滏陽河河流水體中重金屬污染特征及其對青海弧菌和斜生柵藻的毒性效應

張博文, 趙甲亭, 吳二威,, 李云云, 李娜, 李柏, 喬秀文, 吳剛, 高愈希,*

1. 中國科學院高能物理研究所納米生物效應及安全性重點實驗室, 北京 100049 2. 包頭醫學院基礎醫學與法醫學院, 包頭 014040 3. 石河子大學化學化工學院 新疆兵團化工綠色過程重點實驗室, 石河子832003

滏陽河是海河水系子牙河的兩大支流之一，發源于太行山東麓河北省邯鄲市的峰峰礦區滏山南麓，因此得名。滏陽河流經河北省邯鄲、邢臺、石家莊、衡水、滄州等地，流域包括43個縣，9 000多個鄉村。滏陽河流域面積約2.28萬km2，包括14條支流，全長約402 km，總人口超過1 500萬。滏陽河流域年平均氣溫13.4 ℃，年平均降水量為550 mm，主要集中在7—9月。隨著社會、經濟的快速發展，滏陽河已成為一個典型的水資源短缺和分配不均的河流[1],也是水污染比較嚴重的流域。人們比較關注的主要污染物是 COD和氨氮[2]。由于沿途流經許多工業城市，如河流上游的邯鄲是我國重要的冶金、電力、煤炭、建材、紡織、陶瓷、標準件生產基地，其鋼鐵年產能4 000萬噸，新型鑄管產能亞洲第一，標準件產能占全國40%，這些產業的發展可能導致滏陽河水體的重金屬污染[3-4]。因此對滏陽河進行重金屬含量檢測，并進一步研究河流重金屬污染對水生生物的毒性尤為必要。

青海弧菌Q67(Vibrio qinghaiensis sp. Q67)是朱文杰教授在青海湖所產的一種鯉魚體表分離得到的，是少有的淡水型發光細菌。發光菌對外界環境很敏感，當其正常的生長發光條件受到外界污染物的破壞時，它的發光強度就會快速改變，因此發光強度就是其測定周圍環境污染程度的主要參數，所以青海弧菌Q67常被用作環境水質監測。目前通常用EC50(半有效濃度)值來反應測試樣品對環境的污染情況[5]。斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)也是一種環境檢測的模式生物，它是一種在淡水中生長的藻類。斜生柵藻細胞呈紡錘狀，通常由2、4、8個細胞并排結合在一起，單個細胞長度為10～20 μm，寬度為4～9 μm，易于分離培養且可以直接在細胞水平上觀察，是一種較為理想的實驗材料。本研究選取了青海弧菌Q67和斜生柵藻作為模式生物，檢測滏陽河河流水體中重金屬對其產生的毒性效應。

1　材料與方法(Materials and methods)

1.1　水樣的采集、處理和重金屬含量測定

研究主要集中在滏陽河干流、主要支流、支流匯入地區以及排污口等地區。共設置了66個采樣點，采樣點位置分布如圖1所示。滏陽河表層水體樣品用有機玻璃采水器進行采集，每個采樣點采集3份平行樣品，去除漂浮物。水樣用0.45 μm濾膜進行過濾，濾液裝入500 mL玻璃瓶。4 ℃下密封保存并運回實驗室進行實驗分析。

取50.0 mL水樣于250 mL的燒杯中，加硝酸1 mL，90 ℃加熱至體積小于5 mL，冷卻至室溫，用2%硝酸溶液定容至5.00 mL待測。

用Thermo公司X7型電感耦合等離子體質譜(ICP-MS)在碰撞池模式下測定滏陽河水體樣品中的金屬元素Cr、Co、Cu、Cd、Mn、Pb、Fe、Ni、Se、Hg、As、Zn等的含量。采用同心霧化器，內標元素為209Bi和115In。用2%的HNO3溶液梯度稀釋美國Spex Certiprep公司的含21種元素(濃度為100 mg·L-1)的質量控制標準品配制標準溶液，Hg的標準溶液用國家鋼鐵材料測試中心的Hg的單元素質量控制標準品(濃度1 000 mg·L-1)配制，相同操作條件下做各元素的工作曲線。曲線相關性系數控制在0.9999以上。

