تاريخ الاستلام: 7 مارس 2023 / تاريخ القبول: 27 نوفمبر 2023 / تاريخ النشر على الإنترنت: 9 يناير 2024
© المؤلفون 2024

بالإضافة إلى التدهور الجمالي الذي تخلقه، فإنها قادرة أيضًا على إفراز السموم، مما يقدم عواقب بيئية وطبية خطيرة. في هذه الورقة، قدمنا تحديثًا حول العوامل التي تؤثر على cHABs، وطرق التعرض للسموم الزرقاء، وآثار الصحة العامة البيئية، خاصة التأثيرات على الأسماك، والحيوانات الأليفة، والماشية. ناقشنا التأثيرات الاجتماعية والاقتصادية، وتقييم المخاطر، ومشاكل الإدارة المتعلقة بـ cHABs، وبعد ذلك، قمنا بتقييم الأساليب الإدارية الحالية بما في ذلك الوقاية، والسيطرة، والتخفيف من انتشار الطحالب الزرقاء. في ضوء ذلك، نقترح أن يتم توجيه المزيد من الأبحاث المكثفة نحو توحيد الإجراءات لتحليل السموم الزرقاء. أيضًا، فإن توفير مواد مرجعية موحدة لتحديد كمية السموم الزرقاء أمر حيوي للرصد الروتيني وكذلك تطوير أجهزة استشعار قوية قادرة على تحديد وقياس خلايا الطحالب الضارة والسموم في المسطحات المائية لمنع التأثيرات السلبية لـ cHABs. أيضًا، هناك حاجة لمزيد من التحقيقات في النهج الطبيعي والصديق للبيئة لإدارة الطحالب الزرقاء والنشر الضروري والمناسب للذكاء الاصطناعي. أخيرًا، نرغب في إعادة توجيه تركيز السلطات الصحية العامة نحو حماية مصادر إمدادات مياه الشرب، ومنتجات الزراعة، ومصادر الغذاء من تلوث السموم الزرقاء، وكذلك تنفيذ إجراءات الرصد والعلاج المناسبة لحماية المواطنين من هذا التهديد الصحي المحتمل.

الكلمات الرئيسية: ازدهار الطحالب الطحالب الزرقاء تلوث مائي السموم الزرقاء

تعتبر الطحالب الدقيقة منتجين أساسيين حيويين، حيث أنها ضرورية لتدفق الطاقة، والتوازن البيئي، وثبات النيتروجين، ودورة المواد، وتدهور التلوث. كما أنها متورطة في تراكم الملوثات أو الملوثات التي تؤدي مباشرة إلى تدهور النظام البيئي (لو وآخرون، 2021). على الرغم من أن معظم الطحالب مفيدة، إلا أن الطحالب الدقيقة تشكل أحيانًا ازدهارات الطحالب (ABs) خاصة في المسطحات المائية (سواء كانت مالحة أو عذبة) عندما تتكثف أو عندما ترتفع أعداد الطحالب بكثافة بسرعة تحت ظروف نمو ملائمة (USEPA 2017). تعتبر ازدهارات الطحالب منظرًا غير سار؛ ومع ذلك، ليست جميعها ضارة بالبشر. يمكن أن تسبب ازدهارات الطحالب نقص الأكسجين، وتكوين كتلة حيوية عالية، أو إنتاج طعم ورائحة مما يؤدي إلى خسائر اقتصادية نتيجة الحاجة إلى معالجة المياه. بعض الأنواع القادرة على إفراز سموم ضارة تُصنف على أنها ازدهارات الطحالب الضارة (HABs) (USEPA 2017). تحدث ازدهارات الطحالب الضارة عندما تنمو الطحالب المنتجة للسموم بشكل مفرط في جسم مائي، مما يسبب ضررًا، إما بسبب السموم أو الكتلة الحيوية المتراكمة التي تؤثر على الكائنات المتعايشة في البيئة، مما يغير ديناميات شبكة الغذاء (أندرسون، 2009). يمكن تمييز ازدهارات الطحالب الضارة من خلال ثلاث ظواهر مميزة تشمل تسمم الحياة المائية العذبة والبحرية، نقص الأكسجين (بسبب الكتلة الحيوية العالية)، وتراكم السموم في سلسلة الغذاء (مارامبوتي وآخرون، 2021). تعتبر ازدهارات الطحالب الضارة كائنات صغيرة تشبه النباتات (تحديدًا من الطحالب الزرقاء الخضراء)، التي تعطي المسطحات المائية لونها الأزرق الأخضر المميز. تشمل الأجناس الشائعة من الطحالب الزرقاء التي تشكل الازدهارات: دوليشوسبرموم، ميكروسيستيس، أبانزومينون، تريخوديسميوم، نودولاريا، سيليندروسبرموبسيس، وبلانكتوثريكس (هويزمان وآخرون، 2018). على مستوى العالم، تم الإبلاغ عن تلوث المياه الناتج عن ازدهارات الطحالب الزرقاء في البحيرات، والخلجان، والمحيطات، والأنهار، والجداول، وخزانات المياه، والآبار (ماسي وآخرون، 2020).

نظرًا لتهديد ازدهارات الطحالب الزرقاء الضارة (cHABs) للبشر والحيوانات، تم إجراء العديد من الدراسات حول هذه الكائنات في البيئات المائية العذبة في أمريكا الشمالية، وآسيا، وأوقيانوسيا، وأفريقيا، وأوروبا (هوانغ وزينغ، 2017)
وأشارت الدراسات إلى زيادة عالمية في الطحالب الزرقاء في النظام البيئي المائي. على سبيل المثال، في عام 2017، توقعت دراسة آثار تغير المناخ على تركيز الطحالب الزرقاء في خزانات المياه الكبيرة في الولايات المتحدة باستخدام إطار نمذجة إحصائية (تشابرا وآخرون، 2017). استخدم الإطار توقعات تغير المناخ من خمسة نماذج حسابية عالمية، ونمو الطحالب الزرقاء، وسيناريوهين لانبعاثات غازات الدفيئة مقترنة بنموذج جودة المياه/الشبكة الهيدرولوجية للولايات المتحدة المتجاورة. توقع النموذج زيادة محتملة في عام 2017 في متوسط عدد أيام cHABs الضارة من 7 أيام في السنة لكل جسم مائي إلى 16-23 يومًا في عام 2050 و18-39 يومًا في عام 2090 بسبب زيادة مستويات المغذيات وكذلك ارتفاع درجة حرارة المياه في البيئة المائية (تشابرا وآخرون، 2017). يمتد انتشار ازدهارات الطحالب الزرقاء في بحيرة تايهو حاليًا عبر تقريبًا من سطحها بالكامل، وقد صاحب هذا الانتشار تحديات بيئية واقتصادية واجتماعية خطيرة مع آثار سلبية طويلة الأمد على جودة المياه، والأنشطة الاقتصادية، ومصائد الأسماك، والجماليات، والسياحة، وغيرها من الأنشطة الاقتصادية. علاوة على ذلك، أظهر تحليل تم إجراؤه على بيانات الأقمار الصناعية من البحيرة أن تركيزات المغذيات العالية ودرجات الحرارة العالية تعزز نمو الطحالب الزرقاء في الربيع، بينما تفضل درجات الحرارة الجوية المنخفضة وسرعات الرياح المنخفضة تكوين الازدهارات السطحية (غو وآخرون 2007؛ شي وآخرون، 2017). سجل فييرا وآخرون 2022 أنواع الطحالب الزرقاء في 252 من 988 خزان مياه إسباني موجود وازدهارات في 91 من الخزانات الأكثر مخصصة لإمدادات المياه، مما أظهر الزيادة الواسعة في الطحالب الزرقاء الضارة المحتملة في الآونة الأخيرة. تم الحصول على البيانات من مواقع مختلفة لمنظمات حوض إسبانيا، وتقارير فنية، وأوراق علمية من 1981 إلى 2017.

تؤثر ازدهارات الطحالب الضارة، وخاصة cHABs، على تدفق الطاقة في شبكات الغذاء في البيئات المائية، مما يؤدي إلى فقدان التنوع البيولوجي وتهديد استدامة النظام البيئي المائي (بايرل وأوتن، 2013). في البشر، تشمل آثار cHABs وغيرها من HABs المرض والموت من خلال التعرض المباشر لسمومها، أو التعرض غير المباشر للكائنات التي تتراكم السموم أو التعرض للسموم المتطايرة (كارمايكل وبوير، 2016). ترتبط سموم HAB بعدة متلازمات مثل تسمم المحار الشللي (PSP)، وتسمم الأسماك السيغواتيرية (CFP)، وتسمم المحار الإسهالي
(DSP) ، التسمم بالصدفيات السامة العصبية (NSP) ، والتسمم بالصدفيات المسببة للنسيان (ASP) (غولامي وآخرون ، 2019). تشمل المتلازمات الأخرى المرتبطة بالازدهار الطحلبي الضار التسمم بالباليتوكسين ، التسمم بالأزاسبيراسيد (AZP) والتسمم بالتيتروتوكسين (تسيكوتي وجينيتساريس ، 2021) ، البريفوتوكسينات (BTX) ، حمض الأوكادويك (OA) ، حمض الدومويك (DA) ، والعديد من السموم الأخرى (دوران-فينيت وآخرون ، 2021). يتم نقل هذه السموم إلى البشر من خلال استهلاك الكائنات الحية التي نجت والتي تراكمت فيها هذه السموم من خلال التقدم الغذائي المتسلسل في شبكة الغذاء (مارامبوتي وآخرون ، 2021). وفقًا للبيانات التي تم جمعها من قاعدة بيانات أحداث الطحالب الضارة (HAEDAT) من 1987 إلى 2022 ، حدثت حوالي 82 حالة وفاة بشرية ، و4045 حالة تسمم في المأكولات البحرية و181 تقريرًا عن تغير لون المياه بسبب الازدهارات الطحلبية الضارة.http://haedat.iode.org/). كان مثالاً على تحدي ازدهار السيانوبكتيريا هو أزمة مياه ووشي في مايو 2007، التي أثرت على حوالي 2 مليون نسمة لم يكن لديهم وصول إلى مياه الشرب لأكثر من أسبوع بسبب ازدهار سموم ميكروسيستيس spp. الضخمة (تشين وآخرون، 2010).

من المثير للاهتمام أن الزهور الطحلبية الضارة، وخاصة الزهور الطحلبية الضارة المعقدة، تحدث بمعدلات نمو مذهلة وترسبات في بيئات غير تقليدية بسبب الاحتباس الحراري والتخصيب (Huisman et al., 2018)، والأفعال البشرية، والمتغيرات الهيدرولوجية، واستراتيجيات التكيف الإيكولوجي الفسيولوجي. إن تراكم الكتلة الحيوية للسيانوبكتيريا يؤثر على العديد من خدمات النظام البيئي ويؤدي إلى خسائر اقتصادية كبيرة مرتبطة بمعالجة المياه، والخدمات الترفيهية، وتربية الأحياء المائية للاكتفاء الذاتي والتجارة (Le Moal et al., 2019). تُعتبر الزهور الطحلبية الضارة للسيانوبكتيريا تهديدات بيئية معروفة تؤدي إلى تدهور جودة مختلف المسطحات المائية من خلال زيادة عكارة المياه، واستنفاد الأكسجين المذاب، وإنتاج مجموعة متنوعة من المستقلبات الثانوية السامة (Wang et al., 2021a). في النظام البيئي للمياه العذبة، تشمل الأجناس الملحوظة المسببة للزهور الطحلبية الضارة المعقدة الأنواع القادرة على تثبيت النيتروجين. -إصلاح)، مثل Cylindrospermopsis وNodularia وAnabaena، وغير- -إصلاح الأنواع، مثل Microcystis وOscillatoria وPlanktothrix (Wang et al.، 2021a). توفر النيتروجين ( ) هو منظم معروف لهيكل مجتمع cHABs (Lu et al., 2019)، ويعتقد عمومًا أن ظروف نقص النيتروجين تفضل نمو -تثبيت السيانوبكتيريا، بينما عندما الإمداد وفير، غير- -إصلاح السيانوبكتيريا سيتفوق على النمو البطيء -إصلاح أنواع السيانوبكتيريا
(بيرل وأوتن 2016). ومع ذلك، يتم بدء عدة cHABs بـ -المصلحين عندما مليء؛ وبعد ذلك، يتكيف هيكل المجتمع مع غير- -إصلاح الأنواع تحت ضغط منخفض التركيزات (الشكل 1). وقد تم التعرف على الوضع العكسي لنقلها إما بشكل مباشر أو غير مباشر من -المُصلِحين إلى غير- – تثبيت السيانوبكتيريا (Lu et al., 2019). بشكل عام، تكشف الصفات المختلفة المشتركة بين أجناس السيانوبكتيريا أن هذه الكائنات هي مجموعة غير متجانسة تتفاعل بشكل مختلف مع الظروف البيئية المختلفة والمنظمات غير الحية. يتم توجيه دورات حدوث الكتلات الضارة من السيانوبكتيريا بشكل جوهري بواسطة تغيير ملحوظ في الظروف البيئية الموسمية (الشكل 1)، مصحوبة بتغيرات في تجمعات العوالق الحيوانية والعوالق النباتية (Zhao et al., 2021). تُعزى التغيرات في ديناميات تجمعات العوالق إلى ما يلي:
(ط) إنتاج المستقلبات السامة، بالإضافة إلى الاستبعاد التنافسي بين السيانوبكتيريا، مجتمع الازدهار الذي يقمع تكاثر الفيتوبلانكتون (شيوه وآخرون، 2018)
(ii) التغذية الانتقائية أو البديلة للزوبلانكتون على الفيتوبلانكتون والسايانو باكتيريا، مما يعزز إما تكوين أو قمع ازدهار السايانو باكتيريا (Zhao et al., 2021).

تنتج الطحالب الزرقاء الضارة في كثافات خلوية مرتفعة للغاية؛ ومع ذلك، فإن إنتاج السموم ليس دائمًا متناسبًا مع كثافة الخلايا. علاوة على ذلك، فإن بعض سكان الطحالب الضارة تفرز سمومًا قوية عند كثافات خلوية منخفضة تؤثر على صحة الإنسان عند استهلاك المأكولات البحرية الملوثة مثل المحار (Xie et al., 2021). لقد اكتشف العديد من الباحثين حتى الآن تركيزات متفاوتة من سموم الطحالب الزرقاء في الأسماك (Greer et al., 2017؛ Skafi et al., 2021)، والمياه البيئية (Keliri et al., 2021؛ Ogungbile et al., 2021؛ Serrà et al., 2021؛ Vogiazi et al., 2021)، وفي التربة (Chatziefthimiou et al., 2021؛ Maity et al., 2021؛ Zhang et al., 2021)؛ ومع ذلك، قد لا تكون النقاط الساخنة للتعرض البشري لسموم الطحالب الزرقاء قد تم توضيحها بشكل مرضٍ. لقد تم توثيق تأثير الطحالب الضارة على البشر والحيوانات والعديد من استراتيجيات السيطرة المقترحة بشكل جيد؛ ومع ذلك، لا توجد حتى الآن تدخلات مثبتة وقابلة للتطبيق وميسورة التكلفة ومقبولة على نطاق واسع تم اعتمادها كأفضل ممارسة عالمية للتصدي لهذه المشكلة، مما يستدعي المزيد من البحث في هذا الاتجاه. لفهم الحالة الحالية لتأثيرات

سموم السيانوبكتيريا، من الضروري تجميع ومقارنة وتحليل الاكتشافات البحثية الحالية، وتحديد الحالة الحالية للمعرفة، وتوصيف تأثير سموم السيانوبكتيريا على البشر والحيوانات. قمنا بمراجعة طرق التعرض، والآثار الاجتماعية والاقتصادية والصحية العامة، وقيمنا مخاطر ازدهار الطحالب الضارة على البشر والحيوانات لزيادة الوعي العام بالآثار المحتملة للطحالب الضارة. تقدم هذه المراجعة الحالة الحالية للمعرفة حول أبحاث تلوث السيانوبكتيريا والسموم السيانوبكتيرية مع التركيز على التطورات الحالية، والفجوات المعرفية، والاقتراحات لدعم الأبحاث المستقبلية.

الحدوث المفرط للطحالب السامة، على مستوى العالم، يهدد سلامة إمدادات المياه العذبة في المناطق الريفية والحضرية، وجودة المياه، والأنظمة البيئية المائية. كما يهدد الجدوى المالية للعقارات والاستدامة البيئية للعديد من النظم البيئية للمياه العذبة. تتطلب السيانوبكتيريا، مثل الكائنات الحية الأخرى، عوامل معينة لتحقيق كتلتها الحيوية المثلى.
النمو والصيانة. غالبًا ما تحدد تنظيم هذه العوامل ديناميات سكانها وبالتالي تشكيل الكائنات الحية الضارة المتكررة (cHABs) في أي مصفوفة بيئية معينة. علاوة على ذلك، يمكن أن تؤثر هذه العوامل على حالات الكائنات الحية الضارة المتقطعة والعفوية، سواء بشكل فردي أو بشكل متداخل. ومن ثم، يمكن تصنيف المحركات الرئيسية لتشكيل الكائنات الحية الضارة المتكررة (cHABs) وغيرها من الكائنات الحية الضارة إلى ما يلي:

يمتلك جسم الماء الصحي والمتوازن حدوده فيما يتعلق بتركيزات المعادن والمواد الغذائية؛ مما يضمن التوزيع السليم للطاقة في المصفوفة والحفاظ على التوازن البيئي. ومع ذلك، في بعض الحالات، يمكن أن يتعطل هذا التوازن بسبب تدفق بعض المركبات والمواد الغذائية فوق نظيراتها، مما يخلق مجتمعًا غير متوازن باستمرار. في هذا الصدد، يمكن تعريف الإثراء الغذائي بأنه إثراء المسطحات المائية بالمواد الغذائية والمعادن، وخاصة الفوسفور (P) و/أو النيتروجين (N)، عادةً ما يتجاوز عتباتها. وهذا يؤدي بدوره إلى زيادة في نمو الأشكال العليا من النباتات والطحالب لإنتاج
ظروف المياه غير المرغوب فيها، جودة المياه، وتوازن الكائنات الحية في الماء لتشكيل الطحالب (نامساراييف وآخرون، 2020). عادةً ما تزداد التغذية الزائدة والتلوث بسبب هطول الأمطار نتيجة لنقل الملوثات والجريان الغني بالمغذيات عبر البيئات المائية العذبة إلى الاستمرارية البحرية. وقد تم الإبلاغ عنها كسبب رئيسي لزيادة حدوث الطحالب الضارة السامة (cHABs) وهي من العوامل الرئيسية التي تدفع لتشكيل ازدهار الطحالب الزرقاء (تشيريكو وآخرون، 2020). تشمل المسارات الرئيسية للمغذيات التي تؤدي إلى التغذية الزائدة تآكل التربة، تصريف مياه الصرف الصحي، تسرب أو فيضان المجاري المنزلية، تخصيب الأراضي الزراعية، وتصريف الأراضي الزراعية (الشكل 2) (لي وآخرون، 2019). تؤدي التغذية الزائدة إلى نمو الطحالب الزرقاء التي تشكل بعد ذلك ازدهار الطحالب وتصبح واحدة من التحديات الرئيسية.
مرتبط بجودة المياه في المناطق ذات الكثافة السكانية العالية. كشفت أصباغ السيانوبكتيريا في نوى الرواسب من مسح لأكثر من 100 بحيرة في أمريكا الشمالية وأوروبا عن زيادة تقارب من وفرة السيانوبكتيريا مقارنةً بالفيتوبلانكتون الآخر منذ الثورة الصناعية وقد تسارعت منذ عام 1945 ومن المحتمل أن تستمر في العقود القادمة (Taranu et al., 2015).

في الولايات المتحدة، تم تقدير خسارة اقتصادية سنوية تتراوح بين 2.2-4.6 مليار دولار بسبب الإثراء الغذائي (Namsaraev et al., 2020). مع الزيادة المستمرة في عدد السكان في العالم والضغط البشري على المسطحات المائية، من المتوقع حدوث مزيد من تدهور جودة المياه. علاوة على ذلك، بسبب زيادة فضلات الماشية، وزيادة حدوث التآكل، والاستخدام المنتظم للأسمدة لأغراض الزراعة

لأغراض التدفق ودخول مياه الصرف الصحي الملوثة، من المتوقع أن يرتفع الإثراء الغذائي/تدهور جودة المياه بمعدل يتراوح بين 1.37-3.1 مرة (Beaulieu et al., 2019)؛ ومن ثم، قد تزداد تحديات الإثراء الغذائي في أجزاء كبيرة من المسطحات المائية الداخلية والساحلية على مستوى العالم.

لقد تم الإبلاغ عن أن الحياة اليومية المركزية حول الإنسان تساهم بأكثر من من الإثراء الغذائي، و cHABs وأحداث HABs الأخرى في النظم المائية البحرية والعذبة وغيرها من الأنظمة الهيدرولوجية المترابطة (Zhou et al., 2020). ومن الجدير بالذكر أن الأنشطة البشرية التي تحفز HABs و cHABs تشمل بناء السدود، وتحويل الأنهار، وإزالة الغابات. بالإضافة إلى ذلك، فإن تطوير الخزانات، والأراضي، وحوض المياه، فضلاً عن إدخال N و P في المسطحات المائية من مصادر غير نقطية ونقطية (Huang et al., 2012). تساهم المدخلات البشرية من N، والضغط الجزئي لثاني أكسيد الكربون (pCO2) وانبعاثات P من كل من المصادر غير النقطية والنقطية بشكل كبير في تطوير HABs، وخاصة cHABs التي تغير جودة المياه. لقد شجعت المدخلات البشرية من N و P من المصادر النقطية (مياه الصرف الصحي، والتعدين، والمخلفات الصناعية) والمصادر غير النقطية (جريان الزراعة، والأسمدة غير العضوية، ومياه العواصف) بشكل كبير على انتشار HAB في الاستمرارية المائية العذبة (Paerl et al., 2015). التأثير معروف بأنه يعزز cHABs. ومع ذلك، لا يُعرف الكثير عن الآليات في الموقع مقارنةً بتأثيرات درجة الحرارة (Ji et al., 2020؛ Verspagen et al., 2014).

لقد وضعت معدلات التصنيع والتحضر المتزايدة أعباء كبيرة على إعادة توجيه بعض الأنهار، وموارد الغابات، وأحواض المياه، وإزالة الأراضي الرطبة، وتطوير الأراضي. وقد زاد ذلك من تفاقم الإثراء الغذائي وديناميات HAB على المستوى الإقليمي (Mccarthy et al., 2018). على المستوى العالمي، يؤدي إطلاق المغذيات من المستوطنات الزراعية والحضرية والصناعية إلى الأنهار والخزانات والبحيرات والمياه الساحلية إلى زيادة حدوث cHABs وHABs الأخرى. في البلدان النامية، وخاصة تلك التي تفتقر إلى بنية تحتية مناسبة للمياه والصرف الصحي أو أنظمة التوزيع، تعتبر المسطحات المائية الراكدة أو الراكدة موائل شائعة لـ cHAB. وذلك لأنها تُستخدم بشكل مفرط لأغراض متعددة، خاصة الترفيه والصرف الصحي، مثل الغسيل والاستحمام. علاوة على ذلك، تعتبر الأحواض القريبة
أرضًا مثالية للتبرز في العراء. نظرًا لأن المنظفات وبراز الإنسان غنيان بـ N و P، فإن المسطحات المائية المجاورة قد تكون لديها احتمالية عالية لتدفق المغذيات والتحميل الزائد خلال الفيضانات المفاجئة. تشمل الملوثات الأخرى التي تلوث المسطحات المائية عبر التفريغ العرضي وتخريب الأنابيب بسبب الأنشطة البشرية التي تشجع بشكل كبير على عمليات الازدهار العرضي منتجات البترول مثل الكيروسين، وزيت التشحيم المستعمل، والوقود الممتاز، والديزل، والبنزين، وزيت الغاز للسيارات، والمعادن الثقيلة (Nwankwegu et al., 2019). وقد تم الإبلاغ عن أن الأنشطة البشرية تغير هياكل المجتمع العائم، وأنماط الهجرة، وتوزيع الأنواع التي تؤدي إلى تغييرات في الجغرافيا الحيوية وديناميات HAB، وخاصة cHABs (Müller et al., 2020).

على مستوى العالم، من المتوقع أن تزداد الأحداث الجوية المتطرفة بسبب تغير المناخ العالمي مما يؤدي إلى تقلبات هيدروديناميكية قصيرة الأجل وتؤثر هذه التقلبات على ازدهار السيانوبكتيريا (Wu et al., 2013). يؤثر مدى القوى الهيدرولوجية المطبقة على المياه الساحلية والمسطحات المائية العذبة على الفيتوبلانكتون وcHABs وHABs وديناميات المغذيات وسلامة المياه وتراكم الخلايا (Wang et al., 2017). قد تتأثر البيئات المائية بشكل محتمل بكل من الخلط العمودي والأفقي فيما يتعلق بالإجراءات النهرية والرسوبية. يعتبر التدفق والخلط حدثين هيدروديناميكيين ينظمان نمو cHABs وHABs الأخرى التي تؤثر مباشرة على زمن إقامة المياه ودرجة الحرارة (Mao et al., 2015). تؤثر هذه التغييرات في الخلط العمودي لطبقات المياه المدفوعة بواسطة تيارات الكثافة الطبقية على تشكيل ازدهار الطحالب (Li et al., 2020). تزيد التعديلات الهيدرولوجية مثل تحويل المياه وسدود الأنهار من عواقب تحميل المغذيات العالية من المنبع. وبالمثل، فإن ممارسة حجب الأنهار واحتجازها تحدث تغييرات فيزيائية كبيرة على استمرارية النهر. وهذا بدوره يطلق كميات كبيرة من الميثان، ويعطل الدورة الهيدرولوجية للسهول الفيضية، ويجزئ المواطن، والإثراء الغذائي، وتشكيل HABs (Xu et al., 2020). بشكل عام، تعتبر الظروف الهيدروديناميكية، والأرصاد الجوية، والمغذيات من بين العوامل الرئيسية التي تساهم في تشكيل ازدهار الطحالب. نظرًا لأن الظروف الجوية لا يمكن التحكم فيها، يجب أن يتم تحديد السيطرة على الازدهار بشكل أساسي بواسطة
الظروف الهيدروديناميكية وأحمال التلوث (Mao et al., 2015). وبالمثل، حيث أن معظم الكتلة الحية، والجسيمات المعلقة، والملوثات، والغازات المذابة مختلطة ومحمولة بواسطة الحركات المضطربة، قد تتأثر تفاعلات متغيرات جودة المياه المختلفة بشكل كبير بالظروف الهيدروديناميكية المتقلبة لتشكيل الازدهارات (Mao et al., 2015). في النظم البيئية النهرية، تعتبر التغييرات في الظروف الهيدرولوجية، مثل مستوى المياه، والاهتزاز، والشفافية، ذات تأثير كبير على نمو الطحالب، والانتشار، والهجرة، وتراكم الازدهار (Cheng et al., 2019).

يغير تغير المناخ الأنماط الهيدرولوجية ويسبب ارتفاع درجات الحرارة، والشدة، والتكرار، ومدة ازدهار السيانوبكتيريا. يخلق التغير المناخي تحديًا كبيرًا في تقييم ديناميات نمو cHABs وHABs الأخرى، ومعدل انتشارها، وشدتها، وسلامتها. بالإضافة إلى ذلك، يؤثر الاحتباس الحراري، وارتفاع مستوى سطح البحر، وتغير نمط هطول الأمطار على هيمنة cHABs وHABs الأخرى. يمكن أن يؤدي تغير المناخ إلى تغييرات متطرفة في المياه العذبة (الأنهار والبحيرات) ودورات المحيطات، والتدفقات، والتصنيف، وتكرار وشدة الأعاصير، واتجاه الرياح، وسرعتها، وهي تعديلات قوية على الإثراء الغذائي. كما زاد من متوسط درجة الحرارة العالمية، والكوارث الطبيعية، وفترات الجفاف الممتدة، وارتفاع مستويات البحر، وزيادة حدوث أحداث هطول الأمطار الشديدة (Misiou & Koutsoumanis, 2022). يمكن أن يؤدي تأثير تغير المناخ إلى زيادة حموضة المياه، مما يزيد من ذوبان , مما يعزز عملية التمثيل الضوئي في السيانوبكتيريا. كما أنه يدعم الأنشطة الهيدرولوجية المتطرفة مثل الجفاف والفيضانات المرتبطة بالعواصف، وهذه هي المحركات الأساسية لتوسع الازدهارات (Lin et al., 2017). يؤثر تغير المناخ أيضًا على هطول الأمطار، والإشعاع، وزيادة درجة الحرارة، والملوحة، وأنماط الخلط والتصنيف، ومعدل أحداث العواصف، وكل هذه تضيف إلى العوامل التي تشجع على تشكيل cHABs في البيئات المائية. تسبب حوادث هطول الأمطار الشديدة مثل العواصف المطرية والأعاصير في زيادة جريان السطح الذي يحمل مغذيات زائدة بما في ذلك الفوسفور والنيتروجين، ويعتبر هطول الأمطار أحد العوامل الرئيسية التي تؤثر على انتشار HAB (Chapra et al., 2017).

تُدرك عواقب تغير المناخ في شكل فترات منتظمة وأطول من حوادث هطول الأمطار تليها فترات أطول من انخفاض هطول الأمطار أو
الجفاف. يؤدي ذلك إلى زيادة زمن بقاء المغذيات في البيئات التي تخلق ظروفًا مثالية لتكوين ازدهار الكائنات الحية الدقيقة السامة (cHABs) وغيرها من الكائنات الحية السامة (HABs) (ميشالك وآخرون، 2013). ساهم تغير المناخ في الزيادة المستمرة في عدد الكائنات الدقيقة (البكتيريا الزرقاء) في البيئة المائية لتكوين ازدهار الطحالب. يمكن أن تؤدي الطبقة السميكة من تجمعات الكائنات الدقيقة إلى حدوث الكائنات الحية السامة. في هذه الحالة، يتم منع الضوء من اختراق الجسم المائي مما يؤدي إلى موت النباتات المائية التي تحتاج إلى الضوء لعملية التمثيل الضوئي (كاسان وآخرون، 2021). تشمل التأثيرات الأخرى المدفوعة بالمناخ على حدوث وتوزيع مجموعات الفيتوبلانكتون المكونة للزهور مثل البكتيريا الزرقاء الملوحة، والأكسجين المذاب، وشدة الضوء، ودرجة الحرارة، ودرجة الحموضة. ومن المثير للاهتمام أن هذه البيئات قد تم تمييزها بانتظام بوجود أو وجود السميات الزرقاء (كوسوماواتي ومانغكوديهاردجو، 2021). في البيئة المائية، يزيد وجود cHABs تؤدي النضوب (الناجم عن التحلل البكتيري للكتلة الحيوية الميتة) إلى تقليل جودة المياه، وإطلاق السموم، وتؤثر على سلامة مياه الشرب. إن حدوث الكائنات الحية الدقيقة الضارة في المياه يمثل تحديًا خطيرًا لحماية البيئة وإدارة موارد المياه.

