全 文 ：第 34 卷第 6 期
2014 年 6 月
环 境 科 学 学 报
Acta Scientiae Circumstantiae
Vol． 34，No． 6
Jun．，2014
基金项目:国家自然科学基金(No． 31170337) ;国家高技术研究发展计划项目(No． 21013AA065805) ;中央高校基本科研业务费专项资金(No．
21612326)
Supported by the National Natural Science Foundation of China (No． 31170337) ，the National High Technology Ｒesearch and Development Program of
China(No． 21013AA065805)and the Fundamental Ｒesearch Funds for the Central Universities (No． 21612326)
作者简介:杨国远(1989—) ，男，E-mail:yangguoyuan1989@ 163． com;* 通讯作者(责任作者)，E-mail:tzhangcw@ jnu． edu． cn
Biography:YANG Guoyuan(1989—) ，male，E-mail:yangguoyuan1989@ 163． com;* Corresponding author，E-mail:tzhangcw@ jnu． edu． cn
DOI:10． 13671 / j． hjkxxb． 2014． 0221
杨国远，万凌琳，雷学青，等． 2014．重金属铅、铬胁迫对斜生栅藻的生长、光合性能及抗氧化系统的影响［J］．环境科学学报，34(6) :1606-1614
Yang G Y，Wan L L，Lei X Q，et al． 2014． Effects of lead and chromium on the growth，photosynthetic performance，and antioxidant activity of
Scenedesmus obliquus［J］． Acta Scientiae Circumstantiae，34(6) :1606-1614
重金属铅、铬胁迫对斜生栅藻的生长、光合性能及抗
氧化系统的影响
杨国远，万凌琳，雷学青，汪亚俊，李爱芬，张成武*
暨南大学水生生物研究中心，广州 510632
收稿日期:2013-09-02 修回日期:2013-11-04 录用日期:2013-11-05
摘要:以斜生栅藻(Scenedesmus obliquus JNU49)为研究对象，研究了重金属 Pb2+、Cr3+、Cr6+对斜生栅藻生物量积累、光合性能及抗氧化系统的影
响．结果表明，Pb2+、Cr3+、Cr6+对斜生栅藻的半数抑制浓度(IC50)分别为 82． 94、121． 15、23． 65 μmol·L
－1 ．半数抑制浓度胁迫下，斜生栅藻的放
氧速率分别在第 2 ～ 8 d(Pb2+胁迫)、1 ～ 3 d(Cr3+、Cr6+胁迫)受到明显抑制，而呼吸速率无明显变化;Pb2+胁迫下，斜生栅藻光系统Ⅱ(PSⅡ)的
原初光能转化效率(Fv /Fm)、实际光能转化效率(Yield)、相对电子传递速率(rETＲ)均明显低于对照，光化学淬灭(qP)从第 1 ～ 5 d 高于对照，
而第 6 ～ 8 d则显著低于对照;Cr3+和 Cr6+胁迫对斜生栅藻光合性能的影响不如 Pb2+胁迫明显．斜生栅藻丙二醛(MDA)含量在重金属胁迫下变
高，以第 3、4 d尤为明显;超氧化物歧化酶(SOD)活性升高，于第 3、4 d较为明显;过氧化氢酶(CAT)活性、总抗氧化活性(T-AOC)在重金属胁
迫下均小幅度提升．通过本研究发现，斜生栅藻的生物量、光合速率、叶绿素荧光参数和 SOD活性等指标对重金属胁迫的反应均较为灵敏，可
作为评估重金属胁迫对微藻危害的指标．
关键词:斜生栅藻;重金属胁迫;IC50;光合性能;抗氧化系统
文章编号:0253-2468(2014)06-1606-09 中图分类号:X171． 5 文献标识码:A
Effects of lead and chromium on the growth，photosynthetic performance，and
antioxidant activity of Scenedesmus obliquus
YANG Guoyuan，WAN Linglin，LEI Xueqing，WANG Yajun，LI Aifen，ZHANG Chengwu*
Ｒesearch Center of Hydrobiology，Jinan University，Guangzhou 510632
Ｒeceived 2 September 2013; received in revised form 4 November 2013; accepted 5 November 2013