1.2　河水重金屬污染對青海弧菌Q67的毒性測試

青海弧菌Q67由中國科學院生態環境研究中心提供，配制Q67 液體培養基[5-6]。另外，將 4.2 mg KCl、11.1 mg CaCl2、28.6 mg MgSO4、42.0 mg NaHCO3、4.2 g NaNO3溶于1 000 mL去離子水中配成模擬湖水，121 ℃高壓滅菌20 min，冷卻后備用。取低溫保存的Q67 菌種接種在新配制的培養基斜面上，22 ℃恒溫培養 24 h，然后將菌種接入裝有液體培養基的錐形瓶內， 22 ℃恒溫振蕩(180 r·min-1)培養16～18 h，2 000 r·min-1下離心10 min，收集菌體，用模擬湖水將菌體制成菌懸液。調整菌懸液的密度，使其發光強度在200～600萬RLU之間。以污染較嚴重的邯鄲南郊2號采樣點河水重金屬含量(μg·L-1): Mn(1 164.00)、Fe(57 390.00)、Zn(25 370.00)、Cu(66.27)、Cr(3 109.00)、As(49.20)、Se(4.68)、Hg(0.18)、Cd(0.64)、Pb(11.49)為依據，用模擬湖水配制重金屬污染河水，然后稀釋成100%、40%、20%、13.33%、10%、4%、2%、1%、0.2%、0.1%、0.01%系列濃度的模擬河水，加入96孔微板中，以模擬湖水為空白對照，每個濃度設置4個平行。加入菌懸液震蕩20 min后，用酶標儀(Infinite M200，TECAN)測定各孔的發光強度(RLU)，以空白對照的 RLU的均值(I0)和各濃度的4個平行樣的 RLU的均值(I)計算樣品對發光菌發光的相對抑制率X(%)，每塊板重復3次以減少隨機誤差。其計算公式如下：

圖1　滏陽河水系采樣點分布Fig. 1　The sampling sites in Fuyang River System

X(%)=(1-I/I0)×100%

將樣品濃度 (log c, 其中c值為相對于河水重金屬含量的百分濃度)和對Q67發光菌的相對抑制率進行回歸分析，求得相對抑制率是50%時所對應樣品的濃度，即為模擬河水對Q67發光菌的EC50值[5-6]。

1.3　河水重金屬污染對斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)的毒性測試

斜生柵藻(Scenedesmus obliquus)藻種由中國科學院生態環境研究中心提供。在500 mL錐形瓶中加入200 mL藻類培養液BG-11(Duchefa Biochemie)，挑取平板培養基上的單菌落斜生柵藻藻種，在超凈臺中接種。在光照培養箱中進行擴大繁殖，培養溫度(25±1) ℃，光照強度3 000 lux，光暗比12 h:12 h，每天搖動錐形瓶3～4次，培養10 d左右，培養液呈綠色，水藻進入對數生長期，用于后續的毒性測試。

以河水重金屬含量為依據 (log c, 其中c為河水重金屬含量倍數)，配制1 000×重金屬濃度的模擬河水，梯度稀釋成重金屬含量為0、0.1%、1%、10%、100%、10×、100×、1000×的模擬河水，取模擬河水100 mL置于250 mL錐形瓶，加對數期生長的藻細胞懸液10 mL，放入培養箱中進行急性毒性測試，培養條件與擴大培養時相同。分別在培養24、48、72、96、120 h后取適量藻液測其在650 nm處的吸光值(OD值)，計算出各時間段的藻細胞的相對生長抑制率。

