微囊藻毒素(MCs)對淡水池塘養殖業的危害及防控研究進展

畢相東

(天津農學院 水產學院，天津市水產生態及養殖重點實驗室，天津 300384)

中國淡水養殖產量已連續30年穩居世界首位。2020年中國淡水養殖產量為3 088.89萬t，其中池塘養殖產量占比高達73.8%，足見淡水池塘養殖業在中國漁業經濟結構調整和漁民增收中具有非常重要的作用。然而，頻繁發生的藍藻水華給淡水池塘養殖業造成了巨大的危害，成為限制淡水池塘養殖業健康發展的主要瓶頸之一[1-2]。

然而，由于MCs含量檢測技術相對復雜，且其對養殖動物肝胰腺等損傷多與關鍵水質因子劇烈變化的危害相耦合，因此，有關其危害及防控一直未受到足夠的重視。以往MCs對動物危害及防控研究主要聚焦于江河湖庫，專門以淡水養殖池塘為研究對象的報道相對較少。為此，本文中綜述了目前MCs對淡水池塘養殖危害及防控技術相關研究進展，并對該領域的研究趨勢進行展望，以期為淡水池塘養殖業健康可持續發展提供借鑒。

1 MCs結構特征

根據致毒機理，藍藻毒素主要分為肝毒性毒素和神經性毒素，其中肝毒性毒素主要包含MCs、節球藻毒素(nodularin,NOD)和柱胞藻毒素(cylindrospermopsin,CYN)等，而神經性毒素包含魚腥藻毒素a(anatoxin-a,ANTX-a)、β-N-甲氨基-L-丙氨酸(β-N-methylamino-L-alanine,BMAA)和石房蛤毒素(saxitoxin,STX)等[8]。MCs因分布范圍廣、結構穩定性高、肝毒作用強，對水生動物毒害作用最強[15]。MCs是一類由微囊藻屬Microcystis、魚腥藻屬Anabaena、浮絲藻屬Planktothrix、束絲藻屬Aphanizomenon產毒基因型的肽合成酶復合體基因簇編碼的多酶復合體催化合成的環狀七肽化合物[16]，分子結構為環(-D-Ala-X-D-MeAsp/D-Asp-Z-Adda-D-Glu-Mdha)(圖1)。由于MCs化學結構中X、Z兩個可變氨基酸基團的不同組合，目前已發現100多種MCs同分異構體，其中以MC-LR、MC-RR、MC-YR分布最廣、毒性最強[17]。Adda是MCs表達生物活性的必需基團，其中共軛雙鍵是MCs毒性表現的最重要功能團。

圖1 微囊藻毒素(MCs)的分子結構

2 MCs的時空分布及機體積累特征

為科學防控MCs對養殖動物危害及提高淡水養殖產品質量安全性，近些年來，研究人員重點開展了MCs在養殖池塘中的時空分布及其在養殖動物機體中的積累特征兩方面研究工作。

2.1 MCs在養殖池塘中的時空分布特征

以MCs為代表的藍藻毒素主要貯存于鮮活的藻細胞內，少量分泌至水環境中，待藻細胞死亡破裂后胞內MCs會釋放至水體中[18]。2015年6—12月，浙江湖州某淡水養殖池塘水體中MC-LR濃度(均為質量濃度，下同)為0～42 μg/L，MC-RR濃度為0～12 μg/L，某蝦塘水體中MC-LR濃度為0～117 μg/L，MC-RR濃度為0～32 μg/L[19]。江蘇省沿海地區凡納濱對蝦發病養殖池塘水體中MC-LR最高濃度達到23.15 μg/L[20]。在頻繁暴發藍藻水華的鯽養殖池塘，5—11月上覆水中胞外MCs濃度(以MC-LR與MC-RR總和計)為1.16～3.66 μg/L，上覆水中懸浮物(主要為藍藻)MCs濃度為0.64～13.98 μg/g(干質量)，底泥中MCs濃度為1.34～5.90 μg/g(干質量)[12]。在暴發微囊藻水華的河蟹養殖池塘中，8月上覆水中胞外MCs濃度(以MC-RR、MC-YR、MC-LR總和計)為1.09 μg/L、上覆水懸浮物中MCs濃度為0.88 μg/L[21]。2014年11月廣東地區頻頻暴發藍藻水華的凡納濱對蝦套養草魚/鯽池塘中胞外MCs濃度(以MC-LR計)為0.18～0.79 μg/L[22]。因養殖后期水華藍藻細胞的持續衰亡破裂，對蝦養殖池塘中胞外MCs濃度可高達1.79～2.25 μg/L[23]。

