畢相東

(天津農(nóng)學(xué)院 水產(chǎn)學(xué)院，天津市水產(chǎn)生態(tài)及養(yǎng)殖重點實驗室，天津 300384)

中國淡水養(yǎng)殖產(chǎn)量已連續(xù)30年穩(wěn)居世界首位。2020年中國淡水養(yǎng)殖產(chǎn)量為3 088.89萬t，其中池塘養(yǎng)殖產(chǎn)量占比高達(dá)73.8%，足見淡水池塘養(yǎng)殖業(yè)在中國漁業(yè)經(jīng)濟結(jié)構(gòu)調(diào)整和漁民增收中具有非常重要的作用。然而，頻繁發(fā)生的藍(lán)藻水華給淡水池塘養(yǎng)殖業(yè)造成了巨大的危害，成為限制淡水池塘養(yǎng)殖業(yè)健康發(fā)展的主要瓶頸之一[1-2]。

然而，由于MCs含量檢測技術(shù)相對復(fù)雜，且其對養(yǎng)殖動物肝胰腺等損傷多與關(guān)鍵水質(zhì)因子劇烈變化的危害相耦合，因此，有關(guān)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(yǎng)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(yǎng)殖危害及防控技術(shù)相關(guān)研究進展，并對該領(lǐng)域的研究趨勢進行展望，以期為淡水池塘養(yǎng)殖業(yè)健康可持續(xù)發(fā)展提供借鑒。

1 MCs結(jié)構(gòu)特征

根據(jù)致毒機理，藍(lán)藻毒素主要分為肝毒性毒素和神經(jīng)性毒素，其中肝毒性毒素主要包含MCs、節(jié)球藻毒素(nodularin,NOD)和柱胞藻毒素(cylindrospermopsin,CYN)等，而神經(jīng)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(jié)構(gòu)穩(wěn)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(chǎn)毒基因型的肽合成酶復(fù)合體基因簇編碼的多酶復(fù)合體催化合成的環(huán)狀七肽化合物[16]，分子結(jié)構(gòu)為環(huán)(-D-Ala-X-D-MeAsp/D-Asp-Z-Adda-D-Glu-Mdha)(圖1)。由于MCs化學(xué)結(jié)構(gòu)中X、Z兩個可變氨基酸基團的不同組合，目前已發(fā)現(xiàn)100多種MCs同分異構(gòu)體，其中以MC-LR、MC-RR、MC-YR分布最廣、毒性最強[17]。Adda是MCs表達(dá)生物活性的必需基團，其中共軛雙鍵是MCs毒性表現(xiàn)的最重要功能團。

圖1 微囊藻毒素(MCs)的分子結(jié)構(gòu)

2 MCs的時空分布及機體積累特征

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

2.1 MCs在養(yǎng)殖池塘中的時空分布特征

以MCs為代表的藍(lán)藻毒素主要貯存于鮮活的藻細(xì)胞內(nèi)，少量分泌至水環(huán)境中，待藻細(xì)胞死亡破裂后胞內(nèi)MCs會釋放至水體中[18]。2015年6—12月，浙江湖州某淡水養(yǎng)殖池塘水體中MC-LR濃度(均為質(zhì)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(qū)凡納濱對蝦發(fā)病養(yǎng)殖池塘水體中MC-LR最高濃度達(dá)到23.15 μg/L[20]。在頻繁暴發(fā)藍(lán)藻水華的鯽養(yǎng)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(lán)藻)MCs濃度為0.64～13.98 μg/g(干質(zhì)量)，底泥中MCs濃度為1.34～5.90 μg/g(干質(zhì)量)[12]。在暴發(fā)微囊藻水華的河蟹養(yǎng)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(qū)頻頻暴發(fā)藍(lán)藻水華的凡納濱對蝦套養(yǎng)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(yǎng)殖后期水華藍(lán)藻細(xì)胞的持續(xù)衰亡破裂，對蝦養(yǎng)殖池塘中胞外MCs濃度可高達(dá)1.79～2.25 μg/L[23]。