Abstract:The influence of three heavy metals (Pb2+，Cr3+ and Cr6+)on the growth，photosynthetic performance，and antioxidant system of Scenedesmus
obliquus (JNU49)were investigated． The results showed that the IC50 of Pb2
+，Cr3+ and Cr6+ were 82． 94 μmol·L－1，121． 15 μmol·L－1 and 23． 65
μmol·L－1，respectively． Under the stress of IC50，the oxygen evolution rates of JNU49 were significantly inhibited from 2rd to 8th day under Pb2
+ stress，
from 1st to 3rd day under the stress of Cr3+ and Cr6+;however，the respiration rates were not obviously affected． Under the stress of Pb2+，Fv /Fm，Yield
and rETＲ of PSⅡin JNU49 were obviously lower than the control，while qP was higher than the control from 1st to 5th day，and then became lower than
the control from 6th to 8th day;photosynthetic performance of JNU49 was less influenced by the stress of Cr3+ and Cr6+ than that of Pb2+ ． Under the stress
of heavy metals，MDA content of JNU49 increased significantly，especially on 3rd and 4th day;the activity of SOD increased obviously on 3rd and 4th day;
while the activity of CAT and T-AOC of JNU49 increased slightly as well． This study suggested that biomass concentration，photosynthetic rate，
chlorophyll fluorescence parameters and SOD activities of S． obliquus were sensitive to the stress of heavy metals． These parameters could be taken as
indicators when evaluating the detriment of heavy metals stress towards microalgae．
Keywords:Scenedesmus obliquus;heavy metal stress;IC50;photosynthetic performance;antioxidant activity
6 期 杨国远等:重金属铅、铬胁迫对斜生栅藻的生长、光合性能及抗氧化系统的影响
1 引言(Introduction)
水体重金属污染已经成为一个全球性的环境
问题，尤以发展中国家较为突出． 随着经济的迅速
发展，工农业生产过程中排放的有害重金属日益增
加．环境污染中所指的重金属主要包括汞(Hg)、镉
(Cd)、铅(Pb)、铬(Cr)和类金属砷(As)等生物毒性
显著的元素及锰(Mn)、钼(Mo)、镍(Ni)、铜(Cu)、
钴(Co)、锡(Sn)等微量元素(孟春晓等，2009)． 重
金属污染物进入水体，不仅影响水体生态环境，还
通过食物网传递，给人类的身体健康造成严重伤害．
微藻作为水生生态系统及水生食物链中的初
级生产者，是其它生物赖以生存的物质基础． 微藻
吸收重金属离子后不易被降解，且通过食物链放大
作用进入人体，并在器官中积累造成慢性中毒，危
害人体健康(金羽等，2013)．因此，研究重金属离子
对微藻的毒害作用，在此基础上进行水污染生物监
测具有十分重要的意义(梁英等，2009)． 斜生栅藻
(Scenedesmus obliquus)是一种水体安全标准指示生
物，容易培养且对毒物反应敏感． 研究发现，重金属
离子胁迫会导致该藻细胞分裂，光合放氧和细胞膜
透性等受到抑制(Omar，2002)．
传统方法通过测定 72 h 或 96 h 的藻细胞密度
的半抑制浓度(IC50)或半致死浓度(LC50)等指标来
评价藻类对重金属胁迫的敏感程度，但该法存在测
量时间长、测量结果不准确和不全面等缺陷． 因此，