相對生長抑制率(%)=(1-I/I0)×100%

其中，I0為空白對照組藻液的OD值，I為各實驗組藻液的OD值。

河水樣品對其暴露120 h后，收集藻細胞用于相關試驗指標的測定。

葉綠素含量的測定：取15 mL藻液，5 000 r·min-1、4 ℃條件下離心10 min，收集藻細胞，加入5 mL 80%的丙酮振蕩混勻，黑暗條件下提取24 h，10 000 r·min-1、4 ℃條件下離心10 min，取上清液，測其在645 nm和663 nm波長處的吸光值，80%的丙酮作為空白對照，葉綠素含量計算公式如下[7-8]：

C-a(葉綠素a)=12.21OD663-2.81OD645

C-b(葉綠素b)=20.13OD645-5.03 OD663

SOD酶的活性和丙二醛(MDA)含量的測定：取適量藻液，5 000 r·min-1、4 ℃條件下離心10 min收集藻細胞。加入預冷的磷酸鹽緩沖液，冰浴條件下用細胞超聲破碎儀進行超聲破碎。將勻漿液8 500 r·min-1、4 ℃條件下離心15 min取上清液作為粗酶液用于酶的活性檢測。藻細胞中的黃嘌呤及黃嘌呤氧化酶反應系統會產生超氧陰離子自由基，后者氧化羥胺形成亞硝酸鹽，在顯色劑的作用下呈現紫紅色。樣品中的SOD對超氧陰離子自由基有專一性的抑制作用，使形成的亞硝酸鹽減少，從而測出樣品中SOD酶的活力。本實驗用購于南京建成生物工程研究所的SOD試劑盒測定SOD酶的活力，96孔板中加入20 μL藻細胞上清液，200 μL 底物溶液，20 μL黃嘌呤氧化酶工作液，37 ℃孵育20 min，用酶標儀在450 nm波長處測定其吸光度A，以20 μL純水做對照，以酶稀釋液代替酶工作液做空白。

SOD抑制率(%)=100×(A對照-A對照空白-A樣品+A樣品空白)/(A對照-A對照空白)

用硫代巴比妥酸法測定MDA含量, 用購于南京建成生物工程研究所的MDA試劑盒按照使用說明書測定斜生柵藻中MDA的含量。

用掃描電鏡觀察藻細胞的形態：取5 mL藻液，4 000 r·min-1離心收集藻細胞，置于2.5%戊二醛中固定6 h。0.1 mol·L-1PBS緩沖液沖洗3次。用梯度濃度的乙醇進行脫水2次。最后用無水乙醇懸浮藻細胞制成懸液，滴加于掃描電鏡樣品臺，干燥，進行掃描電鏡觀察。

1.4　數據統計與分析

采用SPSS Statistics 22.0軟件對數據進行方差分析，運用ANOVA方法分析實驗組與空白對照組之間的差異(*代表P<0.05，**代表P<0.01)，用Origin 8.0軟件繪圖。

2　結果 (Results)

2.1　滏陽河水體重金屬污染特征

滏陽河66個采樣點水體中重金屬含量如表1。表中同時給出與國家地表水環境質量標準(GB3838—2002)對照得到的取樣點水質分類，在GB3838—2002中鐵、錳調整為集中式生活飲用水地表水源地補充項目，這里參考了地表水環境質量標準(GHZB1—1999)中規定的Fe、Mn標準值。

表1　滏陽河各采樣點水體中的重金屬元素含量 (μg·L-1)Table 1　The contents of the metals in the water samples from Fuyang River System (μg·L-1)