البكتيريا الزرقاء، كونها فئة فريدة من الطحالب أحادية الخلية، تُعتبر من أبسط الكائنات التي وجدت منذ تأسيس الأرض. وبفضل نمط حياتها الذاتية التغذية، احتلت الأنواع الحالية موائل تتراوح بين البيئات المرنة والمناسبة المتوقعة، مثل البحيرات والأنهار العذبة، إلى البيئات الصلبة، غير الملائمة، مثل الينابيع الساخنة والصحاري (ساخنة أو باردة). علاوة على ذلك، تمتلك البكتيريا الزرقاء مجموعة من الصفات الفسيولوجية أو الشكلية الوظيفية المُمكّنة جينيًا التي تتيح لها البقاء والتكاثر، والتي تم تلخيصها أدناه:

التحرك نحو الضوء – يمنح هذا القدرة على التمثيل الضوئي عند أطوال موجية متنوعة، حتى في شدة الضوء المنخفضة. هنا، تتفوق بعض الأنواع (مثل Synechocystis sp. وCylindrospermopsis sp. وPlanktothrix sp.) على غيرها بناءً على قدرتها على التكيف مع شدة الضوء المتغيرة باستمرار أو غير الكافية. قد يكون أحد الأسباب المحتملة للاختلاف في التكيف الضوئي هو شكل الخلية. على سبيل المثال، الكتلة الحيوية الرقيقة والمفككة، مثل الأنواع السيانوبكتيرية الخيطية.
عادةً ما كانت تتفوق على الكتل الأكبر في استغلال الضوء.

الطفو – هذه السمة التكيفية ممكنة من خلال إنتاج الفقاعات الغازية بواسطة البكتيريا الزرقاء، مما يسمح لها بالحركة في عمود الماء الطبقي، وبالتالي يوفر لها الوصول الأول وغير المقيد إلى الأعماق المضاءة جيدًا في عمود الماء. في هذا الصدد، تتمكن بعض الأنواع (مثل Microcystis sp. و Anabaena sp.) من التنقل بين الأعماق الغنية بالمغذيات والأعماق الأكثر وضوحًا في أعلى عمود الماء. هذه السمة مسؤولة عن التدرج الحراري في عمود الماء، مما يجعل الأكسجين المذاب والضوء غير متاحين في الأعماق الأكبر، مما يؤدي إلى تراجع الأنواع من الطحالب والنباتات والحيوانات المقيمة. ومع ذلك، يجب ملاحظة أن الطفو يظهر عادة في درجات حرارة أعلى؛ في درجات الحرارة المنخفضة، تنهار الفقاعات الغازية بسبب وزن الكربوهيدرات، وتترسب العديد من البكتيريا الزرقاء في أعماق أكبر من عمود الماء. هذه الانهيارات لا تعزى بشكل صارم إلى تأثير درجة الحرارة على الفقاعات، ولكن بسبب ضغط التورغور الناتج عن الفرق في حساسية درجة الحرارة بين التنفس والتمثيل الضوئي.

تخزين الفوسفور الحرج – من المعروف أن العديد من المصفوفات المائية العذبة تعاني من نقص في الفوسفور (P)، وهو عنصر غذائي حاسم لتكوين ازدهار الطحالب. ومع ذلك، فقد تم إثبات أن السيانوبكتيريا قادرة على التكيف مع هذه الحالة البيئية، إما من خلال إفراز الفوسفاتازات (الإنزيمات) التي تحرر الفوسفات من المحاليل العضوية بشكل هيدروليكي لسهولة الامتصاص، أو من خلال تخزين الفوسفور الزائد. خلال ظروف نقص الفوسفور، تستطيع بعض الأنواع (Calothrix sp.، Dichothrix sp.، وGloeotrichia sp.) التي تحتوي على وفرة من الفوسفور داخل الخلايا، أن تنقسم خلاياها بنشاط حتى الجيل الرابع، دون الحاجة إلى البحث عن الفوسفور الخارجي الذي يتوفر بكميات قليلة.

تثبيت النيتروجين – هذه ميزة فسيولوجية تضع بعض أنواع السيانوبكتيريا (Trichodesmium sp.، Lyngbya sp.، Anabaena sp.، Planktothrix sp.، وNodularia sp.) في المقدمة مقارنة بالأنواع الأخرى عندما تنفد مصادر النيتروجين الرخيصة من حيث الطاقة. في هذا الصدد، تعتبر السيانوبكتيريا المثبتة للنيتروجين من بين السكان السائدين في cHABs في ظروف نقص النيتروجين، حيث تقوم بذلك بمساعدة النيتروجيناز (إنزيم).

تكوين الأكينيت – كاستراتيجية للبقاء خلال التغيرات غير المواتية المطولة في درجة الحرارة، وشدة الضوء، وتوزيع المغذيات، وأيضًا
خاصة خلال موسم الجفاف (الذي يتميز عادة بالجفاف الشديد)، تشكل بعض أنواع السيانوبكتيريا (أنابينا، نودولاريا، سيليندروسبرموبسيس وجلوترشيا) الأكينيتات أو الخلايا الساكنة ذات الجدران السميكة، والتي تكون أكثر كثافة من الخلايا النباتية وبالتالي تترسب. في هذه المرحلة، يسمح الطلب القليل أو المعدوم للخلايا للسيانوبكتيريا بالبقاء على قيد الحياة في ظروف الرواسب القاعية غير المواتية لفترات طويلة. ومن المثير للاهتمام أن الخلايا الغارقة يمكن أن تتحمل ظروف بيئية قاسية، مثل درجات الحرارة العالية، وتبدأ في الإنبات عندما يتم استعادة الظروف الملائمة.

في النهاية، فإن الخصائص الفريدة المذكورة أعلاه، التي تجعل من السيانوبكتيريا منافسًا قويًا في بيئتها وذات قدرة بيئية قوية، تعتمد على وجود مجموعات معينة من الجينات (سواء كانت ثابتة أو قابلة للتحفيز). لفهم المدخلات الجينية لتكيف السيانوبكتيريا، قام تشين وآخرون (2021) بإجراء تحليل جينومي مقارن لـ 650 جينومًا من السيانوبكتيريا (تم الحصول عليها من المواطن الأرضية والبحرية والمياه العذبة). هنا، استنتجوا أن التكيف الناجح للسيانوبكتيريا لم يكن يعتمد فقط على التعبير عن جينات معينة للخصائص التي تم مناقشتها أعلاه، ولكن أيضًا على قدرتها على اكتساب والحفاظ على جينات أجنبية تتعلق بموطنها المحدد. وبالمثل، قام برابها وآخرون (2016) بإجراء تحليل وظيفي لجينومات السيانوبكتيريا ولاحظوا أن الاختلافات بين الفئات الوظيفية كانت ناتجة عن استراتيجيات التكيف البيئي التي شكلتها المواطن أو الفجوات. لذلك، قد يساعد فهم آلتهم الجينية في استغلال هذه الكائنات وتقليل تأثيرها نحو التوازن البيئي وتنظيم البيئة المدفوع من قبل الإنسان.

على الرغم من عدم ذكرها سابقًا كاستراتيجية تكيفية، قد تقوم أنواع السيانوبكتيريا بإفراز بعض المستقلبات السامة لتنفيذ الإقصاء التنافسي للخصوم المحتملين خلال الحملة من أجل توافر المغذيات والضوء بشكل هامشي. للأسف، لا تقتصر هذه السموم على إلحاق الضرر بالهدف الرئيسي لها (المتنافسين) بل تشكل أيضًا تهديدًا للحيوانات العليا والبشر. تُعرف المستقلبات السامة التي تطلقها العديد من أنواع السيانوبكتيريا باسم السميات السيانوبكتيرية (CTs) ويمكن تصنيفها بشكل عام كما هو موضح في (الجدول 1):

(ط) السيتوتوكسينات (السيليندروسبرموبسين): هذه مرتبطة بتثبيط الجلوتاثيون وتخليق البروتين وهي مسؤولة عن الأضرار الجينية والنخرية (مورييرا وآخرون، 2013).
(ii) السموم العصبية (أناتوكسي-أ، ساكسي توكسين، أناتوكسي نظائر، و -ميثيل أمينو – ل – ألانين): هذه هي قلويدات ذات وزن جزيئي منخفض تمنع قنوات الصوديوم عن طريق منع توصيل الأعصاب.
(iii) السموم الكبدية (النودولارين والميكروسيستينات): هذه الفئة من السموم تشارك في تثبيط بروتينات الفوسفات 1 A و 2 A، مما يؤدي إلى تعزيز السرطان، تشوه الخلايا الكبدية، تلف الكبد، وزيادة الفسفرة في خيوط الهيكل الخلوي (كاثرين وآخرون، 2017).
(رابعاً) السموم الجلدية (لينغبياتوكسين، ديبروموأبليزياتوكسين وأبليزياتوكسينات)، و
المواد السامة المزعجة (السموم الداخلية من الليبوبوليسكاريد): هذه هي المسؤولة عن التهاب الغاز-
تهيج الجهاز الهضمي والجلد (ميليوني وآخرون، 2021).

السموم الكبدية، والليبوبوليسكاريد، والسموم العصبية هي الفئات الثلاث الرئيسية من السموم التي تنتجها السيانوبكتيريا العذبة. يتم إنتاج السموم الكبدية (الميكروسيستينات) بواسطة أنواع الأوسيلاطوريا، وأنواع الميكروسيستيس، وأنواع الأنابينا، بينما يتم إنتاج السموم العصبية بواسطة أنواع الأنابينا، وأنواع الأوسيلاطوريا، وأنواع الأافانيزومينون (كاسان وآخرون، 2021). المجموعة الرئيسية الثالثة من السموم التي تنتجها السيانوبكتيريا هي الليبوبوليسكاريد (LPS). يتم إنتاج LPS بواسطة العديد من أنواع السيانوبكتيريا، ويسبب عدم الراحة الجلدية بالإضافة إلى التهاب المعدة والأمعاء (بارسانتي وجوالتييري، 2014). تشمل السموم الضارة الأخرى التي تنتجها السيانوبكتيريا المهيجات و/أو السموم المعوية (تشونغ وآخرون، 2013)، وقد ارتبط بعضها بوفاة الحياة البرية المائية والبرية (وود، 2016). شائع
تشمل الأجناس من السيانوبكتيريا ضمن فصيلة السيانوفيسي التي يمكن أن تشكل تجمعات ضارة بالأسماك (cHABs) كل من Microcystis وNodularia وCylindrospermopsis وDolichospermum وPlanktothrix (Huisman et al.، 2018). في المياه الاستوائية، يُعرف كل من Microcystis وRaphidiopsis كأجناس السيانوبكتيريا التي عادةً ما تشكل ازدهارات مرتبطة بمجموعة متنوعة من السموم التي ت degrade جودة المياه. غالبًا ما يتم إفراز السموم الناتجة عن بعض أنواع السيانوبكتيريا داخل الخلايا، ثم يتم إطلاقها في البيئة عندما تنفجر الخلايا أو تموت خلال فترات الملوحة الشديدة. على العكس، قد يتم إفراز السموم أو إطلاقها في نهاية دورة حياة ازدهار السيانوبكتيريا. يمكن أن تسبب السموم العصبية، والسموم الكبدية، وسموم الجلد الناتجة عن أنواع السيانوبكتيريا آثارًا صحية حادة ومزمنة على الإنسان (Smucker et al.، 2021).

تتأثر حدوث وإنتاج سموم السيانوبكتيريا بشكل كبير ببعض العوامل البيئية بما في ذلك درجات حرارة المياه الأكثر دفئًا، والقيود القوية على النيتروجين والفوسفور. ” )، وانخفاض الملوحة، وزيادة شفافية المياه. ومع ذلك، لا تزال هذه العوامل محل نقاش حيث تختلف باختلاف المواقع الجغرافية والمواسم. لاحظ تارافدار وآخرون أن درجات حرارة المياه الأكثر دفئًا ( )، تقليد قوي P ( نسبة 138.47-246.86)، ملوحة منخفضة (5.45-9.15)، وشفافية مياه أعلى ( ) هي العوامل البيئية الرئيسية التي أدت إلى تفشي ميكروسيستيس في أكبر بحيرة ساحلية مالحة في الهند، تشيليكا.

تعتبر سموم السيانوبكتيريا من بين أقوى السموم المعروفة التي لها تأثيرات ضارة كبيرة على البشر والحيوانات. ومع ذلك، أفادت عدة دراسات بوجود مواد كيميائية واقية ذات تأثيرات ملحوظة ضد MCs في الجسم الحي، خاصة في الثدييات (الفئران) والأنظمة المائية (غوزمان-غيلين وآخرون 2017).

بصرف النظر عن الفهم الذي يمتلكه العلماء حول التهديدات المرتبطة بالتعرض للمواد الكيميائية، فإنها تكتسب تدريجياً اهتماماً في وسائل الإعلام والوكالات الحكومية (كارمايكل وبوير، 2016). تصنف التهديدات الصحية التي تقدمها المواد الكيميائية ضمن التحديات الكبيرة التي تواجه معالجة مياه الشرب (كود وآخرون، 2020).

طرق التعرض للسموم السيانوتوكسينية (الجلدية، الفموية، الاستنشاق، والحقن) ووسائط التعرض (المواد الغذائية، المياه، المكملات الغذائية، الهباء الجوي، والغبار) وحالات التسمم تمثل وعياً بالتهديد لصحة الإنسان والحيوانات (Codd et al., 2020). في الفعاليات الترفيهية، يمكن أن يحدث تعرض الإنسان للسموم السيانوتوكسينية من خلال الابتلاع العرضي للمياه الملوثة أو الاتصال الجلدي بالمياه التي تحتوي على خلايا السيانوبكتيريا (Funari & Testai, 2008). يمكن أن يحدث تعرض الإنسان لسموم السيانوبكتيريا أيضاً من خلال استهلاك المأكولات البحرية (مثل المحار) أو ابتلاع مياه الشرب التي تحتوي على السموم السيانوتوكسينية. طريق تعرض آخر محتمل للسموم السيانوتوكسينية هو من خلال استنشاق السموم المتناثرة في الهواء أثناء السباحة أو ركوب القوارب (Backer et al., 2010). يمكن أن يؤدي استنشاق السموم الهوائية من الطحالب الدقيقة والسيانوبكتيريا إلى التهاب الشعب الهوائية، الربو، الحساسية، التهاب الأنف، والتهاب الجلد (Hofbauer, 2021). بالإضافة إلى جميع هذه طرق التعرض، تمثل السموم السيانوتوكسينية المتناثرة في الهواء طريق تعرض أساسي يجب تضمينه في تقييمات المخاطر للأشخاص الذين يعيشون بالقرب من المسطحات المائية المتأثرة.

على مستوى العالم، كانت هناك عدة تقارير عن أمراض أو حتى وفيات مرتبطة بتعرض البشر للسموم الزرقاء بعد السباحة أو الاستحمام في مياه ملوثة (نجوين وآخرون، 2021).

تشمل التهديدات الناتجة عن تعرض البشر للسموم السيانوبكتيرية من عدوى بسيطة إلى مرض شديد أو في بعض الحالات، الوفاة. تشمل بعض الآثار الصحية المرتبطة بتعرض البشر لسموم السيانوبكتيريا الشرى؛ التهاب الملتحمة (جيا-فونغ وآخرون، 2021)؛ أعراض تشبه أعراض الإنفلونزا؛ القيء؛ تقرحات الفم؛ الطفح الجلدي؛ آلام البطن؛ الحمى؛ تهيج العين والأذن والجلد؛ اضطرابات بصرية؛ فشل كبدي؛ والوفاة (براون وآخرون، 2018؛ كوبكوفا وآخرون، 2019). تشمل أعراض التعرض لتسمم سمك السيغواتيرا (CFP) تنميل الفم الذي يمكن أن يستمر لعدة أشهر. تهيج العين والأذن، الطفح الجلدي، الفقاعات، والتهاب الملتحمة هي علامات على تعرض البشر للسموم السيانوبكتيرية عن طريق الاتصال المباشر (شيفر وآخرون، 2020). تشمل بعض الآثار الصحية المرتبطة بتعرض البشر لسموم السيانوبكتيريا فيما يتعلق بمتلازمات مختلفة اضطرابات الجهاز الهضمي (الغثيان، القيء، والإسهال)، والحالات العصبية، والعضلية. في جزيرة غوام في المحيط الهادئ، تم الإبلاغ عن أن BMAA الذي تنتجه السيانوبكتيريا مرتبط بمرض تنكسي عصبي قاتل بين شعب الشامورو بسبب تناول الأطعمة التقليدية الملوثة (ديفيس وآخرون، 2020). يمكن أن تسبب متلازمة تسمم المحار المسبب للشلل (PSP) والتسمم الناتج عنها
شلل في عضلات البطن وعضلات الصدر بالإضافة إلى الوفاة (مارامبوتي وآخرون، 2021). متلازمة أخرى مرتبطة بسموم الطحالب الضارة تُعرف بتسمم المحار المسبب للنسيان (ASP) يمكن أن تسبب أيضًا صداعًا، دوارًا، ارتباكًا، نقصًا حركيًا، فقدان الذاكرة القصيرة الأمد، وارتباكًا (كوديلا وآخرون، 2015).

الميكروسيستينات (CTs) مثل الميكروسيستينات (MCs) هي سموم تنتجها بعض مجموعات السيانوبكتيريا. هذه السموم قوية (فوسفاتاز (PP) 1 و 2A) وهي مثبطات محددة للبروتين في الثدييات وتستهدف خلايا الكبد (Trinchet et al., 2013). وجود MCs في الخلية يمنع PP1 أو PP2A، مما يؤدي إلى فرط الفسفرة للبروتينات المنظمة، وتعطيل العمليات الخلوية، وتلف الخلايا (Pham & Utsumi, 2018). من المعروف أن MCs هي أكثر المركبات خطورة وانتشارًا من السيانوبكتيريا (Pham & Utsumi, 2018). وقد تم العثور على هذه المركبات في العديد من البلدان بما في ذلك الصين، إسبانيا، السويد، الولايات المتحدة الأمريكية، أستراليا، ألمانيا، نيوزيلندا، رومانيا، تركيا، وإيطاليا (Catherine et al., 2017). تشمل أعراض الأمراض الحادة الناتجة عن التعرض القصير الأمد لـ CTs من السيانوبكتيريا خلال الفعاليات أو الأنشطة الترفيهية الطفح الجلدي، وأعراض مشابهة لحمى القش، والضيق التنفسي والجهاز الهضمي (USEPA, 2015a). كما تم الإبلاغ عن حالات خطيرة أخرى مثل تلف الكبد والكلى لدى البشر بعد التعرض الطويل الأمد لتركيزات عالية من CTs (الميكروسيستين والسيليندروسبرموبسين) في مياه الشرب (USEPA, 2015a). الميكروسيستينات (البنية العامة: حلقة (-D-Ala1-L-X2-D-إريثرو- -ميثيل أسب (رابط عازل) 3-L-Z4-أدا5-Dغلو (رابط عازل) 6-N-ميثيلديهيدرو-ألا7) (كاثرين وآخرون، 2017) هي مجموعة من حوالي 279 نظير موصوف تم إنتاجه بواسطة عدة أجناس من السيانوبكتيريا (تشين وآخرون، 2021أ، 2021ب، 2021ج؛ وان وآخرون، 2020).

وفقًا لتجميع دراسات النماذج الفأرية، فإن جرعاتها القاتلة حد أدنى من ويمكن أن تتجاوز حتى (بويشة وآخرون، 2019). في المياه الطبيعية، فإن الثلاثة الأكثر انتشارًا من نظائر الميكروسيستين هي MC-LR وMC-RR وMC-YR (R وY وL هي الاختصارات للأرجينين والتيروزين والليوسين) (لي وآخرون، 2017). في الماء، تكون الميكروسيستينات مستقرة إلى حد كبير وصعبة *الإزالة بواسطة عمليات محطات معالجة المياه التقليدية (زاميادي وآخرون، 2012). لذلك، فإن وجود هذه الميكروسيستينات في مصادر مياه الشرب يشكل خطرًا جادًا على صحة الإنسان (تشاو
وفقًا للتشريع البلغاري، لا يوجد حد مقبول للسموم الزرقاء في المياه (إيلييفا وآخرون، 2019). ومع ذلك، أوصت وكالة حماية البيئة الأمريكية (US EPA) بـ للميكروسيستينات و السيليندروسبرموبسين في مياه الشرب للأطفال دون سن السادسة و للميكروسيستينات و السيليندروسبرموبسين للبالغين والأطفال في سن المدرسة (وكالة حماية البيئة الأمريكية، 2019). وذلك لأن الأطفال الصغار أكثر عرضة من الأطفال الأكبر سناً والبالغين حيث إنهم يستهلكون المزيد من الماء بالنسبة لوزن أجسامهم.

على مستوى العالم، تم الكشف عن البكتيريا الزرقاء والسموم الزرقاء في مصادر المياه، وتعتبر العدوى المعوية (GI) أكثر الأعراض المبلغ عنها شيوعًا بعد تعرض الإنسان للسموم الزرقاء من خلال مياه الشرب (Wu et al., 2021). كانت أول حالة ملحوظة تتعلق بتعرض الإنسان للسموم الزرقاء مما أدى إلى أعراض معوية بين عامي 1930 و1931 في ولاية فرجينيا الغربية، تشارلستون، ومدن أخرى على طول نهر أوهايو، الولايات المتحدة الأمريكية (Veldee, 1931). تم الإبلاغ عن حالات أخرى من العدوى الناجمة عن مصادر مياه الشرب التي تحتوي على السموم الزرقاء في العديد من البلدان بما في ذلك زيمبابوي، أستراليا، الفلبين (Wood, 2016)، السويد (Annadotter et al., 2001)، والصين (Bláha et al., 2009). بالإضافة إلى التعرض لمياه الشرب، يمكن أن يؤدي تعرض الإنسان للسموم الزرقاء عبر المياه الترفيهية إلى العديد من الأمراض الشديدة غير المحددة مثل الأعراض الأذنية، الجلدية، التنفسية، العصبية، العضلية الهيكلية، المعوية، وأعراض أخرى مثل الحمى وفقدان الشهية (Hilborn et al., 2014). في عام 1996، وفقًا لتقرير Pouria et al. (1998)، في كاروارو، البرازيل، توفي 60 من أصل 126 مريضًا يعانون من أعراض سمية كبدية تحت حادة وسمية عصبية حادة بسبب التعرض لمياه ملوثة. كما كشف Chen et al. (2016) أن تعرض الإنسان لسموم البكتيريا الزرقاء يمكن أن يسبب أيضًا 11 نوعًا مختلفًا من الأمراض في شكل سمية كبدية، سرطان، وسمية عصبية. في أستراليا، فلوريدا، وهاواي، كانت الأعراض المعوية، الطفح الجلدي، والعدوى التنفسية هي الأعراض التي لوحظت بين الصيادين الترفيهيين والسباحين الذين تعرضوا لمياه ساحلية ملوثة بزهور الطحالب (Schaefer et al., 2020). في حادثة أخرى في أستراليا، تم الإبلاغ عن 800 شخص يعانون من تقرحات فموية، طفح جلدي، وعدوى في العين خلال سبعة أيام بعد تناول غير مقصود والتعرض الجلدي لزهرة نشطة (Schaefer et al., 2020). في كاراسكو، أوروغواي، كانت هناك حالة من الفشل الكبدي الحاد والوفاة.
تم الإبلاغ عن ذلك بعد التعرض الترفيهي لتركيزات عالية من MCs (فيدال وآخرون، 2017)

على مستوى العالم، تم الإبلاغ عن أكثر من 1118 سمًّا سيانوتوكسيًا مهمًا تم تحديده في 869 بيئة مائية عذبة من 66 دولة (Svirčev et al. (2019)، في المملكة المتحدة، السويد، بلجيكا، فنلندا، فرنسا، اليونان، صربيا، إيطاليا، النرويج، الدنمارك، إسبانيا، هولندا، المجر، وسويسرا. تم الإبلاغ عن حوادث أو حالات تسمم نتيجة تلوث البيئات المائية العذبة (Drobac et al.، 2021). بشكل عام، الأشخاص المعرضون للسموم الزرقاء الخضراء يتعرضون لها بسبب مياه الشرب الملوثة، بينما كانت بقية الحالات ناتجة عن استهلاك الخضروات الملوثة وتربية الأحياء المائية، وخاصة المحار (Jiménez et al., 2020). بسبب استهلاك الإنسان للسموم الطحلبية، تم الإبلاغ عن حوالي 2000 حالة تسمم سنويًا (Pal et al., 2021). التأثيرات الصحية والأعراض المرتبطة بتعرض الإنسان لسموم السيانوبكتيريا تعتمد على أنواع السموم، تركيز السم، وطريقة التعرض. علاوة على ذلك، قد يكون للتعرض تأثيرات قصيرة وطويلة الأمد (Lopez et al., 2008). الأعضاء المستهدفة الرئيسية للتسمم بالإضافة إلى الأعضاء/الأنظمة الأخرى المتأثرة.
تظهر السموم الناتجة عن السيانوبكتيريا كما هو موضح في الشكل 3 (كوبكوفا وآخرون، 2019)، بينما تحتوي الجدول 2 على بعض المعلومات حول السموم المختارة وتأثيراتها الصحية المحتملة على المدى القصير والطويل.

تم الإبلاغ عن ارتباط أحمال السيانوتوكسين العالية من ازدهارات السيانوبكتيريا بمرض الحيوانات وموتها في أكثر من 50 دولة حول العالم (Lim et al., 2020). تعتبر سموم السيانوبكتيريا شائعة في البيئات العذبة والبحرية وهي سامة للكائنات المائية (Shahmohamadloo et al., 2020). من بين السموم السيانوبكتيرية، تعتبر الـ MC وبعض المتغيرات المحددة (مثل MC-LR وMC-RR وأشكالها غير الميثيلية) الأكثر بحثًا أو اكتشافًا. هناك أدلة متزايدة وقوية على الآثار السلبية للسموم السيانوبكتيرية على صحة الحيوانات (Christensen & Khan, 2020).

