全 文 ：第 31 卷第 6 期
2010 年 6 月
环 境 科 学
ENVIRONMENTAL SCIENCE
Vol. 31，No. 6
Jun.，2010
二氯甲烷和二氯乙烷对蛋白核小球藻的毒性影响研究
吴石金，俞翔，吴尔苗，陈建孟 *
(浙江工业大学生物与环境工程学院，杭州 310032)
摘要:研究了二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷对蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa)生长和生化指标的毒性效应 . 结果表明，二氯甲
烷和 1，2-二氯乙烷对蛋白核小球藻生长有影响 .随着 2 种毒物浓度的增大，其对藻生长的抑制越明显，藻细胞密度均呈现下降
的趋势 .二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷抑制蛋白核小球藻生长的 96 h-EC50分别为 550. 1 mg /L和 276. 0 mg /L，1，2-二氯乙烷的毒性
要稍强于二氯甲烷 . 2 种毒物联合作用时基本表现为拮抗作用 .叶绿素 a 含量随毒物浓度增加而迅速下降，SOD 和 CAT 的活性
随毒物浓度升高呈现先升高后下降的“钟形曲线”. MDA 的含量随毒物浓度升高而急剧上升，膜脂过氧化加剧 . 表明毒物通过
产生活性氧自由基引起生物大分子的氧化损伤可能是其对蛋白核小球藻产生毒性效应的主要原因 .
关键词:蛋白核小球藻;二氯甲烷;1，2-二氯乙烷;生态毒性;急性毒性
中图分类号:X171. 5 文献标识码:A 文章编号:0250-3301(2010)06-1655-07
收稿日期:2009-08-02;修订日期:2009-10-12
基金项目:国家自然科学基金项目(20977087);浙江省自然科学基
金项目(Y5090054)
作者简介:吴石金(1971 ～)，男，博士，副教授，主要研究方向为环境
生物技术，E-mail:wujan28@ zjut. edu. cn
* 通讯联系人，E-mail:jchen@ zjut. edu. cn
Toxic Effects of Dichloromethane and Dichloroethane to Chlorella pyrenoidosa
WU Shi-jin，YU Xiang，WU Er-miao，CHEN Jian-meng
(College of Biology and Environmental Engineering，Zhejiang University of Technology，Hangzhou 310032，China)
Abstract:The acute toxic and biochemical effects of dichloromethane and 1，2-dichloroethane to Chlorella pyrenoidosa were assessed.
The experimental results showed that dichloromethane and 1，2-dichloroethane had some inhibition to growth of the algae. With
increasing concentration of the organic toxicant，the cell density decreased. The 96 h-EC50 of dichloromethane to Chlorella pyrenoidosa
was 550. 1 mg /L;the 96 h-EC50 of 1，2-dichloroethane to Chlorella pyrenoidosa was 276. 0 mg /L，toxicity of 1，2-dichloroethane is a
little stronger than that of dichloromethane;the joint toxicity of two organic toxicants was showed as antagonism. Content of chlorophyll
a，activities of superoxide dismutase(SOD)，catalase(CAT)and content of malondialdehyde(MDA)in algae had been significantly
affected under the organic toxicant exposure. The activities of SOD and CAT were increased at first and then decreased remarkably with
the increasing concentration of the organic toxicant，showed as“Bell Shaped Curve”. The content of malondialdehyde(MDA)flared up
and lipid peroxidant aggregated with the increasing concentration of the organic toxicant. The results suggested that the primary
mechanism of two organic toxicants on Chlorella pyrenoidosa cells may be related to oxidation damage of lipid and other biological large
molecules caused by dichloromethane and 1，2-dichloroethane.