2.2 MCs在養殖動物機體中的積累特征

養殖動物可以通過直接攝食有毒微囊藻、捕食以有毒微囊藻為食的浮游動物，或通過鰓和/或皮膚吸收等方式在其體內積累MCs[24]。MCs在養殖動物機體的積累特征可間接指征其對養殖動物的危害程度，同時又直接反映暴發藍藻水華的養殖池塘中水產品質量安全狀態。在持續發生藍藻水華池塘中養成的鯽Carassiusauratus對MCs有明顯的生物積累效應，其各組織器官對MCs 積累效應順序為肝臟(3.73 μg/g)>腎臟(2.81 μg/g)>腸壁(2.27 μg/g)>肌肉(0.41 μg/g)(均為干質量)。按照一個體質量60 kg的成年人每天攝入300 g魚肉估算食用風險，若食用該養成魚的肌肉部分，人體每日MCs攝入量為世界衛生組織限定最大攝入量的4.3倍，存在較高的健康風險[12,14]。養殖動物對于MCs積累不僅具有器官特異性，還具有一定種屬差異性，且與MCs的類型和不同養殖動物的解毒機制有關。銀鯽Carassiusauratusgibelio攝食新鮮的銅綠微囊藻80 d后，血液、肝臟和肌肉中均檢測到MC-RR的存在，最大值分別達到49.7、17.8、1.77 mg/g(干質量)，雖然在其腸道中檢測到高水平MC-LR，但在其肌肉和血液中卻未檢出MC-LR[25]。太湖鯉Cyprinuscarpio腸壁中MCs積累量明顯高于腎臟、肝臟、心臟、肌肉，并且與多數器官主要積累MC-RR不同，鯉腸壁以積累MC-LR為主，其占比超過50%[26]。將羅非魚在藍藻水華發生池塘中養殖40 d，期間池塘水體MC-LR濃度變化為0.123～0.514 μg/L，魚體肌肉中MC-LR積累量達到1.194～3.615 ng/g，肝臟中MC-LR積累量最大值達到21.478 ng/g，顯著高于肌肉組織[27]。值得注意的是，養殖動物體內MCs積累量受其營養級影響，營養級越高的水產動物機體內MCs積累量越高，一般表現為肉食性魚類> 雜食性魚類> 浮游植食性魚類> 植食性魚類[28-29]。

3 MCs對養殖動物的毒害效應及作用機理

3.1 MCs對養殖動物胚胎發育的毒害效應

MCs具有胚胎發育毒性，能干擾養殖動物胚胎發育，延遲胚胎孵化時間，降低孵化率，增加畸形率。南方鲇Silurusmeridionalis受精卵經10、100 μg/L MC-LR孵育處理后，出膜時間分別延遲2、10 h，孵化率分別降低22%和45%，畸形率分別提高9%和15%[30]。MCs對大鱗副泥鰍Paramisgurnusdabryanus胚胎有明顯的致畸效應，主要表現為：卵黃吸收少,卵黃膨大、崩解；心包腫大，管狀心臟，心跳過緩或局部停止；彎體或彎尾且胚胎畸形率隨MCs濃度升高而上升[31]。MCs對養殖動物胚胎的致畸作用不僅具有劑量依賴性，還受胚胎發育階段的影響。翹嘴紅鲌胚胎發育后期對MC-LR的敏感性大于胚胎發育前期，MC-LR對翹嘴紅鲌卵裂期胚胎、囊胚期胚胎、原腸期胚胎致畸作用的EC50分別為201.07、180.03、176.38 μg/L[32]。不同發育時期的泥鰍胚胎經MC-LR染毒處理后，表現為胚胎原腸期對MC-LR最為敏感，孵化后期比早期敏感，即對原腸期影響最大，其次是出膜期、32-細胞期和1-細胞期[33]。大量研究發現，胚胎發育期對大多數毒物的敏感性低于仔魚期[34]，主要與卵膜和卵周液對毒物的天然屏蔽作用有關，但MCs屬于對魚類胚胎毒性較大的毒素，其對胚胎的毒性高于對初孵化仔魚的毒性[31-32]。