تم الإبلاغ عن أن السيانوتوكسينات تسبب الأمراض والوفاة في الحيوانات الأليفة والماشية والحياة البرية (باكر

“وآخرون، 2013؛ فيدال وآخرون، 2017)، ومع ذلك، فقد أظهرت حالات التسمم بالسموم السيانوبكتيرية في الماشية والحيوانات الأليفة أنها تحت الإبلاغ بشكل كبير (تريفينو غاريسون وآخرون، 2015). في بعض الحيوانات المائية، تشمل الأعراض المزمنة المرتبطة بالتعرض الطويل الأمد لسموم السيانوبكتيريا انخفاض الخصوبة، ونمو محدود، وتلف الأنسجة والخلايا، وتغيرات سلوكية وكيميائية حيوية (ميهينتو وآخرون، 2021). تؤثر السموم التي تنتجها الطحالب السامة في المياه العذبة والبحرية بشكل مباشر على شبكة الغذاء والأنظمة البيئية المائية. يمكن لبعض الكائنات مثل الرخويات أو الأسماك أن تتراكم هذه السموم، بعد التعرض الطويل الأمد، مما قد يؤدي إلى تكبير حيوي في شبكة الغذاء، أو أيضًا تسبب موت الأسماك (دوران-فينيت وآخرون، 2021). يمكن أن تؤثر السموم السيانوبكتيرية بدقة على النظام/الأعضاء المستهدفة للكائنات المائية وتسبب أنواعًا متنوعة من السمية بما في ذلك السمية العصبية، والسمية المناعية، والسمية الكبدية، واضطراب الغدد الصماء، مما قد يؤدي إلى الموت (يو وآخرون، 2021). في حديقة دونانا الوطنية، إسبانيا، تم الإبلاغ عن أن السموم السيانوبكتيرية كانت مرتبطة بموت آلاف من الطيور والأسماك (ميهينتو وآخرون، 2021). أبلغ سكا في وآخرون (2021) عن حالة من موت الأسماك الجماعي التي بلغت مئات إلى آلاف بعد التعرض للسموم ليس فقط من تناول السموم ولكن أيضًا من تهيج الخياشيم ونقص الأكسجين. يمكن أن يتسبب تعرض الأسماك لسموم السيانوبكتيريا، مثل تلك الناتجة عن سلالات ميكروسيستيس السامة، في تغييرات هيستوباثولوجية في الكلى والكبد، وتثبيط النمو، وضعف وظيفة المناعة (لي وآخرون، 2021؛ ليو وآخرون، 2014). قد تحدث حالات موت الأسماك المرتبطة بالسموم السيانوبكتيرية خلال أو بعد ازدهار أنواع أو أجناس مختلفة من السيانوبكتيريا (سفيرتش وآخرون، 2019). كان أول تقرير يصف السموم السيانوبكتيرية الضارة من قبل هالد في عام 1833 للحكومة الدنماركية حيث تم الإبلاغ عن حالات موت الماشية والأسماك المرتبطة (مويستروب، 1996). بخلاف تقرير ميهينتو وآخرون (2021)، هناك العديد من الحالات الأخرى المبلغ عنها من حالات موت جماعي للأسماك المرتبطة بسموم السيانوبكتيريا، على مستوى العالم، والتي تشمل موت جماعي لسماك السلمون البني في بحيرة لوخ ليفن، اسكتلندا (رودجر وآخرون، 1994)، وموت جماعي للتيلابيات في بحيرة بارانوا، البرازيل (ستارلينغ وآخرون، 2002) وموت جماعي لسمك الشائك في خليج فنلندا، بحر البلطيق (كانكانبا وآخرون، 2001). تم الإبلاغ عن سجل واسع النطاق لموت الأسماك الذي يؤثر بشكل كبير على البالغين من نوع داسيتيز سابينا وسكياينوبس أوكليتوس جنبًا إلى جنب مع أنواع مختلفة من أسماك الطعم، مثل أنواع دوروسوما وأنواع بريفورتيا في عام 2010 في ن

“في كوريا، تم الإبلاغ عن حالات نفوق الأسماك العظمية بسبب كارنيا، شاتونلا، كارلودينيوم ومارجاليفيدينوم، ووفاة المحار بسبب هيتيروكابسيا سيركولاريسكواما (ساكاموتو وآخرون، 2021). في تشيلي، تم الإبلاغ عن وفاة السلمون المرتبطة بألكسندريوم كاتينلا وبسودوشاتونلا فيروكولوزا، وفي المحيط الهادئ المكسيكي، تم الإبلاغ عن وفاة التونة المرتبطة بشاتونلا وتريبيوس فوركا، وكانت هذه الخسائر من بين أكبر الخسائر الاقتصادية (سونسون وآخرون، 2021). في ماليزيا والفلبين، يعتبر حدوث ازدهار الطحالب القاتلة للأسماك مثل كارلودينيوم، برووروسينتروم كورداتوم، شاتونلا، ومارجاليفيدينوم (كوكلودينيوم) بوليكريكوديس أزمة أو مشكلة حديثة في هذه المناطق (بيتشير ولو، 2021). بين عامي 1991 و2019 في كاتيجات-سكاكيراك، النرويج، كانت الوفيات الكبيرة في مزارع الأسماك ناجمة عن كريزوكرومايونا ليدبيترى (كارلسون وآخرون، 2021). تم الإبلاغ عن حدث وفاة جماعي للأسماك في يوليو 2017 بسبب السمية المحتملة للسيانوبكتيريا بلانكتوثريكس سب (مايكروسيستين) التي لوحظت في خزان بني حارون في الجزائر (بناياش وآخرون، 2022). بخلاف نفوق الأسماك والتسمم البشري، تسبب ازدهارات الطحالب الضارة (HABs) وHABs القابلة للذوبان (cHABs) أيضًا في وفاة الحيوانات (الثدييات) (فارر وآخرون، 2015). تعاني الحيوانات الأليفة والماشية عادةً من تسمم أكثر فتكًا بالسموم القابلة للذوبان (CTs) مقارنة بالإنسان، حيث إنها معرضة للشرب والسباحة بلا قيود في برك تحتوي على ازدهارات سيانوبكتيرية نشطة، حتى لو كانت المياه قد تحتوي على رائحة كريهة أو رغوة على السطح (باكر وآخرون، 2013). تم الإبلاغ عن العديد من حالات التسمم بالسموم القابلة للذوبان في الحيوانات الأليفة والماشية مما أدى إلى وفيات جماعية في الثدييات واللافقاريات البحرية وطيور البحر في العديد من البلدان (تورنر وآخرون، 2021). يمكن أن تسبب السموم القابلة للذوبان الموجودة في خلايا السيانوفايت تأثيرات خطيرة على الفقاريات تتراوح بين تهيجات جلدية طفيفة، وضعف النظام، إصابة الكبد إلى الوفاة (فانتاراكيس 2021). تتعرض الطيور للسموم القابلة للذوبان عن طريق تناول خلايا السيانوبكتيريا المنفصلة من الحصائر أثناء التغذية أو شرب الماء (كريين

السكسيتوكسينات (STXs) هي سموم أخرى تنتجها السيانوبكتيريا وقد تم الإبلاغ عنها بأنها تسبب موتًا جماعيًا للطيور بعد تناولها أسماكًا ملوثة بالسكسيتوكسينات (باباديميتريو وآخرون، 2018). في أستراليا وألمانيا، كانت هناك تقارير عن عدة حالات تسمم ووفاة للكلاب والخيول والخنازير والأغنام.
المواشي، وخنازير غينيا بسبب استهلاك النودولارين (Chen et al., 2021b). في أفريقيا، كانت السموم السيانوبكتيرية غالبًا السبب الرئيسي المشتبه به في حالات الوفاة الجماعية للثدييات الأرضية الكبيرة والمتوسطة الحجم مثل الماشية (الأغنام والأبقار) وكذلك الثدييات غير القابلة للغوص (الحمار الوحشي، الإيمبالا، الويلدبيس الأزرق، الزرافات، ووحيد القرن الأبيض) (Wang et al., 2021b). في بوتسوانا، بين مايو ويونيو 2020، كانت حالات الوفاة الجماعية لأكثر من 330 فيلًا أفريقيًا يُعتقد أنها مرتبطة بالسيانوبكتيريا (السموم البيولوجية) (Wang et al., 2021b). كما كشف تقرير Backer et al. (2013) أن القطط والكلاب وثدييات أخرى قد ماتت أيضًا بسبب تسمم الأناتوكسيين-أ والميكروسيستين بعد التعرض لمياه ملوثة. بالإضافة إلى الآثار الضارة للسيانوبكتيريا المنتجة للسموم على الكائنات المائية أو الحيوانات، يمكن أن تسبب الطحالب غير السامة أيضًا آثارًا سلبية في البيئات المائية من خلال تقليل الأكسجين المذاب، واختناق الكائنات الحية القاعية والنباتات، وعرقلة خياشيم الأسماك مما يؤدي إلى موت الأسماك (Davidson 2014).

الفرق الأكثر أهمية الذي يتعلق بالطرق المستخدمة لتقييم الآثار الاقتصادية للزهور الطحلبية الضارة هو ما إذا كانت الآثار تقاس كتغيرات في القيمة السوقية أو غير السوقية. تقدر الأساليب المعتمدة على السوق الخسائر المرتبطة بالتغيرات في عدد السلع أو الخدمات المطلوبة أو المباعة و/أو قيم تلك السلع. تُستخدم طرق التقدير غير السوقية لتقييم قيمة السلع والخدمات، وغالبًا ما تكون ترفيهية بطبيعتها، والتي لا يتم تبادلها ضمن سوق قائم وبالتالي ليس لها قيمة سوقية (Qiao & Saha, 2021). تؤثر الزهور الطحلبية الضارة من السيانوبكتيريا سلبًا على الاقتصاديات من خلال إغلاق الصناعات المرتبطة بالمياه، وانخفاض الأنشطة السياحية وزيادة تكاليف معالجة المياه. تؤثر الزهور الطحلبية الضارة من السيانوبكتيريا على محطات معالجة مياه الصرف الصحي ومياه الشرب من خلال الحاجة إلى مزيد من المعالجة أو في الحالات القصوى مما يؤدي إلى فشل المعالجة أو إغلاق المحطة (Rashidi et al., 2021).

لقد تأثرت القطاعات الاجتماعية والاقتصادية الأساسية مثل مزارع الأسماك التجارية، والسياحة، والصحة العامة، والمراكز الترفيهية، والرصد والإدارة سلبًا بتأثير الزهور الطحلبية الضارة (cHABs) وغيرها من الزهور الطحلبية. الزهور الطحلبية الضارة من السيانوبكتيريا.
لقد تم الإبلاغ عنها بأنها تسبب آثارًا اجتماعية خطيرة مثل تعطيل الممارسات الاجتماعية والثقافية، والخسائر الاقتصادية (مور وآخرون، 2020)، والآثار الصحية السلبية (باكر ومور، 2012)، والخسائر لكل من الرفاهية الخاصة والعامة (ويليس وآخرون، 2018).

تشمل التأثيرات الاجتماعية والاقتصادية الأخرى التي تسببها الطحالب الضارة الازدهار انخفاضًا في الاستخدامات الترفيهية للممرات المائية، وموائل للبعوض، والميكروبات المسببة للأمراض، والقواقع كناقلات للشيستوسومiasis، وانخفاض قيم العقارات على الواجهة المائية. على سبيل المثال، في ست سنوات (2009-2015)، كانت ازدهارات الطحالب في بحيرة إيري وبحيرتين أخريين في أوهايو مسؤولة عن خسارة بملايين الدولارات لأصحاب المنازل (جامعة ولاية أوهايو 2017). وكان ذلك بسبب انخفاض قيمة العقارات نتيجة للإدراك الفردي لعدم الجاذبية الجمالية للبحيرات المجاورة، والمخاوف الصحية التي قد تثيرها، وانخفاض احتمالية الأنشطة الترفيهية، مما يؤدي إلى خسارة في مبيعات تراخيص صيد الأسماك الترفيهية. وقد لوحظ اتجاه مشابه في الساحل الأمريكي (فلوريدا)، حيث سجلت العقارات في بعض المدن خفض الأسعار خلال الازدهارات (المد الأحمر) التي كانت أحيانًا مستمرة بشكل كبير (بيتشارد، 2021). قدر سميث وآخرون في عام 2015 أن التكلفة السنوية لـ يمكن أن تفقد الأسعار الكندية مليون دولار في السياحة والأنشطة الترفيهية على مدى 30 عامًا إذا تُركت ازدهارات الطحالب دون رقابة (سميث وآخرون، 2019). يمكن أن تتعرض سلامة مياه الشرب أيضًا للتهديد بسبب سموم الطحالب الضارة في المياه القابلة للشرب نتيجة تلوث مصادر خزانات المياه الصالحة للشرب. تسبب تفشي التهاب الكبد المعوي الذي أدى إلى دخول 140 طفلًا و10 بالغين إلى المستشفى مرتبطًا بسد سولومون في بكتيريا السيانوبكتيريا السامة Cylindrospermopsis raciborskii (غريفيثس، د.ج. وساكر، 2003؛ بونيادزيالك وآخرون، 2012). أيضًا، في عام 1996، سجل مركز غسيل الكلى في كاروارو، البرازيل، حادثة تلوث بالماء بسبب سموم السيانوبكتيريا (الميكروسيستينات والسيليندروسبرموبسين) نتيجة نقص في التناضح العكسي في نظام الترشيح. تأثر 131 مريضًا، وتعرض 100 مريض لفشل كبدي حاد وتوفي أكثر من نصفهم (أزيفيدو وآخرون، 2001). تتحدث هذه الحوادث عن الأضرار الناتجة عن تعرض البشر لسموم السيانوبكتيريا والحاجة إلى الإدارة الاستراتيجية لازدهارات الطحالب لتحييد السموم من المياه (لاد وآخرون، 2022).

تم ربط حادثة أخرى من أحداث الطحالب الضارة بالأمراض البشرية ووفاة الحيوانات (تريفينو-جاريسون وآخرون، 2015)، بالإضافة إلى التحذير الطارئ.
“لا تشرب” لسكان شمال غرب أوهايو في الولايات المتحدة الأمريكية في عام 2014 (جيتو وآخرون، 2015).

تشمل الآثار المباشرة تكاليف العلاجات الطبية لحالات المرض البشري، وفقدان الإيرادات في الأعمال البحرية بسبب إغلاق المحار، ونقص الأسماك، وانخفاض الطلب من المستهلكين على الأسماك بسبب القلق أو الخوف من SFP، وزيادة في أسعار الأسماك، وتكاليف إزالة الطحالب من المسطح المائي أو إزالة الأسماك الميتة من الشاطئ، وتكاليف الاستثمار في مراقبة ومنع cHABs. تشمل الآثار غير المباشرة انخفاضًا كبيرًا في عدد السياح في المناطق أو المناطق المتأثرة بـ cHABs، وفقدان الإيرادات من التجارة أو الأعمال مثل الفنادق التي تخدم الصناعة، وتقليل الاستخدام الترفيهي للبحر والمحيطات والبحيرات (سانسيفيرينو وآخرون، 2016).

تتمثل الآثار أو التأثيرات الصحية العامة في التكاليف الطبية الناتجة عن تسمم cHABs والتأثيرات الأليلوكيمائية مثل تكاليف الاستشفاء وتكاليف النقل إلى المستشفى (Nwankwegu et al.، 2019). على مستوى العالم، بسبب حدوث HAB، فإن الخسارة الاقتصادية أو المالية المتكبدة تتجاوز ملايين الدولارات الأمريكية (Pal et al.، 2021). على الرغم من الآثار المعروفة لـ cHABS على صناعات معينة في مواقع جغرافية أو إعدادات مختلفة، لا يزال هناك الكثير للكشف عنه من حيث الآثار الاجتماعية والاقتصادية على المدى الطويل والقصير لظواهر ازدهار الطحالب (Qiao & Saha، 2021). وفقًا لتقرير Adams et al. (2018)، يجب أن تستكشف الدراسات المستقبلية الآثار المتأخرة لـ cHABs (كلاً من حيث الزمن والمكان) بالإضافة إلى تقنيات تقييم الآثار الاقتصادية غير المباشرة لـ cHABs. بالإضافة إلى ذلك، يمكن استخدام الاتجاه البحثي المتزايد حول آثار الصحة العامة، وآثار استهلاك المأكولات البحرية، وتفضيلات المخاطر، وتقييم المخاطر، ووعي المخاطر لـ cHABs لفهم التعقيدات المرتبطة بمعرفة الروابط بين الموارد الساحلية والبحرية والمياه العذبة والمجتمع البشري.

فهم الظروف البيئية التي تشجع على تكوين الزهور هو أساس مفيد لتقييم المخاطر وإدارتها. وبالتالي، هناك حاجة إلى استراتيجيات فعالة لمراقبة وإدارة المياه لحماية المستهلكين (منظمة الصحة العالمية، 2021). في كل من مصادر المياه الخام ومياه الشرب، سيساعد مراقبة وجود مؤشرات ازدهار الطحالب وسمومها في تقديم تحذيرات مبكرة عن أحداث ازدهار الطحالب الضارة ويسمح للمياه
يجب على المديرين اتخاذ الإجراءات المناسبة عندما تهدد هذه الأحداث مصادر المياه (USEPA، 2015b). ومن ثم، تم اعتماد استراتيجيات متنوعة من قبل العديد من الدول والشركات التجارية لإدارة ومراقبة الكائنات الحية الضارة المتزايدة (cHABs) وغيرها من الكائنات الحية الضارة في المياه الساحلية (أندرسون 2012). وفقًا لكوركوران وهنت (2021)، يمكن تقسيم أساليب الإدارة للكائنات الحية الضارة المتزايدة وغيرها من الكائنات الحية الضارة إلى ثلاث فئات مختلفة تشمل الوقاية، والسيطرة، والتخفيف.
(ط) الوقاية: في أساليب الإدارة المتعلقة بالزهور الضارة بالطحالب (cHABs)، تشير الوقاية إلى الإجراءات المتخذة لتقليل حدوث وشدة الزهور أو لمنع حدوث cHABs أو التأثير المباشر على بعض الموارد مثل إضافة المبيدات الكيميائية للطحالب، وتقليل الأحمال الغذائية، وإدارة المياه، والمنافسة البيولوجية، وتنظيم الديناميكا المائية (Zhu et al., 2021). تشمل الأساليب الفعالة الأخرى لمنع الزهور الضارة بالطحالب بما في ذلك cHABs تقليل الأحمال الغذائية في مياه الصرف الصحي ومنع التحميل الزائد للأسمدة في التربة الزراعية، والتحكم في المياه الجوفية وجريان مياه الأمطار من خلال حلول قائمة على الطبيعة مثل الترسيب، وأنظمة الترشيح الحيوي، ومناطق الإيكوتون، وحواجز إزالة النيتروجين (Morón-López, 2021; Paerl & Barnard, 2020).
(ii) السيطرة: من منظور إداري، تشير السيطرة إلى التدابير المتخذة لقتل أو تدمير الكائنات الحية الضارة (cHABs) وغيرها من الكائنات الحية الضارة (HABs) لوقف تكوين الزهور بسرعة (أندرسون، 2009). في السيطرة على الكائنات الحية الضارة، يتم استخدام خمس استراتيجيات شائعة لمكافحة الأنواع الضارة أو الخبيثة، وتشمل هذه السيطرة الكيميائية، الميكانيكية، الوراثية، البيولوجية، والبيئية (كيو وآخرون، 2021). تشمل طرق السيطرة الحصاد، التكتل والترسيب، الخلط، الشطف، استخدام المعالجة الكيميائية، البكتيريا القاتلة للطحالب، الكائنات الحية التي تتغذى على الفلاتر، الفيروسات الزرقاء، تقنية تفريغ البلازما، نظام الأشعة فوق البنفسجية/فينتون، والهندسة الوراثية (بهات وآخرون، 2023؛ كوركوران وهنت، 2021؛ الشيخ وآخرون، 2023؛ لي وآخرون، 2023).
(iii) التخفيف: يشير التخفيف إلى التدابير المتخذة لتقليل الآثار السلبية للطحالب الضارة المتزايدة (cHABs) وغيرها من الطحالب الضارة على النظام البيئي وصحة الإنسان والاقتصاد. تشمل أمثلة إجراءات التخفيف برامج المراقبة، ومعالجة مياه الشرب، وإغلاق مناطق الصيد للرخويات.
مناطق الحصاد، حركة منتجات الأسماك أو القشريات بعيدًا عن مناطق الازدهار، إغلاق الشواطئ والبحيرات، واستخدام النماذج التنبؤية (كوركوران وهنت، 2021).

أظهرت تطبيقات تقنيات البرمجة الحاسوبية المتقدمة بما في ذلك نمذجة الذكاء الاصطناعي، وتعلم الآلة، والشبكات العصبية الاصطناعية قدرة واعدة في إدارة وتقييم المخاطر المرتبطة بالازدهارات الطحلبية الضارة (HABs) لتحقيق التقدم التكنولوجي والذكاء الاصطناعي. وقد شاركت عدة دراسات في استخدام الذكاء الاصطناعي لمراقبة واكتشاف الازدهارات الطحلبية الضارة (cHABs) مما يمكن أن يدعم اتخاذ قرارات إدارية مستنيرة من الملاحظات الميدانية المدعومة بتقنيات الأقمار الصناعية في الولايات المتحدة وكوريا الجنوبية (ويتمن وآخرون، 2022؛ كيم وآخرون، 2022). على سبيل المثال، تم استخدام نماذج الغابة العشوائية (RF) للتنبؤ بالميكروسيستينات (MCs) باستخدام أربعة عوامل محددة تشمل الكربون الكلي، وهطول الأمطار، والأمونيا، والكلوروفيل أ، بينما تم استخدام الكربون الكلي، والكلوريد، والنترات، وهطول الأمطار لتنبؤات CYN (Cylindrospermopsin). يمكن أن يساعد فهم أفضل للعلاقات المحتملة بين السموم الزرقاء والمتغيرات البيئية في صنع السياسات واتخاذ القرارات بمعلومات مفيدة (يو وآخرون، 2022). كما تم استخدام الذكاء الاصطناعي لتطوير خوارزمية تحليلية جديدة في إسرائيل وتطبيقها على صور الأقمار الصناعية لاكتشاف وتقدير ازدهارات الطحالب الزرقاء ومراقبة التغيرات المكانية والزمانية من خلال تقدير تركيز صبغة الكلوروفيل الشائعة في العوالق النباتية. (كل ) وصبغة الفيكوسيانين الخاصة بالسيانوبكتيريا من بيانات الاستشعار عن بُعد الطيفي العالي (Dev et al.، 2022). علاوة على ذلك، تم تطوير نموذج توقع للتنبؤ بدقة بتركيز ازدهار السيانوبكتيريا من خلال تقنيات التعلم الآلي القابلة للتطبيق على البيئات المائية ذات المواقع الجغرافية غير المريحة أو حالات فشل المستشعر المتكررة حيث قد تفتقر البيانات التاريخية الكافية (Ni et al.، 2022). وبالمثل، طور Cao et al. (2022) شبكة عصبية تلافيفية متكاملة مع شبكة الذاكرة القصيرة والطويلة (CNN-LSTM) للتنبؤ بالازدهارات الضارة للسيانوبكتيريا في بحيرة تايهو في الصين باستخدام أربعة عوامل محددة تشمل درجة الحرارة، سرعة الرياح، النسبية.
الرطوبة، والهطول. هذه التكنولوجيا، إذا تم استغلالها بشكل جيد ونشرها بشكل صحيح، يمكن أن تقدم حلاً أكثر موثوقية وتوجيهًا في اتخاذ القرارات.

المراقبة المستمرة هي أساس اتخاذ القرار، حيث توفر معلومات هامة حول المعايير الفيزيائية والكيميائية لجسم الماء، ووجود الطحالب الضارة (HABs) والملوثات الناشئة. المشاكل التي تسببها الطحالب الضارة (cHABs) وغيرها من الطحالب الضارة خطيرة وفي بعض أجزاء العالم، تزداد سوءًا، لكن البحث القائم على الكفاءة والمعرفة قد ظهر في محاولة لتقليل آثارها وحماية الصحة العامة والموارد البحرية. ومع ذلك، فإن الجهود التي تبذلها الإدارة والمجتمع العلمي تكافح لمواكبة وتيرة العالم المتطور بسرعة والتحديات المتنوعة التي يقدمها، مثل الانفجار السكاني وقضاياه الخاصة (التلوث، تغير المناخ، الأزمة الاقتصادية العالمية)، والتي قد تؤثر على الإدارة المستقبلية، خاصة بسبب المنافسة الشديدة على تمويل الأبحاث (أندرسون 2014). علاوة على ذلك، على الرغم من حدوث التقارير الواسعة عن الطحالب الضارة (cHABs) في المسطحات المائية في جميع أنحاء العالم، والمخاطر الصحية والبيئية المعروفة لهذه الطحالب، فإن العديد من الدول (خاصة الدول النامية) لا تمتلك برامج مناسبة لمراقبة سموم الطحالب في المياه السطحية أو أنواع الطحالب الضارة. إن نقص الإجراءات المعتمدة لمراقبة الملوثات المتعلقة بالطحالب الضارة الناشئة يجعل من الصعب تقييم المخاطر التي تشكلها على البيئة والبشر (بروكس وآخرون 2016). في دول مختلفة، يجعل نقص المعايير الموثقة لجودة المياه لمراقبة سموم الطحالب من الصعب تحديد المخاطر الوشيكة التي تشكلها على البشر والبيئة. بالإضافة إلى ذلك، فإن الإجراءات التحليلية القياسية الموثوقة لمراقبة السموم ليست متاحة بشكل شائع، مما يؤدي بطبيعة الحال إلى مراقبة غير روتينية للمياه السطحية (بروكس وآخرون 2016). وبالمثل، فإن تنوع الطحالب وأنواع السموم التي تنتجها يمثل تحديًا كبيرًا للتحكم في الطحالب الضارة (cHABs) (أندرسون، 2009). حاليًا، واحدة من التقنيات الرئيسية المستخدمة في الكشف عن الطحالب الضارة (cHABs) ومراقبتها هي استخدام الأقمار الصناعية، والاستشعار عن بعد الجوي، وشبكات المراقبة التلقائية في الموقع (شين وآخرون، 2012).

ومع ذلك، فإن هذه الطرق الحالية مكلفة ولا يمكنها تتبع ديناميات الكائنات الضارة بشكل فعال المتعلقة بالتكوين السريع، والتلاشي، وممارسات الهجرة (Qu et al., 2019). وبالمثل، فإن الاستراتيجيات الخمس الشائعة التي يمكن استخدامها للسيطرة على الزهور الضارة (الكيميائية، والميكانيكية، والجينية، والبيولوجية، والبيئية) ليست فعالة بشكل متسق بسبب التوزيعات المكانية والزمانية والتغير السريع في الكائنات الضارة اعتمادًا على تيار الماء، والرياح، وتعداد السيانوبكتيريا (Qu et al., 2019). وفقًا لتقرير Paerl et al. (2016)، فإن ارتفاع درجة حرارة المناخ هو تحدٍ متوقع آخر في المستقبل في السيطرة على حدوث وتوسع الكائنات الضارة وغيرها من الكائنات الضارة أكثر مما هو عليه في الوقت الحاضر.

إن العدد المتزايد من التقارير المتعلقة بالكشف عن السيانوبكتيريا والسموم الخاصة بها في المياه يشكل خطرًا كبيرًا على النظم البيئية المائية ويهدد موردي المياه العامة (سوكينيك وكابلان، 2021). إن إدارة والسيطرة على ومعالجة السيانوبكتيريا والسموم السيانوبكتيرية في مصادر المياه للشرب والترفيه والمياه الخام أمر مهم لحماية الصحة العامة والكائنات المائية وحماية الحياة. في منع تكوين الطحالب في البيئة، يجب تصميم محطات المعالجة التقليدية المناسبة لتقليل العكارة، وإزالة خلايا الطحالب السليمة، وتقليل مستويات السموم. كما ينبغي التوصية بأن يتم النظر في خطة مناسبة لالتقاط المغذيات، وتثبيتها و/أو إعادة استخدامها الفورية قبل أن تبدأ بعض الأنشطة الصناعية (مثل التعدين، وتصنيع المنظفات والزراعة) على نطاق واسع. سيكون من المفيد القيام بمراقبة منتظمة لمصادر المياه وزيادة الوعي العام بشأن الآثار الاقتصادية للطحالب الضارة (cHABs) وغيرها من الطحالب الضارة (HABs) لتعزيز تدابير الاحتياط، خاصة عندما تؤدي تقييمات المخاطر إلى قيود على استخدامها. سيساعد ذلك في حماية موارد المياه والصحة العامة، وتوقع حدوث ازدهار الطحالب (شمال وآخرون، 2019). وبالمثل، للمساعدة في منع آثار cHABs، يجب أن تشمل استراتيجيات الصحة العامة التشخيص السريع، ومراقبة التعرض، والعدوى، واختبار المأكولات البحرية، وعلاج العدوى المرتبطة بالطحالب الضارة.
في منع آثار الكائنات الحية الدقيقة السامة، يجب اعتماد الاستراتيجيات التالية.
لإنشاء مراكز ترفيهية أخرى للحفاظ على السياحة، وهذا سيساعد الأعمال المحلية خلال فترات الازدهار.
(ii) لتطوير برامج خاصة أو عامة ستوفر الدعم الاجتماعي والاقتصادي للعمال العاطلين عن العمل مؤقتًا مثل الصيادين.
(iii) لتطوير برامج تعليمية ستساعد السكان المتنوعين عرقياً على تجنب التعرض.

لإجراءات إدارة الموارد، يجب اعتماد أساليب فعالة وصحيحة ومستدامة لمراقبة وإدارة المياه للمساعدة في حماية المستهلكين والحيوانات والجمهور ومصائد الأسماك، وكذلك للمساعدة في منع المخاطر المرتبطة بـ cHABs. من منظور وقائي في المناطق التي تم ربط cHABs وغيرها من HABs بمصادر مغذيات بشرية، ستكون خطط إدارة المغذيات الإلزامية مهمة للمساعدة في تقليل الحمل المغذي في البيئة. في هذا الصدد، يجب فرض عقوبات وحوافز لضمان الامتثال لإدارة المغذيات تحت عتبات الإثراء. وبالمثل، فإن تقديم إرشادات بشأن مستويات السموم الزرقاء القياسية في المياه والمأكولات البحرية، وتقييم المخاطر المنتظم فيما يتعلق بسلامة المياه الترفيهية والتجارية والمأكولات البحرية أمر مهم وضروري. ومع ذلك، فإن مشكلة حاسمة لتقييم المخاطر هي التغير السريع في كتلة HABs العائمة بناءً على مرونة الزهور، واتجاه الرياح، والتيارات، مما يكشف عن عدم أهمية مراقبة cHAB اللحظية. ومن ثم، فإن تطوير أساليب مناسبة لمراقبة مصادر المياه باستمرار لاكتشاف السيانوبكتيريا والسموم الزرقاء سيدعم إجراءات تقييم المخاطر الأكثر ملاءمة. على سبيل المثال، يمكن أن تكون أجهزة الاستشعار البيوإلكتروكيميائية المثبتة في الموقع قادرة على التقاط معلومات حيوية بدقة بشأن سلوك جسم مائي، والتي يمكن استخدامها لمنع المراحل المبكرة من تكوين الطحالب. بالإضافة إلى المعرفة الأساسية بأساليب تقييم المخاطر، يجب تطوير أساليب جديدة أخرى لأغراض عملية ميسورة التكلفة. أيضًا، هناك حاجة لمزيد من التحقيق في النهج الطبيعي والصديق للبيئة لإدارة السيانوبكتيريا. وقد تم إثبات ذلك من خلال الأدوار المتعددة وقابلية تطبيق الخيزران البري كمنظم لزهور السيانوبكتيريا في المسطحات المائية.
تم التحقيق فيه. أولاً، لوحظ أن معالجة المستخلصات قيدت نمو Microcystis aeruginosa ولكن كان لها تأثير ضئيل على الطحالب الخضراء (Scenedesmus obliqus). أيضًا، يمكن أن تعزز الأعمدة المثبتة صناعيًا أو غابات الخيزران على ضفاف الأنهار نمو المتنافسين، خاصة الدياتومات التي يمكن أن تغزو مستعمرات السيانوبكتيريا (Hao et al.، 2022). وبالمثل، فإن توحيد إجراءات تحليل السموم الزرقاء وكذلك توفير مواد مرجعية موحدة لتحديد كميتها أمر حيوي لمراقبة المياه المنتظمة أو الروتينية (Welker et al.، 2021). بعيدًا عن أجهزة الاستشعار الكهروكيميائية المذكورة سابقًا، يمكن أن يساعد تطوير أجهزة استشعار قوية في الموقع قادرة على تحديد كميات خلايا HABs والسموم في المسطحات المائية أيضًا في منع تفشي HABs والنشر المناسب للذكاء الاصطناعي. علاوة على ذلك، فإن تجنب المخاطر بشكل استباقي وكذلك خلق الوعي العام من خلال النشر ووسائل الإعلام الإخبارية ووضع علامات تحذيرية واستشارية حيث تم الإبلاغ عن CHABs وغيرها من HABs سيكون له أهمية كبيرة في منع مخاطر التسمم البشري والحيواني المحلي من HABs.

تشكيل cHAB والسموم الخاصة بها هو قضية بيئية تلقت اهتمامًا عالميًا، لكنها لم تحل بشكل كافٍ. للأسف، مع استمرار التقدم البشري في الزراعة وثقافة البوب دون تنظيم، قد تظل عفوية تشكيل cHAB ظاهرة ساحقة. لتوعية القضية، تشير اكتشافات السموم الزرقاء، مثل الميكروسيستينات في المنطقة غير المشبعة، وفي مصادر مياه الشرب من المياه الجوفية، وأحواض المياه إلى أن سموم السيانوبكتيريا قد يتم نقلها أو نقلها من زهور السيانوبكتيريا في البحيرات إلى المياه الجوفية عبر العمليات الهيدرولوجية الطبيعية. في هذا الصدد، قد تكون cHABs تهديدًا أكبر مما يُتصور، على الرغم من أن المعرفة بسموم السيانوبكتيريا المختلفة الملوثة في البيئة لا تزال مجزأة. أيضًا، هناك حاجة لمزيد من التحقيقات في النهج الطبيعي والصديق للبيئة والتكنولوجيا الميسورة التكلفة القابلة للتطبيق في إدارة السيانوبكتيريا. في الختام، يجب تنبيه السلطات الصحية العامة إلى تلوث السموم الزرقاء في مصادر إمدادات مياه الشرب، ومصادر الغذاء، والمنتجات الزراعية، وكذلك تنفيذ مراقبة مناسبة.
باستخدام الذكاء الاصطناعي وإجراءات العلاج لحماية المواطنين من هذه التهديدات الصحية المحتملة.