Key words:Chlorella pyrenoidosa;dichloromethane;1，2-dichloroethane;ecotoxicity;acute toxicity test
二氯甲烷和二氯乙烷均属优良的有机溶剂，在
工业生产中，二氯甲烷常用来代替易燃的石油醚、乙
醚等有机溶剂，并可用作牙科局部麻醉剂、制冷剂和
灭火剂等;二氯乙烷主要用作蜡、脂肪、橡胶等的溶
剂，还用于制造氯乙烯和聚碳酸酯以及谷仓的熏蒸
和土壤的消毒等 .随着它们的广泛应用，其对生态环
境的负面影响也越来越突显，逐渐受到国内外有关
部门的高度重视 .资料表明，在爱尔兰海东南侧的利
物浦湾附近所检出的 1，2-二氯乙烷浓度为 0. 2 ～
10. 5 ng /L［1］，英格兰和美国的大部分河口水域所检
出的二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷浓度均在 25. 0 ng /L
以下［2］.据中国地质调查局 2007 年的地下水污染调
查研究，仅在我国长三角地区的地表水、浅层地下水
和深层地下水中均检出多种有机污染物，其中 1，2-
二氯乙烷、甲苯、二氯甲烷和氯仿等的检出率高居首
位 .这些有机溶剂在环境中具有长期残留性、生物积
蓄性和高毒性，一旦进入食物链后通过生物的富集
放大作用，对生态环境和人类健康造成很大的影
响［3］.对这些有机溶剂开展环境毒理学研究成为非
常有意义的课题 .
环境生物与人类健康之间的联系是环境风险评
估中外推的假定前提条件 . 许多在细胞和亚细胞水
平上的机制，人类与环境生物在一定程度上也是相
重合的 .对高频率使用的毒物对环境生物的毒理学
研究，在评估环境对人类影响的过程中起到“岗哨”
作用，这种作用是不容忽视的 .作为水域生态系统的
初级生产者，藻类种类的多样性和初级生产量直接
影响水域生态系统的结构和功能［4，5］. 此外，藻类对
毒物敏感、易获得、个体小、繁殖快，当有机物大量进
DOI:10.13227/j.hjkx.2010.06.012
环 境 科 学 31 卷
入水体后，虽然在水中的浓度很低，但藻体内生物大
分子即可做出相应反应，在较短时间内可以得到指
示物质用于对藻类传代乃至种群水平的影响评价 .
由此，藻类已成为监测评价水环境质量的重要指标 .
开展二氯甲烷和二氯乙烷等有机溶剂对藻类生长作
用的毒理学研究，对监测有机污染物的污染和环境
修复，保持水域生态系统的平衡及生态风险评价都
有着十分重要的意义 .
本研究测定了二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷对一
般水体中常见的蛋白核小球藻的毒性效应，探讨了
二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷对叶绿素含量、蛋白质含
量、丙二醛(MDA)含量、超氧化物歧化酶(SOD)和
过氧化氢酶(CAT)活性等指标的影响，旨在为此类
有机物的环境安全性评价、探索监测水生态系统有
机物污染的生态指标以及为揭示该类化合物对蛋白
核小球藻的毒性机制提供科学依据 .
1 材料与方法
1. 1 藻种及培养条件
蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa)购自中国
科学院水生生物研究所 .
在无菌条件下将蛋白核小球藻接种至朱氏十号
人工培养液中 .培养条件为:温度(25 ± 2)℃，pH 7
～ 8，白色日光灯，光强2 500 ～ 3 000 lx，光暗比 12 h∶
12 h，用 4 层无菌纱布封口静置培养，每天定时人工
摇动 3 ～ 5 次，当进入对数生长期(大约在 5 × 105 ～
6 × 105 个 /mL )时，转接至下一代，预培养 3 代，镜
检细胞正常 . 将每 100 mL 培养基分装在 250 mL 的
三角烧瓶中，灭菌，用传代后的藻种进行接种，待其
进入对数生长期时加入毒物 . 分别在 0、24、48、72
和 96 h 5 个时间进行取样并测定相关生理生化指
标，每组 3 个平行 .
1. 2 试剂
二氯甲烷，纯度(质量分数)≥99. 5%，购自杭
州双林化工试剂厂 . 1，2-二氯乙烷，纯度(质量分
数)≥99. 0%，购自上海凌峰化学试剂有限公司 .
1. 3 实验方法
1. 3. 1 急性毒性实验方法
本实验分别进行二氯甲烷、1，2-二氯乙烷的单
一毒性实验和 2 种毒物的联合毒性实验 .