2.2 MCs在養(yǎng)殖動物機體中的積累特征

養(yǎng)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(nèi)積累MCs[24]。MCs在養(yǎng)殖動物機體的積累特征可間接指征其對養(yǎng)殖動物的危害程度，同時又直接反映暴發(fā)藍(lán)藻水華的養(yǎng)殖池塘中水產(chǎn)品質(zhì)量安全狀態(tài)。在持續(xù)發(fā)生藍(lán)藻水華池塘中養(yǎng)成的鯽Carassiusauratus對MCs有明顯的生物積累效應(yīng)，其各組織器官對MCs 積累效應(yīng)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(zhì)量)。按照一個體質(zhì)量60 kg的成年人每天攝入300 g魚肉估算食用風(fēng)險，若食用該養(yǎng)成魚的肌肉部分，人體每日MCs攝入量為世界衛(wèi)生組織限定最大攝入量的4.3倍，存在較高的健康風(fēng)險[12,14]。養(yǎng)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(yǎng)殖動物的解毒機制有關(guān)。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(dá)到49.7、17.8、1.77 mg/g(干質(zhì)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(shù)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(lán)藻水華發(fā)生池塘中養(yǎng)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(dá)到1.194～3.615 ng/g，肝臟中MC-LR積累量最大值達(dá)到21.478 ng/g，顯著高于肌肉組織[27]。值得注意的是，養(yǎng)殖動物體內(nèi)MCs積累量受其營養(yǎng)級影響，營養(yǎng)級越高的水產(chǎn)動物機體內(nèi)MCs積累量越高，一般表現(xiàn)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(yǎng)殖動物的毒害效應(yīng)及作用機理

3.1 MCs對養(yǎng)殖動物胚胎發(fā)育的毒害效應(yīng)

MCs具有胚胎發(fā)育毒性，能干擾養(yǎng)殖動物胚胎發(fā)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(jīng)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(yīng)，主要表現(xiàn)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(yǎng)殖動物胚胎的致畸作用不僅具有劑量依賴性，還受胚胎發(fā)育階段的影響。翹嘴紅鲌胚胎發(fā)育后期對MC-LR的敏感性大于胚胎發(fā)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(fā)育時期的泥鰍胚胎經(jīng)MC-LR染毒處理后，表現(xiàn)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(xì)胞期和1-細(xì)胞期[33]。大量研究發(fā)現(xiàn)，胚胎發(fā)育期對大多數(shù)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(guān)，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(yǎng)殖動物組織器官的毒害效應(yīng)

目前，有關(guān)養(yǎng)殖池塘原位水環(huán)境中MCs對養(yǎng)殖動物組織器官毒害效應(yīng)的研究報道相對較少，以往有關(guān)研究結(jié)論多是基于實驗生態(tài)學(xué)下采取腹腔注射、灌胃、飼喂微囊藻毒素或有毒藍(lán)藻的急性或亞急性毒性試驗得到的，總體上可表現(xiàn)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(chǎn)養(yǎng)殖動物多靶器官的毒害效應(yīng)