مساهمة المؤلف كتب AI وJOU المخطوطة. راجعها AI AJK وKMM وZPK وJOU، ووافق جميع المؤلفين على النسخة النهائية.

تمويل تم توفير تمويل الوصول المفتوح من قبل جامعة بريتوريا. يقر JOU بامتنان بالدعم المالي من المؤسسة الوطنية للبحث، جنوب أفريقيا (رقم المنحة: 138445).

توفر البيانات تم ذكر مصادر البيانات التي تم جمعها في النص.

الموافقة الأخلاقية لم يشارك أي إنسان أو حيوان بشكل نشط في الدراسة.

الموافقة على المشاركة لم يكن هناك مشاركون بشريون في الدراسة.

الموافقة على النشر دعم جميع المؤلفين نشر هذه المخطوطة.

المصالح المتنافسة يعلن المؤلفون عدم وجود مصالح متنافسة.

الوصول المفتوح هذه المقالة مرخصة بموجب رخصة المشاع الإبداعي للاستخدام والمشاركة والتكيف والتوزيع وإعادة الإنتاج في أي وسيلة أو تنسيق، طالما أنك تعطي الائتمان المناسب للمؤلفين الأصليين والمصدر، وتوفر رابطًا لرخصة المشاع الإبداعي، وتوضح ما إذا كانت هناك تغييرات قد تم إجراؤها. الصور أو المواد الأخرى من طرف ثالث في هذه المقالة مشمولة في رخصة المشاع الإبداعي للمقالة، ما لم يُذكر خلاف ذلك في سطر ائتمان للمادة. إذا لم تكن المادة مشمولة في رخصة المشاع الإبداعي للمقالة واستخدامك المقصود غير مسموح به بموجب اللوائح القانونية أو يتجاوز الاستخدام المسموح به، ستحتاج إلى الحصول على إذن مباشرة من صاحب حقوق الطبع والنشر. لعرض نسخة من هذه الرخصة، قم بزيارةhttp://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Adams, C. M,, Larkin, S. L., Hoagland, P., Sancewich, B. (2018). Assessing the economic consequences of harmful algal blooms: A summary of existing literature, research methods, data, and information gaps. Harmful Algal Blooms: A Compendium Desk Reference, pp 337-354
Ærtebjerg, G., Anderson, J. H., Hanson, O. S. (Eds.) (2003). Nutrients and eutrophication in danish marine waters. A challenge for science and management. Danish Environmental Protection Agency & National Environmental Research Institute. pp 126.

Anderson, D. M. (2009). Approaches to monitoring, control and management of harmful algal blooms (HABs). Ocean and Coastal Management, 52(7), 342-347.
Anderson, D. M., Cembella, A. D., & Hallegraeff, G. M. (2012). Progress in understanding harmful algal blooms: Paradigm shifts and new technologies for research, monitoring, and management. Annual Review of Marine Science, 4, 143-176.
Annadotter, H., Cronberg, G., Lawton, L., Hansson, H.-B., Göthe, U., & Skulberg, O. (2001). An extensive outbreak of gastroenteritis associated with the toxic cyanobacterium Planktothrix agardhii (Oscillatoriales, Cyanophyceae) in Scania, south Sweden. In I. Chorus (Ed.), Cyanotoxins: Occurrence, causes, consequences (pp. 200-208). Springer-Verlag.
Azevedo, S. M., Carmichael, W., Jochimsen, E. M., Rinehart, K. L., Lau, S., Shaw, G. R., & Eaglesham, G. (2001). Human intoxication by microcystins during renal dialysis treatment in Caruaru-Brazil. Toxicology, 164(1-3), 32-32.
Backer, L. C., & Moore, S. K. (2012). Harmful algal blooms: Future threats in a warmer world. In A. E. Nemr (Ed.), Environmental pollution and its relation to climate change (pp. 485-512). Nova Science Publishers.
Backer, L. C., McNeel, S. V., Barber, T., Kirkpatrick, B., Williams, C., Irvin, M., Zhou, Y., Johnson, T. B., Nierenberg, K., Aubel, M., et al. (2010). Recreational exposure to microcystins during algal blooms in two California lakes. Toxicol, 55, 909-921.
Backer, L. C., Landsberg, J. H., Miller, M., Keel, K., & Taylor, T. K. (2013). Canine cyanotoxin poisonings in the United States (1920s-2012): Review of suspected and confirmed cases from three data sources. Toxins, 5(9), 1597-1628.
Barsanti, L., & Gualtieri, P. (2014). Algae: Anatomy, biochemistry, and biotechnology. CRC Press.
Beaulieu, J. J., DelSontro, T., & Downing, J. A. (2019). Eutrophication will increase methane emissions from lakes and impoundments during the 21st century. Nature Communications, 10, 1375.
Bechard, A. (2021). Gone with the wind: Declines in property values as harmful blooms are blown towards the shore. The Journal of Real Estate Finance and Economics, 62, 242-257.
Benayache, N. Y., Afri-Mehennaoui, F. Z., Kherief-Nacereddine, S., Vo-Quoc, B., Hushchyna, K., Nguyen-Quang, T., & Bouaïcha, N. (2022). Massive fish death associated with the toxic cyanobacterial Planktothrix sp. bloom in the Béni-Haroun Reservoir (Algeria). Environmental Science and Pollution Research, 29(53), pp 80849-80859.
Bhatt, P., Engel, B.A., Reuhs, M. and Simsek, H. (2023). Cyanophage technology in removal of cyanobacteria mediated harmful algal blooms: A novel and eco-friendly method. Chemosphere, p. 137769
Bláha, L., Babica, P., & Maršálek, B. (2009). Toxins produced in cyanobacterial water blooms-Toxicity and risks. Interdisciplinary Toxicology, 2(2), 36.
Bouaïcha, N., Miles, C. O., Beach, D. G., Labidi, Z., Djabri, A., Benayache, N. Y., & Nguyen-Quang, T. (2019). Structural diversity, characterization and toxicology of microcystins. Toxins, 11(12), 714.

Brown, A., Foss, A., Miller, M. A., & Gibson, Q. (2018). Detection of cyanotoxins (microcystins/nodularins) in livers from estuarine and coastal bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) from Northeast Florida. Harmful Algae, 76, 22-34.
Cao, H., Han, L., & Li, L. (2022). A deep learning method for cyanobacterial harmful algae blooms prediction in Taihu Lake China. Harmful Algae, 113, 102189.
Carmichael, W. W., & Boyer, G. L. (2016). Health impacts from cyanobacteria harmful algae blooms: Implications for the North American Great Lakes. Harmful Algae, 54, 194-212.
Catherine, A., Bernard, C., Spoof, L., & Bruno, M. (2017). Microcystins and nodularins. Handbook Cyanobacterial Monitoring Cyanotoxin Analysis, 1, 107-126.
Chapra, S. C., Boehlert, B., Fant, C., Bierman, V. J., Jr., Henderson, J., Mills, D., Mas, D. M., Rennels, L., Jantarasami, L., Martinich, J., & Strzepek, K. M. (2017). Climate change impacts on harmful algal blooms in US freshwaters: A screening-level assessment. Environmental Science and Technology, 51(16), 8933-8943.
Chatziefthimiou, A. D., Banack, S. A., & Cox, P. A. (2021). Biocrust-produced cyanotoxins are found vertically in the desert soil profile. Neurotoxicity Research, 39(1), 42-48.
Chen, L., Chen, J., Zhang, X., & Xie, P. (2016). A review of reproductive toxicity of microcystins. Journal of Hazardous Materials, 301, 381-399.
Chen, L., Giesy, J. P., Adamovsky, O., Svirčev, Z., Meriluoto, J., Codd, G. A., Mijovic, B., Shi, T., Tuo, X., Li, S. C., & Pan, B. Z. (2021). Challenges of using blooms of Microcystis spp in animal feeds: A comprehensive review of nutritional, toxicological and microbial health evaluation. Science of The Total Environment, 764, 142319.
Chen, M.-Y., Teng, W.-K., Zhao, L., Hu, C.-X., Zhou, Y.-K., Han, B.-P., Song, L.-R., & Shu, W.-S. (2021b). Comparative genomics reveals insights into cyanobacterial evolution and habitat adaptation. ISME Journal, 15, 211-227.
Chen, G., Wang, L., Wang, M., & Hu, T. (2021c). Comprehensive insights into the occurrence and toxicological issues of nodularins. Marine Pollution Bulletin, 162, 111884.
Cheng, B., Xia, R., Zhang, Y., Yang, Z., Hu, S., Guo, F., & Ma, S. (2019). Characterization and causes analysis for algae blooms in large river system. Sustainable Cities and Society, 51, 101707.
Cheung, M. Y., Liang, S., & Lee, J. (2013). Toxin-producing cyanobacteria in freshwater: A review of the problems, impact on drinking water safety, and efforts for protecting public health. Journal of Microbiology, 51(1), 1-10.
Chirico, N., António, D. C., Pozzoli, L., Marinov, D., Malagó, A., Sanseverino, I., Beghi, A., Genoni, P., Dobricic, S., & Lettieri, T. (2020). Cyanobacterial blooms in Lake Varese: Analysis and characterization over ten years of observations. Water, 12(3), 675.
Christensen, V. G., & Khan, E. (2020). Freshwater neurotoxins and concerns for human, animal, and ecosystem health: A review of anatoxin-a and saxitoxin. Science of the Total Environment, 736, 139515.
Codd, G. A., Testai, E., Funari, E., Svirčev, Z. (2020). Cyanobacteria, cyanotoxins, and human health. In: Water
treatment for purification from cyanobacteria and cyanotoxins, Anastasia E. Hiskia, Theodoros M. Triantis, Maria G. Antoniou, Triantafyllos Kaludis, Dionysios D. DIonysios, Editors, pp 37-68. John Wiley & Sons
Corcoran, A. A., & Hunt, R. W. (2021). Capitalizing on harmful algal blooms: From problems to products. Algal Research, 55, 102265.
Davis, D. A., Cox, P. A., Banack, S. A., Lecusay, P. D., Garamszegi, S. P., Hagan, M. J., Powell, J. T., Metcalf, J. S., Palmour, R. M., Beierschmitt, A., & Bradley, W. G. (2020). L-serine reduces spinal cord pathology in a vervet model of preclinical ALS/MND. Journal of Neuropathology & Experimental Neurology, 79(4), 393-406.
Dev, P. J., Sukenik, A., Mishra, D. R., & Ostrovsky, I. (2022). Cyanobacterial pigment concentrations in inland waters: Novel semi-analytical algorithms for multi-and hyperspectral remote sensing data. Science of the Total Environment, 805, 150423.
Dittmann, E., Fewer, D. P., & Neilan, B. A. (2013). Cyanobacterial toxins: Biosynthetic routes and evolutionary roots. FEMS Microbiology Reviews, 37(1), 23-43.
Drobac, B. D., Tokodi, N., Marinović, Z., Lujić, J., Dulić, T., Simić, S. B., Đorđević, N. B., Kitanović, N., Šćekić, I., Urbányi, B., & Meriluoto, J. (2021). Cyanobacteria, cyanotoxins, and their histopathological effects on fish tissues in Fehérvárcsurgó reservoir, Hungary. Environmental Monitoring and Assessment, 193(9), 1-14.
Durán-Vinet, B., Araya-Castro, K., Chao, T. C., Wood, S. A., Gallardo, V., Godoy, K., & Abanto, M. (2021). Potential applications of CRISPR/Cas for next-generation biomonitoring of harmful algae blooms: A review. Harmful Algae, 103, 102027.
El-Sheekh, M. M., Abd Al-Halim, M. A., Mohammed, S. A., (2023). Algae processing by plasma discharge technology: A review. Algal Research, 70, 102983.
Farrer, D., Counter, M., Hillwig, R., & Cude, C. (2015). Health-based cyanotoxin guideline values allow for cyanotoxin-based monitoring and efficient public health response to cyanobacterial blooms. Toxins, 7, 457-477.
Fujiki, H., Suganuma, M., Suguri, H., Yoshizawa, S., Takagi, K., Nakayasu, M., Ojika, M., Yamada, K., Yasumoto, T., Moore, R. E., & Sugimura, T. (1990). New tumor promoters from marine natural products. In S. Hall & G. Strichartz (Eds.), Marine toxins: Origin, structure and molecular pharmacology (pp. 232-240). American Chemical Society.
Funari, E., & Testai, E. (2008). Human health risk assessment related to cyanotoxins exposure. Critical Reviews in Toxicology, 38(2), 97-125.
Ger, K. A., Hansson, L. A., & Lürling, M. (2014). Understanding cyanobacteria-zooplankton interactions in a more eutrophic world. Freshwater Biology, 59(9), 1783-1798.
Ghaffar, S., Stevenson, R. J., & Khan, Z. (2016). Cyanobacteria dominance in lakes and evaluation of its predictors: A study of Southern Appalachians Ecoregion, USA. Matec Web Conf, 60, 02001.
Gholami, Z., Mortazavi, M. S., & Karbassi, A. (2019). Environmental risk assessment of harmful algal blooms case study: Persian Gulf and Oman Sea located at Hormozgan Province, Iran. Human and Ecological Risk Assessment, 25(1-2), 271-296.

Greer, B., Maul, R., Campbell, K., & Elliott, C. T. (2017). Detection of freshwater cyanotoxins and measurement of masked microcystins in tilapia from Southeast Asian aquaculture farms. Analyt Bioanalyt Chem, 409(16), 4057-4069.
Griffiths, D. J., & Saker, M. L. (2003). The Palm Island mystery disease 20 years on: A review of research on the cyanotoxin cylindrospermopsin. Environmental Toxicology: An International Journal, 18(2), 78-93.
Guo, L. (2007). Doing battle with the green monster of Taihu Lake. Science, 317(5842), 1166-1166.
Guzmán-Guillén, R., Puerto, M., Gutiérrez-Praena, D., Prieto, A. I., Pichardo, S., Jos, Á., Campos, A., Vasconcelos, V., & Cameán, A. M. (2017). Potential use of chemoprotectants against the toxic effects of cyanotoxins: A review. Toxins, 9(6), 175.
Han, B. N., Liang, T. T., Keen, L. J., Fan, T. T., Zhang, X. D., Xu, L., Zhao, Q., Wang, S. P., & Lin, H. W. (2018). Two marine cyanobacterial aplysiatoxins polyketides, neo-debromoaplysiatoxin A and B, with K+ channel inhibition activity. Organic Letters, 20, 578-581.
Hao, A., Su, M., Kobayashi, S., Zhao, M., & Iseri, Y. (2022). Multiple roles of bamboo as a regulator of cyanobacterial bloom in aquatic systems. Scientific Reports, 12(1), 1-12.
Hilborn, E. D., Roberts, V. A., Backer, L., DeConno, E., Egan, J. S., Hyde, J. B., Nicholas, D. C., Wiegert, E. J., Billing, L. M., DiOrio, M., & Mohr, M. C. (2014). Algal bloom-associated disease outbreaks among users of freshwater lakes-United States, 2009-2010. Morbidity and Mortality Weekly Report, 63(1), 11.
Hofbauer, W. K. (2021). Toxic or otherwise harmful algae and the built environment. Toxins, 13(7), 465.
Huang, J. D., & Zheng, H. (2017). Current trend of metagenomic data analytics for cyanobacteria blooms. Journal of Geoscience and Environment Protection, 5(06), 198-213.
Huang, Y. L., Huang, G. H., Liu, D. F., Zhu, H., & Sun, W. (2012). Simulation-based inexact chance-constrained nonlinear programming for eutrophication management in the Xiangxi Bay of Three Gorges Reservoir. Journal of Environmental Management, 108, 54-65.
Huisman, J., Codd, G. A., Paerl, H. W., Ibelings, B. W., Verspagen, J. M., & Visser, P. M. (2018). Cyanobacterial blooms. Nature Reviews Microbiology, 16(8), 471-483.
Ilieva, V., Kondeva-Burdina, M., Georgieva, T., & Pavlova, V. (2019). Toxicity of cyanobacteria Organotropy of cyanotoxins and toxicodynamics of cyanotoxins by species. Pharmacia, 66, 91.
Jetoo, S., Grover, V. I., & Krantzberg, G. (2015). The Toledo drinking water advisory: Suggested application of the water safety planning approach. Sustainability, 7(8), 9787-9808.
Ji, X., Verspagen, J. M., Van de Waal, D. B., Rost, B., & Huisman, J. (2020). Phenotypic plasticity of carbon fixation stimulates cyanobacterial blooms at elevated CO2. Science Advances, 6(8), eaax2926.
Jia-Fong, H., Ouddane, B., Hwang, J. S., & Dahms, H. U. (2021). In silico assessment of human health risks caused by cyanotoxins from cyanobacteria. Biocell, 45(1), 65.

Jiménez, L. D. Q., Guzmán-Guillén, R., Cătunescu, G. M., Campos, A., Vasconcelos, V., Jos, Á., & Cameán, A. M. (2020). A new method for the simultaneous determination of cyanotoxins (Microcystins and Cylindrospermopsin) in mussels using SPE-UPLC-MS/MS. Environmental Research, 185, 109284.
Kankaanpää, H. T., Sipia, V. O., Kuparinen, J. S., Ott, J. L., & Carmichael, W. W. (2001). Nodularin analyses and toxicity of a Nodulariaspumigena (Nostocales, Cyanobacteria) water-bloom in the western Gulf of Finland, Baltic Sea, in August 1999. Phyciologia, 40, 268-274.
Karlson, B., Andersen, P., Arneborg, L., Cembella, A., Eikrem, W., John, U., West, J. J., Klemm, K., Kobos, J., Lehtinen, S., & Lundholm, N. (2021). Harmful algal blooms and their effects in coastal seas of Northern Europe. Harmful Algae, 102, 101989.
Kasan, N. A., Yusof, S. Z. M., Manan, H., Khairul, W. M., & Zakeri, H. A. (2021). Inhibitory effect of thiourea derivatives on the growth of blue-green algae. Journal of Environmental Management, 294, 113008.
Keliri, E., Paraskeva, C., Sofokleous, A., Sukenik, A., Dziga, D., Chernova, E., Brient, L., & Antoniou, M. G. (2021). Occurrence of a single-species cyanobacterial bloom in a lake in Cyprus: Monitoring and treatment with hydrogen peroxide-releasing granules. Environmental Sciences Europe, 33(1), 1-14.
Kim, J., Jonoski, A., & Solomatine, D. P. (2022). A classifi-cation-based machine learning approach to the prediction of cyanobacterial blooms in Chilgok Weir South Korea. Water, 14(4), 542.
Krienitz, L., Ballot, A., Kotut, K., Wiegand, C., Pütz, S., Metcalf, J. S., Codd, G. A., & Stephan, P. (2003). Contribution of hot spring cyanobacteria to the mysterious deaths of Lesser Flamingos at Lake Bogoria, Kenya. FEMS Microbiology Ecology, 43(2), 141-148.
Kubickova, B., Babica, P., Hilscherová, K., & Šindlerová, L. (2019). Effects of cyanobacterial toxins on the human gastrointestinal tract and the mucosal innate immune system. Environmental Sciences Europe, 31(1), 1-27.
Kudela, R., Berdalet, E., Urban, E. (2015) Harmful algal blooms: A scientific summary for policy makers. IOC/ UNESCO, Paris (IOC/INF-1320)
Kusumawati, D. I., & Mangkoedihardjo, S. (2021). Problems and use of cyanobacteria for environmental improve-ment-A. Journal of Aridland Agriculture, 7, 9-14.
Lad, A., Breidenbach, J. D., Su, R. C., Murray, J., Kuang, R., Mascarenhas, A., Najjar, J., Patel, S., Hegde, P., Youssef, M., & Breuler, J. (2022). As we drink and breathe: Adverse health effects of microcystins and other harmful algal bloom toxins in the liver, gut, lungs and beyond. Life, 12(3), 418.
Lago, J., Rodríguez, P. L., Blanco, L., Vieites, J. M., & Cabado, A. G. (2015). Tetrodotoxin, an extremely potent marine neurotoxin: Distribution, toxicity, origin and therapeutical uses. Marine Drugs, 13, 6384-6406.
Landsberg, J. H., Hendrickson, J., Tabuchi, M., Kiryu, Y., Williams, B. J., & Tomlinson, M. C. (2020). A largescale sustained fish kill in the St. Johns River, Florida: A complex consequence of cyanobacteria blooms. Harmful Algae, 92, 101771.

Le Moal, M., Gascuel-Odoux, C., Ménesguen, A., Souchon, Y., Étrillard, C., Levain, A., Moatar, F., Pannard, A., Souchu, P., Lefebvre, A., & Pinay, G. (2019). Eutrophication: A new wine in an old bottle? Science of the Total Environment, 651, 1-11.
Li, J., Li, R., & Li, J. (2017). Current research scenario for microcystins biodegradation-a review on fundamental knowledge, application prospects and challenges. Science of the Total Environment, 595(Suppl C), 615-632.
Li, S. M., Liu, J. P., Song, K. S., Liang, C., & Gao, J. (2019). Analysis of temporal and spatial variation characteristics and driving factors of blue alga blooms in Chaohu Lake based on Landsat images. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 28, 205-213.
Li, X., Liu, B., Wang, Y., Yang, Y., Liang, R., Peng, F., Xue, S., Zhu, Z., & Li, K. (2020). Hydrodynamic and environmental characteristics of a tributary bay influenced by backwater jacking and intrusions from a main reservoir. Hydrology and Earth System Sciences, 24(11), 5057-5076.
Li, H., Gu, X., Chen, H., Mao, Z., Zeng, Q., Yang, H., & Kan, K. (2021). Comparative toxicological effects of planktonic Microcystis and benthic Oscillatoria on zebrafish embryonic development: Implications for cyanobacteria risk assessment. Environmental Pollution, 274, 115852.
Li, L., Zhang, H., Mubashar, M., Chen, L., Cheng, S., & Zhang, X. (2023). Parallel filtration for solid-liquid separation: A case study of highly-efficient algal removal under parallel configuration driven by magnetic force. Separation and Purification Technology, 310, 123098.
Lim, M. H., Tay, H. S. M., Devotta, D. A., Mowe, M. A., & Mitrovic, S. M. (2020). Risk management of cyanotoxins in Singapore. Journal of Water Resource and Protection, 12(6), 512-525.
Lin, Q., Wu, Z., Singh, V. P., Sadeghi, S. H. R., He, H., & Lu, G. (2017). Correlation between hydrological drought, climatic factors, reservoir operation, and vegetation cover in the Xijiang Basin, South China. Journal of Hydrology, 549, 512-524.
Liu, W., Qiao, Q., Chen, Y., Wu, K., & Zhang, X. (2014). Microcystin-LR exposure to adult zebrafish (Danio rerio) leads to growth inhibition and immune dysfunction in F1 offspring, a parental transmission effect of toxicity. Aquatic Toxicology, 155, 360-367.
Lopez, C. B., Jewett, E. B., Dortch, Q., Walton, B. T., Barsanti, L., & Gualtieri, P. (2005). Algae: Anatomy, biochemistry, and biotechnology. CRC Press.
Lopez, C. B., Jewett, E. B., Dortch, Q., Walton, B. T., Hudnell, H. K. (2008). Scientific assessment of freshwater harmful algal blooms. Interagency Working Group on Harmful Algal Blooms, Hypoxia, and Human Health of the Joint Subcommittee on Ocean Science and Technology. Washington, D.C., USA
Lopez-Rodas, V., Maneiro, E., Lanzarot, M. P., Perdigones, N., & Costas, E. (2008). Mass wildlife mortality due to cyanobacteria in the Doñana National Park, Spain. Veterinary Record, 162(10), 317.
Lu, J., Zhu, B., Struewing, I., Xu, N., & Duan, S. (2019). Nitro-gen-phosphorus-associated metabolic activities during the development of a cyanobacterial bloom revealed by metatranscriptomics. Science and Reports, 9(1), 1-11.

Lu, T., Zhang, Q., Zhang, Z., Hu, B., Chen, J., Chen, J., & Qian, H. (2021). Pollutant toxicology with respect to microalgae and cyanobacteria. Journal of Environmental Sciences, 99, 175-186.
Ma, M., Wang, X., Veroustraete, F., & Dong, L. (2007). Change in area of Ebinur Lake during the 1998-2005 period. International Journal of Remote Sensing, 28, 5523-5533.
Maity, S., Guchhait, R., Chatterjee, A., & Pramanick, K. (2021). Co-occurrence of co-contaminants: Cyanotoxins and microplastics, in soil system and their health impacts on plant-A comprehensive review. Science of the Total Environment, 794, 148752.
Manning, S. R., & Nobles, D. R. (2017). Impact of global warming on water toxicity: Cyanotoxins. Current Opinion in Food Science, 18, 14-20.
Mao, J., Jiang, D., & Dai, H. (2015). Spatial-temporal hydrodynamic and algal bloom modelling analysis of a reservoir tributary embayment. Journal of Hydro-Environment Research, 9(2), 200-215.
Marampouti, C., Buma, A. G., & de Boer, M. K. (2021). Mediterranean alien harmful algal blooms: Origins and impacts. Environmental Science and Pollution Research, 28(4), 3837-3851.
Massey, I. Y., Al Osman, M., Yang, F. (2020). An overview on cyanobacterial blooms and toxins production: Their occurrence and influencing factors. Toxin Reviews, 41(1), 326-346.
Mccarthy, F. M. G., Riddick, N. L., Volik, O., Danesh, D. C., & Krueger, A. M. (2018). Algal palynomorphs as proxies of human impact on freshwater resources in the Great Lakes region. Anthropocene, 21, 16-31.
Mehinto, A. C., Smith, J., Wenger, E., Stanton, B., Linville, R., Brooks, B. W., Sutula, M. A., & Howard, M. D. (2021). Synthesis of ecotoxicological studies on cyanotoxins in freshwater habitats-Evaluating the basis for developing thresholds protective of aquatic life in the United States. Science of the Total Environment, 795, 148864.

Méjean, A., Paci, G., Gautier, V., & Ploux, O. (2014). Biosynthesis of anatoxin-a and analogues (anatoxins) in cyanobacteria. Toxicon, 91, 15-22.
Michalak, A. M., Anderson, E. J., Beletsky, D., Boland, S., Bosch, N. S., Bridgeman, T. B., DePinto, J. V., Evans, M. A., Fahnenstiel, G. L., & He, L. (2013). Recordsetting algal bloom in Lake Erie caused by agricultural and meteorological trends consistent with expected future conditions. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 110(16), 6448-6452.
Miglione, A., Napoletano, M., & Cinti, S. (2021). Electrochemical biosensors for tracing cyanotoxins in food and environmental matrices. Biosensors, 11(9), 315.
Misiou, O., Koutsoumanis, K. (2022). Climate change and its implications for food safety and spoilage. Trends in Food Science and Technology, 126, 142-152.
Moestrup, Ø. (1996). Toxic blue-green algae (cyanobacteria) in 1833. Phycologia, 35(sup6), 5-5.
Moore, S. K., Dreyer, S. J., Ekstrom, J. A., Moore, K., Norman, K., Klinger, T., Allison, E. H., & Jardine, S. L. (2020). Harmful algal blooms and coastal communities:

Socioeconomic impacts and actions taken to cope with the 2015 US West Coast domoic acid event. Harmful Algae, 96, 01799.
Moreira, C., Azevedo, J., Antunes, A., & Vasconcelos, V. (2013). Cylindrospermopsin: Occurrence, methods of detection and toxicology. Journal of Applied Microbiology, 114(3), 605-620.
Moreira, C., Ramos, V., Azevedo, J., & Vasconcelos, V. (2014). Methods to detect cyanobacteria and their toxins in the environment. Applied Microbiology and Biotechnology, 98(19), 8073-8082.
Morón-López, J. (2021). A holistic water monitoring approach for effective ecosystem management. Ecohydrology and Hydrobiology, 21(3), 549-554.
Müller, M. N., Mardones, J. I., & Dorantes-Aranda, J. J. (2020). Harmful algal blooms (HABs) in Latin America. Frontiers in Marine Science, 7, 34.
Namsaraev, Z., Melnikova, A., Komova, A., Ivanov, V., Rudenko, A., & Ivanov, E. (2020). Algal bloom occurrence and effects in Russia. Water, 12(1), 285.
Nguyen, T. A. D., Nguyen, L. T., Enright, A., Pham, L. T., Tran, H. Y. T., Tran, T. T., Nguyen, V. H. T., & Tran, D. N. (2021). Health risk assessment related to cyanotoxins exposure of a community living near Tri An Reservoir, Vietnam. Environ Sci Poll Res, 28(40), 56079-56091.
Ni, J., Liu, R., Li, Y., Tang, G., & Shi, P. (2022). An improved transfer learning model for cyanobacterial bloom concentration prediction. Water, 14(8), 1300.
Nwankwegu, A. S., Li, Y., Huang, Y., Wei, J., Norgbey, E., Sarpong, L., Lai, Q., & Wang, K. (2019). Harmful algal blooms under changing climate and constantly increasing anthropogenic actions: the review of management implications. Biotech 3, 9(12), 1-19.
Ogungbile, A. O., Ashur, I., Icin, I., Shapiro, O. H., & Vernick, S. (2021). Rapid detection and quantification of microcystins in surface water by an impedimetric immunosensor. Sensors and Actuators b: Chem, 348, 130687.
Ohio State University. (2017). Algal blooms cost Ohio homeowner million over six years: property values fall, as do fishing license sales, two studies find. ScienceDaily. ScienceDaily, 17 August 2017. sciencedaily.com/ releases/2017/08.170817141720.htm Accessed 13 Mar 2022.