(1)二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷的单一毒性
在预实验所得的 2 种毒物的 96 h-EC50基础上，根
据浓度对数等间距原则设置 2 种毒物的系列浓
度 . 2 种毒物均设置零浓度开放式培养对照组(即
以 4 层纱布封住三角烧瓶口，此为开放式培养;以
下其余各组均用塑胶塞密封三角烧瓶口，此为封
闭式培养). 其它，二氯甲烷浓度每组分别为 0、
221、299、403、550、735、992 mg /L;共 8 组，每
组 3 个平行，进行 96 h 急性毒性实验;1，2-二氯乙
烷浓度为每组分别为 0、192、260、351、472、
639、863 mg /L;共 8 组，每组 3 个平行，进行 96 h
急性毒性实验 .
(2)2 种毒物的联合毒性 在单一毒性实验的
基础上，以二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷的 96 h-EC50作
为参照，设置二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷的混合物，
体积为 45. 0 μL，并且按体积比分别为 1 ∶ 3、1 ∶ 2、
1∶ 1、2∶ 1和 3∶ 1 设置 5 个梯度，其它实验操作过程
与单一毒性实验相同 .
1. 3. 2 生物量的测定
使用血球计数板对培养的小球藻液进行计数，
然后对计数数据进行统计学分析［6］. 本实验选用抑
制小球藻 50%生长的半浓度(96 h-EC50)，最低有显
著影响有效浓度(LOEC)、最高无显著影响有效浓
度(NOEC)以及最大可接受毒性浓度(MATC)值作
为评价指标 .
1. 3. 3 叶绿素的提取与含量的测定
叶绿素的提取与含量的测定参见文献［7］.
1. 3. 4 粗酶液的提取
取 30 mL 96 h 的藻液放入离心管(50 mL)中，
在4 000 r /min下离心 20 min，弃上清液，管中加入 3
mL 0. 1 mol /L pH 7. 8 的磷酸缓冲洗振荡，转入 10
mL 离心管，在10 000 r /min下离心 3 min，弃上清液，
加入 3 mL 缓冲液重复离心，弃上清，加入 1 mL 缓冲
液振荡，转入研钵，再加入石英砂冰浴下研磨 5 min
(研磨至水化状)，转移至另外的离心管内用 1 mL
缓冲液洗研钵(重复 1 次)，最后经10 000 r /min冷冻
离心 12 min 后，将所得上清液(酶液)保存在 － 80℃
冰箱中待用，进行后续的测定［8］.
1. 3. 5 超氧化物歧化酶(SOD)活性的测定
超氧 化 物 歧 化 酶 (SOD)活 力 测 定 根 据
Giannopolitis 和 Ries 的方法以抑制 NBT 光化学还原
的能力来衡量，采用 Beauchamp 所建立、Bewley 等
改进的氮蓝四唑光化学还原反应法［9，10］:
SOD 单位 =［(对照组 D 值 －样品 D 值)/50%
对照组 D 值 ］×样品稀释倍数
1. 3. 6 过氧化氢酶(CAT)活性的测定
本实验采用紫外吸收法，对 CAT 的活性进行测
定 .其中以 1 min 内 A240减少 0. 1 的酶量为一个酶活
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6 期 吴石金等:二氯甲烷和二氯乙烷对蛋白核小球藻的毒性影响研究
单位(U)［9］.
1. 3. 7 丙二醛(MDA)含量的测定
膜脂过氧化用硫代巴比妥酸(TBA)比色法，用丙
二醛(MDA)含量来表示.取 1. 5 mL 粗酶液加入 2 mL
0. 6% 硫代巴比妥酸(用 20%三氯乙酸配制)中，混
匀，沸水浴反应 15 min，迅速冷却，4 000 r /min离心 5
min，取上清液测定 532、600、450 nm 处的吸光度.利
用双组分光光度计法计算 MDA 的浓度［9，11］.