3.2.1 對肝臟(或肝胰腺)的毒害效應(yīng) 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(xì)胞發(fā)生明顯的脂肪樣變，同時發(fā)生線粒體水腫、內(nèi)質(zhì)網(wǎng)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(xì)胞分散，48 h后就可觀察到肝細(xì)胞膜開始消失，并伴隨著細(xì)胞核濃縮和早期細(xì)胞凋亡的出現(xiàn)[36]。較低濃度的MCs即可明顯損傷蝦類肝胰腺生理結(jié)構(gòu)并降低其免疫防御能力，暴露于0.5 μg/L MC-LR水環(huán)境3周后，羅氏沼蝦肝胰腺細(xì)胞壞死且抗氧化防御系統(tǒng)功能大幅降低，導(dǎo)致其染病致死率顯著高于對照組[37]。南美白對蝦Litopenaeusvannamei經(jīng)注射MC-LR、MC-RR急性染毒16 h后，其肝小管管腔擴大、不規(guī)則，細(xì)胞出現(xiàn)空泡化，可見壞死的細(xì)胞核、殘余的組織散落在肝小管間隙，并出現(xiàn)明顯的細(xì)胞凋亡現(xiàn)象[23]。在養(yǎng)殖池塘原位水環(huán)境中，南美白對蝦發(fā)生急性肝胰腺壞死綜合征(俗稱偷死病)與MCs密切相關(guān)，發(fā)生偷死病的對蝦養(yǎng)殖池塘中溶解性MC-LR濃度高達(dá)45.0 μg/L，偷死對蝦肝胰腺游離MC-LR濃度高達(dá)55.0 μg/g(蝦體)，而未發(fā)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(jiān)測及養(yǎng)殖實踐分析發(fā)現(xiàn)，當(dāng)水體中溶解性MC-LR濃度達(dá)0.4 μg/L時,可有效誘發(fā)對蝦肝胰腺損傷壞死，繼而暴發(fā)對蝦白便綜合征。

3.2.2 對腎臟(中腎)的毒害效應(yīng) 腎臟(中腎)也是MCs作用的主要靶器官。鯉經(jīng)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(zhì)水腫[40]。采用灌胃方式給鯉飼喂相當(dāng)于400 μg/kg MC-LR的凍干銅綠微囊藻懸浮液后，1～3 h內(nèi)可觀察到腎近端小管(P1和P2)出現(xiàn)退行性病變，主要表現(xiàn)為單管上皮細(xì)胞空泡化增加，細(xì)胞固縮、凋亡，細(xì)胞裂解，上皮細(xì)胞脫落進入管狀內(nèi)腔；12 h 后所有的小管均出現(xiàn)同樣損傷，導(dǎo)致皮質(zhì)-髓質(zhì)交界處形成蛋白質(zhì)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(jié)構(gòu)已經(jīng)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(xiàn)壞疽現(xiàn)象[41]。MCs對腎臟的毒性效應(yīng)與染毒方式、染毒時間有關(guān)，并且還受養(yǎng)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(jié)構(gòu)沒有顯著變化[42]。

3.2.3 對免疫器官的毒害效應(yīng) 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(zhì)量)方式對草魚進行染毒處理，1 d后脾臟內(nèi)淋巴細(xì)胞線粒體即出現(xiàn)輕微水腫，2 d后大量淋巴細(xì)胞出現(xiàn)凋亡，表現(xiàn)為細(xì)胞變形，細(xì)胞核皺縮，染色質(zhì)凝聚、濃縮成新月形或弧形，但至21 d時僅可觀察到個別細(xì)胞有異染色質(zhì)聚集的現(xiàn)象；用MC-LR處理1 d后頭腎淋巴細(xì)胞即出現(xiàn)線粒體水腫和細(xì)胞質(zhì)水腫，2 d后線粒體和細(xì)胞質(zhì)水腫程度均加劇，大量線粒體空泡化，但到21 d時細(xì)胞均恢復(fù)正常[43]。用添加藍(lán)藻藻粉的飼料飼喂鯽30 d，頭腎中淋巴細(xì)胞質(zhì)中出現(xiàn)空泡，線粒體腫脹，染色質(zhì)凝集，溶酶體增多，細(xì)胞核發(fā)生變形；脾臟中淋巴細(xì)胞細(xì)胞核出現(xiàn)變形，線粒體腫脹，細(xì)胞質(zhì)密度降低，紅細(xì)胞膜外間隙明顯增大[44]。

3.2.4 對鰓組織的毒害效應(yīng) 鯉經(jīng)浸浴染毒后，次級鰓小片末梢出現(xiàn)杵狀樣變，表皮增厚[41]。鰱經(jīng)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(xì)胞固縮壞死，并與血管區(qū)分離[45]。MC-LR 不僅可導(dǎo)致草魚鰓絲上皮細(xì)胞、柱細(xì)胞和氯細(xì)胞死亡，血管中無紅細(xì)胞，還可引起心臟中心肌細(xì)胞間腔隙增大[42]。