Paerl, H. W. (2018). Mitigating toxic planktonic cyanobacterial blooms in aquatic ecosystems facing increasing anthropogenic and climatic pressures. Toxins, 10, 1-16.
Paerl, H. W., & Barnard, M. A. (2020). Mitigating the global expansion of harmful cyanobacterial blooms: Moving targets in a human-and climatically altered world. Harmful Algae, 96, 101845.
Paerl, H. W., & Otten, T. G. (2013). Harmful cyanobacterial blooms: Causes, consequences, and controls. Microbial Ecology, 65, 995-1010.
Paerl, H. W., & Otten, T. G. (2016). Duelling ‘CyanoHABs’: Unravelling the environmental drivers controlling dominance and succession among diazotrophic and non-N2-fixing harmful cyanobacteria. Environmental Microbiology, 18(2), 316-324.
Paerl, H. W., Xu, H., Hall, N. S., Rossignol, K. L., Joyner, R., Zhu, G., & Qin, B. (2015). Nutrient limitation dynamics examined on a multi-annual scale in Lake Taihu, China:

Implications for controlling eutrophication and harmful algal blooms. Journal of Freshwater Ecology, 30, 37-41.
Paerl, H. W., Gardner, W. S., Havens, K. E., Joyner, A. R., McCarthy, M. J., Newell, S. E., Qin, B., & Scott, J. T. (2016). Mitigating cyanobacterial harmful algal blooms in aquatic ecosystems impacted by climate change and anthropogenic nutrients. Harmful Algae, 54, 213-222.
Pal, M., Yesankar, P. J., Dwivedi, A., & Qureshi, A. (2021). Biotic control of harmful algal blooms (HABs): A brief review. Journal of Environmental Management, 268, 110687.

Papadimitriou, T., Katsiapi, M., Vlachopoulos, K., Christopoulos, A., Laspidou, C., Moustaka-Gouni, M., & Kormas, K. (2018). Cyanotoxins as the “common suspects” for the Dalmatian pelican (Pelecanus crispus) deaths in a Mediterranean reconstructed reservoir. Environmental Pollution, 234, 779-787.
Petterson, L. H., Pozdnyakov, D. (2013). Quantification, species variety, and consequences of harmful algal blooms (HABs). Chapter 1 in : Monitoring of harmful algal blooms. Springer-Praxis, Berlin, pp 1-24.
Pham, T. L., & Utsumi, M. (2018). An overview of the accumulation of microcystins in aquatic ecosystems. Journal of Environmental Management, 213, 520-529.
Pitcher, G. C., & Louw, D. C. (2021). Harmful algal blooms of the Benguela Eastern Boundary upwelling system. Harmful Algae, 102, 101898.
Poniedziałek, B., Rzymski, P., & Kokociński, M. (2012). Cylindrospermopsin: Water-linked potential threat to human health in Europe. Environmental Toxicology and Pharmacology, 34(3), 651-660.
Pouria, S., de Andrade, A., Barbosa, J., Cavalcanti, R. L., Barreto, V. T., Ward, C. J., & Codd, G. A. (1998). Fatal microcystin intoxication in haemodialysis unit in Caruaru Brazil. Lancet, 352(9121), 21-26.
Prabha, R., Singh, D. P., Somvanshi, P., & Rai, A. (2016). Functional profiling of cyanobacterial genomes and its role in ecological adaptations. Genomics Data, 9, 89-94.
Qiao, X., Saha., B. (2021). Quantifying the socio-economic impacts of harmful algal blooms in South-West Florida in 2018. Food and resource economics department, University of Florida institute of food and agricultural sciences. Accessed 16 Mar 2022.
Qin, B., Zhu, G., Gao, G., Zhang, Y., Li, W., Paerl, H. W., & Carmichael, W. W. (2010). A drinking water crisis in Lake Taihu, China: Linkage to climatic variability and lake management. Environmental Management, 45(1), 105-112.
Qu, M., Anderson, S., Lyu, P., Malang, Y., Lai, J., Liu, J., Jiang, B., Xie, F., Liu, H. H., Lefebvre, D. D., & Wang, Y. S. (2019). Effective aerial monitoring of cyanobacterial harmful algal blooms is dependent on understanding cellular migration. Harmful Algae, 87, 101620.
Rashidi, H., Baulch, H., Gill, A., Bharadwaj, L., & Bradford, L. (2021). Monitoring, managing, and communicating risk of harmful algal blooms (HABs) in recreational resources across Canada. Environmental Health Insights, 15, 11786302211014400.
Rodger, H. D., Turnbull, T., Edwards, C., & Codd, G. A. (1994). Cyanobacterial (blue-green-algal) bloom associated pathology in brown trout, Salmo trutta L., in

Loch Leven, Scotland. The Journal of Fish Disease, 17, 177-181.
Sakamoto, S., Lim, W. A., Lu, D., Dai, X., Orlova, T., & Iwataki, M. (2021). Harmful algal blooms and associated fisheries damage in East Asia: Current status and trends in China, Japan Korea and Russia. Harmful Algae, 102, 101787.

Sanseverino, I., Conduto, D., Pozzoli, L., Dobricic, S., Lettieri, T. (2016). Algal bloom and its economic impact. European Commission, Joint Research Centre Institute for Environment and Sustainability, EUR 27905 EN. https:// doi.org/10.2788/660478
Schaefer, A. M., Yrastorza, L., Stockley, N., Harvey, K., Harris, N., Grady, R., Sullivan, J., McFarland, M., & Reif, J. S. (2020). Exposure to microcystin among coastal residents during cyanobacteria bloom in Florida. Harmful Algae, 92, 101769.
Schmale, D. G., Ault, A. P., Saad, W., Scott, D. T., & Westrick, J. A. (2019). Perspectives on harmful algal blooms (HABs) and the cyberbiosecurity of freshwater systems. Front Bioeng Biotechnol, 7, 128.
Serrà, A., Philippe, L., Perreault, F., & Garcia-Segura, S. (2021). Photocatalytic treatment of natural waters. Reality or hype? The case of cyanotoxins remediation. Water Research, 188, 116543.
Shahmohamadloo, R. S., Poirier, D. G., Almirall, X. O., Bhavsar, S. P., & Sibley, P. K. (2020). Assessing the toxicity of cell-bound microcystins on freshwater pelagic and benthic invertebrates. Ecotoxicology and Environmental Safety, 188, 109945.
Shen, L., Xu, H., & Guo, X. (2012). Satellite remote sensing of harmful algal blooms (HABs) and a potential synthesized framework. Sensors (basel), 12, 7778-7803.
Shi, K., Zhang, Y., Zhou, Y., Liu, X., Zhu, G., Qin, B., & Gao, G. (2017). Long-term MODIS observations of cyanobacterial dynamics in Lake Taihu: Responses to nutrient enrichment and meteorological factors. Scientific Reports, 7(1), 1-16.
Skafi, M., Duy, S. V., Munoz, G., Dinh, Q. T., Simon, D. F., Juneau, P., & Sauvé, S. (2021). Occurrence of microcystins, anabaenopeptins and other cyanotoxins in fish from a freshwater wildlife reserve impacted by harmful cyanobacterial blooms. Toxicon, 194, 44-52.
Smith, R. B., Bass, B., Sawyer, D., Depew, D., & Watson, S. B. (2019). Estimating the economic costs of algal blooms in the Canadian Lake Erie Basin. Harmful Algae, 87, 101624.

Smucker, N. J., Beaulieu, J. J., Nietch, C. T., & Young, J. L. (2021). Increasingly severe cyanobacterial blooms and deep-water hypoxia coincide with warming water temperatures in reservoirs. Global Change Biology, 27(11), 2507-2519.
Starling, F., Lazzaro, X., Cavalcanti, C., & Moreira, R. (2002). Contribution of omnivorous tilapia to eutrophication of a shallow tropical reservoir: Evidence from a fish kill. Freshwater Biology, 47, 2443-2452.
Sukenik, A., & Kaplan, A. (2021). Cyanobacterial harmful algal blooms in aquatic ecosystems: A comprehensive outlook on current and emerging mitigation and control approaches. Microorganisms, 9(7), 1472.

Sunesen, I., Méndez, S. M., Mancera-Pineda, J. E., Bottein, M. Y. D., & Enevoldsen, H. (2021). The Latin America and Caribbean HAB status report based on OBIS and HAEDAT maps and databases. Harmful Algae, 102, 101920.
Svirčev, Z., Lalić, D., Bojadžija Savić, G., Tokodi, N., Drobac Backović, D., Chen, L., Meriluoto, J., & Codd, G. A. (2019). Global geographical and historical overview of cyanotoxin distribution and cyanobacterial poisonings. Archives of Toxicology, 93, 2429-2481.
Tarafdar, L., Mohapatra, M., Muduli, P. R., Kumar, A., Mishra, D. R., & Rastogi, G. (2023). Co-occurrence patterns and environmental factors associated with rapid onset of Microcystis aeruginosa bloom in a tropical coastal lagoon. Journal of Environmental Management, 325, 116580.

Taranu, Z. E., Gregory-Eaves, I., Leavitt, P. R., Bunting, L., Buchaca, T., Catalan, J., Domaizon, I., Guilizzoni, P., Lami, A., McGowan, S., & Moorhouse, H. (2015). Acceleration of cyanobacterial dominance in north tem-perate-subarctic lakes during the Anthropocene. Ecology Letters, 18(4), 375-384.
Trevino-Garrison, I., DeMent, J., Ahmed, F. S., Haines-Lieber, P., Langer, T., Ménager, H., Neff, J., Van der Merwe, D., & Carney, E. (2015). Human illnesses and animal deaths associated with freshwater harmful algal blooms-Kansas. Toxins, 7(2), 353-366.
Trinchet, I., Cadel-Six, S., Djediat, C., Marie, B., Bernard, C., Puiseux-Dao, S., Krys, S., & Edery, M. (2013). Toxicity of harmful cyanobacterial blooms to bream and roach. Toxicon, 71, 121-127.
Tsikoti, C., & Genitsaris, S. (2021). Review of harmful algal blooms in the Coastal Mediterranean Sea, with a focus on Greek waters. Diversity, 13(8), 396.
Turner, A. D., Lewis, A. M., Bradley, K., & Maskrey, B. H. (2021). Marine invertebrate interactions with harmful algal blooms-Implications for one health. Journal of Invertebrate Pathology, 186, 107555.
USEPA, (2015a). Drinking water health advisories for two cyanobacterial toxins. Office of Water, 820F15003.
USEPA. (2015b). Recommendations for public water systems to manage cyanotoxins in drinking water. Office of Water (4606M), EPA 815-R-15-010.
USEPA Harmful Algal Blooms (2017): www.epa.gov/nutri entpollution/harmful-algal-blooms
USEPA. (2019). Cyanobacteria and cyanotoxins: Information for drinking water systems. United State Environmental Protection Agency. Office of Water, EPA-810F11001. https://www.epa.gov/sites/default/files/201907/docum ents/cyanobacteria_and_cyanotoxins_fact_sheet_for_ pws_final_06282019.pdf.pdf
USEPA. (2022a). United States environmental protection agency. Learn about Cyanobacteria and Cyanotoxins. https://www.epa.gov/cyanohabs/learn-about-cyanobacte ria-and-cyanotoxins
USEPA. (2022b). United States environmental protection agency. Health effects from Cyanotoxins. https://www. epa.gov/cyanohabs/health-effects-cyanotoxins
Veerman, J., Kumar, A., & Mishra, D. R. (2022). Exceptional landscape-wide cyanobacteria bloom in Okavango Delta, Botswana in 2020 coincided with a mass elephant die-off event. Harmful Algae, 111, 102145.

Veldee, M. V. (1931). An epidemiological study of suspected water-borne gastroenteritis. American Journal of Public Health, 21(11), 1227-1235.
Verspagen, J. M., Van de Waal, D. B., Finke, J. F., Visser, P. M., Van Donk, E., & Huisman, J. (2014). Rising CO2 levels will intensify phytoplankton blooms in eutrophic and hypertrophic lakes. Plos One, 9(8), e104325.
Vidal, F., Sedan, D., D’Agostino, D., Cavalieri, M. L., Mullen, E., Parot Varela, M. M., Flores, C., Caixach, J., & Andrinolo, D. (2017). Recreational exposure during algal bloom in Carrasco Beach, Uruguay: A liver failure case report. Toxins, 9(9), 267.
Vieira-Lanero, R., Barca, S., Cobo, M. C., & Cobo, F. (2022). Occurrence of freshwater cyanobacteria and bloom records in Spanish reservoirs (1981-2017). Hydrobiology, 1(1), 122-136.
Vogiazi, V., de la Cruz, A. A., Varughese, E. A., Heineman, W. R., White, R. J., & Dionysiou, D. D. (2021). Sensitive electrochemical detection of microcystin-LR in water samples via target-induced displacement of aptamer associated [Ru (NH3) 6] 3+. ACS ES&T Engineering, 1(11), 1597-1605.
Wan, X., Steinman, A. D., Gu, Y., Zhu, G., Shu, X., Xue, Q., Zou, W., & Xie, L. (2020). Occurrence and risk assessment of microcystin and its relationship with environmental factors in lakes of the eastern plain ecoregion China. Environmental Science and Pollution Research, 27(36), 45095-45107.
Wang, C., Feng, T., Wang, P., Hou, J., & Qian, J. (2017). Understanding the transport feature of bloom-forming Microcystis in a large shallow lake: A new combined hydrodynamic and spatially explicit agent-based modelling approach. Ecological Engineering, 343, 25-38.
Wang, H., Li, H., Sun, K., Huang, H., Zhu, P., & Lu, Z. (2020). Impact of exogenous nitrogen on the cyanobacterial abundance and community in oil-contaminated sediment: A microcosm study. Science of the Total Environment, 710, 136296.
Wang, K., Mou, X., Cao, H., Struewing, I., Allen, J., & Lu, J. (2021a). Co-occurring microorganisms regulate the succession of cyanobacterial harmful algal blooms. Environmental Pollution, 288, 117682.
Wang, H., Xu, C., Liu, Y., Jeppesen, E., Svenning, J. C., Wu, J., Zhang, W., Zhou, T., Wang, P., Nangombe, S., & Ma, J. (2021b). From unusual suspect to serial killer: Cyanotoxins boosted by climate change may jeopardize African megafauna. The Innovation, 2(2), 100092.
Welker, M., Chorus, I., Scheffer, B. and Urquhard E. (2021). Planning monitoring programmes for cyanobacteria and cyanotoxins. In: Toxic cyanobacteria in water, pp 641668 CRC Press.
Whitman, P., Schaeffer, B., Salls, W., Coffer, M., Mishra, S., Seegers, B., Loftin, K., Stumpf, R., & Werdell, P. J. (2022). A validation of satellite derived cyanobacteria detections with state reported events and recreation advisories across US lakes. Harmful Algae, 115, 102191.
WHO. (2010). IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans, ingested nitrate and nitrite, and cyanobacterial peptide toxins (Vol. 94, p. 450). World Health Organization.

Willis, C., Papathanasopoulou, E., Russel, D., & Artioli, Y. (2018). Harmful algal blooms: The impacts on cultural ecosystem services and human well-being in a case study setting, Cornwall. UK. Mar. Policy, 97, 232-238.
Wood, R. (2016). Acute animal and human poisonings from cyanotoxin exposure-A review of the literature. Environment International, 91, 276-282.
World Health Organization (2021). WHO guidelines on recreational water quality: Volume 1: Coastal and fresh waters. World Health Organization (WHO).
Wu, T., Qin, B., Zhu, G., Luo, L., Ding, Y., & Bian, G. (2013). Dynamics of cyanobacterial bloom formation during short-term hydrodynamic fluctuation in a large shallow, eutrophic, and wind-exposed Lake Taihu China. Environmental Science and Pollution Research, 20(12), 8546-8556.
Wu, J., Hilborn, E. D., Schaeffer, B. A., Urquhart, E., Coffer, M. M., Lin, C. J., & Egorov, A. I. (2021). Acute health effects associated with satellite-determined cyanobacterial blooms in a drinking water source in Massachusetts. Environmental Health, 20(1), 1-13.
Xie, H., Fischer, A. M., & Strutton, P. G. (2021). Generalized linear models to assess environmental drivers of paralytic shellfish toxin blooms (Southeast Tasmania, Australia). Continental Shelf Research, 223, 104439.
Xu, H., Long, L., Yan, M., Ma, J., Ji, D., Liu, D., & Yang, Z. (2020). Modelling the effects of hydrodynamics on thermal stratification and algal blooms in the Xiangxi Bay of Three Gorges Reservoir. Frontiers in Ecology and Evolution, 8, 453.
Xue, Y., Chen, H., Yang, J. R., Liu, M., Huang, B., & Yang, J. (2018). Distinct patterns and processes of abundant and rare eukaryotic plankton communities following a reservoir cyanobacterial bloom. ISME Journal, 12, 2263-2277.
You, L., Tong, X., Te, S. H., Tran, N. H., Sukarji, N. H., He, Y., & Gin, K. Y. H. (2022). Multi-class secondary metabolites in cyanobacterial blooms from a tropical water body: Distribution patterns and real-time prediction. Water Research, 212, 118129.

Yu, Y., Zhang, Q., Liu, G., Deng, Y., Kang, J., Zhang, F., Lu, T., Sun, L., & Qian, H. (2021). Proteomic analysis of zebrafish brain damage induced by Microcystis aeruginosa bloom. Science of the Total Environment, 795, 148865.

Zamyadi, A., MacLeod, S. L., Fan, Y., McQuaid, N., Dorner, S., Sauvé, S., & Prévost, M. (2012). Toxic cyanobacterial breakthrough and accumulation in a drinking water plant: A monitoring and treatment challenge. Water Research, 46(5), 1511-1523.
Zhang, Y., Husk, B. R., Duy, S. V., Dinh, Q. T., Sanchez, J. S., Sauvé, S., & Whalen, J. K. (2021). Quantitative screening for cyanotoxins in soil and groundwater of agricultural watersheds in Quebec Canada. Chemosphere, 274, 129781.

Zhao, Y., Xue, Q., Su, X., Xie, L., Yan, Y., & Steinman, A. D. (2015). Microcystin-LR induced thyroid dysfunction and metabolic disorders in mice. Toxicol, 328, 135-141.
Zhao, K., Wang, L., You, Q., Pan, Y., Liu, T., Zhou, Y., Zhang, J., Pang, W., & Wang, Q. (2021). Influence of cyanobacterial blooms and environmental variation on zooplankton and eukaryotic phytoplankton in a large, shallow, eutrophic lake in China. Science of the Total Environment, 773, 145421.
Zhou, Y., Wang, L., Zhou, Y., & Mao, X.-Z. (2020). Eutrophication control strategies for highly anthropogenic influenced coastal waters. Science of the Total Environment, 705, 135760.
Zhu, X., Dao, G., Tao, Y., Zhan, X., & Hu, H. (2021). A review on control of harmful algal blooms by plant-derived allelochemicals. Journal of Hazardous Materials, 401, 123403.

Publisher’s Note Springer Nature remains neutral with regard to jurisdictional claims in published maps and institutional affiliations.

Received: 7 March 2023 / Accepted: 27 November 2023 / Published online: 9 January 2024
© The Author(s) 2024

habitats, they are equally capable of secreting toxins, which altogether present grave environmental and medical consequences. In this paper, we gave an update on factors that influence cHABs, cyanotoxin exposure routes, and environmental public health implications, especially impacts on fish, pets, and livestock. We discussed social economic impacts, risk assessment, and management problems for cHABs and, thereafter, assessed the extant management approaches including prevention, control, and mitigation of the proliferation of cyanobacterial blooms. In light of this, we suggest that more intensified research should be directed to the standardization of procedures for cyanotoxin analysis. Also, the provision of standardized reference material for the quantification of cyanotoxins is vital for routine monitoring as well as the development of strong in situ sensors capable of quantifying and detecting HABs cells and toxins in waterbodies to prevent the adverse impacts of cHABs. Also, more investigations into the natural and environmentally friendly approach to cyanobacteria management and the necessary and appropriate deployment of artificial intelligence are required. Finally, we wish to redirect the focus of public health authorities to protecting drinking water supply sources, agriculture products, and food sources from cyanotoxins contamination as well as to implement proper monitoring and treatment procedures to protect citizens from this potential health threat.

Keywords Algae bloom Cyanobacteria Aquatic pollution Cyanotoxins

Microalgae are vital primary producers, as they are essential to energy flow, ecological balance, nitrogen fixation, material circulation, and pollution degradation. They are also implicated in the accumulation of contaminants or pollutants that directly result in ecosystem deterioration (Lu et al., 2021). Although most algae are beneficial, microalgae occasionally form algal blooms (ABs) especially in waterbodies (both salt and freshwater milieus) when compacted or when dense populations of algae rapidly rise under favorable growth conditions (USEPA 2017). Algal blooms are an unpleasant sight to behold; however, they are not all harmful to humans. Algal blooms can cause anoxia, form high biomass, or produce taste and odor leading to economic losses as a result of the need for water treatment. Some species capable of secreting harmful toxins are characterized as harmful algal blooms (HABs) (USEPA 2017). Harmful algal blooms occur when toxin-producing algae grow excessively in a body of water, thereby causing harm, either due to toxins or accumulated biomass that affects co-existing organisms in the environment, altering food-web dynamics (Anderson, 2009). Harmful algal blooms can be differentiated by three characteristic phenomena including intoxication of freshwater and marine life, anoxia (due to high biomass), and accumulation of toxins in the food chain (Marampouti et al., 2021). Harmful algal blooms are small plantlike organisms (mainly of cyanobacteria-blue-green algae), that give water bodies their characteristic blue-green color. Common bloom-forming cyanobacteria genera include Dolichospermum, Microcystis, Aphanizomenon, Trichodesmium, Nodularia, Cylindrospermopsis, and Planktothrix (Huisman et al., 2018). Globally, water contamination resulting from cyanobacteria blooms has been reported in lakes, lagoons, oceans, rivers, streams, water reservoirs, and wells (Massey et al., 2020).

Due to the threat of cyanobacteria harmful algal blooms (cHABs) to humans and animals, several studies on these organisms have been carried out in freshwater environments in North America, Asia, Oceania, Africa, and Europe (Huang & Zheng, 2017)
and the studies indicated a global increase of cyanobacteria in the aquatic ecosystem. For instance, in 2017, a study predicted the effects of climate change on the concentration of cyanobacteria in large reservoirs in the USA using statistical modelling framework (Chapra et al., 2017). The framework utilized a forecast of climate change from five global calculation models, two cyanobacteria growth and two greenhouse gas emission scenarios coupled with a water quality/hydrologic network model of the contiguous USA. The model forecasted a likely increase in the year 2017 in the mean number of days of harmful cHABs from 7 days per year per water body to 16-23 days in 2050 and 18-39 days in 2090 due to the increase in nutrient levels as well as the rise in water temperature in the aquatic milieu (Chapra et al., 2017). The expansion of cyanobacteria blooms in Taihu Lake is currently extending across almost approximately of its entire surface and this proliferation has been accompanied by serious environmental, economic, and societal challenges with long-term negative impacts on water quality, economic activities, fisheries and aesthetics, tourism, and other economic activities. Furthermore, an analysis carried out on satellite data from lake revealed that high nutrient concentrations and high temperatures promote cyanobacterial growth in spring whereas low atmospheric temperatures and low wind speeds favor the formation of surface blooms (Guo et al. 2007; Shi et al., 2017). Vieira et al. 2022 recorded cyanobacteria species in 252 of the 988 existing Spanish water reservoirs and blooms in 91 of the reservoirs most destined for water supply which demonstrated the widespread increase of potentially harmful cyanobacteria in recent times. The data were sourced from different websites of Spanish basin organizations, technical reports, and scientific papers from 1981 to 2017.

Harmful algal blooms especially cHABs alter the energy flux of the food webs in the aquatic environments, leading to loss of biodiversity and threatening the sustainability of the aquatic ecosystem (Paerl & Otten, 2013). In humans, the impacts of cHABs and other HABs include illness and death through direct exposure to their toxins, indirect exposure to organisms that amass the toxins or exposure to aerosolized toxins (Carmichael & Boyer, 2016). HAB toxins are associated with several syndromes such as paralytic shellfish poisoning (PSP), ciguatera fish poisoning (CFP), diarrheic shellfish poisoning
(DSP), neurotoxic shellfish poisoning (NSP), and amnesic shellfish poisoning (ASP) (Gholami et al., 2019). Other HABs-related syndromes include palytoxin poisoning, azaspiracid poisoning (AZP) and tetrodotoxin poisoning (Tsikoti & Genitsaris, 2021), brevetoxins (BTX), okadaic acid (OA), domoic acid (DA), and numerous other toxins (Durán-Vinet et al., 2021). These toxins are transferred to humans through the consumption of surviving organisms that have bioaccumulated these toxins through sequential trophic advancement in the food web (Marampouti et al. Marampouti et al., 2021). According to the data captured by the harmful algal event database (HAEDAT) from 1987 to 2022, about 82 human mortalities, 4045 cases of toxins in seafood and 181 reports of water discoloration because of HABs (http://haedat.iode.org/). An example of the challenge of cyanobacteria blooms was the Wuxi water crisis in May 2007 which affected about 2 million inhabitants who had no access to drinking water for over a week due to massive Microcystis spp. toxin blooms (Qin et al., 2010).

Interestingly, HABs, especially cHABs, are occurring with phenomenal growth rates and depositions in unorthodox environments due to global warming and eutrophication (Huisman et al., 2018), anthropogenic actions, hydrological variables, and ecophysiological adaptation strategies. The accumulation of cyanobacteria biomass affects numerous ecosystem services and accounts for significant economic losses associated with water treatment, recreational services, and subsistence and commercial aquaculture (Le Moal et al., 2019). Cyanobacteria harmful algal blooms are known environmental threats that deteriorate the quality of different waterbodies by increasing water turbidity, depleting dissolved oxygen (DO), and in producing diverse toxic secondary metabolites (Wang et al., 2021a). In the freshwater ecosystem, notable cHABs-causing genera include diazotrophic taxa ( -fixing), such as Cylindrospermopsis, Nodularia, and Anabaena, and non- -fixing taxa, such as Microcystis, Oscillatoria, and Planktothrix (Wang et al., 2021a). The availability of nitrogen ( ) is a known regulator for cHABs community structure (Lu et al., 2019), and it is commonly believed that N -limiting conditions favor the growth of -fixing cyanobacteria, whereas when supply is abundant, non- -fixing cyanobacteria would outcompete slow-growing -fixing cyanobacteria taxa
(Pearl and Otten 2016). Nevertheless, several cHABs are initiated with -fixers when is replete; thereafter, the community structure then accommodates non- -fixing genera under low concentrations (Fig. 1). The reverse situation has been recognized to either directly or indirectly transfer from -fixers to non- -fixing cyanobacteria (Lu et al., 2019). Altogether, the various traits shared among cyanobacteria genera reveal that these organisms are a heterogeneous group reacting differently to various ecological conditions and abiotic regulators. The cycles of occurrence of cHABs are intrinsically directed by a notable change in seasonal environmental conditions (Fig. 1), accompanied by changes in zooplankton and phytoplankton populations (Zhao et al., 2021). The changes in planktonic population dynamics are attributed to the following:
(i) Production of toxic metabolites, as well as competitive exclusion amongst cyanobacteria, bloom community that repress phytoplankton proliferation (Xue et al., 2018)
(ii) Selective or alternative feeding of zooplankton on phytoplankton and cyanobacteria, thereby promoting either the formation or repression of cyanobacteria blooms (Zhao et al., 2021).

Cyanobacteria harmful algal blooms are produced in extremely high cell densities; however, toxin production is not always proportionate to cell density. Moreover, certain cHAB denizens secrete potent toxins at low cell densities that affect human health when contaminated seafood such as shellfish are consumed (Xie et al., 2021). Several researchers have so far detected varying concentrations of cyanobacteria toxins in fish (Greer et al., 2017; Skafi et al., 2021), environmental waters (Keliri et al., 2021; Ogungbile et al., 2021; Serrà et al., 2021; Vogiazi et al., 2021), and in soil (Chatziefthimiou et al., 2021; Maity et al., 2021; Zhang et al., 2021); however, the hotspots of human exposure to cyanobacteria toxins might not have been satisfactorily elucidated. The effect of cHABs on humans and animals and several control strategies being suggested have been well documented; however, there is yet no proven, practicable, affordable, and widely acceptable interventions adopted as global best practice to salvage this menace and this calls for more research in this direction. To better comprehend the current state of the impacts of

cyanobacteria toxins, it is essential to collate, compare, and analyze the current research discoveries, determine the current state of knowledge, and characterize the effect of cyanobacteria toxins on humans and animals. We reviewed the exposure routes, socioeconomic, and public health impacts and assessed the risks of harmful agal blooms to humans and animals to increase public awareness of the potential implications of cHABs. This review presents the current state of knowledge of cyanobacteria and cyanotoxins pollution research with emphasis on current developments, knowledge gaps, and suggestions to support future research.

The overwhelming occurrence of cHABs, worldwide, threatens the safety of both rural and urban freshwater supply, water quality, and aquatic organisms. It also threatens the financial viability of properties and ecological sustainability of numerous freshwater ecosystems. Cyanobacteria, like other living organisms, do require certain factors for their optimal biomass
growth and maintenance. The regulation of these factors often dictates their population dynamics and subsequently cHABs formation in any given environmental matrix. Moreover, these factors can influence sporadic and spontaneous HABs situations, either individually or interdependently. Hence, the major drivers for the formation of cHABs and other HABs can be grouped into the following:

A healthy, wholesome body of water has its limits with regard to concentrations of minerals and nutrients; this ensures the proper energy distribution in the matrix and the maintenance of ecological balance. However, in some cases, this balance can be disrupted due to the influx of certain compounds and nutrients above their counterparts, thereby creating an incessantly imbalanced community. In this regard, eutrophication may be defined as the enrichment of water bodies with nutrients and minerals, particularly phosphorus (P) and/or N, usually beyond their thresholds. This resultantly causes an increase in the growth of higher forms of plants and algae to produce
undesirable water conditions, water quality, and the balance of organisms in the water to form blooms (Namsaraev et al., 2020). Eutrophication and pollution are usually increased by rainfall due to the transport of contaminants and nutrient-rich run-off across freshwater environments to the marine continuum. It has been reported as a major cause of increasing cHABs occurrence and is among the major driving factor for the formation of cyanobacterial bloom (Chirico et al., 2020). The main nutrient pathways leading to eutrophication include soil erosion, wastewater discharge, leaking or overflowing domestic sewers, agricultural fertilization, and farmland drainage (Fig. 2) (Li et al., 2019). Eutrophication induces cyanobacterial growth that subsequently forms algal bloom and is becoming one of the leading challenges
associated with water quality in densely populated areas. Cyanobacteria pigments in sediment cores from a survey of over 100 lakes in North America and Europe revealed an increase of almost of cyanobacteria abundance compared with other phytoplankton since the industrial revolution and has accelerated since 1945 and is likely to continue in the next decades (Taranu et al., 2015).