2 结果与分析
2. 1 蛋白核小球藻生物量的测定
2. 1. 1 毒物暴露下蛋白核小球藻生物量的变化
分别用不同浓度的二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷
处理蛋白核小球藻，细胞密度作为指标所作的生长
曲线如图 1 所示 . 对于不加毒物的小球藻，在 96 h
内，无论开放式培养还是封闭式培养，其生长状态是
极为相似的，两者没有明显的差异，封闭与否对其生
长的影响并不显著 . 对于暴露在单一毒物下的小球
藻，2 种毒物对于蛋白核小球藻均有不同程度的抑
制作用，表现出一定的浓度和时间相关性，且二氯甲
烷和 1，2-二氯乙烷对小球藻生长的影响表现出基
本相同的趋势 .
图 1 在二氯甲烷和二氯乙烷暴露下蛋白核小球藻细胞数的变化
Fig. 1 Changes in the cell number of C. pyrenoidosa exposed to dichloromethane and dichloroethane
对于暴露在联合毒物下的蛋白核小球藻，由于
2 种毒物的单一毒性有相似性，所以各组对藻生长
的影响较为接近;即使两者有不同的配比，各组之间
也没有明显的差异 . 各浓度组的蛋白核小球藻生长
趋势，接近于在二氯甲烷单一毒性 550 ～ 735 mg /L
下和二氯乙烷单一毒性 472 ～ 639 mg /L下藻的生长
趋势 .
2. 1. 2 二氯甲烷和二氯乙烷单一毒性暴露下 EC50
的测定
经概率单位-浓度对数法［11］计算各时间点时 2
种毒物分别对于蛋白核小球藻的半数有效量即
EC［12，13］50 ，如图 2 所示 .随着时间的延长，二氯甲烷和
1，2-二氯乙烷的 EC50均逐渐有所上升，说明蛋白核
小球藻对这 2 种毒物的耐药性均会随着时间的延长
而增加 .并且从图 2 可知，二氯甲烷对于蛋白核小球
藻的 EC50高于 1，2-二氯乙烷，说明 1，2-二氯乙烷对
蛋白核小球藻的毒性要高于二氯甲烷 .
表 1 为单一毒性实验 96 h 时，NOEC、MATC、
LOEC、EC50的统计计算 . 最高无显著影响有效浓度
图 2 二氯甲烷和二氯乙烷的 EC50
Fig. 2 EC50 of dichloromethane and dichloroethane
(NOEC)是毒物不对藻类产生毒性的浓度上限;最
大可接受毒性浓度(MATC)是藻类对毒物能忍耐
的最大剂量;最低有显著影响有效浓度(LOEC)是
毒物对藻类产生影响的下限 . 96 h 时二氯甲烷的
EC50为 550. 1 mg /L，1，2-二氯乙烷的 EC50为 276. 0
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环 境 科 学 31 卷
表 1 二氯甲烷和二氯乙烷 96 h 时 NOEC、MATC、LOEC、EC50
Table 1 NOEC，MATC，LOEC，EC50 of dichloromethane and dichloroethane at 96 h
试剂
实验时间
/ h 回归方程
相关系数
R2
NOEC
/mg·L － 1
MATC
/mg·L － 1
LOEC
/mg·L － 1
EC50
/mg·L － 1
二氯甲烷 96 y = 36. 447x － 179. 930 0. 995 4 183. 1 210. 6 242. 3 550. 1
1，2-二氯乙烷 96 y = 56. 465x － 297. 640 0. 973 9 134. 0 147. 0 161. 0 276. 0
mg /L. 通过比较发现，1，2-二氯乙烷的各项数值均
低于二氯甲烷，这进一步说明 1，2-二氯乙烷对蛋白
核小球藻的毒性更强 .
2. 1. 3 二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷对蛋白核小球藻
的联合毒性
对于二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷对蛋白核小球
藻的联合毒性作用本研究用 4 种评价方法进行评价
(表 2)，分别是毒性单位法(M)、相加指数法(AI)、
混合 毒 性 指 数 法 (MTI)和 毒 性 增 大 指 数
(TEI)［14 ～ 16］.