准确、全面地测量评价重金属对微藻各个指标的影
响，对于开发出一种对重金属胁迫灵敏响应的生物
探针有重要理论意义． 目前，光合放氧、叶绿素荧
光、氧化压力评估及抗氧化酶活测定等广泛应用于
评估植物的生长状态及受到的环境压力．
基于此，本研究通过对重金属(Pb2+、Cr3+、Cr6+)
胁迫下斜生栅藻生物量(干重法)的 IC50、叶绿素 a
含量、光合效率(放氧速率、呼吸速率)、叶绿素荧光
参数(Fv /Fm、Yield、ETＲ、qP 等)及抗氧化酶活的测
定和计算，对斜生栅藻在重金属胁迫下的生理生化
响应进行综合评估，以期为水体重金属污染物监测
和治理提供一定的理论支持．
2 材料与方法(Materials and methods)
2． 1 实验材料
实验 藻 种 斜 生 栅 藻 (Scenedesmus obliquus
JNU49)(以 后 均 用 JNU49 代 指 Scenedesmus
obliquus)为实验室保存藻株． 培养条件:以改良的
BG－11 培养基为基础培养基，3 cm×60 cm的柱状光
生物反应器为培养容器，通入含 1． 0% CO2 的压缩
空气通气培养，光照强度为(100±10)μmol·m－2·s－1
(以 photons计)，温度为(25±1)℃，持续光照，藻种
初始浓度为 OD750 = 0． 3(生物量为(0． 21 ± 0. 01)
g·L－1)，培养时长为 8 d，每组均设定 3 个平行．
2． 2 实验设计
按照 2． 1 节所设定的培养条件培养斜生栅藻，
并于培养起始点添加不同浓度的重金属:Pb2+(4、8、
16、24、32、40、48 mg·L－1)、Cr3+(3、4、5、6、7、8、9
mg·L－1)、Cr6+(0． 25、0． 50、0． 75、1． 00、1． 25、1． 50、
1． 75 mg·L－1)．培养起始点记为第 0 d，每天取样测
定生物量，计算得到 96 h 的半数抑制浓度(IC50)．
以改良的 BG－11 培养基为对照，加入半数抑制浓度
的各重金属离子胁迫培养斜生栅藻，每天测定重金
属胁迫下斜生栅藻的生物量积累情况、叶绿素 a 含
量、光合效率、叶绿素荧光参数，并于前 96 h 每 24 h
收取藻泥(4 ℃，10000× g，10 min)，液氮速冻，存放
于－ 80 ℃冰箱中，用于分析 MDA 含量及抗氧化
酶活．
2． 3 实验方法
2． 3． 1 生物量测定 每隔 24 h 取藻液 10 mL，利用
真空泵抽滤至预先烘干至恒重(M0)的 0． 45 μm 孔
径的微孔滤膜上;滤膜放入 105 ℃烘箱烘至恒重
(M1)．生物量(DW，g·L
－1)计算公式为:DW=(M1 －
M0)×100．
2． 3． 2 IC50 的计算 测定培养时长为 96 h的斜生
栅藻生物量，分别计算每组重金属胁迫下斜生栅藻
生物量相对于对照培养的抑制率，并计算胁迫浓度
和抑制率的线性关系，得出抑制率为 50%时对应的
重金属浓度(IC50)．
2． 3． 3 叶绿素 a 含量测定 利用甲醇热提法
(Azov，1982)测定叶绿素 a 的含量:移取 1 mL 藻液
放置在 15 mL 的离心管中，3500 r·min－1 离心 5
min，去上清液;然后加入 5 mL 甲醇振荡混匀，将
离心管放置在 70 ℃的水浴中加热提取 5 min，3500
r·min－1 离心 5 min，取上清液在 665 nm 和 750 nm
下测定吸光值． 叶绿素 a 含量(mg·L－1)计算公式
为:［Chl． a］= 13． 9(OD665 －OD750)U /V，其中，U 为
甲醇体积(mL) ，V为藻液体积(mL)．
2． 3． 4 光合速率的测定 用 Clark 氧电极
(Hansatech Oxygraph，英国)测定微藻的光合放氧速
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环 境 科 学 学 报 34 卷
率和暗呼吸速率，以氧饱和的蒸馏水标定氧电极的
满刻度，加入适量 Na2S2O3 标定零刻度．反应体系的
温度由超级恒温水浴(Grant，英国)控制，LED 提供
光源．测定时，以 100 μmol·m－2·s－1(以 photons计)光
强照射微藻培养物悬浮液，测定 5 min内氧气的平均释
放速率，即为光合放氧速率(μmol·mg－1·h－1，以每mg Chl．
a产生的O2 量(μmol)计)．关闭光源，测定 5 min内氧气
的平均消耗速率，即为暗呼吸速率(μmol·mg－1·h－1)．
2． 3． 5 叶绿素荧光参数测定 利用脉冲调制式叶
绿素荧光仪 XE-PAM(Walz，德国)测定光系统Ⅱ的
最大光量子产量(Fv /Fm)、相对电子传递速率
(rETＲ)、光系统Ⅱ实际量子产量(Yield)及光化学
淬灭(qP)．将调为同一吸光度(OD750 = 0． 5)的藻液
放于暗室中进行暗适应 1 h，取 3 mL 加入四面光透
光比色皿，置于荧光仪中，打开测量光(PAＲ，光合