In the USA, about 2.2-4.6 billion dollars was estimated as an annual economic loss due to eutrophication (Namsaraev et al., 2020). With the continuous increase in the world population and anthropogenic pressure on water bodies, more deterioration of the water quality is expected. Furthermore, due to the increase of livestock droppings, increase erosion incidence, regular use of fertilizers for agricultural

purposes and inflow of contaminated wastewater, eutrophication/deterioration of the water quality is expected to rise by 1.37-3.1 times (Beaulieu et al., 2019); hence, the challenge of eutrophication in large parts of inland and coastal waterbodies might only grow worse, globally.

Anthropocentric day-to-day living has been reported to contribute over of eutrophication, cHABs and other HABs events in marine, freshwater, and other interconnected hydrologic systems (Zhou et al., 2020). Noteworthy, anthropogenic activities that trigger HABs and cHABs include the construction of dams, river diversions, and deforestation. In addition, developments of reservoirs, land, and watershed, as well as inputs of N and P in waterbodies from nonpoint and point sources (Huang et al., 2012). Anthropogenic inputs of N , partial pressure of carbon dioxide (pCO2) and P emissions from both non-point and point sources significantly contribute to the development of HABs, especially cHABs that alter water quality. Anthropogenic inputs of N and P from point sources (wastewater, mining, and industrial effluent) and non-point sources (agricultural run-offs, inorganic fertilizer, and stormwater) have tremendously encouraged HAB proliferation in the freshwatermarine continuum (Paerl et al., 2015). The effect is known to promote the cHABs. However, not much is known about the in situ mechanisms in comparison with the effects of temperature (Ji et al., 2020; Verspagen et al., 2014).

The growing rates of industrialization and urbanization have put major burdens on the rerouting of some rivers, forest resources, watersheds, wetland removal, and land development. These have worsened eutrophication and HABs dynamics on a regional level (Mccarthy et al., 2018). At the global level, the release of nutrients by agricultural, urban, and industrial settlements into rivers, reservoirs, lakes, and coastal waters increases the incidence of cHABs and other HABs. In developing countries, especially the ones without proper water and sanitation infrastructure or reticulation systems, lentic or stagnant water bodies are common habitats for cHAB . This is because they are overstretched for multiple uses, especially recreation and sanitation purposes, such as laundry and bathing. More so, nearby watersheds are
deemed a perfect ground for open defecation. Since detergents and human feces are rich in N and P , adjacent water bodies might therefore have a high likelihood of nutrient infusion and overload during flash floods. Other contaminants that pollute waterbodies via accidental discharge and pipeline vandalism due to human activities that significantly encourage the processes of episodic blooms include petroleum products such as kerosene, spent lubricating oil, premium motor spirit, diesel, gasoline, automobile gas oil, and heavy metals (Nwankwegu et al., 2019). Anthropogenic activities have been reported to alter planktonic community structures, migration patterns, and species distribution that result in changes in the biogeography and HAB dynamics, especially cHABs (Müller et al., 2020).

Worldwide, extreme weather events are expected to increase due to global climate change leading to short-term hydrodynamic fluctuations and such fluctuations influence cyanobacterial blooms (Wu et al., 2013). The extent of hydrologic forces exerted on coastal waters and freshwater bodies affects phytoplankton, cHABs and HABs, nutrient dynamics, water integrity, and cell buildups (Wang et al., 2017). Aquatic environments are potentially affected by both vertical and horizontal mixes in connection with fluvial and alluvial procedures. Flushing and mixing are two hydrodynamics events that regulate the growth of cHABs and other HABs that directly influence water residence time and temperature (Mao et al., 2015). These changes in the vertical mixing of water layers driven by stratified density currents influence the formation of algal blooms (Li et al., 2020). Hydrological modifications such as water diversion and river damming increase the consequence of high nutrient loading from upstream. Similarly, the practice of blocking and impounding rivers enacts significant physical variations on the river continuum. This, in turn, releases large amounts of methane, disrupts the hydrological cycle of floodplains, and fragments habitats, eutrophication, and the formation of HABs (Xu et al., 2020). In general, hydrodynamic, meteorological conditions and nutrients are among the main factors that contribute to the formation of algal blooms. Since meteorological conditions cannot be controlled, bloom control should be primarily determined by
hydrodynamic conditions and pollution loads (Mao et al., 2015). Likewise, as the majority of living biomass, suspended particles, pollutants, and dissolved gases are mixed and carried by turbulent motions, the interactions of different water quality variables may be greatly affected by fluctuating hydrodynamic conditions to form blooms (Mao et al., 2015). In riverine ecosystems, changes in hydrological conditions, such as water level, agitation, and transparency, are highly influential on algal growth, diffusion, migration, and bloom accumulation (Cheng et al., 2019).

Climate change alters hydrologic patterns and causes a rise in temperatures, intensity, frequency, and duration of cyanobacterial blooms. Climatic change creates a significant challenge in assessing cHABs and other HABs growth dynamics, proliferation rate, intensity, and integrity. In addition, global warming, rise in sea level, and changes in the pattern of rainfall impact cHABs and other HAB dominance. Climate change can result in extreme changes in freshwaters (rivers and lakes) and ocean circulations, flows, stratification, cyclone frequency and severity, wind direction, and speed and are strong modulations of eutrophication. It also increased average global temperature, natural disasters, extended dry periods, rising sea levels, and increased incidence of intense precipitation events (Misiou & Koutsoumanis, 2022). The impact of climate change could increase the acidification of water, which increases the dissolve , enhancing photosynthesis in cyanobacteria. It also supports extreme hydrologic activities such as drought and storm-related flooding and these are crucial drivers of bloom expansions (Lin et al., 2017). Climate change also influences precipitation, irradiance, temperature increase, salination, mixing and stratification patterns, and the rate of storm events, and all these add to the factors that encourage the formation of cHABs in aquatic environments. Heavy precipitation incidents such as rainstorms and hurricanes cause a rise in surface runoff that carry excess nutrients including phosphorous and nitrogen, and precipitation is regarded as one of the major factors influencing HAB proliferation (Chapra et al., 2017).

The consequence of climate change is perceived in the form of regular and longer periods of precipitation incidents followed by longer periods of low rainfall or
drought. This results in an increase in the residence time of nutrients in the environments that create ideal situations for blooms formation of cHABs and other HABs (Michalak et al., 2013). Climate change has contributed to the continuous upsurge of microalgae population (cyanobacteria) in aquatic milieu to form algal bloom. The thick layer of microalgae clusters can lead to HABs. In this condition, light is prevented from penetrating the waterbody and this cause death of aquatic plant that needs light for the photosynthetic process (Kasan et al., 2021). Other climate-driven impacts on the occurrence and distribution of bloomforming phytoplankton groups such as cyanobacteria are salinity, dissolved oxygen, light intensity, temperature, and pH . Interestingly, these environments have been regularly characterized by the occurrence or presence of cyanotoxins (Kusumawati & Mangkoedihardjo, 2021). In the aquatic milieu, the presence of cHABs increases depletion (resulting from bacterial degradation of dead biomass), reduces the water quality, releases toxins, and affects drinking water safety. The occurrence of cHABs in the water is a serious challenge for environmental protection and water resources management.

Cyanobacteria, being a unique class of unicellular algae, are among the simplest organisms to have existed since the foundation of the earth. Due to their autotrophic way of life, extant species have occupied habitats ranging from the expected pliable and favorable niches, such as freshwater lakes and rivers to the rigid, not-so-conducive environments, such as hot springs and deserts (hot or cold). Moreover, cyanobacteria possess an array of genetically enabled physiological or morpho-functional traits that afford survival and proliferation, which are summarily listed below:

Phototaxis-this confers the ability of photosynthesis at diverse wavelengths, even at low light intensities. Here, certain species (Synechocystis sp., Cylindrospermopsis sp., and Planktothrix sp.) outcompete others based on their ability to adjust to constantly changing or inadequate light intensities. One possible reason for the disparity in photoacclimation might be cell morphology. For example, slender, disintegrated biomass, like the filamentous cyanobacterial species
usually outcompeted larger masses at harnessing light.

Buoyancy-this adaptational feature is enabled by the production of gas vesicles by cyanobacteria, which allows their movement in a stratified water column, thereby providing them foremost and unrestricted access to the well-lit depths of the water column. In this regard, certain species (Microcystis sp. and Anabaena sp.) are able to shuttle between the lower nutrient-rich depths and the clearer depth higher up the water column. This attribute is responsible for the thermal stratification of the water column, which makes dissolved oxygen and light unavailable to greater depths, thereby causing a decline in resident algal, plant and animal species. However, it should be noted that buoyancy is commonly exhibited at higher temperatures; at lower temperatures, gas vesicles collapse due to carbohydrate ballast and many cyanobacteria sediment in greater depths of the water column. This collapse is not strictly attributed to the influence of temperature on the vesicles, but due to the turgor pressure realized from the difference in temperature sensitivity between respiration and photosynthesis.

Critical phosphorus stashing-it is well known that many freshwater matrices are limiting in phosphorus (P), which is a critical nutrient for algal bloom formation. However, cyanobacteria have been evinced to maneuver this environmental condition, either through the secretion of phosphatases (enzymes) that hydrolytically liberates phosphate from organic solutes for ready assimilation or through surplus P sequestration. During P-limiting conditions, certain species (Calothrix sp., Dichothrix sp., and Gloeotrichia sp.) with abundance of P, intracellulary, are able to actively divide their cells up to the fourth generation, without having to scavenge scarcely available extracellular P.

Nitrogen fixation-this is a physiological feature that positions some cyanobacteria species (Trichodesmium sp., Lyngbya sp., Anabaena sp., Planktothrix sp., and Nodularia sp.) ahead of the others when energetically inexpensive N sources are depleted. In this regard, N-fixing cyanobacteria are among the dominant population of cHABs at N-limiting conditions, as they do so with the aid of nitrogenase (enzyme).

Akinete formation-as a survival strategy during prolonged unfavorable changes in temperature, light intensity, and nutrient distribution, and also
especially during the dry season (usually characterized by intense desiccation), some cyanobacteria taxa (Anabaena, Nodularia, Cylindrospermopsis and Gloeotrichia) form akinetes or thick-walled resting cells, which are denser than the vegetative cells and therefore sediment. At this stage, the nonor meagre requirement of the cells permits cyanobacteria to survive the unavailing conditions of bottom sediments for long periods. Interestingly, the sunken cells can tolerate harsh environmental conditions, such as high temperatures, and begin to germinate when favorable conditions are restored.

Ultimately, the aforementioned unique characteristics, which make cyanobacteria a strong competitor in their environment and equally environmentally robust are enabled by the presence of certain sets of genes (either constitutive or inducible). In other to understand the genetic input of cyanobacterial adaptation, Chen et al. (2021a) did a comparative genomic analysis of 650 cyanobacterial genomes (obtained from terrestrial, marine, and freshwater habitats). Here, they surmised that successful cyanobacteria adaptation was not only based on the expression of certain genes for the features discussed above but also on their ability to acquire and maintain foreign genes in relation to their specific habitat. Correspondingly, Prabha et al. (2016) conducted a functional profiling of cyanobacterial genomes and observed that variations among the functional categories were caused by ecological adaptation strategies shaped by habitat or niche. Therefore, understanding their genetic machinery might help in the exploitation and further attenuation of these organisms toward ecological balance, and human-driven environmental regulation.

Although not mentioned earlier as an adaptational strategy, cyanobacteria species may secrete certain toxic metabolites to enact competitive exclusion of potential opponents during the campaign for marginal availability of nutrients and light. Regrettably, these toxins do not only unleash harm on their primary target (competitors) but also pose a threat to higher animals and humans. The toxic metabolites released by many cyanobacteria species are called cyanotoxins (CTs) and they may be broadly categorized as (Table 1):

(i) Cytotoxins (cylindrospermopsin): these are implicated in the inhibition of glutathione and protein synthesis and are responsible for genetic and necrotic damage (Moreira et al., 2013).
(ii) Neurotoxins (anatoxin-a, saxitoxins, anatoxin , analogues, and -methylamino-l-alanine): these are low molecular weight alkaloids that block sodium channels by preventing nerve conduction.
(iii) Hepatotoxins (nodularins and microcystins): this class of toxins are involved in the inhibition of phosphate proteins 1 A and 2 A , which cause cancer promotion, deformation of hepatocytes, liver damage and hyperphosphorylation of cytoskeletal filaments (Catherine et al., 2017).
(iv) Dermatoxins (lyngbyatoxin, debromoaplysiatoxin and aplysiatoxins), and
(v) Irritating toxins (lipopolysaccharide endotoxins): these are responsible for inflammation of the gas-
trointestinal tract and skin irritation (Miglione et al., 2021).

Hepatotoxins, lipopolysaccharide, and neurotoxins are the three main classes of toxins produced by freshwater cyanobacteria. Hepatotoxins (microcystins) are produced by Oscillatoria species, Microcystis species, and Anabaena species, while neurotoxins are produced by Anabaena species, Oscillatoria species, and Aphanizomenon species (Kasan et al., 2021). The third major group of toxins produced by cyanobacteria is lipopolysaccharide (LPS). LPS is produced by numerous cyanobacteria species, and it causes skin discomfort as well as gastroenteritis (Barsanti & Gualtieri, 2014). Other harmful toxins produced by cyanobacteria include irritants and/or gastrointestinal toxins (Cheung et al., 2013), some of which have been involved in the deaths of aquatic and terrestrial wildlife (Wood, 2016). Common
cyanobacteria genera within the Cyanophyceae that can form cHABs include Microcystis, Nodularia, Cylindrospermopsis, Dolichospermum, and Planktothrix (Huisman et al., 2018). In tropical waters, Microcystis and Raphidiopsis are the two known cyanobacteria genera that usually form blooms associated with a variety of toxins that degrade water quality. Oftentimes, CTs produced by some cyanobacteria species are secreted intracellularly and are later released into the environment when the cells rupture or die during periods of extreme salinity. Conversely, toxins might be secreted or released at the end of the cyanobacteria bloom’s lifecycle. Neurotoxins, hepatotoxins, and dermatoxins produced by cyanobacteria species can cause acute and chronic human health effects (Smucker et al., 2021).

The occurrence and production of cyanobacteria toxin is largely influenced by some environmental factors including warmer water temperatures, strong nitrogen-phosphorus limitation ( ), low salinity, and higher water transparency. However, these factors are still open to debate as they vary with geographical settings and seasons. Tarafdar et al. observed that warmer water temperatures ( ), strong P – imitation ( ratio 138.47-246.86), low salinity (5.45-9.15), and higher water transparency ( ) are the major environmental factors that triggered Microcytis outbreak in India’s largest brackish water coastal lagoon, Chilika.

Cyanobacteria toxins are among the most powerful known poisons with significant harmful effects against humans and animals. However, several studies have reported various chemoprotectants with relevant effects against MCs in vivo, especially in mammals (mice) and aquatic organisms (Guzman-Guillen et al. 2017).

Apart from the understanding scientists have about the threats associated with exposure to CTs, it is gradually gaining attention in the media and government agencies (Carmichael & Boyer, 2016). The health threats presented by CTs rank highly among the challenges faced in the treatment of drinking water (Codd et al., 2020).

CTs exposure routes (dermal, oral, inhalation, and parenteral), exposure media (foodstuffs, water, dietary supplements, aerosols, and dust) and poisoning cases present an awareness of the threat to human and animals health (Codd et al., 2020). In recreational events, human exposure to cyanotoxins can occur via accidental ingestion of contaminated water or dermal contact with water, containing cyanobacteria cells (Funari & Testai, 2008). Human exposure to cyanobacteria toxins could also occur through the consumption of seafood (e.g. shellfish) or ingestion of drinking water containing cyanotoxins. Another potential exposure route to cyanotoxins is through inhalation of aerosolized toxins during swimming or boating (Backer et al., 2010). Inhalation of airborne microalgae and cyanobacteria toxins can lead to bronchitis, asthma, allergies, rhinitis, and dermatitis (Hofbauer, 2021). In addition to all these exposure routes, aerosolized CTs represent an essential possible route of exposure and should be incorporated in risk assessments for persons living near affected waterbodies.

Worldwide, there have been several reports of illnesses or even deaths associated with human exposure to cyanotoxins after swimming or bathing in contaminated water (Nguyen et al., 2021).

Threats due to human exposure to CTs may range from a minor infection to severe illness or in some cases, death. Some health effects associated with human exposure to cyanobacteria toxins include hives; conjunctivitis (Jia-Fong et al., 2021); flu-like symptoms; vomiting; blistered mouth; rashes; abdominal pain; fever; eye, ear, and skin irritation; visual disturbances; hepatic failure; and death (Brown et al., 2018; Kubickova et al., 2019). Symptoms of exposure to ciguatera fish poisoning (CFP) include numbness of the mouth that can last for months. Eye and ear irritation, skin rash, blisters, and conjunctivitis are signs of human exposure to cyanotoxins by direct contact (Schaefer et al., 2020). Some health impacts associated with human exposure to cyanobacteria toxins in relation to different syndromes include gastrointestinal disorders (nausea, vomiting, and diarrhea), neurological, and muscular conditions. In the Pacific Island of Guam, BMAA produced by cyanobacteria has been reported to be implicated in fatal progressive neurodegenerative disease among Chamorro people due to the ingestion of contaminated traditional foods (Davis et al., 2020). Paralytic shellfish poisoning (PSP) syndrome and its intoxication can cause
paralysis of the abdominal muscles and chest muscles as well as death (Marampouti et al., 2021). Another HAB toxin-associated syndrome called amnesic shellfish poisoning (ASP) can also cause headaches, dizziness, disorientation, motor deficiency, short-term memory loss, and confusion (Kudela et al. 2015).

Microcystins (CTs) such as microcystins (MCs) are toxins produced by some groups of cyanobacteria. These toxins are powerful (phosphatases (PP) 1 and 2A) and are specific inhibitors of protein in mammals and target liver cells (Trinchet et al., 2013). The presence of MCs in the cell inhibits PP1 or PP2A, and this leads to hyperphosphorylation of regulated proteins, disruption of cellular processes, and cell damage (Pham & Utsumi, 2018). MCs are known to be the most hazardous and widespread compounds from cyanobacterial (Pham & Utsumi, 2018). These compounds have been found in numerous countries including China, Spain, Sweden, the USA, Australia, Germany, New Zealand, Romania, Turkey, and Italy (Catherine et al., 2017). Symptoms of acute illnesses due to short-term exposure to CTs from cyanobacteria during recreational events or activities include skin rashes, hay fever-like symptoms, and respiratory and gastrointestinal distress (USEPA, 2015a). Other severe conditions such as liver and kidney damage have also been reported in humans following long-term exposure to high concentrations of CTs (microcystin and cylindrospermopsin) in drinking water (USEPA, 2015a). Microcystins (general structure: cyclo (-D-Ala1-L-X2-D-erythro- -methylAsp(isolinkage) 3-L-Z4-Adda5-DGlu(iso-linkage) 6-N-methyldehydro-Ala7) (Catherine et al., 2017) are group of about 279 described congeners produced by several cyanobacteria genera (Chen et al., 2021a, 2021b, 2021c; Wan et al., 2020).

According to a compilation of murine model studies, their lethal doses are a minimum of and can even go beyond (Bouaïcha et al., 2019). In natural waters, the three most predominant MC congeners are MC-LR, MC-RR, and MC-YR (R, Y, and L are the short forms of arginine, tyrosine, and leucine) (Li et al., 2017). In water, MCs are quite stable and are difficult to *remove by conventional water treatment plants process (Zamyadi et al., 2012). Therefore, the occurrence of these MCs in drinking water bodies poses a serious risk to human health (Zhao
et al., 2015). According to the Bulgarian legislature, there is no acceptable limit on cyanotoxins in water (Ilieva et al., 2019). However, the United States Environmental protection agency (US EPA) recommended for microcystins and cylindrospermopsin in drinking water for children less than six years old and for microcystins and cylindrospermopsin for adults and school-age children (US EPA, 2019). This is because young children are more susceptible than older children and adults as they consume more water relative to their body weight.

Worldwide, cyanobacteria and cyanotoxins have been detected in water sources and gastrointestinal (GI) infection is the most widely reported symptom following human exposure to cyanotoxin through drinking water (Wu et al., 2021). The first notable case involving human exposure to cyanotoxins resulting in gastrointestinal symptoms was between 1930 and 1931 in West Virginia, Charleston, and other metropolises along the Ohio River, USA (Veldee, 1931). Other cases of infection arising from drinking water sources containing cyanotoxins have been reported in many countries including Zimbabwe, Australia, the Philippines (Wood, 2016), Sweden (Annadotter et al., 2001), and China (Bláha et al., 2009). Besides drinking water exposure, human exposure to CTs via recreational waters can result in multiple non-specific severe illnesses such as otic, dermal, respiratory, neurological, musculoskeletal, GI, and other signs such as pyrexia and anorexia (Hilborn et al., 2014). In 1996 according to the report of Pouria et al. (1998), in Caruaru Brazil, 60 out of 126 patients with symptoms of subacute hepatotoxicity and acute neurotoxicity died due to exposure to contaminated water. Chen et al. (2016) also revealed that human exposure to cyanobacteria toxins could also cause 11 different kinds of illnesses in the forms of hepatoxicity, cancer, and neurotoxicity. In Australia, Florida, and Hawaii, gastrointestinal symptoms, rashes, and respiratory infections were the symptoms observed among recreational fishermen and swimmers expose to algal blooms-contaminated coastal waters (Schaefer et al., 2020). In another incident in Australia, 800 persons were reported to have oral ulcers, skin rash, and eye infections within seven days after accidental ingestion and cutaneous exposure to an active bloom (Schaefer et al., 2020). In Carrasco, Uruguay, a case of acute liver failure and death was
reported following recreational exposure to high concentrations of MCs (Vidal et al., 2017

Globally, there are over 1118 reported important cyanotoxins identified in 869 freshwater environments from 66 countries (Svirčev et al. (2019), in the UK, Sweden, Belgium, Finland, France, Greece, Serbia, Italy, Norway, Denmark, Spain, Netherlands, Hungary, and Switzerland. Poisoning incidents or cases have been reported as a result of polluted freshwater environments (Drobac et al., 2021). In general, of persons exposed to cyanotoxins are caused by contaminated drinking water and the rest were caused by consumption of contaminated vegetables and aquaculture especially mussels (Jiménez et al., 2020). Due to human consumption of algal toxins, around 2000 human poisoning cases have been reported yearly (Pal et al., 2021). The health impacts and symptoms associated with human exposure to cyanobacteria toxins are dependent on the kinds of toxin, toxin concentration, and the exposure route. Furthermore, exposure may also have both short and longterm impacts (Lopez et al., 2008). Major target organs of toxicity as well as other organs/systems affected
by toxins produced by cyanobacteria are as shown in Fig. 3 (Kubickova et al., 2019), while Table 2 contains some information on selected toxins and their potential short- and long-term health impacts.

In over 50 countries around the globe, high cyanotoxin loads from cyanobacteria blooms have been reported to be associated with animal sickness and death (Lim et al., 2020). Cyanobacteria toxins are common in freshwater and marine milieus and are toxic to aquatic organisms (Shahmohamadloo et al., 2020). Among the CTs, the MC and some specific variants (i.e., MC-LR, MC-RR, and their demethylated forms) are the most frequently investigated or detected. There is increasing and strong evidence of CTs adverse effects on animal health (Christensen & Khan, 2020).

Cyanotoxins have been reported to cause disease and death in pets, livestock, and wildlife (Backer

et al., 2013; Vidal et al., 2017), even so, cyanobacteria toxin poisoning in livestock and pets has been shown to be significantly under-reported (TrevinoGarrison et al., 2015). In some aquatic animals, chronic symptoms associated with long-term exposure to cyanobacteria toxins include diminished fecundity, limited growth, tissue and cellular damage, behavioral, and biochemical alterations (Mehinto et al., 2021). Toxins produced by toxic freshwater and marine algae directly affect the food web and aquatic ecosystems. Some organisms such as bivalves or fish can accumulate these toxins, after long-term exposure, which could biomagnify in the food web, or also cause fish death (Durán-Vinet et al., 2021). CTs can precisely affect the target system/organs of aquatic organisms and cause diverse kinds of toxicity including neurotoxicity, immunotoxicity, hepatotoxicity, and endocrine disruption, which might lead to death (Yu et al., 2021). In Doñana National Park, Spain, cyanotoxins were reported to be associated with the death of thousands of birds and fish (Mehinto et al., 2021). Skafi et al. (2021), reported a case of massive fish deaths in their hundreds to thousands after exposure to toxins not only from toxins ingestion but also from gill irritation and apoxia. Fish exposure to cyanobacteria toxins, such as from toxic Microcystis strains can cause histopathological changes in the kidney and liver, growth inhibition and compromised immune function (Li et al., 2021; Liu et al., 2014). Fish deaths associated with cyanotoxins may occur during or after the blooming of different bloom-forming cyanobacteria taxa or genera (Svirčev et al., 2019). The first report describing harmful CTs was by Hald in 1833 to the Danish government where associated cattle and fish death were reported (Moestrup, 1996). Apart from the report of Mehinto et al. (2021), there are several other reported cases of mass fish mortalities associated with cyanobacteria toxins, worldwide, which include brown trout mass mortality in Loch Leven, Scotland (Rodger et al., 1994), mass mortality of tilapias in Lago Paranoa, Brazil (Starling et al., 2002) and stickleback mass death in the Gulf of Finland, Baltic Sea (Kankaanpää et al., 2001). A large-scale record of fish deaths that largely affect adult Dasyatis sabina and Sciaenops ocellatus alongside different baitfish, such as Dorosoma species and Brevoortia species was reported in 2010 at the St. Johns River, Florida, USA (Landsberg et al., 2020). In Eastern Asia countries (Japan, China, and

Korea), there were reported cases of finfish mortalities caused by Karenia, Chattonella, Karlodinium and Margalefidinum, and shellfish deaths caused by Heterocapsa circularisquama (Sakamoto et al., 2021). In Chile, salmon deaths were reported to be associated with Alexandrium catenella and Pseudochattonella verruculosa and in the Mexican Pacific, tuna deaths were reported to be associated with Chattonella and Tripos furca and these losses were among the greatest economic loss (Sunesen et al., 2021). In Malaysia and the Philippines, the occurrence of fish-killing algal blooms such as Karlodinium, Prorocentrum cordatum, Chattonella, and Margalefidinium (Cochlodinium) polykrikoides are recent crisis or problems in these areas (Pitcher & Louw, 2021). Between 1991 and 2019 in the Kattegat-Skagerrak, Norway, major fish farm mortalities were caused by Chrysochromulina leadbeateri (Karlson et al., 2021). Massive fish death event was reported in July 2017 due to potentially toxic cyanobacteria Planktothrix sp toxin (microcystin). observed in Beni-Haroun reservoir in Algeria (Benayache et al., 2022). Other than fish mortalities and human toxicity, HABs and cHABs also cause animals (mammal) deaths (Farrer et al., 2015). Domestic animals and livestock usually suffer more fatal CTs poisoning than man since they are liable to unrestrictedly drink and swim in ponds with active cyanobacterial blooms even though the waters may have a bad smell or surface scum (Backer et al., 2013). Many cases of CT intoxication in domestic animals and livestock leading to mass mortalities in mammals, marine invertebrates, and seabirds have been reported in numerous countries (Turner et al., 2021). CTs contained in cyanophyte cells can cause serious effects on vertebrates ranging from minor skin irritations, impaired system, liver injury to death (Vantarakis 2021). Birds get exposed to CTs by eating detached cyanobacteria cells from mats during feeding or drinking water (Krienitz et al., 2003). The report of Lopez-Rodas et al. (2008), also reveals that about 6000 birds belonging to 47 different species died due to microcystin intoxication at the Donana National Park, Spain.

Saxitoxins (STXs) are another toxin produced by cyanobacteria that have been reported to cause mass mortality of birds after consuming STXs-contaminated fish (Papadimitriou et al., 2018). In Australia, and Germany, there were reports of several poisoning cases and deaths of dogs, horses, pigs, sheep,
cattle, and guinea pigs due to the consumption of nodularin (Chen et al., 2021b). In Africa, CTs have often been the main suspected cause of mass deaths of both large-sized and medium terrestrial mammals such as livestock (sheep and cattle) as well as nonwading mammals (zebra, impalas, blue wildebeests, giraffes, and white rhinoceros) (Wang et al., 2021b). In Botswana, between May and June 2020, the mass deaths of over 330 African elephants were supposed to be cyanobacteria related (biotoxins) (Wang et al., 2021b). The report of Backer et al. (2013) has also revealed that cats, dogs, and other mammals have also died from anatoxin-a and microcystin poisoning after exposure to contaminated water. Besides the harmful impacts of cyanobacteria producing toxins on aquatic organisms or animals, non-toxic algae can also cause adverse effects in the aquatic environments by reducing dissolved oxygen, suffocating benthic fauna and flora and blocking fish gills leading to fish death (Davidson 2014).

The most important difference involving the methods used to assess the economic impacts of HABs is whether the implications are measured as changes in the market or nonmarket value. Market-based approaches estimate losses linked with changes in the number of goods or services demanded or sold and/ or the values of those goods. Non-market estimation methods are used to assess the value of goods and services, often recreational in nature that are not exchanged within an existing market and as such have no market value (Qiao & Saha, 2021). Cyanobacteria harmful algal blooms have adverse effects on economies through the closure of water-related industries, decrease in tourism activities and increased water treatment costs. Cyanobacteria harmful algal blooms affect wastewater and drinking water treatment plants by requiring further treatment or in extreme cases resulting in treatment failure or plant closure (Rashidi et al., 2021).

Core socio-economic sectors such as commercial fisheries farms, tourism, public health, recreational centers, monitoring and management have been adversely affected by the impact of cHABs and other HABs. Cyanobacteria harmful algal blooms
have been reported to cause severe societal impacts such as disruption to social and cultural practices, economic loss (Moore et al., 2020), adverse health effects (Backer & Moore, 2012), and losses to both private and public wellbeing (Willis et al., 2018).