用毒性单位法(M)评价时，混合物的 M、M0 值
均大于 1，且在配比为 1∶ 3、1 ∶ 2、1 ∶ 1时 M > M0，表现
为拮抗作用;配比为 2∶ 1、3∶ 1时 M < M0，表现为部分
相加作用 . 用相加指数法(AI)评价时，AI 值均小于
0，均为拮抗作用 .用混合毒性指数法(MTI)评价时，
结论为拮抗和部分加和作用 . 混合物的毒性增大指
数(TEI)在 0. 68 ～ 0. 80 之间，且呈逐渐增大的趋
势，说明混合物的毒性由拮抗逐渐变为部分相加 .根
据以上 4 种方法的评价结果可以看出，与单一毒性
相比，二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷混合后对蛋白核小
球藻的毒性有所减弱，不同体积配比下的联合作用
方式基本表现为拮抗作用 .
混合物的组成不同，其毒性大小也有所不同 .本
实验结果验证了文献［17，18］的研究结果 . 无论用
哪一种方法进行评价，其结果均具有一定的规律性 .
当混合物中 1，2-二氯乙烷所占比例增加时，拮抗作
用越发明显，当混合物中二氯甲烷所占比例增加时，
拮抗作用减弱并发生部分相加作用 .
表 2 毒物对蛋白核小球藻的联合毒性
Table 2 Joint toxicity of the toxicants to C. pyrenoidosa
组别 配比 M M0 结论 AI 结论 MTI 结论 TEI
1 1∶ 3 1. 850 1. 170 拮抗 － 0. 460 拮抗 － 2. 930 拮抗 0. 680
2 1∶ 2 1. 730 1. 290 拮抗 － 0. 420 拮抗 － 1. 140 拮抗 0. 700
3 1∶ 1 1. 570 1. 550 拮抗 － 0. 360 拮抗 － 0. 030 拮抗 0. 740
4 2∶ 1 1. 410 1. 960 部分加和 － 0. 290 拮抗 0. 490 部分加和 0. 780
5 3∶ 1 1. 340 1. 650 部分加和 － 0. 250 拮抗 0. 410 部分加和 0. 800
2. 2 叶绿素含量变化的测定
单一和联合毒性处理 96 h 之后测定藻液中的
叶绿素 a 含量，结果见图 3. 不加毒物的 2 个对照
组，其叶绿素 a 含量的差异并不明显 .在单一毒性实
验中，随着毒物浓度的升高，叶绿素 a 的含量呈明显
的下降趋势，呈现一定的浓度-效应关系 . 在联合毒
物暴露下，由于各浓度组中混合毒物总体积都相同
(45. 0 μL)，所以各组叶绿素 a 的含量比较接近 .
图 3 96 h 时在二氯甲烷和二氯乙烷暴露下蛋白核小球藻叶绿素 a 的含量
Fig. 3 Effects of dichloromethane and dichloroethane on chorophyll a content of C. pyrenoidosa at 96 h
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6 期 吴石金等:二氯甲烷和二氯乙烷对蛋白核小球藻的毒性影响研究
2. 3 SOD 和 CAT 活性的测定
蛋白核小球藻以二氯甲烷、1，2-二氯乙烷单一
毒性和联合毒性处理 96 h 之后测定藻液中的 SOD
和 CAT 的活性，结果见图 4、5.在单一毒性实验中，
96 h 时，无论是用二氯甲烷还是 1，2-二氯乙烷处
理，SOD 和 CAT 均呈现出在低毒物浓度时活性上
升，在高毒物浓度时活性下降的趋势 .这与其他研究
者所得出的结论较为相同［19，20］.
但是，2 种酶的变化又不完全相同 . 如图 4 所
示，当二氯甲烷的浓度达到 550 mg /L时，SOD 的活
性达到最大(0. 507 U /mL)，比不受毒物胁迫的酶活
高出 64%;当二氯乙烷的浓度达到 351 mg /L时，
SOD 的活性达到最大(0. 461 U /mL)，比不受毒物胁
迫的酶活高出 60% . CAT 活性的变化与 SOD 的稍有
不同，如图 5 所示，当二氯甲烷的浓度达到 299
mg /L时，CAT 的活性便达到最大，比不受毒物胁迫
的酶活高出 180%;当 1，2-二氯乙烷的浓度达到 351
mg /L时，CAT 的活性达到最大，比不受毒物胁迫的
酶活高出 78% .