有效辐射为 8 μmol·m－2·s－1)，测量初始荧光(F0)．
然后打开光化光(光合有效辐射为 100 μmol·m－2·s－1)，
照射 5 min，打开饱和脉冲光激发测定光系统Ⅱ
的Fv /Fm、Yield、ETＲ、qP 等参数．
2． 3． 6 丙二醛(MDA)含量及抗氧化系统酶活性测
定 取培养后冷冻保存的藻泥，液氮条件充分研
磨，悬浮于蛋白提取液并在冰浴中提取 2 h，制备成
酶提取液．分别用南京建成生物工程研究所开发的
丙二醛(MDA)含量测定试剂盒、总超氧化物歧化酶
(SOD)、过氧化氢酶(CAT)活性测定试剂盒及总抗
氧化活性(T-AOC)测定试剂盒测定各成分的含量
或活性．提取液成分为 50 mmol·L－1 磷酸缓冲液(含
有 1 mmol·L－1 EDTA、1% Triton X-100、1% PVP-
300)．另用 Lowry 法测定酶提取液中水溶性蛋白含
量(Lowry et al．，1951)．
2． 4 数据处理
分别用 Excel 2010 和 Origin 8． 5 处理数据并作
图，并用 SPSS 17． 0 Duncan法和 LSD法进行显著性
差异分析，显著性水平设定为 α=0. 05．
3 结果与分析(Ｒesults and analysis)
3． 1 重金属铅、铬胁迫对斜生栅藻生物量积累的
影响
如图 1 所示，当培养周期为 8 d 时，不含重金属
的改良 BG-11 培养基培养下的斜生栅藻，生物量呈
现上升趋势;而在一定浓度范围内，重金属铅、铬的
存在能显著抑制斜生栅藻生物量的增长，且随着浓
度增大，抑制程度增加．如图 1a所示，各浓度 Pb2+胁
迫下斜生栅藻的生物量均受到极显著的抑制(p＜
0. 01) ，其中胁迫浓度为 32 mg·L－1 时斜生栅藻在第
3 d 就出现了显著抑制，生物量仅为对照组的
43. 58%;4、16 和 32 mg·L－1 胁迫组在第 4 d 的抑制
作用亦十分明显，生物量分别为对照组的 72． 96%、
47. 23%和 28． 01%;在 Pb2+胁迫下，斜生栅藻的生
物量在第 5 或第 6 d开始下降;培养终点时，各胁迫
组生物量分别是对照组的 40. 00%、28． 31%和 26．
73% ．如图 1b所示，各浓度 Cr3+胁迫下斜生栅藻生
物量均受到极显著的抑制(p＜0. 01) ;3、6、9 mg·L－1
Cr3+胁迫下，第 4和第 8 d时的生物量分别是对照组的
图 1 重金属胁迫下斜生栅藻的生物量(干重)积累(平均值±标准差，n=3，下同)
Fig． 1 The biomass (dry weight)of JNU49 under heavy metal stress (Mean±SD，n=3，the same below)
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6 期 杨国远等:重金属铅、铬胁迫对斜生栅藻的生长、光合性能及抗氧化系统的影响
62. 68%、55. 68%、36． 15% 和 72． 57%、64． 55%、
54. 47% ．各浓度 Cr6+胁迫下，斜生栅藻生物量的响
应与 Cr3+ 胁迫比较相似，均受到显著抑制(p ＜
0. 01) ;0． 5、1． 0、1． 5 mg·L－1 Cr6+胁迫下，第 4 和第
8 d 的生物量分别是对照组的 84． 03%、63． 87%、
35. 71%和 86． 49%、76. 25%、53． 16%(图 1c)．
3． 2 重金属铅(Pb2+)、铬(Cr3+、Cr6+)胁迫对斜生
栅藻生长的半数抑制浓度(IC50)计算
取第 4 d的生物量计算 96 h 的半数抑制浓度
(IC50)，Pb
2+的胁迫浓度分别为 4、8、16、24、32、40、
48 mg·L－1，Cr3+ 胁迫浓度分别为 3、4、5、6、7、
8、9 mg·L－1，Cr6+胁迫浓度分别为 0． 25、0． 50、0． 75、
1. 00、1. 25、1． 50、1． 75 mg·L－1 ． 通过拟合胁迫浓度
(x)与抑制率(y)之间的关系，得到线性方程为
Pb2+:y = 1. 495x + 24． 417，Ｒ2 = 0． 9896;Cr3+:y
=4． 623x+20. 908，Ｒ2 = 0． 9544;Cr6+:y = 47． 179x －
8. 103，Ｒ2 = 0. 9877． 计算得到重金属 Pb2+、Cr3+和
Cr6+对斜生栅藻的半数抑制浓度(IC50)分别为
17. 17 mg·L－1 (82. 94 μmol·L－1)、6． 30 mg·L－1
(121. 15 μmol·L－1)、1． 23 mg·L－1(23． 65 μmol·
L－1)．
3． 3 重金属铅、铬半数抑制浓度胁迫下斜生栅藻的
生物量和叶绿素 a含量变化
图 2 为在不同金属离子(Pb2+、Cr3+、Cr6+)的半
数抑制浓度胁迫培养下，斜生栅藻生物量和叶绿素
a含量的变化情况． 如图 2a 所示，在不同金属离子
的胁迫下，斜生栅藻的生长均受到明显抑制(p ＜