3.2 MCs對養殖動物組織器官的毒害效應

目前，有關養殖池塘原位水環境中MCs對養殖動物組織器官毒害效應的研究報道相對較少，以往有關研究結論多是基于實驗生態學下采取腹腔注射、灌胃、飼喂微囊藻毒素或有毒藍藻的急性或亞急性毒性試驗得到的，總體上可表現為以肝臟(或肝胰腺)為主，并伴有腎臟(中腎)毒性、免疫器官(脾臟和頭腎)毒性、鰓毒性等(表1)。

表1 MCs對水產養殖動物多靶器官的毒害效應

3.2.1 對肝臟(或肝胰腺)的毒害效應 肝臟(或肝胰腺)是MCs的主要靶器官。草魚Ctenopharyngodonidella肝胰腺在50 μg/kg MC-LR亞急性毒性作用下，肝細胞發生明顯的脂肪樣變，同時發生線粒體水腫、內質網擴張、溶酶體增多等病理改變[35]。采用鈍頭注射器對鯉灌胃凍干銅綠微囊藻懸浮液，24 h后細胞分散，48 h后就可觀察到肝細胞膜開始消失，并伴隨著細胞核濃縮和早期細胞凋亡的出現[36]。較低濃度的MCs即可明顯損傷蝦類肝胰腺生理結構并降低其免疫防御能力，暴露于0.5 μg/L MC-LR水環境3周后，羅氏沼蝦肝胰腺細胞壞死且抗氧化防御系統功能大幅降低，導致其染病致死率顯著高于對照組[37]。南美白對蝦Litopenaeusvannamei經注射MC-LR、MC-RR急性染毒16 h后，其肝小管管腔擴大、不規則，細胞出現空泡化，可見壞死的細胞核、殘余的組織散落在肝小管間隙，并出現明顯的細胞凋亡現象[23]。在養殖池塘原位水環境中，南美白對蝦發生急性肝胰腺壞死綜合征(俗稱偷死病)與MCs密切相關，發生偷死病的對蝦養殖池塘中溶解性MC-LR濃度高達45.0 μg/L，偷死對蝦肝胰腺游離MC-LR濃度高達55.0 μg/g(蝦體)，而未發生偷死病池塘未檢測到溶解性MC-LR[38]。龐德彬[39]基于長期監測及養殖實踐分析發現，當水體中溶解性MC-LR濃度達0.4 μg/L時,可有效誘發對蝦肝胰腺損傷壞死，繼而暴發對蝦白便綜合征。

3.2.2 對腎臟(中腎)的毒害效應 腎臟(中腎)也是MCs作用的主要靶器官。鯉經300 pg/kg MC-LR注射染毒，7 d后可見腎小囊擴張，注射 550 pg/kg MC-LR，24 h后即可見腎小囊擴張、腎小球充血，腎間質水腫[40]。采用灌胃方式給鯉飼喂相當于400 μg/kg MC-LR的凍干銅綠微囊藻懸浮液后，1～3 h內可觀察到腎近端小管(P1和P2)出現退行性病變，主要表現為單管上皮細胞空泡化增加，細胞固縮、凋亡，細胞裂解，上皮細胞脫落進入管狀內腔；12 h 后所有的小管均出現同樣損傷，導致皮質-髓質交界處形成蛋白質樣脫落物，24 h時小管的病理變化增加到只剩下小管的殘余，即小管結構已經解體[36]。除灌胃和注射方式外，浸浴在含1.7 μg/mL MCs的水中也可使鯉腎臟出現壞疽現象[41]。MCs對腎臟的毒性效應與染毒方式、染毒時間有關，并且還受養殖動物種類的影響。采用900 μg/kg MC-LR注射草魚，染毒24 h后，草魚腎超微結構沒有顯著變化[42]。