对于暴露在联合毒物下的蛋白核小球藻，各浓
度组对藻生长的影响较为接近，即使 2 种毒物有不
同的配比，各组之间的酶活也没有明显的差异 .由于
混合毒物总浓度为 580 mg /L，接近二氯甲烷的 96 h-
EC50，所以其 SOD 和 CAT 的活性高于不受毒物胁迫
的酶活 .
2. 4 MDA 含量的测定
图 4 96 h 时在二氯甲烷和二氯乙烷暴露下蛋白核小球藻 SOD 的活性
Fig. 4 Effects of dichloromethane and dichloroethane on SOD activity of C. pyrenoidosa at 96 h
图 5 96 h 时在二氯甲烷和二氯乙烷暴露下蛋白核小球藻 CAT 的活性
Fig. 5 Effects of dichloromethane and dichloroethane on CAT activity of C. pyrenoidosa at 96 h
丙二醛(MDA)是脂质过氧化的产物的一种，
MDA 的含量的高低可以反映细胞膜脂过氧化的程
度 .如图 6 所示，在二氯甲烷、1，2-二氯乙烷单一毒
物胁迫下，随着毒物浓度的升高，MDA 含量上升，
最高时分别高出对照组 32. 6%和 35. 6% . 说明高浓
度的毒物造成了藻膜脂过氧化加剧，导致细胞受到
严重损害;当毒物浓度继续升高时，MDA 含量开始
有所下降 .在联合毒性影响下，由于各组的毒物总浓
度相同，所以各组的 MDA 含量差异并不明显，其含
量平均比对照组高出 27. 2% .
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环 境 科 学 31 卷
图 6 96 h 时在二氯甲烷和二氯乙烷暴露下蛋白核小球藻 MDA 的含量
Fig. 6 Effects of dichloromethane and dichloroethane on MDA content of C. pyrenoidosa at 96 h
3 讨论
藻类毒理学研究认为，不同的有机毒物对藻类
的作用机制有所不同［21］. 在本实验中，暴露在单一
毒物下的小球藻，2 种毒物对蛋白核小球藻表现出
较为明显的浓度-效应相关性，且二氯甲烷和 1，2-二
氯乙烷对小球藻生长的影响表现出基本相同的趋
势 . 1，2-二氯乙烷对于蛋白核小球藻的毒性较强于
二氯甲烷，毒性的差异可能是由于它们对于蛋白核
小球藻的毒性机制的不同 .
当毒物浓度较低时(< EC50)，其对藻类产生了一
定的抑制作用，并未出现能够轻微刺激蛋白核小球藻
生长的现象，即“兴奋效应”［22］;当毒物浓度接近 EC50
时，藻类的生长开始时受到明显抑制，但随着时间的
延长，藻类可对毒物逐渐适应，其毒性降低，其 EC50会
相对升高(图 2)，其它研究者所做的毒性实验中也有
类似的现象［4］;当毒物浓度较高时(> EC50)，二氯甲
烷和 1，2-二氯乙烷对藻细胞的生长有严重的破坏作
用，生长完全受到抑制.有机污染物首先破坏藻细胞
膜，使细胞膜透性增加，使毒物更顺利地进入细胞并
与某些生命活性物质发生反应［23 ］.
在研究二元混合物的联合作用时，目前较为公认
和普遍采用的是 Plackett 等［24］所采用的划分方法:相
加作用，也称加和作用(addition);协同作用，也称增
强作用(synergism or potentiation):即大于相加(more
than additive);拮抗作用(antagonism):即小于相加
(less than additive);独立作用(independence):即无
相互作用(noninteractive).在评价混合物联合作用的
方法中，国内外应用最多、最为经典的评价方法主要
有毒性单位法(M)、相加指数法(AI)、混合毒性指数
法(MTI)、毒性增大指数(TEI). 在本实验中，通过比
较和分析发现:与单一毒性相比，二氯甲烷和 1，2-二
氯乙烷混合后，其对蛋白核小球藻的毒性有所减弱.
同时，4 种评价方法的结果均一致说明混合体系中随
着二氯甲烷所占比例的增加，混合物的毒性由拮抗逐
渐变为部分相加.关于联合作用的机制及规律仍需进
一步的研究和探讨.