3.3 MCs毒害養(yǎng)殖動物的作用機理

藍(lán)藻毒素吸收與積累主要是通過肝腸循環(huán)的膽汁酸轉(zhuǎn)運蛋白轉(zhuǎn)運和肝/腸細(xì)胞膜上有機陰離子轉(zhuǎn)運蛋白(organic anion transporting polypeptides,OATPs)直接攝取兩種方式完成的[46-47]，因此，藍(lán)藻毒素在機體內(nèi)積累及其毒性具有非常明顯的器官特異性，即藍(lán)藻毒素對肝胰腺及腸道損傷最為顯著，藍(lán)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(xiàn)的[47]。MCs可以通過與絲氨酸/蘇氨酸亞基共價結(jié)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(yīng)增加蛋白激酶的活性，導(dǎo)致肝臟和腸道細(xì)胞內(nèi)多種蛋白質(zhì)高度磷酸化及肝腸細(xì)胞過磷酸化，進而通過線粒體通路與內(nèi)質(zhì)網(wǎng)通路誘導(dǎo)肝臟和腸道細(xì)胞凋零[48-49]。線粒體通路是MCs誘導(dǎo)肝臟和腸道細(xì)胞凋零的最重要通路，MCs引起的DNA損傷、細(xì)胞骨架損傷、細(xì)胞周期阻滯、細(xì)胞凋零和死亡均與其抑制PP1和PP2A活性，增加細(xì)胞蛋白磷酸化水平相關(guān)[48]。如MC-LR通過抑制PP2A激活P53，引起B(yǎng)cl-2蛋白家族中凋零/抗凋零成員Bax/Bcl-2比例失衡，導(dǎo)致線粒體通透性孔道打開，釋放凋零蛋白-細(xì)胞色素C到細(xì)胞質(zhì)中，觸發(fā)半胱天冬酶級聯(lián)的激活，最終導(dǎo)致細(xì)胞凋零[48]。內(nèi)質(zhì)網(wǎng)通路是MCs誘導(dǎo)肝臟和腸道細(xì)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(nèi)質(zhì)網(wǎng)腔中積累可導(dǎo)致內(nèi)質(zhì)網(wǎng)應(yīng)激[50]，長時間或嚴(yán)重的內(nèi)質(zhì)網(wǎng)應(yīng)激可導(dǎo)致未折疊蛋白反應(yīng)和細(xì)胞凋零[49]，這個過程由C/EBP同源蛋白(CHOP)的轉(zhuǎn)錄誘導(dǎo)[51]和/或caspase-12-dependent通路介導(dǎo)[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(fā)生變化，進而引起肝臟和腸道細(xì)胞氧化應(yīng)激而產(chǎn)生活性氧(ROS)，導(dǎo)致脂質(zhì)過氧化，最終造成細(xì)胞凋零[48,53-55]。動物細(xì)胞中MCs攝取、毒性機制及生物轉(zhuǎn)化和排泄路徑見圖2。

P-gp為P-糖蛋白；Bcl-2、Bax、Bid為與細(xì)胞凋亡有關(guān)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(diào)蛋白激酶II；OATP為有機陰離子轉(zhuǎn)運多肽。

4 養(yǎng)殖池塘中MCs防控技術(shù)

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

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

表2 淡水養(yǎng)殖池塘MCs科學(xué)防控技術(shù)