3.2.3 對免疫器官的毒害效應 脾臟和頭腎是魚類重要的免疫器官。采用腹腔注射MC-LR(50 μg/kg體質量)方式對草魚進行染毒處理，1 d后脾臟內淋巴細胞線粒體即出現輕微水腫，2 d后大量淋巴細胞出現凋亡，表現為細胞變形，細胞核皺縮，染色質凝聚、濃縮成新月形或弧形，但至21 d時僅可觀察到個別細胞有異染色質聚集的現象；用MC-LR處理1 d后頭腎淋巴細胞即出現線粒體水腫和細胞質水腫，2 d后線粒體和細胞質水腫程度均加劇，大量線粒體空泡化，但到21 d時細胞均恢復正常[43]。用添加藍藻藻粉的飼料飼喂鯽30 d，頭腎中淋巴細胞質中出現空泡，線粒體腫脹，染色質凝集，溶酶體增多，細胞核發生變形；脾臟中淋巴細胞細胞核出現變形，線粒體腫脹，細胞質密度降低，紅細胞膜外間隙明顯增大[44]。

3.2.4 對鰓組織的毒害效應 鯉經浸浴染毒后，次級鰓小片末梢出現杵狀樣變，表皮增厚[41]。鰱經注射染毒后，亦可造成次級鰓小片末梢杵狀樣變，表皮逐漸增厚，廣泛性上皮細胞固縮壞死，并與血管區分離[45]。MC-LR 不僅可導致草魚鰓絲上皮細胞、柱細胞和氯細胞死亡，血管中無紅細胞，還可引起心臟中心肌細胞間腔隙增大[42]。

3.3 MCs毒害養殖動物的作用機理

藍藻毒素吸收與積累主要是通過肝腸循環的膽汁酸轉運蛋白轉運和肝/腸細胞膜上有機陰離子轉運蛋白(organic anion transporting polypeptides,OATPs)直接攝取兩種方式完成的[46-47]，因此，藍藻毒素在機體內積累及其毒性具有非常明顯的器官特異性，即藍藻毒素對肝胰腺及腸道損傷最為顯著，藍藻毒素對于腎臟及心臟等臟器的損傷則是通過肝胰腺及腸道的間接毒性實現的[47]。MCs可以通過與絲氨酸/蘇氨酸亞基共價結合方式抑制蛋白磷酸酶(PP1和PP2A)活性，能夠特異性地抑制蛋白磷 PP1和PP2A活性,相應增加蛋白激酶的活性，導致肝臟和腸道細胞內多種蛋白質高度磷酸化及肝腸細胞過磷酸化，進而通過線粒體通路與內質網通路誘導肝臟和腸道細胞凋零[48-49]。線粒體通路是MCs誘導肝臟和腸道細胞凋零的最重要通路，MCs引起的DNA損傷、細胞骨架損傷、細胞周期阻滯、細胞凋零和死亡均與其抑制PP1和PP2A活性，增加細胞蛋白磷酸化水平相關[48]。如MC-LR通過抑制PP2A激活P53，引起Bcl-2蛋白家族中凋零/抗凋零成員Bax/Bcl-2比例失衡，導致線粒體通透性孔道打開，釋放凋零蛋白-細胞色素C到細胞質中，觸發半胱天冬酶級聯的激活，最終導致細胞凋零[48]。內質網通路是MCs誘導肝臟和腸道細胞凋零的另外一條重要通路，由于過度磷酸化，未折疊或錯誤折疊蛋白在內質網腔中積累可導致內質網應激[50]，長時間或嚴重的內質網應激可導致未折疊蛋白反應和細胞凋零[49]，這個過程由C/EBP同源蛋白(CHOP)的轉錄誘導[51]和/或caspase-12-dependent通路介導[52]。MCs還可通過消耗谷胱甘肽(GSH)及破壞線粒體電子傳遞鏈兩種方式引起線粒體通透性發生變化，進而引起肝臟和腸道細胞氧化應激而產生活性氧(ROS)，導致脂質過氧化，最終造成細胞凋零[48,53-55]。動物細胞中MCs攝取、毒性機制及生物轉化和排泄路徑見圖2。