0. 01);在 Pb2+胁迫下，斜生栅藻的生物量从第 5 d
开始出现明显下降;而 Cr3+、Cr6+胁迫下的斜生栅藻
生物量一直呈现上升趋势，与对照组一致． Pb2+、
Cr3+、Cr6+胁迫下斜生栅藻的生物量在第 4 和第 8 d
分别占对照组生物量的 57． 72%、53． 63%、38． 18%
和 32． 88%、65． 78%、56． 44% ．
图 2b为在重金属半数抑制浓度胁迫下，斜生栅
藻单位生物量的叶绿素 a 含量(mg·g－1，以干重计)
的变化情况．第 0 ～ 4 d 时，Pb2+胁迫组叶绿素含量
与对照组变化趋势基本一致，且与对照组无明显差
别(p＞0. 05) ，而 Cr3+和 Cr6+胁迫组叶绿素含量显著
低于对照组(p＜0. 01) ;第 5 ～ 8 d 时，Pb2+胁迫组叶
绿素含量显著低于对照组(p＜0. 01)，而 Cr3+和 Cr6+
胁迫组则与对照组无显著差异(p＞0. 05)．
图 2 重金属半数抑制浓度胁迫下斜生栅藻的生物量和叶绿素 a含量
Fig． 2 Biomass and Chl． a content of JNU49 under the stress of IC50
3． 4 不同重金属胁迫下斜生栅藻的光合及呼吸
效率
如图 3a所示，对照组光合效率从接种起点到第
3 d呈现上升趋势，并于第 3 d 达到最大光合效率
(67． 74±2． 19)μmol·mg－1·h－1;第 4 ～ 8 d 时呈现下
降趋势． Pb2+胁迫组光合效率在培养 1 d(24 h)后达
到最大，且与对照组无明显差异(p＞0. 05);而第 2 ～
8 d时光合效率呈现明显下降趋势，第 3 d 和第 8 d
的光合效率分别为对照组的 73． 34%和 13． 98%，极
显著低于对照组(p＜0. 01)． Cr3+、Cr6+胁迫组的斜生
栅藻光合效率变化趋势与对照组基本一致，均于第
3 d达到最大值，分别为(64． 11±0． 23)、(60． 25±1．
32)μmol·mg－1·h－1 ． 培养前 3 d，Cr3+、Cr6+胁迫组的
斜生栅藻光合效率极显著(p＜0. 01)低于对照组，第
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环 境 科 学 学 报 34 卷
2 d 时分别为对照组光合效率的 82． 66% 和 62．
89%;第 3 ～ 8 d，这两个胁迫组的光合效率低于对
照组(p＜0. 01)．
如图 3b所示，对照组斜生栅藻的呼吸速率变化
不明显，一直处于 5 ～ 15 μmol·mg－1·h－1 之间． Pb2+
胁迫组的斜生栅藻的呼吸速率在第 2 ～ 8 d 时均受
到明显影响，呼吸速率均低于对照组(p＜0. 01)． 而
Cr3+、Cr6+胁迫组的斜生栅藻的呼吸速率与对照组相
比，均无显著差异(p＞0. 05)．
图 3 斜生栅藻光合效率和呼吸速率对不同重金属胁迫的响应(a．光合效率;b．呼吸效率)
Fig． 3 Photosynthetic and Ｒespiration rate of JNU 49 under the stress of different heavy metals (Mean ± SD，n = 3，a． Photosynthetic rate;b．
Ｒespiration rate)
3． 5 不同重金属胁迫下斜生栅藻的叶绿素荧光参
数变化
如图 4a 所示，对照组 PSⅡ最大光能转化效率
(Fv /Fm)从培养初期到培养末期均无明显变化，一
直处在 0． 70 ～ 0． 74 之间;Pb2+胁迫组的斜生栅藻从
培养第 1 d 开始到培养结束时，Fv /Fm 均极显著低
于对照组(p＜0. 01) ，且呈现逐渐下降趋势;第 4 d和
第 8 d时 Fv /Fm 分别为 0． 62±0. 00 和 0． 49±0. 01，
分别为对照组的 86． 11%和 69． 01% ． Cr3+胁迫组的
斜生栅藻 Fv /Fm 值受到较小的影响，第 2 d 时高于
对照组，其余时相均低于对照组，而其 Fv /Fm 均在
0． 69 ～ 0． 73 之间(p＜0. 05)． Cr6+胁迫组的斜生栅
藻，于培养第 0 ～ 3 d时 Fv /Fm 极显著低于对照组(p
＜0. 01)，第 3 d为 0． 65±0. 00，为对照组的 90． 2%，
而第 4 ～ 8 d时显著低于对照组(p＜0. 05)．
如图 4b所示，对照组 PSⅡ实际光能转化效率
(Yield)在培养 1 d(24 h)后达到最大值 0． 53 ±
0. 01，第 2 ～ 8 d时一直较为稳定，处于 0． 38 ～ 0． 45
之间． Pb2+胁迫组同样是于培养 1 d(24 h)后 Yield
达到最大值 0． 55±0. 01，且第 1 ～ 4 d 时高于对照组
(p＜0. 01) ;而第 5 ～ 8 d 时则迅速下降，极显著低于
对照组(p＜0. 01) ，第 8 d 时仅为 0． 11±0. 01． Cr3+和