4.1 MCs危害的生態(tài)防控技術(shù)

4.1.1 生態(tài)養(yǎng)殖控藻 依托水生生物食性及生態(tài)位的不同構(gòu)建生態(tài)養(yǎng)殖模式，可以較為有效地從源頭防控藍(lán)藻毒素危害。依托雜食性鯽和濾食性淡水螺類構(gòu)建起來的中華鱉生態(tài)養(yǎng)殖模式相比于中華鱉普通養(yǎng)殖模式，極顯著地提高了養(yǎng)殖池塘浮游植物多樣性(P<0.01)，且藍(lán)藻數(shù)量占比下降了24.59%，最終中華鱉養(yǎng)殖單產(chǎn)提高2.61%[60]。利用不同生態(tài)位的水生生物間協(xié)同作用，構(gòu)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(yǎng)殖池塘循環(huán)水多級生物凈化系統(tǒng)，經(jīng)過系統(tǒng)凈化后養(yǎng)殖池塘藍(lán)藻生物量減少率達(dá)51%以上，從根源上降低了藍(lán)藻毒素危害性[61]。在三角帆蚌養(yǎng)殖池塘適當(dāng)混養(yǎng)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(yǎng)殖產(chǎn)量[62]。在羅氏沼蝦養(yǎng)殖后期放養(yǎng)白鰱，各白鰱放養(yǎng)試驗池塘藍(lán)藻比例下降均顯著高于對照組(P<0.05)，放養(yǎng)密度為2 000尾/667 m2試驗池塘藍(lán)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(lán)藻生長 微藻的定向培育是實現(xiàn)人工科學(xué)構(gòu)建池塘良性微藻群落的主要技術(shù)手段，是根據(jù)養(yǎng)殖環(huán)境水質(zhì)調(diào)控和對生物餌料的需要，在池塘或水泥池中培育經(jīng)選育有益微藻而獲得特定微藻群落和藻相的技術(shù)[64]。定期向養(yǎng)殖池塘添加硅藻藻種可以顯著降低草魚養(yǎng)殖池塘中藍(lán)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(jié)構(gòu)，從源頭上降低了藍(lán)藻毒素對草魚池塘養(yǎng)殖的危害[65]。在克氏原螯蝦和河蟹混養(yǎng)池塘定向培育底棲餌料微藻，相比于施用雞糞與豬糞的養(yǎng)殖池塘，定向培育底棲餌料微藻可極顯著降低養(yǎng)殖池塘中藍(lán)藻生物量(P<0.01)，且藍(lán)藻生物量占比降低4.9%[66]。在魚類養(yǎng)殖池塘內(nèi)定向培育小球藻可以高效地控制有害藍(lán)藻水華的發(fā)生，并保持池塘水質(zhì)穩(wěn)定良好[67]。

4.2 MCs降解技術(shù)的研發(fā)

水環(huán)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(nèi)精準(zhǔn)模擬試驗[68,71-72]和長期原位跟蹤分析[68]研究發(fā)現(xiàn)，微生物降解是自然環(huán)境中MCs最主要的消減策略，對有效降低MCs生態(tài)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(fā)MCs微生物降解技術(shù)的兩方面重點工作，并取得一定成果。然而，目前現(xiàn)有MCs微生物降解技術(shù)在淡水養(yǎng)殖池塘實際應(yīng)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(tǒng)對溶解性MC-LR的去除速率，將濕地系統(tǒng)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(nèi)均可將初始濃度高達(dá)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(jīng)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(huán)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(yǎng)基中，5 d后MC-LR降解率達(dá)到77.3%～92.9%。采用內(nèi)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(dá)60.16%[80]，采用以聚酯樹脂為介質(zhì)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(fā)現(xiàn)的多數(shù)好氧降解菌酶催化降解MCs所需的第一個關(guān)鍵酶，是由336個殘基組成的肽鏈內(nèi)切酶[82]。MlrA負(fù)責(zé)水解打開MC-LR連接Adda與Arg間酞胺鍵，使環(huán)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(dá)mlrA基因后獲得純度超過90%降解酶MlrA，該酶表現(xiàn)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(shù)被認(rèn)為是非常具有開發(fā)應(yīng)用前景的MCs危害防控技術(shù)。

4.3 采用營養(yǎng)調(diào)控/藥物治療提高養(yǎng)殖動物對MCs毒害作用的抵抗力

4.3.1 營養(yǎng)調(diào)控技術(shù) 通過向飼料中添加抗氧化劑等營養(yǎng)調(diào)控方式來間接降低MCs危害性研究較多?；贛Cs通過消耗GSH引起脂質(zhì)過氧化的致毒機理，在飼料中添加GSH或配伍GSH復(fù)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(yǎng)殖動物的抗氧化能力或降低MCs對養(yǎng)殖動物肝臟組織的損傷。