P-gp為P-糖蛋白；Bcl-2、Bax、Bid為與細胞凋亡有關蛋白；P53為一種蛋白；NeK2為絲氨酸-蘇氨酸激酶；NADP oxidase為輔酶II氧化酶；MAPKs為絲裂原蛋白激酶；CaMKII為鈣調蛋白激酶II；OATP為有機陰離子轉運多肽。

4 養殖池塘中MCs防控技術

以往因缺乏藍藻毒素對淡水池塘養殖動物危害系統性認識，建立起來的藍藻水華防控措施是以快速有效降低藍藻生物量為目的，而對于藍藻毒素危害則缺乏針對性的防控技術。采用硫酸銅[57]、抗生素[58]和化感物質[59]殺滅藍藻是快速降低養殖池塘藍藻生物量的常用措施，然而短時間內藍藻細胞死亡破裂會造成貯存于藍藻細胞內的毒素大量釋放，導致養殖動物發生中毒，動物免疫力下降并引發病原微生物感染；同時，因微藻光合產量急劇下降及化學耗氧量快速升高導致水體DO急劇下降，促使衰亡藍藻碎片發生厭氧分解生成H2S及NH2OH等有害物質，養殖動物發生強烈的應激反應。

為此，研究人員有針對性地探索建立養殖池塘MCs的科學防控技術。結合藍藻水華危害的防控過程，目前已初步建立起的MCs毒素科學防控技術主要包含3個層面：1)通過生態控藻，從源頭防控MCs危害；2)開發MCs降解技術，直接降低其危害性；3)通過營養調控/藥物治療提高養殖動物對MCs的抵抗力，間接降低其危害性(表2)。

表2 淡水養殖池塘MCs科學防控技術

4.1 MCs危害的生態防控技術

4.1.1 生態養殖控藻 依托水生生物食性及生態位的不同構建生態養殖模式，可以較為有效地從源頭防控藍藻毒素危害。依托雜食性鯽和濾食性淡水螺類構建起來的中華鱉生態養殖模式相比于中華鱉普通養殖模式，極顯著地提高了養殖池塘浮游植物多樣性(P<0.01)，且藍藻數量占比下降了24.59%，最終中華鱉養殖單產提高2.61%[60]。利用不同生態位的水生生物間協同作用，構建由水生植物(水雍菜等)浮床、水生植物(蘆葦)濕地、固定化微生物膜、底棲軟體動物(褶紋冠蚌)和濾食性魚類(鰱、鳙和梭魚)組成的養殖池塘循環水多級生物凈化系統，經過系統凈化后養殖池塘藍藻生物量減少率達51%以上，從根源上降低了藍藻毒素危害性[61]。在三角帆蚌養殖池塘適當混養鰱或鳙可以有效控制銅綠微囊藻的生長，促進有益藻類的生長，有利于提高三角帆蚌養殖產量[62]。在羅氏沼蝦養殖后期放養白鰱，各白鰱放養試驗池塘藍藻比例下降均顯著高于對照組(P<0.05)，放養密度為2 000尾/667 m2試驗池塘藍藻和微囊藻密度下降幅度分別高出對照組26.1%和37.2%[63]。