最近几年来，植物体内有效清除活性氧的保护
机制得到了广泛深入的研究，而其中超氧化物歧化
酶(SOD)、过氧化物酶(POD)、抗坏血酸氧化酶
(APX)、过氧化氢酶(CAT)和谷胱甘肽过氧化酶
(GPX)等作为植物体内清除活性氧、保护植物细胞
免受伤害的保护性酶更是研究的重点 . 研究结果表
明，植物体在受到轻度的环境胁迫时 SOD 和 CAT
等的活性会有所升高，以增强其对活性氧的清除能
力;但是这些酶的含量和活性都在一定的毒物范围
内升高，当细胞受到重度逆境胁迫时它们的含量活
性又会急剧下降，造成活性氧的积累和细胞的伤
害［25］.在本实验中，对于 SOD 和 CAT 的研究也有类
似的实验结果 .如图 4 ～ 6 所示，在低质量浓度的二
氯甲烷和 1，2-二氯乙烷作用下，SOD 和 CAT 活性受
到明显诱导，并随着毒物浓度增大而升高，此时
MDA 作为膜脂过氧化产物已有较大幅度的提高，
说明体内活性氧的清除是多种活性成分协同作用的
过程;随着毒物质量浓度继续增加，SOD、CAT 受胁
迫导致其合成或结构受破坏而引起含量与活力下
降，藻清除活性氧的能力亦下降，膜脂过氧化进一步
加剧，超过了细胞的耐受极限时，脂质过氧化带来的
损伤大于细胞自身的修复能力，SOD 和 CAT 抗氧
化酶活性下降并渐渐失活，自由基产生和消除之间
的平衡被破坏，细胞开始受到毒害，小球藻生长受到
明显抑制 . SOD 和 CAT 呈现出低浓度诱导，高浓度
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6 期 吴石金等:二氯甲烷和二氯乙烷对蛋白核小球藻的毒性影响研究
抑制现象，即表现为“钟形曲线”. 这种现象在其他
的毒物的藻类实验中也有相类似的结果［20，26］.
许多外源化学物对靶标生物具有直接毒性作
用，而另外一些毒物的毒性主要是由于其参与靶标
生物的代谢引起的 .最为多见的情况是，外源化合物
不加区别的与靶细胞上带有易感功能基团的内源性
分子反应，从而产生亲电物质(electrophiles)、自由
基(free radicals)、亲核物(nucleophiles)、氧化还原
性反应物(redoxactive reductants)等对生物体造成更
大的伤害［27］.暴露在毒物下的生物体，一旦受到毒
物胁迫，便自发的开始对这些毒物展开所谓的解毒
过程 .其胞内外均会发生一系列的生理生化反应，原
有的平衡被打破，新的平衡开始逐渐建立 .这其中细
胞内自由基含量或过氧化氢含量以及 MDA、GSH、
GST、SOD、CAT 等含量的变化各有其特点和趋势，
在研究中找出其中的联系对于揭示该类化合物对藻
的的毒性机制有重要的作用 .
4 结论
(1)二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷对蛋白核小球藻
生长有一定影响 .随着 2 种毒物浓度的增大，其对蛋
白核小球藻生长的抑制越发的明显，该效应表现出
一定的浓度和时间相关性 . 二氯甲烷对蛋白核小球
藻的 96 h-EC50为 550. 1 mg /L，1，2-二氯乙烷对蛋白
核小球藻的 96 h-EC50为 276. 0 mg /L，1，2-二氯乙烷
的毒性要稍强于二氯甲烷 . 2 种毒物联合对蛋白核
小球藻作用时基本表现为拮抗作用 .
(2)二氯甲烷和 1，2-二氯乙烷对蛋白核小球藻
体内叶绿素 a 含量、SOD 活性、CAT 活性和 MDA 含
量产生明显的影响 . 96h 时，叶绿素 a 含量随毒物浓
度增加而迅速下降，呈现一定的浓度-效应关系 .
SOD 和 CAT 的活性变化随毒物浓度升高，呈现先升
高后下降的“钟形曲线”. MDA 的含量随毒物浓度升
高而增大 .
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