Cr6+胁迫组与对照组相比差异不显著(p＞0. 05)．
如图 4c所示，对照组斜生栅藻相对电子传递速
率(rETＲ)培养起始时为 23． 90±0． 72，培养 1 d(24
h)后达到最大值 32． 77±1． 16，而后较为稳定，维持
在 24 ～ 29 之间． Pb2+胁迫组同样是于第 2 d 达到最
大值 34． 53±0． 12，第 1 ～ 3 d时高于对照组，第 4 ～ 8
d 时低于对照组，且与对照组差异极显著(p ＜
0. 01)，第 8 d 时为 6． 70±0． 34． Cr3+、Cr6+胁迫组的
rETＲ值则与对照组的变化趋势较为一致，且差异不
显著(p＞0. 05)． 如图 4d 所示，对照组光化学淬灭
(qP)值初始为 0． 60±0. 02，并于第 1 d(24 h)时达
到最大值 0. 81±0. 02;第 2 ～ 3 d时下降，第 3 d时为
0． 61±0. 01;第 4 ～ 8 d 稳定在 0． 70 ～ 0． 75 之间．
Pb2+胁迫组于第 1 d(24 h)时达到最大值 0． 86 ±
0. 01;第 1 ～ 5 d维持在 0． 81 ～ 0． 86 之间，高于对照
组(p＜0. 01);第 6 ～ 8 d 时迅速下降，低于对照组(p
＜0. 01) ，第 8 d时仅为 0． 20±0. 01． Cr3+胁迫组 qP 值
第 1 d(24 h)时达到最大值 0． 85±0. 01;第 1 ～ 3 d时
高于对照组，第 4 ～ 8 d 略低于对照组(p ＜0. 01)．
Cr6+胁迫组 qP 值于第 3 d 达到最大值 0． 88±0. 02，
且整个培养周期均高于对照组(p＜0. 01)．
0161
6 期 杨国远等:重金属铅、铬胁迫对斜生栅藻的生长、光合性能及抗氧化系统的影响
图 4 重金属胁迫下斜生栅藻叶绿素荧光参数变化图
Fig． 4 Chlorophyll fluorescence of JNU 49 under heavy metal stress(Mean±SD，n=3)
3． 6 不同重金属胁迫下斜生栅藻丙二醛(MDA)含
量及抗氧化酶活的变化
如图 5a 所示，对照组斜生栅藻的 MDA 含量随
着培养时间的延长而逐渐增加，从培养起始的
(1． 05±0. 05)nmol·mg－1(以 Protein 计)到第 4 d
(96 h)的(1． 52±0. 09)nmol·mg－1 ． Pb2+胁迫组斜生
栅藻的 MDA含量也是呈现上升趋势，高于对照组，
第 4 d的含量为(1． 99±0. 00)nmol·mg－1，为对照组
的 130. 92%(p＜0. 01)． Cr3+胁迫组的 MDA 含量则
呈现先上升后下降的趋势，且第 0 ～ 4 d 时高于对照
组，并于第 3 d 达到最大值(2． 75 ± 0. 00)nmol·
mg－1，为对照组的 196． 43%(p＜0. 01)． Cr6+胁迫组的
MDA含量在第 0 ～ 4 d也是呈上升趋势，于第 4 d达
到最大值(2． 48 ± 0. 09)nmol·mg－1，为对照组的
163． 16%(p＜0. 01)．
如图 5b所示，对照组斜生栅藻的 SOD 活性从
培养初始的(5． 04±0． 37)U·mg－1(以 Protein 计)变
化到第 4 d(96 h)时的(7． 25±0． 34)U·mg－1，呈现
缓慢上升趋势． Pb2+胁迫组斜生栅藻的 SOD 活性在
第 0 ～ 2 d时上升较为缓慢，第 2 d 为(7． 31±0． 12)
U·mg－1，第 3、4 d 迅速升高，第 4 d 时为(19． 00 ±
0. 34)U·mg－1，其活性为对照的 262． 66% (p ＜
0. 01)． Cr3+胁迫组斜生栅藻的 SOD 活性也呈现较
为明显的升高趋势，在培养过程中，高于对照组，但
低于 Pb2+胁迫组，第 4 d 的 SOD 活性为(13． 30±0．
42)U·mg－1，为对照组的 183． 44%(p＜0. 01)． Cr6+
胁迫组的 SOD活性到第 3 d 时达到最大值(16． 60±
0. 06)U·mg－1，为对照组的 239． 54%(p＜0. 01)．
如图 5c 所示，对照组斜生栅藻的 CAT 活性
在 0 ～4 d(0 ～ 96 h)的培养过程中变化不大． Pb2+胁
迫组斜生栅藻的 CAT活性在第 0 ～ 3 d 呈现上升趋
势，并于第 3 d达到最大值(1． 05±0. 03)U·mg－1(以
Protein计) ，为对照组的 187． 50%(p＜0. 01) ，第 4 d
下降明显，仅为(0． 46±0. 04)U·mg－1，与对照差异
不显著(p＞0. 05)． Cr3+胁迫组斜生栅藻的 CAT 活性
在培养第 1 ～ 4 d均明显高于对照组，并于第 2 d 达
到最大值(1． 33±0. 04)U·mg－1，为对照 207． 81%(p
＜0. 01)． Cr6+胁迫组斜生栅藻的 CAT 活性在第 1、2
d明显高于对照组，并于第 2 d 达到最大值(1． 62±
