。另外，暴露于BMAA的大鼠海馬區內游離態泛素濃度出現明顯的降低，該區域還存在高度多泛素化的蛋白質，這表明BMAA誘導了由于錯誤折疊或聚集而存在缺陷和功能障礙的蛋白質多泛素化。有缺陷的蛋白質被多個泛素分子標記后，會在蛋白酶體中被水解[91]。另一項研究還表明天然泛素與BMAA結合后，泛素的結構會發生改變，從而會導致蛋白質的折疊缺陷[92]。因此，目前認為BMAA是通過多種機制作用于神經元產生興奮毒性，并誘導神經退行性疾病的發生(見圖5)。

圖5 BMAA神經毒性的多種作用機制示意圖

5.4 BMAA與神經黑色素的相互作用

神經黑色素是在中腦多巴胺神經元內合成，可以防止多巴胺氧化產物的積累，如環化醌，被認為是一種對抗有毒內源性化合物積累的神經元保護機制。神經黑色素缺陷是當前帕金森癡呆癥的致病假說之一[93]。目前已知的可誘發帕金森癡呆綜合癥的有毒化合物，如1-甲基-4-苯基-1,2,3,6-四氫吡啶(MPTP)，已被證明能與神經黑色素結合并形成神經毒性復合物[94]。BMAA也能與黑色素結合，可能導致黑色素聚合物的改變，使其在捕獲重金屬方面的效果降低或對MPTP的降解更敏感[94-95]。BMAA對黑色素正常代謝途徑的干擾，會導致兒茶酚胺的代謝物過量，誘導線粒體功能障礙、自由基積累、脂質過氧化、蛋白質降解途徑改變和α-突觸核蛋白聚集成具有神經毒性的低聚物，導致初級神經元老化[96-100]。通過與神經黑色素的相互作用，即使BMAA沒有嵌入蛋白質中，BMAA也可以長期儲存，并在整個生命周期中釋放，從而可能導致大腦受損，特別是慢性炎癥和膠質增生，更容易誘發神經退行性疾病。隨著BMAA在大腦中釋放，積累到一定濃度時可能對富含神經黑色素的神經元和鄰近組織產生神經毒性。

6 BMAA誘導神經退行性疾病假說

目前關于BMAA在神經退行性疾病發展過程中的作用仍存在分歧。在ALS及PDC發病率較高的關島和另外兩個西太平洋地區調查發現，BMAA能夠沿著食物鏈(蘇鐵種子—飛狐—人體)傳遞并在生物體內放大，最終在人體內富集；而隨著食物鏈中飛狐的滅絕，關島地區神經退行性疾病發生率也大幅下降[80,101]；并且在關島肌萎縮側索硬化癥的患者腦組織中檢出了BMAA，研究人員認為當地人患肌萎縮側索硬化癥與其食用蘇鐵種子之間存在聯系，蘇鐵種子中的BMAA可能是神經退行性疾病的主要致病因子[102]。

BMAA還能夠通過母乳在哺乳動物間傳遞。在喂食14C標記的L-BMAA后，母體大鼠能夠通過乳汁將L-BMAA轉移到后代體內[103]，并采用LC-MS/MS和放射自顯影技術驗證了母嬰乳汁傳遞這一結論。整個過程中幼鼠胃液、肝臟及大腦中的BMAA含量隨著母乳喂養時間延長逐漸增加[104]。這項研究引起了諸多學者對這種轉移是否會出現在人類母嬰之間傳遞的猜測。目前已經在分化的小鼠乳腺上皮細胞HC11中證實了對[14C] L-BMAA的選擇性攝取，而且人乳腺細胞MCF7細胞對[14C] L-BMAA與[14C] D-BMAA的攝取模式與小鼠HC11細胞的攝取結果吻合[105]。這項結果進一步證實BMAA可能通過哺乳傳遞給嬰兒的猜想。在卵生動物中也發現了BMAA的傳代富集現象。通過給產卵鵪鶉服用14C標記的BMAA，通過放射自顯影及成像分析檢查鳥類和鳥卵中的放射性分布，結果顯示鳥卵中明顯摻入了放射性物質，主要存在于蛋黃中，蛋白中也有檢出[106]。這些特殊的傳遞方式表明人類與野生動物接觸BMAA的來源可能比預期的更加多樣化。

在散發的神經退行性疾病患者中也證實了BMAA的存在。死于ALS/PDC和無癥狀的查莫羅人及兩名死于阿爾茨海默癥(AD)的加拿大人腦組織中均檢出BMAA，說明BMAA可能在不同地區的多種神經退行性疾病的發病過程中發揮作用[102]。2006年，Banack等人分析了來自關島及其附近雅浦島和薩摩亞島的飛狐大腦及肌肉樣本，發現所有關島樣本中含有高濃度的BMAA，雅浦島的大多數樣本也檢出BMAA[107]。Pablo等人在北美的50位死于ALS及AD患者的腦組織樣本中有49個檢出了BMAA，而在對照組樣本中未檢出BMAA[107]。這些結果均間接說明BMAA可能是神經退行性疾病的致病因子。