4.1.2 定向培育有益藻抑制藍藻生長 微藻的定向培育是實現人工科學構建池塘良性微藻群落的主要技術手段，是根據養殖環境水質調控和對生物餌料的需要，在池塘或水泥池中培育經選育有益微藻而獲得特定微藻群落和藻相的技術[64]。定期向養殖池塘添加硅藻藻種可以顯著降低草魚養殖池塘中藍藻生物量和顯著提高硅藻生物量(P<0.05)，同時可以改變水體中浮游植物的群落結構，從源頭上降低了藍藻毒素對草魚池塘養殖的危害[65]。在克氏原螯蝦和河蟹混養池塘定向培育底棲餌料微藻，相比于施用雞糞與豬糞的養殖池塘，定向培育底棲餌料微藻可極顯著降低養殖池塘中藍藻生物量(P<0.01)，且藍藻生物量占比降低4.9%[66]。在魚類養殖池塘內定向培育小球藻可以高效地控制有害藍藻水華的發生，并保持池塘水質穩定良好[67]。

4.2 MCs降解技術的研發

水環境中MCs自然降解主要依賴于微生物降解與光降解兩種途徑[68-70]。采用室內精準模擬試驗[68,71-72]和長期原位跟蹤分析[68]研究發現，微生物降解是自然環境中MCs最主要的消減策略，對有效降低MCs生態危害性具有重要意義。篩選MCs高效降解菌和MCs靶向降解酶是開發MCs微生物降解技術的兩方面重點工作，并取得一定成果。然而，目前現有MCs微生物降解技術在淡水養殖池塘實際應用研究卻鮮有報道。

4.2.1 MCs高效降解菌群及特異性降解菌株 從滇池選擇性富集的高效MCs降解菌群可顯著提高人工濕地系統對溶解性MC-LR的去除速率，將濕地系統中溶解性MC-LR半衰期由31 h縮短至22 h[73]；從太湖中馴化獲得2個土著MCs降解菌群，6 d內均可將初始濃度高達5.0 mg/L的MC-LR降解80%以上[74]。最早報道的MCs特異性降解菌Sphingomonassp.ACM-3962分離自澳大利亞河水中，該菌經過2～8 d降解滯后期后可迅速將1.0 mg/L溶解性MC-LR降解殆盡[75-76]。目前研究人員已從各種環境中分離出超百株特異性MCs降解菌，分類上多屬于變形桿菌門、放線菌門和芽孢桿菌綱[77-78]。袁媛等[79]將分離自巢湖沉積物中MCs降解菌蠟樣芽孢桿菌固定于活性炭纖維上，然后將固定膜置于MC-LR初始濃度為6.8 mg/L的培養基中，5 d后MC-LR降解率達到77.3%～92.9%。采用內酯納米纖維膜固定化的太湖土著MCs降解菌48 h時對MC-LR降解率可達60.16%[80]，采用以聚酯樹脂為介質固定的特異性MCs降解菌株B-9 24 h 時對MC-RR降解率超過90%，更為重要的是其降解效率60 d后仍可保持在80%以上[81]。

4.2.2 基于微生物降解MCs分子機制的MCs降解酶 MCs降解菌Sphingopyxissp.ACM-3962的降解過程中至少有 3 種酶MlrA、MlrB和MlrC參與了MC-LR的降解[75]。MlrA是已發現的多數好氧降解菌酶催化降解MCs所需的第一個關鍵酶，是由336個殘基組成的肽鏈內切酶[82]。MlrA負責水解打開MC-LR連接Adda與Arg間酞胺鍵，使環狀MC-LR變成線型MC-LR，可大幅降低MC-LR毒性[83]。Liu等[84]基于MCs降解的分子機制，通過EscherichiacoliK12 TB1過表達mlrA基因后獲得純度超過90%降解酶MlrA，該酶表現出很高的降解效率，相對于對照組，MlrA 9 d的MC-LR降解率超過97%。目前，MCs降解酶技術被認為是非常具有開發應用前景的MCs危害防控技術。

4.3 采用營養調控/藥物治療提高養殖動物對MCs毒害作用的抵抗力

4.3.1 營養調控技術 通過向飼料中添加抗氧化劑等營養調控方式來間接降低MCs危害性研究較多。基于MCs通過消耗GSH引起脂質過氧化的致毒機理，在飼料中添加GSH或配伍GSH復合型抗氧化劑可有效提高魚類對于MCs毒害的抗氧化能力，并能明顯降低機體的MCs富集量[85]。另有研究表明，硫辛酸[86]、維生素C[80]、蝦青素[87]、左旋肉堿[88]等抗氧化劑均可不同程度地提高養殖動物的抗氧化能力或降低MCs對養殖動物肝臟組織的損傷。