4.3.2 藥物治療技術(shù) 除采用營養(yǎng)調(diào)控技術(shù)來間接降低MCs對養(yǎng)殖動物危害性外，目前研究人員還依托中草藥相關(guān)制劑，已初步開發(fā)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(xì)胞的藥理作用，配伍GSH制備出養(yǎng)殖魚類內(nèi)服用MCs解毒劑，可有效清除魚體內(nèi)ROS，誘導(dǎo)谷胱甘肽巰基轉(zhuǎn)移酶(glutathione-S-transferases,GST)基因表達(dá)量顯著上調(diào)(P<0.05)，進而有效治療對魚類MCs中毒引發(fā)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(xì)胞表現(xiàn)出增強細(xì)胞骨架和在MCs暴露早期抑制ROS大量產(chǎn)生的作用，但同時也會引起MCs誘導(dǎo)的草魚肝臟細(xì)胞氧化應(yīng)激升高并降低草魚肝臟細(xì)胞GST系統(tǒng)解毒功能(研究結(jié)果待發(fā)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(zhì)可誘導(dǎo)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(yǎng)殖池塘MCs危害科學(xué)防控中存在的問題

當(dāng)前，以MCs為主的藍(lán)藻毒素已成為制約淡水養(yǎng)殖業(yè)健康發(fā)展的重要因素之一。雖然目前關(guān)于淡水養(yǎng)殖池塘MCs危害防控已經(jīng)取得一定的進展，但還存在以下幾方面的問題：1)養(yǎng)殖池塘MCs時空分布特征、自然降解規(guī)律及最終環(huán)境歸趨特征的相關(guān)研究還不夠深入，直接影響?zhàn)B殖池塘MCs科學(xué)防控;2)有關(guān)MCs微生物降解機制的研究還不完善，直接影響?zhàn)B殖池塘MCs高效防控；3)養(yǎng)殖池塘中與MCs產(chǎn)生關(guān)聯(lián)的水環(huán)境因子耦合關(guān)聯(lián)因素還未完全明確，直接影響MCs防控體系的建立；4)養(yǎng)殖池塘中MCs危害的應(yīng)急防控措施建立不夠；5)從源頭上降低水華藍(lán)藻細(xì)胞數(shù)目的技術(shù)還不夠完善，即養(yǎng)殖池塘科學(xué)的生態(tài)立體化養(yǎng)殖技術(shù)還需優(yōu)化；6)采用營養(yǎng)調(diào)控/藥物治療技術(shù)直接拮抗MCs對養(yǎng)殖動物毒害作用研究不夠。

5.2 未來研究應(yīng)用展望

結(jié)合中國現(xiàn)階段對于淡水養(yǎng)殖業(yè)生態(tài)綠色高質(zhì)量發(fā)展的要求及現(xiàn)有淡水池塘養(yǎng)殖尾水處理主要模式，建議從以下方面加強對淡水養(yǎng)殖池塘中MCs危害及防控技術(shù)領(lǐng)域的研究應(yīng)用，以期突破藍(lán)藻水華對淡水養(yǎng)殖業(yè)的危害制約。

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

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

3)加強典型淡水養(yǎng)殖池塘中MCs時空分布及環(huán)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(xué)參考。

4)加強MCs對淡水池塘養(yǎng)殖危害的應(yīng)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(yǎng)殖中的研發(fā)應(yīng)用，為應(yīng)急防控做好技術(shù)儲備。

5)加強針對養(yǎng)殖動物MCs毒害作用的營養(yǎng)調(diào)控/藥物治療技術(shù)研發(fā)應(yīng)用，尤其是要結(jié)合MCs毒害作用的分子機制開發(fā)靶向藥物，從根本上提高養(yǎng)殖動物對MCs毒害作用的抵抗力。

致謝：天津農(nóng)學(xué)院水產(chǎn)學(xué)院戴偉副教授對本文提出了修改意見。