Other socioeconomic impacts caused by cHABs include a decline in recreational uses of waterways of habitat for mosquitoes, microbial pathogens, snails as vectors for schistosomiasis, and reduced waterfront real estate values. For example, in six years (2009-2015), algal blooms at Lake Erie and two other lakes in Ohio accounted for a million loss to homeowners (Ohio State University 2017). This was due to a fall in property value due to individual perception of lack of aesthetic appeal of the adjacent lakes, the health concerns they may pose and the decreasing likelihood of recreational activities, which result in a loss in sales of recreational fishing licenses. A similar trend was observed in the coastal US (Florida), where properties in some towns recorded price reductions during blooms (red tide) that sometimes were extensively persistent (Bechard, 2021). Smith et al. estimated in 2015 estimated that an annual cost of million Canadian prices could be lost in tourism and recreational activities over 30 years if algal blooms are left unchecked (Smith et al., 2019). The safety of drinking water can also be threatened by the HAB toxins in portable water due to the source contamination of potable water reservoirs. An outbreak of hepatoenteritis that lead to the hospitalization of 140 children and 10 adults linked to Solomon Dam was caused by toxic cyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii (Griffiths, D.J. and Saker. 2003; Poniedziałek et al., 2012). Also, in 1996, a hemodialysis center at Caruaru, Brazil, recorded an episode of cyanotoxin (microcystins and cylindrospermopsin) contamination of water due to a lack of reverse osmosis in the filtration system. One-hundred and thirty-one patients were affected, and 100 patients developed acute liver failure and more than half of them died (Azevedo et al., 2001). These incidents speak to the deleterious of human exposure to cyanotoxins and the need for the strategic management of algal blooms to neutralize toxins from water (Lad et al., 2022).

Another incidence of HAB events was linked to human illnesses and deaths of animals (Trevino-Garrison et al., 2015), as well as the emergency caution
“Do not drink” for the residents of Northwest Ohio in the USA in 2014 (Jetoo et al., 2015).

Direct impacts include costs of medical treatments for incidents of human illness, loss of revenue in marine business due to shellfish closure, fish scarcity, decrease in consumers’ demand for fish due to anxiety or fear of SFP, increase in fish price, costs of algae remover from the waterbody or remover of dead fishes from the beach, and investment costs in monitoring and preventing cHABs. Indirect impacts include a substantial decline in tourists in regions or areas affected by cHABs, loss of revenue from trades or businesses such as hotels that serve the industry, and reduction in recreation use of sea, oceans, and lakes (Sanseverino et al., 2016).

Public health effects or impacts are medical costs due to cHABs’ intoxication and allelopathy such as hospitalization costs and the cost of transportation to the hospital (Nwankwegu et al., 2019). Globally, due to the occurrence of HAB , the economic or financial loss incurred is over millions of US dollars (Pal et al., 2021). Despite the known impacts of cHABS on specific industries in different geographic locations or settings, there is still a lot to unveil in terms of the long-term and short-term socio-economic impacts of algae bloom events (Qiao & Saha, 2021). According to the report of Adams et al. (2018), future studies should explore the lagged impacts of cHABs (both in time and space) as well as techniques for assessing the indirect economic impacts of cHABs . In addition, the growing research trend on the public health impacts, seafood consumption impacts, risk preferences, risk assessment, and risk awareness of cHABs can be used to comprehend the complexities involved in knowing the associations between coastal, marine, freshwater resources, and human society.

Understanding the environmental conditions that encourage blooms formation is a useful basis for risk assessment and management. Thus, effective water monitoring and management strategies are needed to protect consumers (WHO, 2021). In both raw and drinking water sources, monitoring the presence of algal bloom indicators and their toxins will help provide early warnings of cHAB events and allow water
managers to take proper actions when these events threaten the water sources (USEPA, 2015b). Hence, various strategies have been adopted by many countries and commercial enterprises to manage and monitor cHABs and other HABs in coastal waters (Anderson 2012). According to Corcoran and Hunt (2021), management approaches for cHABs and other HABs can be divided into three different categories including prevention, control, and mitigation.
(i) Prevention: in management approaches for cHABs, prevention refers to the actions taken to reduce the occurrence and severity of blooms or to keep cHABs from occurring or directly impacting certain resources such as chemicalalgaecides addition, nutrient-loads reduction, water management, biological competition, and hydrodynamics regulation (Zhu et al., 2021). Other effective approaches to prevent HABs including cHABs are to reduce nutrient loads in sewage effluents and prevent fertilizer overload in agricultural soils, groundwater control and stormwater runoff by nature-based solutions such as sedimentation, biofiltration systems, ecotone zones, and denitrification barriers, (Morón-López, 2021; Paerl & Barnard, 2020).
(ii) Control: from a management perspective, control refers to the measures taken to kill or destroy cHABs and other HABs to quickly interrupt bloom formation (Anderson, 2009). In controlling ABs, five common strategies are employed to combat insidious or harmful species, and these include chemical, mechanical, genetic, biological, and environmental control (Qu et al. 2021). Control methods include harvest, flocculation and settling, mixing, flushing, the use of chemical treatment, algicidal bacteria, filter-feeding organisms, cyanophage, plasma discharge technology, UV/Fenton system, and genetic engineering (Bhatt et al. 2023Corcoran and Hunt 2021; El-Sheekh et al, 2023; Li et al., 2023).
(iii) Mitigation: mitigation refers to the measures taken to reduce the negative effects of cHABs and other HABs on the ecosystem, human health, and the economy. Examples of mitigation procedures include monitoring programs, drinking water treatment, closures of shellfish
harvest areas, movement of fish or shellfish product away from blooms areas, closures of beaches, lakes, and the use of predictive models (Corcoran & Hunt, 2021).

Application of advanced computer programming techniques including artificial intelligence modelling, machine learning, and artificial neural networks has demonstrated promising capacity for the management and assessment of risks associated with HABs to achieve technological and artificial intelligence. Several studies have engaged artificial intelligence for the surveillance and detection of cHABs which can support informed management decisions from field observations complemented by satellite technologies in the US and South Korea (Whitman et al., 2022; Kim et al. 2022). For instance, the RF (random forest) models were deployed for microcystins (MCs) prediction using four identified drivers including total carbon, rainfall, ammonium, and chlorophylla while total carbon, chloride, nitrate, and rainfall for CYN (Cylindrospermopsin) predictions. A better understanding of the potential relationships between cyanotoxins and environmental variables can assist policy and decision-making with useful information (You et al., 2022). Artificial intelligence was also deployed to develop a novel analytical algorithm in Israel and applied to satellite imageries to detect and quantify cyanobacterial blooms and to monitor the spatiotemporal variability by estimating the concentration of common phytoplankton pigment chlorophyll (Chl ) and cyanobacteria-specific pigment phycocyanin from hyperspectral remote sensing data (Dev et al., 2022). Furthermore, a prediction model to predict accurate cyanobacteria blooms concentration was developed through machine learning techniques applicable to water environments with an inconvenient geographical location or frequent sensor failures where enough historical data might be lacking (Ni et al., 2022). Similarly, Cao et al. (2022) developed an integrated convolutional neural networks-long shortterm memory networks (CNN-LSTM) for predicting cHABs in Taihu Lake in China using four identified drivers including temperature, wind speed, relative
humidity, and precipitation. This technology, if well harnessed and properly deployed, could offer a more reliable solution and guide in decision-making.

Consistent monitoring is the basis for decisionmaking, as it gives significant information about the physicochemical parameters of the waterbody, the presence of HABs and emerging pollutants. The problems caused by cHABs and other HABs are serious and in some parts of the world, they are growing worse, but competence and knowledgebased research have emerged in a bid to reduce their effects and protect public health and marine resources. However, efforts made by management and the scientific community are struggling to match the pace of the rapidly evolving world and the diverse challenges it presents, such as population explosion and its peculiar issues (pollution, climate change, global economic crisis), which might affect the future management, especially due to stiff competition with research funding (Anderson 2014). Moreover, despite the incidence and the widespread reports of cHABs in waterbodies throughout the world, and the known health and ecological risks of these blooms, many countries (especially developing countries) do not have proper surface water algal toxins or HAB species monitoring programs. The lack of established monitoring procedures for HAB-related pollutants of emerging concern make it hard to assess the risks posed to the environment and to humans (Brooks et al. 2016). In different countries, the lack of documented water quality standards for algal toxins monitoring makes it difficult to ascertain the impending risk it poses to humans and the environment. In addition, reliable analytical standardized procedures for toxins monitoring are not commonly available, which inherently leads to nonroutine surface water monitoring (Brooks et al. 2016). Likewise, the diversity of blooms and the toxin types they produce present a huge challenge for cHABs control (Anderson, 2009). Presently, one of the major techniques used for cHABs detection and monitoring is the use of satellite, airborne remote sensing, and on-site automatic monitoring networks (Shen et al., 2012).

Nevertheless, these current methods are costly and cannot effectively track cHABs’ dynamics involved in the rapid formation, dissipation, and migration practices (Qu et al., 2019). Similarly, the five common strategies that can be employed to control harmful blooms (chemical, mechanical, genetic, biological, and environmental) are not consistently effective because of spatial and temporal distributions and the quick change of cHABs depending on the water current, wind, and cyanobacterial population (Qu et al., 2019). According to the report of Paerl et al. (2016), an increasing warming climate is another predicted future management challenge in controlling the incidence and expansion of cHABs and other HABs than it is at present.

The increasing number of reports regarding detections of cyanobacteria and their toxins in water pose a high risk to the aquatic ecosystems and endanger public water suppliers (Sukenik & Kaplan, 2021). Managing, controlling, and treating cyanobacteria and cyanotoxins in drinking, recreational, and raw water sources are important in protecting public health, aquatic organisms, and to protect living. In preventing the formation of blooms in the environment, proper conventional treatment plants should be designed to reduce turbidity, remove intact algal cells, and reduce the levels of toxins. Also, it should be recommended that a proper plan for nutrient capture, immobilization and/or immediate repurposing be considered before certain industrial activities (e.g., mining, detergent manufacture and farming) commence full scale. Regular monitoring of water sources and public awareness regarding the economic impacts of cHABs and other HABs would be appreciated to promote precautionary measures principally when risk assessments lead to restrictions of its use. This will help in safeguarding water resources, public health, and making predictions of the occurrence of algal blooms (Schmale et al., 2019). Similarly, to help prevent the impacts of cHABs, public-health strategies should include rapid diagnosis, surveillance of exposure, infection, seafood testing, and treatment of HABrelated infections. From a community perspective
in preventing the impacts of cHABs , the following strategies should be adopted.
(i) To create other recreational centers to keep tourism and this will help local businesses during bloom incidence.
(ii) To develop private or public programs that will provide social and economic support to temporarily unemployed workers such as fishermen.
(iii) To develop educational programs that will help ethnically diverse residents to avoid exposure.

For resource management measures, effective, proper, and continuous water monitoring and management approaches should be adopted to help protect consumers, animals, the public, and fisheries as well as to help prevent risks associated with cHABs . From a preventive perspective in regions where cHABs and other HABs have been connected to anthropogenic sources of nutrients, compulsory nutrient management plans will be significant to help reduce the nutrient load in the environment. In this regard sanctions and incentives must be given to ensure the compliance of nutrient management below eutrophication thresholds. Similarly, providing guidance with regards to cyanotoxins standard levels in waters and seafood, regular risk assessment concerning recreational and commercial waters and seafood safety is important and necessary. However, a critical problem for risk assessment is the rapid change of planktonic HABs biomass based on the resilience of the blooms, wind direction, and currents, thereby exposing the insignificance of snapshot cHAB monitoring. Hence, developing proper approaches to constantly monitor water sources for the detection of cyanobacteria and cyanotoxins would support more suitable risk assessment procedures. For example, the installation of on-site bioelectrochemical sensors would be able to accurately capture vital information regarding the behaviour of a water body, which could be used to prevent the early stages of algae formation. In addition to the basic knowledge of risk assessment approaches, other new approaches need to be further developed for affordable practical purposes. Also, more investigation into the natural and environmentally friendly approach to cyanobacteria management is necessary. This has been demonstrated by the multiple roles and applicability of terrestrial bamboo as cyanobacteria bloom regulator in waterbodies was
investigated. First, it was observed that extract treatment suppressed Microcystis aeruginosa growth but had little effect on green alga (Scenedesmus obliqus). Also, artificially installed poles or bamboo forest stands along the banks can enhance competitors’ growth especially diatoms that can invade cyanobacteria colonies (Hao et al., 2022). Similarly, standardization of procedures for cyanotoxins analysis as well as the provision of standardized reference material for their quantification is vital for regular or routine water monitoring (Welker et al., 2021). Apart from the earlier mentioned electrochemical sensors, the development of strong in situ sensors capable of quantifying and detecting HABs cells and toxins in waterbodies could also help prevent the outbreak of HABs and appropriate deployment of artificial intelligence. Furthermore, proactive risk avoidance as well as creating public awareness via publication, news media, and placement of warning and advisory signs where CHABs and other HABs have been reported will be significant to preventing human and domestic animal poisoning risk of HABs.

cHAB formation and their respective toxin is an environmental issue that has received global concerns, yet inadequately solved. Sadly, as human advancements in agriculture and pop culture continue unregulated, the spontaneity of cHAB formation might remain an overwhelming phenomenon. To sensitize the issue, the detection of cyanotoxins, such as microcystins in the vadose zone, and in drinking water sources from groundwater, watersheds suggest that cyanobacteria toxins may be transferred or transported from cyanobacterial blooms in lakes to groundwater via natural hydrologic processes. In this regard, cHABs might be a greater threat than perceived, though knowledge of the ecotoxicology of different cyanotoxins contaminants in the environment is still fragmentary. Also, more investigations into natural, environmentally friendly approach and affordable technology applicable to cyanobacteria management are required. In conclusion, public health authorities should be alerted to cyanotoxins contamination in drinking water supply sources, food sources, and agricultural products as well as implement proper monitoring
using artificial intelligence and treatment procedures to protect citizens from this potential health threat.

Author Contribution AI and JOU wrote the manuscript. AI AJK, KMM, ZPK, and JOU reviewed it, and all authors approved the final version.

Funding Open access funding provided by University of Pretoria. JOU gratefully acknowledges the financial support from the National Research Foundation, South Africa (Grant no: 138445).

Data Availability Sources of data collected have been mentioned in the text.

Ethical Approval No humans or animals were actively involved in the study.

Consent to Participate There were no human participants in the study.

Consent to Publish All authors supported the publication of this manuscript.

Competing Interests The authors declare no competing interests.

Open Access This article is licensed under a Creative Commons Attribution 4.0 International License, which permits use, sharing, adaptation, distribution and reproduction in any medium or format, as long as you give appropriate credit to the original author(s) and the source, provide a link to the Creative Commons licence, and indicate if changes were made. The images or other third party material in this article are included in the article’s Creative Commons licence, unless indicated otherwise in a credit line to the material. If material is not included in the article’s Creative Commons licence and your intended use is not permitted by statutory regulation or exceeds the permitted use, you will need to obtain permission directly from the copyright holder. To view a copy of this licence, visit http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Adams, C. M,, Larkin, S. L., Hoagland, P., Sancewich, B. (2018). Assessing the economic consequences of harmful algal blooms: A summary of existing literature, research methods, data, and information gaps. Harmful Algal Blooms: A Compendium Desk Reference, pp 337-354
Ærtebjerg, G., Anderson, J. H., Hanson, O. S. (Eds.) (2003). Nutrients and eutrophication in danish marine waters. A challenge for science and management. Danish Environmental Protection Agency & National Environmental Research Institute. pp 126.

Anderson, D. M. (2009). Approaches to monitoring, control and management of harmful algal blooms (HABs). Ocean and Coastal Management, 52(7), 342-347.
Anderson, D. M., Cembella, A. D., & Hallegraeff, G. M. (2012). Progress in understanding harmful algal blooms: Paradigm shifts and new technologies for research, monitoring, and management. Annual Review of Marine Science, 4, 143-176.
Annadotter, H., Cronberg, G., Lawton, L., Hansson, H.-B., Göthe, U., & Skulberg, O. (2001). An extensive outbreak of gastroenteritis associated with the toxic cyanobacterium Planktothrix agardhii (Oscillatoriales, Cyanophyceae) in Scania, south Sweden. In I. Chorus (Ed.), Cyanotoxins: Occurrence, causes, consequences (pp. 200-208). Springer-Verlag.
Azevedo, S. M., Carmichael, W., Jochimsen, E. M., Rinehart, K. L., Lau, S., Shaw, G. R., & Eaglesham, G. (2001). Human intoxication by microcystins during renal dialysis treatment in Caruaru-Brazil. Toxicology, 164(1-3), 32-32.
Backer, L. C., & Moore, S. K. (2012). Harmful algal blooms: Future threats in a warmer world. In A. E. Nemr (Ed.), Environmental pollution and its relation to climate change (pp. 485-512). Nova Science Publishers.
Backer, L. C., McNeel, S. V., Barber, T., Kirkpatrick, B., Williams, C., Irvin, M., Zhou, Y., Johnson, T. B., Nierenberg, K., Aubel, M., et al. (2010). Recreational exposure to microcystins during algal blooms in two California lakes. Toxicol, 55, 909-921.
Backer, L. C., Landsberg, J. H., Miller, M., Keel, K., & Taylor, T. K. (2013). Canine cyanotoxin poisonings in the United States (1920s-2012): Review of suspected and confirmed cases from three data sources. Toxins, 5(9), 1597-1628.
Barsanti, L., & Gualtieri, P. (2014). Algae: Anatomy, biochemistry, and biotechnology. CRC Press.
Beaulieu, J. J., DelSontro, T., & Downing, J. A. (2019). Eutrophication will increase methane emissions from lakes and impoundments during the 21st century. Nature Communications, 10, 1375.
Bechard, A. (2021). Gone with the wind: Declines in property values as harmful blooms are blown towards the shore. The Journal of Real Estate Finance and Economics, 62, 242-257.
Benayache, N. Y., Afri-Mehennaoui, F. Z., Kherief-Nacereddine, S., Vo-Quoc, B., Hushchyna, K., Nguyen-Quang, T., & Bouaïcha, N. (2022). Massive fish death associated with the toxic cyanobacterial Planktothrix sp. bloom in the Béni-Haroun Reservoir (Algeria). Environmental Science and Pollution Research, 29(53), pp 80849-80859.
Bhatt, P., Engel, B.A., Reuhs, M. and Simsek, H. (2023). Cyanophage technology in removal of cyanobacteria mediated harmful algal blooms: A novel and eco-friendly method. Chemosphere, p. 137769
Bláha, L., Babica, P., & Maršálek, B. (2009). Toxins produced in cyanobacterial water blooms-Toxicity and risks. Interdisciplinary Toxicology, 2(2), 36.
Bouaïcha, N., Miles, C. O., Beach, D. G., Labidi, Z., Djabri, A., Benayache, N. Y., & Nguyen-Quang, T. (2019). Structural diversity, characterization and toxicology of microcystins. Toxins, 11(12), 714.

Brown, A., Foss, A., Miller, M. A., & Gibson, Q. (2018). Detection of cyanotoxins (microcystins/nodularins) in livers from estuarine and coastal bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) from Northeast Florida. Harmful Algae, 76, 22-34.
Cao, H., Han, L., & Li, L. (2022). A deep learning method for cyanobacterial harmful algae blooms prediction in Taihu Lake China. Harmful Algae, 113, 102189.
Carmichael, W. W., & Boyer, G. L. (2016). Health impacts from cyanobacteria harmful algae blooms: Implications for the North American Great Lakes. Harmful Algae, 54, 194-212.
Catherine, A., Bernard, C., Spoof, L., & Bruno, M. (2017). Microcystins and nodularins. Handbook Cyanobacterial Monitoring Cyanotoxin Analysis, 1, 107-126.
Chapra, S. C., Boehlert, B., Fant, C., Bierman, V. J., Jr., Henderson, J., Mills, D., Mas, D. M., Rennels, L., Jantarasami, L., Martinich, J., & Strzepek, K. M. (2017). Climate change impacts on harmful algal blooms in US freshwaters: A screening-level assessment. Environmental Science and Technology, 51(16), 8933-8943.
Chatziefthimiou, A. D., Banack, S. A., & Cox, P. A. (2021). Biocrust-produced cyanotoxins are found vertically in the desert soil profile. Neurotoxicity Research, 39(1), 42-48.
Chen, L., Chen, J., Zhang, X., & Xie, P. (2016). A review of reproductive toxicity of microcystins. Journal of Hazardous Materials, 301, 381-399.
Chen, L., Giesy, J. P., Adamovsky, O., Svirčev, Z., Meriluoto, J., Codd, G. A., Mijovic, B., Shi, T., Tuo, X., Li, S. C., & Pan, B. Z. (2021). Challenges of using blooms of Microcystis spp in animal feeds: A comprehensive review of nutritional, toxicological and microbial health evaluation. Science of The Total Environment, 764, 142319.
Chen, M.-Y., Teng, W.-K., Zhao, L., Hu, C.-X., Zhou, Y.-K., Han, B.-P., Song, L.-R., & Shu, W.-S. (2021b). Comparative genomics reveals insights into cyanobacterial evolution and habitat adaptation. ISME Journal, 15, 211-227.
Chen, G., Wang, L., Wang, M., & Hu, T. (2021c). Comprehensive insights into the occurrence and toxicological issues of nodularins. Marine Pollution Bulletin, 162, 111884.
Cheng, B., Xia, R., Zhang, Y., Yang, Z., Hu, S., Guo, F., & Ma, S. (2019). Characterization and causes analysis for algae blooms in large river system. Sustainable Cities and Society, 51, 101707.
Cheung, M. Y., Liang, S., & Lee, J. (2013). Toxin-producing cyanobacteria in freshwater: A review of the problems, impact on drinking water safety, and efforts for protecting public health. Journal of Microbiology, 51(1), 1-10.
Chirico, N., António, D. C., Pozzoli, L., Marinov, D., Malagó, A., Sanseverino, I., Beghi, A., Genoni, P., Dobricic, S., & Lettieri, T. (2020). Cyanobacterial blooms in Lake Varese: Analysis and characterization over ten years of observations. Water, 12(3), 675.
Christensen, V. G., & Khan, E. (2020). Freshwater neurotoxins and concerns for human, animal, and ecosystem health: A review of anatoxin-a and saxitoxin. Science of the Total Environment, 736, 139515.
Codd, G. A., Testai, E., Funari, E., Svirčev, Z. (2020). Cyanobacteria, cyanotoxins, and human health. In: Water
treatment for purification from cyanobacteria and cyanotoxins, Anastasia E. Hiskia, Theodoros M. Triantis, Maria G. Antoniou, Triantafyllos Kaludis, Dionysios D. DIonysios, Editors, pp 37-68. John Wiley & Sons
Corcoran, A. A., & Hunt, R. W. (2021). Capitalizing on harmful algal blooms: From problems to products. Algal Research, 55, 102265.
Davis, D. A., Cox, P. A., Banack, S. A., Lecusay, P. D., Garamszegi, S. P., Hagan, M. J., Powell, J. T., Metcalf, J. S., Palmour, R. M., Beierschmitt, A., & Bradley, W. G. (2020). L-serine reduces spinal cord pathology in a vervet model of preclinical ALS/MND. Journal of Neuropathology & Experimental Neurology, 79(4), 393-406.
Dev, P. J., Sukenik, A., Mishra, D. R., & Ostrovsky, I. (2022). Cyanobacterial pigment concentrations in inland waters: Novel semi-analytical algorithms for multi-and hyperspectral remote sensing data. Science of the Total Environment, 805, 150423.
Dittmann, E., Fewer, D. P., & Neilan, B. A. (2013). Cyanobacterial toxins: Biosynthetic routes and evolutionary roots. FEMS Microbiology Reviews, 37(1), 23-43.
Drobac, B. D., Tokodi, N., Marinović, Z., Lujić, J., Dulić, T., Simić, S. B., Đorđević, N. B., Kitanović, N., Šćekić, I., Urbányi, B., & Meriluoto, J. (2021). Cyanobacteria, cyanotoxins, and their histopathological effects on fish tissues in Fehérvárcsurgó reservoir, Hungary. Environmental Monitoring and Assessment, 193(9), 1-14.
Durán-Vinet, B., Araya-Castro, K., Chao, T. C., Wood, S. A., Gallardo, V., Godoy, K., & Abanto, M. (2021). Potential applications of CRISPR/Cas for next-generation biomonitoring of harmful algae blooms: A review. Harmful Algae, 103, 102027.
El-Sheekh, M. M., Abd Al-Halim, M. A., Mohammed, S. A., (2023). Algae processing by plasma discharge technology: A review. Algal Research, 70, 102983.
Farrer, D., Counter, M., Hillwig, R., & Cude, C. (2015). Health-based cyanotoxin guideline values allow for cyanotoxin-based monitoring and efficient public health response to cyanobacterial blooms. Toxins, 7, 457-477.
Fujiki, H., Suganuma, M., Suguri, H., Yoshizawa, S., Takagi, K., Nakayasu, M., Ojika, M., Yamada, K., Yasumoto, T., Moore, R. E., & Sugimura, T. (1990). New tumor promoters from marine natural products. In S. Hall & G. Strichartz (Eds.), Marine toxins: Origin, structure and molecular pharmacology (pp. 232-240). American Chemical Society.
Funari, E., & Testai, E. (2008). Human health risk assessment related to cyanotoxins exposure. Critical Reviews in Toxicology, 38(2), 97-125.
Ger, K. A., Hansson, L. A., & Lürling, M. (2014). Understanding cyanobacteria-zooplankton interactions in a more eutrophic world. Freshwater Biology, 59(9), 1783-1798.
Ghaffar, S., Stevenson, R. J., & Khan, Z. (2016). Cyanobacteria dominance in lakes and evaluation of its predictors: A study of Southern Appalachians Ecoregion, USA. Matec Web Conf, 60, 02001.
Gholami, Z., Mortazavi, M. S., & Karbassi, A. (2019). Environmental risk assessment of harmful algal blooms case study: Persian Gulf and Oman Sea located at Hormozgan Province, Iran. Human and Ecological Risk Assessment, 25(1-2), 271-296.

Greer, B., Maul, R., Campbell, K., & Elliott, C. T. (2017). Detection of freshwater cyanotoxins and measurement of masked microcystins in tilapia from Southeast Asian aquaculture farms. Analyt Bioanalyt Chem, 409(16), 4057-4069.
Griffiths, D. J., & Saker, M. L. (2003). The Palm Island mystery disease 20 years on: A review of research on the cyanotoxin cylindrospermopsin. Environmental Toxicology: An International Journal, 18(2), 78-93.
Guo, L. (2007). Doing battle with the green monster of Taihu Lake. Science, 317(5842), 1166-1166.
Guzmán-Guillén, R., Puerto, M., Gutiérrez-Praena, D., Prieto, A. I., Pichardo, S., Jos, Á., Campos, A., Vasconcelos, V., & Cameán, A. M. (2017). Potential use of chemoprotectants against the toxic effects of cyanotoxins: A review. Toxins, 9(6), 175.
Han, B. N., Liang, T. T., Keen, L. J., Fan, T. T., Zhang, X. D., Xu, L., Zhao, Q., Wang, S. P., & Lin, H. W. (2018). Two marine cyanobacterial aplysiatoxins polyketides, neo-debromoaplysiatoxin A and B, with K+ channel inhibition activity. Organic Letters, 20, 578-581.
Hao, A., Su, M., Kobayashi, S., Zhao, M., & Iseri, Y. (2022). Multiple roles of bamboo as a regulator of cyanobacterial bloom in aquatic systems. Scientific Reports, 12(1), 1-12.
Hilborn, E. D., Roberts, V. A., Backer, L., DeConno, E., Egan, J. S., Hyde, J. B., Nicholas, D. C., Wiegert, E. J., Billing, L. M., DiOrio, M., & Mohr, M. C. (2014). Algal bloom-associated disease outbreaks among users of freshwater lakes-United States, 2009-2010. Morbidity and Mortality Weekly Report, 63(1), 11.
Hofbauer, W. K. (2021). Toxic or otherwise harmful algae and the built environment. Toxins, 13(7), 465.
Huang, J. D., & Zheng, H. (2017). Current trend of metagenomic data analytics for cyanobacteria blooms. Journal of Geoscience and Environment Protection, 5(06), 198-213.
Huang, Y. L., Huang, G. H., Liu, D. F., Zhu, H., & Sun, W. (2012). Simulation-based inexact chance-constrained nonlinear programming for eutrophication management in the Xiangxi Bay of Three Gorges Reservoir. Journal of Environmental Management, 108, 54-65.
Huisman, J., Codd, G. A., Paerl, H. W., Ibelings, B. W., Verspagen, J. M., & Visser, P. M. (2018). Cyanobacterial blooms. Nature Reviews Microbiology, 16(8), 471-483.
Ilieva, V., Kondeva-Burdina, M., Georgieva, T., & Pavlova, V. (2019). Toxicity of cyanobacteria Organotropy of cyanotoxins and toxicodynamics of cyanotoxins by species. Pharmacia, 66, 91.
Jetoo, S., Grover, V. I., & Krantzberg, G. (2015). The Toledo drinking water advisory: Suggested application of the water safety planning approach. Sustainability, 7(8), 9787-9808.
Ji, X., Verspagen, J. M., Van de Waal, D. B., Rost, B., & Huisman, J. (2020). Phenotypic plasticity of carbon fixation stimulates cyanobacterial blooms at elevated CO2. Science Advances, 6(8), eaax2926.
Jia-Fong, H., Ouddane, B., Hwang, J. S., & Dahms, H. U. (2021). In silico assessment of human health risks caused by cyanotoxins from cyanobacteria. Biocell, 45(1), 65.