4.3.2 藥物治療技術 除采用營養調控技術來間接降低MCs對養殖動物危害性外，目前研究人員還依托中草藥相關制劑，已初步開發出系列防護能力更強的MCs解毒藥劑。畢相東等[89]利用黃芪總黃酮拮抗毒物損傷肝細胞的藥理作用，配伍GSH制備出養殖魚類內服用MCs解毒劑，可有效清除魚體內ROS，誘導谷胱甘肽巰基轉移酶(glutathione-S-transferases,GST)基因表達量顯著上調(P<0.05)，進而有效治療對魚類MCs中毒引發的肝胰腺損傷病癥，進一步研究表明，黃芪總黃酮中的毛蕊異黃酮雖然對MCs暴露后的草魚肝細胞表現出增強細胞骨架和在MCs暴露早期抑制ROS大量產生的作用，但同時也會引起MCs誘導的草魚肝臟細胞氧化應激升高并降低草魚肝臟細胞GST系統解毒功能(研究結果待發表)。韓光耀等[90]研究表明，在飼料中添加0.5%黃連水提液干物質可誘導鰱肝臟GSH和GST活力極顯著升高(P<0.01)，從而提高鰱對MCs毒害抵抗力。

5 存在問題及展望

5.1 淡水養殖池塘MCs危害科學防控中存在的問題

當前，以MCs為主的藍藻毒素已成為制約淡水養殖業健康發展的重要因素之一。雖然目前關于淡水養殖池塘MCs危害防控已經取得一定的進展，但還存在以下幾方面的問題：1)養殖池塘MCs時空分布特征、自然降解規律及最終環境歸趨特征的相關研究還不夠深入，直接影響養殖池塘MCs科學防控;2)有關MCs微生物降解機制的研究還不完善，直接影響養殖池塘MCs高效防控；3)養殖池塘中與MCs產生關聯的水環境因子耦合關聯因素還未完全明確，直接影響MCs防控體系的建立；4)養殖池塘中MCs危害的應急防控措施建立不夠；5)從源頭上降低水華藍藻細胞數目的技術還不夠完善，即養殖池塘科學的生態立體化養殖技術還需優化；6)采用營養調控/藥物治療技術直接拮抗MCs對養殖動物毒害作用研究不夠。

5.2 未來研究應用展望

結合中國現階段對于淡水養殖業生態綠色高質量發展的要求及現有淡水池塘養殖尾水處理主要模式，建議從以下方面加強對淡水養殖池塘中MCs危害及防控技術領域的研究應用，以期突破藍藻水華對淡水養殖業的危害制約。

1)因地制宜地構建可復制、可推廣的多營養層級的淡水池塘生態立體養殖模式，從根本上降低養殖水體富營養化水平，有力地遏制養殖池塘藍藻水華的頻繁發生，進而從源頭上消除MCs對淡水池塘養殖的危害。

2)發揮水生植物、濾食性貝類、微生物等的生態耦合效應，建立起兼具吸收氮磷營養及降解MCs功能的淡水池塘養殖尾水(循環水)處理模式，既可降低池塘藍藻水華發生，又能降低池塘MCs含量，有效降低水華藍藻及MCs的危害。

3)加強典型淡水養殖池塘中MCs時空分布及環境歸趨特征研究，為有針對性地建立MCs危害防控策略提供科學參考。

4)加強MCs對淡水池塘養殖危害的應急處置，可重點加強MCs高效降解菌(群)或高效降解酶在淡水池塘養殖中的研發應用，為應急防控做好技術儲備。

5)加強針對養殖動物MCs毒害作用的營養調控/藥物治療技術研發應用，尤其是要結合MCs毒害作用的分子機制開發靶向藥物，從根本上提高養殖動物對MCs毒害作用的抵抗力。

致謝：天津農學院水產學院戴偉副教授對本文提出了修改意見。