BMAA導致神經退行性疾病ALS/PDC的作用在動物模型中也已被證實。Bell等人對R-X-S雞與雌性Wistar幼鼠進行腹腔注射D,L-BMAA(0.34～0.82 mg/g體重)，發現L-BMAA能夠造成雞和幼鼠后腿協調性受損，而D-BMAA對動物沒有影響；較高劑量的BMAA可縮短毒性出現的時間并延長中毒時間，數小時后癥狀消失，該結果表明L-BMAA對R-X-S雞與幼鼠具有急性神經毒性作用[108]。以小鼠作為受試生物時也發現了同樣的現象[109]，小鼠腦腔內注射BMAA后出現“全身顫抖”和“搖晃”等行為障礙，且神經行為損傷與暴露BMAA劑量之間存在相關性[109]。Karlsson等在新生Wistar大鼠腦生長突發期(BGS)期間注射BMAA，導致大鼠出現急性行為缺陷(運動能力受損和多動癥)和學習記憶功能的損害，而無任何形態學異常[110]。神經原纖維纏結(NFT)和β-淀粉樣蛋白沉積物是AD和ALS-PDC疾病的神經學標志物。Cox等人發現黑長尾猴通過飲食慢性攝入210 mg·kg-1·d-1BMAA 140 d后能夠觸發NFT和β-淀粉樣蛋白的形成，其結構和密度與死于ALS/PDC的查莫羅人腦組織中發現的癥狀相似[111]。以上結果表明，BMAA可以誘導神經元損傷，導致類似于ASL/PDC患者的神經退行性病變。

由于ALS/PDC是一種慢性病，暴露于假定的神經毒素后長達30年才能顯現出來，而在動物研究中只觀察到BMAA的急性毒性效應，并且早期動物模型實驗只在攝入大量的BMAA才能產生急性毒性，而通過飲食接觸BMAA的濃度可能要低得多。因此部分研究者認為目前關于人體BMAA暴露劑量的證據尚不能支持神經退行性疾病與BMAA之間的聯系。BMAA作為ALS/PDC的潛在致病因子被人們重視是從Spencer等人的研究開始，該研究發現靈長類動物食蟹猴口服攝入BMAA后，會出現前角細胞和皮質脊髓束退化，且伴隨運動障礙和帕金森癡呆綜合癥的臨床癥狀[112]。但這項研究被指出使用了高劑量的BMAA，并且在食蟹猴身上觀察到的作用是急性且可逆的，沒有出現延遲和進行性的現象，這與人類ALS/PDC的神經元變性癥狀相反，因此該研究受到很多質疑。另外，還有研究發現大鼠皮下注射L-BMAA后，大鼠的神經行為、運動功能及脊髓的神經化學方面存在處理方式和性別依賴性變化[113]，BMAA暴露的大鼠神經化學差異與ALS患者組織的變化不一致，這與出生后神經發育的微妙變化有關，而與BMAA的直接興奮性毒性無關[113]。通過灌胃[114]或喂食顆粒[115]的給藥方式，沒有觀察到小鼠與BMAA暴露后的神經行為、生理或神經病理異常。皮下注射SD大鼠較低劑量的BMAA后，大鼠未見明顯的神經元功能障礙。

7 展望

隨著BMAA在全球水生生態系統中被廣泛檢出，且越來越多的毒理學實驗結果表明BMAA的神經毒性，有關環境中BMAA的健康風險也越來越引起人們的關注。本文綜述了BMAA的主要生物來源、生物放大作用、毒性作用機制、可能的生物合成過程及其致病假說的爭議。目前有關BMAA的認識仍有欠缺，尚不能確定BMAA的生物合成過程及生態學意義，有關BMAA與ALS-PDC等神經退行性疾病發病機制之間的聯系尚未定論，有關蛋白結合態BMAA的結構或功能尚未研究。建議今后從以下幾個方面開展研究：

(1)探究BMAA的生物合成機制。BMAA的生物合成是個非常復雜的過程，雖然已經提出了一些生物合成的假說，但其合成通路尚未得到驗證。游離態和蛋白結合態BMAA的生物合成途徑是否一致也不清楚。有關BMAA生物合成機制的探索，將有助于對其生物學意義的理解。

(2)評估BMAA的生態學意義。由于合成BMAA需要消耗能量，在長期進化過程中仍被保留說明BMAA對生產者在保證生態位或提高其生理效率方面可能具有重要功能，但對于其生態學意義尚不清楚。該方面的研究將有助于理解BMAA對水生生物的健康風險。

(3)解析蛋白結合態BMAA的化學結構與功能。目前在硅藻及其他生物樣品中證實了蛋白結合態BMAA的存在形式，但對其化學結構和生物學功能尚不清楚，有待于進一步研究。