Jiménez, L. D. Q., Guzmán-Guillén, R., Cătunescu, G. M., Campos, A., Vasconcelos, V., Jos, Á., & Cameán, A. M. (2020). A new method for the simultaneous determination of cyanotoxins (Microcystins and Cylindrospermopsin) in mussels using SPE-UPLC-MS/MS. Environmental Research, 185, 109284.
Kankaanpää, H. T., Sipia, V. O., Kuparinen, J. S., Ott, J. L., & Carmichael, W. W. (2001). Nodularin analyses and toxicity of a Nodulariaspumigena (Nostocales, Cyanobacteria) water-bloom in the western Gulf of Finland, Baltic Sea, in August 1999. Phyciologia, 40, 268-274.
Karlson, B., Andersen, P., Arneborg, L., Cembella, A., Eikrem, W., John, U., West, J. J., Klemm, K., Kobos, J., Lehtinen, S., & Lundholm, N. (2021). Harmful algal blooms and their effects in coastal seas of Northern Europe. Harmful Algae, 102, 101989.
Kasan, N. A., Yusof, S. Z. M., Manan, H., Khairul, W. M., & Zakeri, H. A. (2021). Inhibitory effect of thiourea derivatives on the growth of blue-green algae. Journal of Environmental Management, 294, 113008.
Keliri, E., Paraskeva, C., Sofokleous, A., Sukenik, A., Dziga, D., Chernova, E., Brient, L., & Antoniou, M. G. (2021). Occurrence of a single-species cyanobacterial bloom in a lake in Cyprus: Monitoring and treatment with hydrogen peroxide-releasing granules. Environmental Sciences Europe, 33(1), 1-14.
Kim, J., Jonoski, A., & Solomatine, D. P. (2022). A classifi-cation-based machine learning approach to the prediction of cyanobacterial blooms in Chilgok Weir South Korea. Water, 14(4), 542.
Krienitz, L., Ballot, A., Kotut, K., Wiegand, C., Pütz, S., Metcalf, J. S., Codd, G. A., & Stephan, P. (2003). Contribution of hot spring cyanobacteria to the mysterious deaths of Lesser Flamingos at Lake Bogoria, Kenya. FEMS Microbiology Ecology, 43(2), 141-148.
Kubickova, B., Babica, P., Hilscherová, K., & Šindlerová, L. (2019). Effects of cyanobacterial toxins on the human gastrointestinal tract and the mucosal innate immune system. Environmental Sciences Europe, 31(1), 1-27.
Kudela, R., Berdalet, E., Urban, E. (2015) Harmful algal blooms: A scientific summary for policy makers. IOC/ UNESCO, Paris (IOC/INF-1320)
Kusumawati, D. I., & Mangkoedihardjo, S. (2021). Problems and use of cyanobacteria for environmental improve-ment-A. Journal of Aridland Agriculture, 7, 9-14.
Lad, A., Breidenbach, J. D., Su, R. C., Murray, J., Kuang, R., Mascarenhas, A., Najjar, J., Patel, S., Hegde, P., Youssef, M., & Breuler, J. (2022). As we drink and breathe: Adverse health effects of microcystins and other harmful algal bloom toxins in the liver, gut, lungs and beyond. Life, 12(3), 418.
Lago, J., Rodríguez, P. L., Blanco, L., Vieites, J. M., & Cabado, A. G. (2015). Tetrodotoxin, an extremely potent marine neurotoxin: Distribution, toxicity, origin and therapeutical uses. Marine Drugs, 13, 6384-6406.
Landsberg, J. H., Hendrickson, J., Tabuchi, M., Kiryu, Y., Williams, B. J., & Tomlinson, M. C. (2020). A largescale sustained fish kill in the St. Johns River, Florida: A complex consequence of cyanobacteria blooms. Harmful Algae, 92, 101771.

Le Moal, M., Gascuel-Odoux, C., Ménesguen, A., Souchon, Y., Étrillard, C., Levain, A., Moatar, F., Pannard, A., Souchu, P., Lefebvre, A., & Pinay, G. (2019). Eutrophication: A new wine in an old bottle? Science of the Total Environment, 651, 1-11.
Li, J., Li, R., & Li, J. (2017). Current research scenario for microcystins biodegradation-a review on fundamental knowledge, application prospects and challenges. Science of the Total Environment, 595(Suppl C), 615-632.
Li, S. M., Liu, J. P., Song, K. S., Liang, C., & Gao, J. (2019). Analysis of temporal and spatial variation characteristics and driving factors of blue alga blooms in Chaohu Lake based on Landsat images. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 28, 205-213.
Li, X., Liu, B., Wang, Y., Yang, Y., Liang, R., Peng, F., Xue, S., Zhu, Z., & Li, K. (2020). Hydrodynamic and environmental characteristics of a tributary bay influenced by backwater jacking and intrusions from a main reservoir. Hydrology and Earth System Sciences, 24(11), 5057-5076.
Li, H., Gu, X., Chen, H., Mao, Z., Zeng, Q., Yang, H., & Kan, K. (2021). Comparative toxicological effects of planktonic Microcystis and benthic Oscillatoria on zebrafish embryonic development: Implications for cyanobacteria risk assessment. Environmental Pollution, 274, 115852.
Li, L., Zhang, H., Mubashar, M., Chen, L., Cheng, S., & Zhang, X. (2023). Parallel filtration for solid-liquid separation: A case study of highly-efficient algal removal under parallel configuration driven by magnetic force. Separation and Purification Technology, 310, 123098.
Lim, M. H., Tay, H. S. M., Devotta, D. A., Mowe, M. A., & Mitrovic, S. M. (2020). Risk management of cyanotoxins in Singapore. Journal of Water Resource and Protection, 12(6), 512-525.
Lin, Q., Wu, Z., Singh, V. P., Sadeghi, S. H. R., He, H., & Lu, G. (2017). Correlation between hydrological drought, climatic factors, reservoir operation, and vegetation cover in the Xijiang Basin, South China. Journal of Hydrology, 549, 512-524.
Liu, W., Qiao, Q., Chen, Y., Wu, K., & Zhang, X. (2014). Microcystin-LR exposure to adult zebrafish (Danio rerio) leads to growth inhibition and immune dysfunction in F1 offspring, a parental transmission effect of toxicity. Aquatic Toxicology, 155, 360-367.
Lopez, C. B., Jewett, E. B., Dortch, Q., Walton, B. T., Barsanti, L., & Gualtieri, P. (2005). Algae: Anatomy, biochemistry, and biotechnology. CRC Press.
Lopez, C. B., Jewett, E. B., Dortch, Q., Walton, B. T., Hudnell, H. K. (2008). Scientific assessment of freshwater harmful algal blooms. Interagency Working Group on Harmful Algal Blooms, Hypoxia, and Human Health of the Joint Subcommittee on Ocean Science and Technology. Washington, D.C., USA
Lopez-Rodas, V., Maneiro, E., Lanzarot, M. P., Perdigones, N., & Costas, E. (2008). Mass wildlife mortality due to cyanobacteria in the Doñana National Park, Spain. Veterinary Record, 162(10), 317.
Lu, J., Zhu, B., Struewing, I., Xu, N., & Duan, S. (2019). Nitro-gen-phosphorus-associated metabolic activities during the development of a cyanobacterial bloom revealed by metatranscriptomics. Science and Reports, 9(1), 1-11.

Lu, T., Zhang, Q., Zhang, Z., Hu, B., Chen, J., Chen, J., & Qian, H. (2021). Pollutant toxicology with respect to microalgae and cyanobacteria. Journal of Environmental Sciences, 99, 175-186.
Ma, M., Wang, X., Veroustraete, F., & Dong, L. (2007). Change in area of Ebinur Lake during the 1998-2005 period. International Journal of Remote Sensing, 28, 5523-5533.
Maity, S., Guchhait, R., Chatterjee, A., & Pramanick, K. (2021). Co-occurrence of co-contaminants: Cyanotoxins and microplastics, in soil system and their health impacts on plant-A comprehensive review. Science of the Total Environment, 794, 148752.
Manning, S. R., & Nobles, D. R. (2017). Impact of global warming on water toxicity: Cyanotoxins. Current Opinion in Food Science, 18, 14-20.
Mao, J., Jiang, D., & Dai, H. (2015). Spatial-temporal hydrodynamic and algal bloom modelling analysis of a reservoir tributary embayment. Journal of Hydro-Environment Research, 9(2), 200-215.
Marampouti, C., Buma, A. G., & de Boer, M. K. (2021). Mediterranean alien harmful algal blooms: Origins and impacts. Environmental Science and Pollution Research, 28(4), 3837-3851.
Massey, I. Y., Al Osman, M., Yang, F. (2020). An overview on cyanobacterial blooms and toxins production: Their occurrence and influencing factors. Toxin Reviews, 41(1), 326-346.
Mccarthy, F. M. G., Riddick, N. L., Volik, O., Danesh, D. C., & Krueger, A. M. (2018). Algal palynomorphs as proxies of human impact on freshwater resources in the Great Lakes region. Anthropocene, 21, 16-31.
Mehinto, A. C., Smith, J., Wenger, E., Stanton, B., Linville, R., Brooks, B. W., Sutula, M. A., & Howard, M. D. (2021). Synthesis of ecotoxicological studies on cyanotoxins in freshwater habitats-Evaluating the basis for developing thresholds protective of aquatic life in the United States. Science of the Total Environment, 795, 148864.

Méjean, A., Paci, G., Gautier, V., & Ploux, O. (2014). Biosynthesis of anatoxin-a and analogues (anatoxins) in cyanobacteria. Toxicon, 91, 15-22.
Michalak, A. M., Anderson, E. J., Beletsky, D., Boland, S., Bosch, N. S., Bridgeman, T. B., DePinto, J. V., Evans, M. A., Fahnenstiel, G. L., & He, L. (2013). Recordsetting algal bloom in Lake Erie caused by agricultural and meteorological trends consistent with expected future conditions. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 110(16), 6448-6452.
Miglione, A., Napoletano, M., & Cinti, S. (2021). Electrochemical biosensors for tracing cyanotoxins in food and environmental matrices. Biosensors, 11(9), 315.
Misiou, O., Koutsoumanis, K. (2022). Climate change and its implications for food safety and spoilage. Trends in Food Science and Technology, 126, 142-152.
Moestrup, Ø. (1996). Toxic blue-green algae (cyanobacteria) in 1833. Phycologia, 35(sup6), 5-5.
Moore, S. K., Dreyer, S. J., Ekstrom, J. A., Moore, K., Norman, K., Klinger, T., Allison, E. H., & Jardine, S. L. (2020). Harmful algal blooms and coastal communities:

Socioeconomic impacts and actions taken to cope with the 2015 US West Coast domoic acid event. Harmful Algae, 96, 01799.
Moreira, C., Azevedo, J., Antunes, A., & Vasconcelos, V. (2013). Cylindrospermopsin: Occurrence, methods of detection and toxicology. Journal of Applied Microbiology, 114(3), 605-620.
Moreira, C., Ramos, V., Azevedo, J., & Vasconcelos, V. (2014). Methods to detect cyanobacteria and their toxins in the environment. Applied Microbiology and Biotechnology, 98(19), 8073-8082.
Morón-López, J. (2021). A holistic water monitoring approach for effective ecosystem management. Ecohydrology and Hydrobiology, 21(3), 549-554.
Müller, M. N., Mardones, J. I., & Dorantes-Aranda, J. J. (2020). Harmful algal blooms (HABs) in Latin America. Frontiers in Marine Science, 7, 34.
Namsaraev, Z., Melnikova, A., Komova, A., Ivanov, V., Rudenko, A., & Ivanov, E. (2020). Algal bloom occurrence and effects in Russia. Water, 12(1), 285.
Nguyen, T. A. D., Nguyen, L. T., Enright, A., Pham, L. T., Tran, H. Y. T., Tran, T. T., Nguyen, V. H. T., & Tran, D. N. (2021). Health risk assessment related to cyanotoxins exposure of a community living near Tri An Reservoir, Vietnam. Environ Sci Poll Res, 28(40), 56079-56091.
Ni, J., Liu, R., Li, Y., Tang, G., & Shi, P. (2022). An improved transfer learning model for cyanobacterial bloom concentration prediction. Water, 14(8), 1300.
Nwankwegu, A. S., Li, Y., Huang, Y., Wei, J., Norgbey, E., Sarpong, L., Lai, Q., & Wang, K. (2019). Harmful algal blooms under changing climate and constantly increasing anthropogenic actions: the review of management implications. Biotech 3, 9(12), 1-19.
Ogungbile, A. O., Ashur, I., Icin, I., Shapiro, O. H., & Vernick, S. (2021). Rapid detection and quantification of microcystins in surface water by an impedimetric immunosensor. Sensors and Actuators b: Chem, 348, 130687.
Ohio State University. (2017). Algal blooms cost Ohio homeowner million over six years: property values fall, as do fishing license sales, two studies find. ScienceDaily. ScienceDaily, 17 August 2017. sciencedaily.com/ releases/2017/08.170817141720.htm Accessed 13 Mar 2022.

Paerl, H. W. (2018). Mitigating toxic planktonic cyanobacterial blooms in aquatic ecosystems facing increasing anthropogenic and climatic pressures. Toxins, 10, 1-16.
Paerl, H. W., & Barnard, M. A. (2020). Mitigating the global expansion of harmful cyanobacterial blooms: Moving targets in a human-and climatically altered world. Harmful Algae, 96, 101845.
Paerl, H. W., & Otten, T. G. (2013). Harmful cyanobacterial blooms: Causes, consequences, and controls. Microbial Ecology, 65, 995-1010.
Paerl, H. W., & Otten, T. G. (2016). Duelling ‘CyanoHABs’: Unravelling the environmental drivers controlling dominance and succession among diazotrophic and non-N2-fixing harmful cyanobacteria. Environmental Microbiology, 18(2), 316-324.
Paerl, H. W., Xu, H., Hall, N. S., Rossignol, K. L., Joyner, R., Zhu, G., & Qin, B. (2015). Nutrient limitation dynamics examined on a multi-annual scale in Lake Taihu, China:

Implications for controlling eutrophication and harmful algal blooms. Journal of Freshwater Ecology, 30, 37-41.
Paerl, H. W., Gardner, W. S., Havens, K. E., Joyner, A. R., McCarthy, M. J., Newell, S. E., Qin, B., & Scott, J. T. (2016). Mitigating cyanobacterial harmful algal blooms in aquatic ecosystems impacted by climate change and anthropogenic nutrients. Harmful Algae, 54, 213-222.
Pal, M., Yesankar, P. J., Dwivedi, A., & Qureshi, A. (2021). Biotic control of harmful algal blooms (HABs): A brief review. Journal of Environmental Management, 268, 110687.

Papadimitriou, T., Katsiapi, M., Vlachopoulos, K., Christopoulos, A., Laspidou, C., Moustaka-Gouni, M., & Kormas, K. (2018). Cyanotoxins as the “common suspects” for the Dalmatian pelican (Pelecanus crispus) deaths in a Mediterranean reconstructed reservoir. Environmental Pollution, 234, 779-787.
Petterson, L. H., Pozdnyakov, D. (2013). Quantification, species variety, and consequences of harmful algal blooms (HABs). Chapter 1 in : Monitoring of harmful algal blooms. Springer-Praxis, Berlin, pp 1-24.
Pham, T. L., & Utsumi, M. (2018). An overview of the accumulation of microcystins in aquatic ecosystems. Journal of Environmental Management, 213, 520-529.
Pitcher, G. C., & Louw, D. C. (2021). Harmful algal blooms of the Benguela Eastern Boundary upwelling system. Harmful Algae, 102, 101898.
Poniedziałek, B., Rzymski, P., & Kokociński, M. (2012). Cylindrospermopsin: Water-linked potential threat to human health in Europe. Environmental Toxicology and Pharmacology, 34(3), 651-660.
Pouria, S., de Andrade, A., Barbosa, J., Cavalcanti, R. L., Barreto, V. T., Ward, C. J., & Codd, G. A. (1998). Fatal microcystin intoxication in haemodialysis unit in Caruaru Brazil. Lancet, 352(9121), 21-26.
Prabha, R., Singh, D. P., Somvanshi, P., & Rai, A. (2016). Functional profiling of cyanobacterial genomes and its role in ecological adaptations. Genomics Data, 9, 89-94.
Qiao, X., Saha., B. (2021). Quantifying the socio-economic impacts of harmful algal blooms in South-West Florida in 2018. Food and resource economics department, University of Florida institute of food and agricultural sciences. Accessed 16 Mar 2022.
Qin, B., Zhu, G., Gao, G., Zhang, Y., Li, W., Paerl, H. W., & Carmichael, W. W. (2010). A drinking water crisis in Lake Taihu, China: Linkage to climatic variability and lake management. Environmental Management, 45(1), 105-112.
Qu, M., Anderson, S., Lyu, P., Malang, Y., Lai, J., Liu, J., Jiang, B., Xie, F., Liu, H. H., Lefebvre, D. D., & Wang, Y. S. (2019). Effective aerial monitoring of cyanobacterial harmful algal blooms is dependent on understanding cellular migration. Harmful Algae, 87, 101620.
Rashidi, H., Baulch, H., Gill, A., Bharadwaj, L., & Bradford, L. (2021). Monitoring, managing, and communicating risk of harmful algal blooms (HABs) in recreational resources across Canada. Environmental Health Insights, 15, 11786302211014400.
Rodger, H. D., Turnbull, T., Edwards, C., & Codd, G. A. (1994). Cyanobacterial (blue-green-algal) bloom associated pathology in brown trout, Salmo trutta L., in

Loch Leven, Scotland. The Journal of Fish Disease, 17, 177-181.
Sakamoto, S., Lim, W. A., Lu, D., Dai, X., Orlova, T., & Iwataki, M. (2021). Harmful algal blooms and associated fisheries damage in East Asia: Current status and trends in China, Japan Korea and Russia. Harmful Algae, 102, 101787.

Sanseverino, I., Conduto, D., Pozzoli, L., Dobricic, S., Lettieri, T. (2016). Algal bloom and its economic impact. European Commission, Joint Research Centre Institute for Environment and Sustainability, EUR 27905 EN. https:// doi.org/10.2788/660478
Schaefer, A. M., Yrastorza, L., Stockley, N., Harvey, K., Harris, N., Grady, R., Sullivan, J., McFarland, M., & Reif, J. S. (2020). Exposure to microcystin among coastal residents during cyanobacteria bloom in Florida. Harmful Algae, 92, 101769.
Schmale, D. G., Ault, A. P., Saad, W., Scott, D. T., & Westrick, J. A. (2019). Perspectives on harmful algal blooms (HABs) and the cyberbiosecurity of freshwater systems. Front Bioeng Biotechnol, 7, 128.
Serrà, A., Philippe, L., Perreault, F., & Garcia-Segura, S. (2021). Photocatalytic treatment of natural waters. Reality or hype? The case of cyanotoxins remediation. Water Research, 188, 116543.
Shahmohamadloo, R. S., Poirier, D. G., Almirall, X. O., Bhavsar, S. P., & Sibley, P. K. (2020). Assessing the toxicity of cell-bound microcystins on freshwater pelagic and benthic invertebrates. Ecotoxicology and Environmental Safety, 188, 109945.
Shen, L., Xu, H., & Guo, X. (2012). Satellite remote sensing of harmful algal blooms (HABs) and a potential synthesized framework. Sensors (basel), 12, 7778-7803.
Shi, K., Zhang, Y., Zhou, Y., Liu, X., Zhu, G., Qin, B., & Gao, G. (2017). Long-term MODIS observations of cyanobacterial dynamics in Lake Taihu: Responses to nutrient enrichment and meteorological factors. Scientific Reports, 7(1), 1-16.
Skafi, M., Duy, S. V., Munoz, G., Dinh, Q. T., Simon, D. F., Juneau, P., & Sauvé, S. (2021). Occurrence of microcystins, anabaenopeptins and other cyanotoxins in fish from a freshwater wildlife reserve impacted by harmful cyanobacterial blooms. Toxicon, 194, 44-52.
Smith, R. B., Bass, B., Sawyer, D., Depew, D., & Watson, S. B. (2019). Estimating the economic costs of algal blooms in the Canadian Lake Erie Basin. Harmful Algae, 87, 101624.

Smucker, N. J., Beaulieu, J. J., Nietch, C. T., & Young, J. L. (2021). Increasingly severe cyanobacterial blooms and deep-water hypoxia coincide with warming water temperatures in reservoirs. Global Change Biology, 27(11), 2507-2519.
Starling, F., Lazzaro, X., Cavalcanti, C., & Moreira, R. (2002). Contribution of omnivorous tilapia to eutrophication of a shallow tropical reservoir: Evidence from a fish kill. Freshwater Biology, 47, 2443-2452.
Sukenik, A., & Kaplan, A. (2021). Cyanobacterial harmful algal blooms in aquatic ecosystems: A comprehensive outlook on current and emerging mitigation and control approaches. Microorganisms, 9(7), 1472.

Sunesen, I., Méndez, S. M., Mancera-Pineda, J. E., Bottein, M. Y. D., & Enevoldsen, H. (2021). The Latin America and Caribbean HAB status report based on OBIS and HAEDAT maps and databases. Harmful Algae, 102, 101920.
Svirčev, Z., Lalić, D., Bojadžija Savić, G., Tokodi, N., Drobac Backović, D., Chen, L., Meriluoto, J., & Codd, G. A. (2019). Global geographical and historical overview of cyanotoxin distribution and cyanobacterial poisonings. Archives of Toxicology, 93, 2429-2481.
Tarafdar, L., Mohapatra, M., Muduli, P. R., Kumar, A., Mishra, D. R., & Rastogi, G. (2023). Co-occurrence patterns and environmental factors associated with rapid onset of Microcystis aeruginosa bloom in a tropical coastal lagoon. Journal of Environmental Management, 325, 116580.

Taranu, Z. E., Gregory-Eaves, I., Leavitt, P. R., Bunting, L., Buchaca, T., Catalan, J., Domaizon, I., Guilizzoni, P., Lami, A., McGowan, S., & Moorhouse, H. (2015). Acceleration of cyanobacterial dominance in north tem-perate-subarctic lakes during the Anthropocene. Ecology Letters, 18(4), 375-384.
Trevino-Garrison, I., DeMent, J., Ahmed, F. S., Haines-Lieber, P., Langer, T., Ménager, H., Neff, J., Van der Merwe, D., & Carney, E. (2015). Human illnesses and animal deaths associated with freshwater harmful algal blooms-Kansas. Toxins, 7(2), 353-366.
Trinchet, I., Cadel-Six, S., Djediat, C., Marie, B., Bernard, C., Puiseux-Dao, S., Krys, S., & Edery, M. (2013). Toxicity of harmful cyanobacterial blooms to bream and roach. Toxicon, 71, 121-127.
Tsikoti, C., & Genitsaris, S. (2021). Review of harmful algal blooms in the Coastal Mediterranean Sea, with a focus on Greek waters. Diversity, 13(8), 396.
Turner, A. D., Lewis, A. M., Bradley, K., & Maskrey, B. H. (2021). Marine invertebrate interactions with harmful algal blooms-Implications for one health. Journal of Invertebrate Pathology, 186, 107555.
USEPA, (2015a). Drinking water health advisories for two cyanobacterial toxins. Office of Water, 820F15003.
USEPA. (2015b). Recommendations for public water systems to manage cyanotoxins in drinking water. Office of Water (4606M), EPA 815-R-15-010.
USEPA Harmful Algal Blooms (2017): www.epa.gov/nutri entpollution/harmful-algal-blooms
USEPA. (2019). Cyanobacteria and cyanotoxins: Information for drinking water systems. United State Environmental Protection Agency. Office of Water, EPA-810F11001. https://www.epa.gov/sites/default/files/201907/docum ents/cyanobacteria_and_cyanotoxins_fact_sheet_for_ pws_final_06282019.pdf.pdf
USEPA. (2022a). United States environmental protection agency. Learn about Cyanobacteria and Cyanotoxins. https://www.epa.gov/cyanohabs/learn-about-cyanobacte ria-and-cyanotoxins
USEPA. (2022b). United States environmental protection agency. Health effects from Cyanotoxins. https://www. epa.gov/cyanohabs/health-effects-cyanotoxins
Veerman, J., Kumar, A., & Mishra, D. R. (2022). Exceptional landscape-wide cyanobacteria bloom in Okavango Delta, Botswana in 2020 coincided with a mass elephant die-off event. Harmful Algae, 111, 102145.

Veldee, M. V. (1931). An epidemiological study of suspected water-borne gastroenteritis. American Journal of Public Health, 21(11), 1227-1235.
Verspagen, J. M., Van de Waal, D. B., Finke, J. F., Visser, P. M., Van Donk, E., & Huisman, J. (2014). Rising CO2 levels will intensify phytoplankton blooms in eutrophic and hypertrophic lakes. Plos One, 9(8), e104325.
Vidal, F., Sedan, D., D’Agostino, D., Cavalieri, M. L., Mullen, E., Parot Varela, M. M., Flores, C., Caixach, J., & Andrinolo, D. (2017). Recreational exposure during algal bloom in Carrasco Beach, Uruguay: A liver failure case report. Toxins, 9(9), 267.
Vieira-Lanero, R., Barca, S., Cobo, M. C., & Cobo, F. (2022). Occurrence of freshwater cyanobacteria and bloom records in Spanish reservoirs (1981-2017). Hydrobiology, 1(1), 122-136.
Vogiazi, V., de la Cruz, A. A., Varughese, E. A., Heineman, W. R., White, R. J., & Dionysiou, D. D. (2021). Sensitive electrochemical detection of microcystin-LR in water samples via target-induced displacement of aptamer associated [Ru (NH3) 6] 3+. ACS ES&T Engineering, 1(11), 1597-1605.
Wan, X., Steinman, A. D., Gu, Y., Zhu, G., Shu, X., Xue, Q., Zou, W., & Xie, L. (2020). Occurrence and risk assessment of microcystin and its relationship with environmental factors in lakes of the eastern plain ecoregion China. Environmental Science and Pollution Research, 27(36), 45095-45107.
Wang, C., Feng, T., Wang, P., Hou, J., & Qian, J. (2017). Understanding the transport feature of bloom-forming Microcystis in a large shallow lake: A new combined hydrodynamic and spatially explicit agent-based modelling approach. Ecological Engineering, 343, 25-38.
Wang, H., Li, H., Sun, K., Huang, H., Zhu, P., & Lu, Z. (2020). Impact of exogenous nitrogen on the cyanobacterial abundance and community in oil-contaminated sediment: A microcosm study. Science of the Total Environment, 710, 136296.
Wang, K., Mou, X., Cao, H., Struewing, I., Allen, J., & Lu, J. (2021a). Co-occurring microorganisms regulate the succession of cyanobacterial harmful algal blooms. Environmental Pollution, 288, 117682.
Wang, H., Xu, C., Liu, Y., Jeppesen, E., Svenning, J. C., Wu, J., Zhang, W., Zhou, T., Wang, P., Nangombe, S., & Ma, J. (2021b). From unusual suspect to serial killer: Cyanotoxins boosted by climate change may jeopardize African megafauna. The Innovation, 2(2), 100092.
Welker, M., Chorus, I., Scheffer, B. and Urquhard E. (2021). Planning monitoring programmes for cyanobacteria and cyanotoxins. In: Toxic cyanobacteria in water, pp 641668 CRC Press.
Whitman, P., Schaeffer, B., Salls, W., Coffer, M., Mishra, S., Seegers, B., Loftin, K., Stumpf, R., & Werdell, P. J. (2022). A validation of satellite derived cyanobacteria detections with state reported events and recreation advisories across US lakes. Harmful Algae, 115, 102191.
WHO. (2010). IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans, ingested nitrate and nitrite, and cyanobacterial peptide toxins (Vol. 94, p. 450). World Health Organization.

Willis, C., Papathanasopoulou, E., Russel, D., & Artioli, Y. (2018). Harmful algal blooms: The impacts on cultural ecosystem services and human well-being in a case study setting, Cornwall. UK. Mar. Policy, 97, 232-238.
Wood, R. (2016). Acute animal and human poisonings from cyanotoxin exposure-A review of the literature. Environment International, 91, 276-282.
World Health Organization (2021). WHO guidelines on recreational water quality: Volume 1: Coastal and fresh waters. World Health Organization (WHO).
Wu, T., Qin, B., Zhu, G., Luo, L., Ding, Y., & Bian, G. (2013). Dynamics of cyanobacterial bloom formation during short-term hydrodynamic fluctuation in a large shallow, eutrophic, and wind-exposed Lake Taihu China. Environmental Science and Pollution Research, 20(12), 8546-8556.
Wu, J., Hilborn, E. D., Schaeffer, B. A., Urquhart, E., Coffer, M. M., Lin, C. J., & Egorov, A. I. (2021). Acute health effects associated with satellite-determined cyanobacterial blooms in a drinking water source in Massachusetts. Environmental Health, 20(1), 1-13.
Xie, H., Fischer, A. M., & Strutton, P. G. (2021). Generalized linear models to assess environmental drivers of paralytic shellfish toxin blooms (Southeast Tasmania, Australia). Continental Shelf Research, 223, 104439.
Xu, H., Long, L., Yan, M., Ma, J., Ji, D., Liu, D., & Yang, Z. (2020). Modelling the effects of hydrodynamics on thermal stratification and algal blooms in the Xiangxi Bay of Three Gorges Reservoir. Frontiers in Ecology and Evolution, 8, 453.
Xue, Y., Chen, H., Yang, J. R., Liu, M., Huang, B., & Yang, J. (2018). Distinct patterns and processes of abundant and rare eukaryotic plankton communities following a reservoir cyanobacterial bloom. ISME Journal, 12, 2263-2277.
You, L., Tong, X., Te, S. H., Tran, N. H., Sukarji, N. H., He, Y., & Gin, K. Y. H. (2022). Multi-class secondary metabolites in cyanobacterial blooms from a tropical water body: Distribution patterns and real-time prediction. Water Research, 212, 118129.

Yu, Y., Zhang, Q., Liu, G., Deng, Y., Kang, J., Zhang, F., Lu, T., Sun, L., & Qian, H. (2021). Proteomic analysis of zebrafish brain damage induced by Microcystis aeruginosa bloom. Science of the Total Environment, 795, 148865.

Zamyadi, A., MacLeod, S. L., Fan, Y., McQuaid, N., Dorner, S., Sauvé, S., & Prévost, M. (2012). Toxic cyanobacterial breakthrough and accumulation in a drinking water plant: A monitoring and treatment challenge. Water Research, 46(5), 1511-1523.
Zhang, Y., Husk, B. R., Duy, S. V., Dinh, Q. T., Sanchez, J. S., Sauvé, S., & Whalen, J. K. (2021). Quantitative screening for cyanotoxins in soil and groundwater of agricultural watersheds in Quebec Canada. Chemosphere, 274, 129781.

Zhao, Y., Xue, Q., Su, X., Xie, L., Yan, Y., & Steinman, A. D. (2015). Microcystin-LR induced thyroid dysfunction and metabolic disorders in mice. Toxicol, 328, 135-141.
Zhao, K., Wang, L., You, Q., Pan, Y., Liu, T., Zhou, Y., Zhang, J., Pang, W., & Wang, Q. (2021). Influence of cyanobacterial blooms and environmental variation on zooplankton and eukaryotic phytoplankton in a large, shallow, eutrophic lake in China. Science of the Total Environment, 773, 145421.
Zhou, Y., Wang, L., Zhou, Y., & Mao, X.-Z. (2020). Eutrophication control strategies for highly anthropogenic influenced coastal waters. Science of the Total Environment, 705, 135760.
Zhu, X., Dao, G., Tao, Y., Zhan, X., & Hu, H. (2021). A review on control of harmful algal blooms by plant-derived allelochemicals. Journal of Hazardous Materials, 401, 123403.

Publisher’s Note Springer Nature remains neutral with regard to jurisdictional claims in published maps and institutional affiliations.