0. 02)U·mg－1，为对照组的 253． 13%(p＜0. 01) ，而
1161
环 境 科 学 学 报 34 卷
第 3、4 d则与对照组差异不显著(p＞0. 05)．
如图 5d所示，对照组斜生栅藻的总抗氧化活性
T-AOC值在培养起始时为(0． 36±0. 04)U·mg－1(以
Protein计)，第 1 ～ 4 d 时变化不大，维持在 0． 51 ～
0. 56 U·mg－1 之间． Pb2+胁迫组斜生栅藻 T-AOC 值
逐渐升高，并于第 4 d达到(0． 93±0. 03)U·mg－1，为
对照组的 182． 35%(p＜0. 01)． Cr3+胁迫组斜生栅藻
的 T-AOC变化幅度不大，第 2 d达到最大值(0． 71±
0. 02)U·mg－1，为对照组的 124． 56%，而 3、4 d则缓
慢下降，第 4 d时为(0． 62±0. 00)U·mg－1 ． Cr6+胁迫
组斜生栅藻的 T-AOC值则缓慢上升，于第 3 d 达到
最大值(0． 69±0. 04)U·mg－1，为对照组的 129． 10%
(p＜0. 01)．
图 5 重金属胁迫下斜生栅藻丙二醛含量及抗氧化酶活变化
Fig． 5 MDA content and anti-oxidant activity of JNU 49 under heavy metal stress
4 讨论(Discussion)
4． 1 不同重金属离子对斜生栅藻生长的影响
常见的重金属中，铜和锌是许多生物生长的必
需元素，而镉、铬和铅则不是(欧阳慧灵等，2012)．
本研究中，在一定含量范围内，铅和铬对斜生栅藻
的生长表现出明显的抑制作用，且在一定含量范围
内，Pb2+对斜生栅藻的抑制作用在后期更为明显，后
期生物量呈现下降趋势;Cr3+和 Cr6+则表现为全培
养周期内的抑制作用，而生物量表现为增长趋势．
这种差异可能是由于铅、铬作用时与藻的结合位点
不同造成的，且在 Pb2+胁迫后期，观察到斜生栅藻
细胞器尤其是叶绿体大量被破坏，这可能直接导致
生物量的下降;而在 Cr3+、Cr6+胁迫后期则几乎观察
不到这种现象．
重金属离子对微藻的毒性可用重金属对微藻
某个生理指标的 IC50 或 LC50 来表示，本研究中用生
物量的 IC50 来表示重金属的毒性．一般来讲，这 3 种
重金属离子对微藻的毒性强弱顺序为:Cr6+ ＞Pb2+ ＞
Cr3+，且 Cr6+ 的毒性约为 Cr3+ 的 100 倍(Vignati
et al．，2010)．在本研究中，Pb2+、Cr3+、Cr6+对斜生栅
藻生物量 96 h的 IC50 分别为 82． 94、121． 15、23． 65
μmol·L－1，3 种重金属离子对斜生栅藻的毒性大小
排序为 Cr6+ ＞Pb2+ ＞Cr3+，Cr6+的毒性仅为 Cr3+的 6 倍
左右．而在 Vignati 等(2010)的研究中，甚至有 Cr6+
毒性小于 Cr3+的情况出现．这些差异可能是由于培
养条件、藻种及测定指标的不同而导致的．
4． 2 不同重金属离子对斜生栅藻光合性能的影响
光合作用是绿色植物最基本和最重要的生命
活动过程(欧阳峥嵘等，2010)． 而重金属则可以造
成藻细胞线粒体损伤，叶绿体破坏，影响光合作用
的电子传递，从而抑制藻细胞生长(Edding et al．，
2161
6 期 杨国远等:重金属铅、铬胁迫对斜生栅藻的生长、光合性能及抗氧化系统的影响
1996)．作为光合作用的特征性产物，氧气的释放速
率可以作为评价光合活性的参数之一． 在梁英等
(2008)的文献中报道，一定浓度的 Cd2+、Cu2+、Zn2+
等均会不同程度地抑制微藻的放氧速率． 在本研究
中，以 Pb2+、Cr3+、Cr6+的半数抑制浓度(IC50)来胁迫
培养斜生栅藻时，发现 Pb2+对斜生栅藻放氧速率的
影响从第 2 d开始极显著，而 Cr3+和 Cr6+的影响则在
前 3 d表现的较明显． 这表明不同的金属离子对微
藻的胁迫程度及作用机制可能存在差别，而 Pb2+作
用时出现的叶绿体被明显破坏的现象也正与这一
结果相契合． 而本实验中，半数抑制浓度的重金属
胁迫对斜生栅藻呼吸速率的影响并不明显，表明半
数抑制浓度的 Pb2+、Cr3+和 Cr6+对线粒体的伤害
不大．
叶绿素荧光是光合作用的良好指标和探针，通
过对各种荧光参数的分析，可以得到有关光能利用
途径的信息，也可以反映植物受胁迫的情况(陈书
秀等，2009)． Fv /Fm 表示 PSⅡ 的最大光化学量子
产量，即 PSII 的原初光能转换效率;Yield 表示 PS
Ⅱ 实际光能转化效率;rETＲ表示 PSⅡ 表观电子传
递速率;qP 为光化学淬灭，反映了 PSII 天线色素吸
收的光能用于光化学电子传递的份额，在一定程度
上反映了 PSⅡ 反应中心的开放程度(梁英等，
2008)． Pb2+胁迫下，斜生栅藻的 Fv /Fm、Yield、rETＲ
均表现出下降趋势，且明显低于对照组，表明铅使
斜生栅藻 PSⅡ反应中心受损，抑制了光合作用的原
初反应，阻碍光合电子传递的过程;且阻止了藻细
胞同化力的形成，从而影响对碳的固定和同化;此
外，Pb2+也能影响斜生栅藻的电子传递速率．而 Pb2+
胁迫下，斜生栅藻 qP 值前期明显高于对照组，而从
第 5 d开始迅速下降到明显低于对照组的水平，表
明 Pb2+胁迫前期提高了 PSⅡ反应中心的开放程度，
电子由 PSⅡ的氧化侧向 PSⅡ反应中心的传递速率
加快，而胁迫后期则阻碍了电子传递，用于进行光
合作用的电子减少，以热耗散的光能增加． Cr3+和
Cr6+对斜生栅藻 Fv /Fm、Yield、rETＲ 和 qP 的作用跟
主要表现在前期，而后期对这些指标的影响并不
明显．
4． 3 不同重金属对斜生栅藻抗氧化系统的影响
当植物受到不利因素胁迫时，机体会产生过量
的 O－2、—OH、H2O2 等分子，这些活性氧分子的大量
产生会引发或加剧膜脂质过氧化作用，对膜系统造
成严重伤害(d Ischia et al．，1996)． 而膜脂质过氧
化的产物 MDA可以作为反映藻细胞面临的氧化压
力的指标．在本研究中，对照组的 MDA 含量呈现略
微上升趋势，这可能是由于重新接种，单位细胞受
到的光照变强导致的．而重金属胁迫下，前 2 d 斜生
栅藻 MDA含量略高于对照组，而 Cr3+胁迫第 3 d、
Cr6+胁迫第 4 d均是 MDA 含量极显著高于对照组．
这表明 Pb2+、Cr3+、Cr6+的毒性对斜生栅藻产生了不
同程度的氧化压力，导致细胞膜脂质过氧化作用增
强，对细胞产生了不利影响，而这种不利影响于培
养的第 3、4 d表现的尤为明显．
植物体内存在一套负责清除活性氧的抗氧化
防御系统(Yu et al．，2004)，在胁迫条件下，植物就
会启动自身的防御机制，通过清除自由基，抵抗氧
化损伤，以维持体内环境的相对稳定． SOD 可以通
过歧化反应消除 O－2，是生物体防护机制的中心酶，
SOD活性的增加代表 O－2 的增加．因此，几乎所有的
胁迫都可以可诱导 SOD 活性显著增加(杨洪等，
2012)．在本研究中，Pb2+、Cr3+、Cr6+ 3 种金属离子胁
迫下的斜生栅藻，SOD 活性分别在第 3、4 d 显著提
高，明显高于对照组，表明斜生栅藻为应对氧化压
力作出应激． 而重金属胁迫下，CAT 活性和总抗氧
化能力 T-AOC 与对照组相比变化不如 SOD 明显，
仅有很小程度的提高，具体原因还需进一步探讨．
4． 4 斜生栅藻相关生理生化指标作为重金属毒性
评估标准的优势
传统评估重金属毒性的方法是将微藻在含有
不同浓度重金属离子的培养液中进行培养，通过微
藻的细胞密度、微藻中叶绿素含量等的变化来反映
重金属对微藻生长、繁殖的影响，或者以微藻细胞
密度的 LC50 或 IC50 来表示其对重金属胁迫的敏感
程度(李坤等，2003;王翔等，2006)． 但该法存在测
量时间长、容易出现较大误差、无法准确区别活细
胞和死细胞，且无法评估细胞的生命状态的缺点．
在本研究中，通过测定每天的生物量积累及 96
h生物量的 IC50 来评估不同浓度重金属对斜生栅藻
的毒性，相对传统方法，该法可以准确反映斜生栅
藻在重金属胁迫下生物量积累所受的影响，且没有
传统测定方法费时． 此外，斜生栅藻光合性能对
Pb2+胁迫的敏感程度远高于生物量积累，且反应比
生物量提前;但斜生栅藻光合性能对 Cr3+和 Cr6+的
反应则不如生物量明显．斜生栅藻 SOD活性在重金
属胁迫下第 3、4 d 极显著高于对照，且可用于评估
斜生栅藻受到的氧化压力，可以反映出斜生栅藻对
3161
环 境 科 学 学 报 34 卷
重金属胁迫作出的应答． 因此，以上生理生化指标
的测定，相较传统评估重金属毒性的方法，具有更
快速、准确、灵敏和全面的优势．
5 结论(Conclusions)
1)一定浓度的 Pb2+、Cr3+和 Cr6+均会对斜生栅
藻的生长产生抑制，Pb2+、Cr3+、Cr6+对斜生栅藻 96 h
的半数抑制浓度分别为 82． 94、121． 15、23. 65
μmol·L－1，毒性大小顺序为 Cr6+ ＞Pb2+ ＞Cr3+ ． Pb2+对
斜生栅藻生长的抑制主要表现在培养后期，而 Cr3+
和 Cr6+则表现为全培养周期的抑制．
2)斜生栅藻在 Pb2+、Cr3+和 Cr6+的半数抑制浓
度胁迫下，光合生理受到不同程度的影响． Pb2+对斜
生栅藻放氧速率、Fv /Fm、Yield、rETＲ、qP 的抑制作
用，前期低于 Cr3+和 Cr6+，后期极显著高于 Cr3+
和 Cr6+ ．
3)为了应对重金属胁迫所造成的氧化压力，斜
生栅藻的抗氧化酶活在重金属胁迫下升高，SOD 活
性相较 CAT升高更显著．
4)斜生栅藻的光合性能和 SOD 活性均可以作
为评估重金属铅、铬毒性的灵敏、快速的指标．
责任作者简介:张成武(1963—)，男，教授，博士生导师，主
要研究领域为微藻生物能源、微藻生物活性物质、微藻主要
代谢产物的合成、光生物反应器系统设计等．
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