由表1可知，全流域水體中Fe、Mn含量均比較高，有約2/3的采樣位點水體有較嚴重的Hg污染，主要是在滏陽河中上游的1、2、4、6號采樣點，邢臺市各支流牛尾河(30)，沙河(28)，洺河(23、24)，留壘河(20、21)，北澧河(36、37、38)，午河(42、43)，石家莊市的汪洋溝(46、47、48)，洨河(44、45)，邵村排干渠(51、53)水體含汞達三類水體甚至到劣五類。滏東排河、石津總干渠、滏陽新河水體汞含量普遍較高，近一半位點達劣五類水質。只有一半左右的采樣點Zn、Cu、Cr含量可達到一類水體要求。Zn濃度最高位于滏陽河邯鄲近郊的2號(25.37 mg·L-1)、邢臺段的8號、滏東排河的14、16號、邵村排干渠，滏陽新河的60～62、64號采樣位點的Zn含量也超過300 μg·L-1。Cr濃度最高位于滏陽新河的62號采樣點(6.23 mg·L-1)，在滏陽河邯鄲近郊的2號、邢臺段的8號、滏東排河的14、16號、洨河、邵村排干渠(49、50、52)、石津總干渠(54)、阜陽新河(61、64)等Cr含量也達到甚至超過了國家地表水環境質量V類標準。Cu濃度最高出現在邵村排干渠的53號采樣點(265.10 μg·L-1)，達到了國家地表水 II類水質標準。大多數采樣位點Pb含量達一類水體要求，Pb含量最高(43.43 μg·L-1)也位于邵村排干渠53號采樣點，滏東排河、石津總干渠、艾辛莊等部分位點Pb含量達III類水體要求。幾乎全流域As、Se(汪洋溝46、47，邵村排干渠53號采樣點除外)、Cd(滏東排河10號采樣點除外)含量可達一類水體要求。全水系有12個采樣點重金屬含量符合國家地表水環境質量標準(GB3838—2002)的I類水體標準，包括：中游邢臺段的7號、滏東排河13號、洺河25號、沙河上游26、27號、順水河29、牛尾河33、北澧河34、35、泜河39、午河41、石津總干渠58號采樣點。有29個位點河水重金屬含量超過國家地表水環境質量標準III類水體的要求。重金屬含量較高的水體位于上游的邯鄲近郊2號、以及下游的滏東排河14、16號，位于石家莊市下游的汪洋溝47號、邵村排干渠53號、石津總干渠54號，滏陽新河62號采樣點也有較高的重金屬污染。

2.2　滏陽河水重金屬污染對青海弧菌Q67的毒性

選擇金屬含量較高且具有較高生態風險的2號采樣點的河水為代表，研究河流重金屬污染對水生生物的毒性。為排除河水中有機污染的干擾，根據2號采樣點水體的實測金屬含量配制了模擬河水，梯度稀釋，測定河流重金屬污染對青海弧菌的毒性。結果見圖2。

圖2　重金屬污染河水對青海弧菌Q67的劑量效應曲線Fig. 2　Dose-response curves of heavy metals in Fuyang River to Q67

圖3　河水重金屬污染對斜生柵藻生長抑制的劑量效應曲線Fig. 3　Dose-response curves of heavy metals in Fuyang River to Scenedesmus obliquus growth

由圖2可知，2號采樣位點的河水重金屬對青海弧菌Q67有明顯毒性，隨著河水重金屬濃度的升高，毒性也隨之增強。2號位點河水濃度在4%以下時，對青海弧菌Q67的發光強度抑制作用較弱，當濃度達到10%及以上時，對發光菌產生的發光抑制率已達80%以上，2號采樣位點的河水對青海弧菌Q67的EC50值為6.65%。屬于毒性極強的污染物。

2.3　滏陽河水重金屬污染對斜生柵藻的毒性

試驗了河水重金屬污染對斜生柵藻的生長抑制作用，結果見圖3，由圖3可以看出：重金屬污染河水對斜生柵藻的正常生長有一定的抑制作用，隨著河水重金屬濃度的增加，對斜生柵藻的生長抑制率逐漸升高。但在最高實驗濃度條件(河水重金屬濃度1 000倍)下，暴露4 d后生長抑制率也未達到50%，河水對斜生柵藻的生長抑制作用較弱。在河水原濃度的條件下，河水對斜生柵藻的抑制作用約為15%。提示斜生柵藻可能不適合作為評價河流重金屬污染生態危害的模式生物。

2.4　河流重金屬暴露時斜生柵藻的葉綠素含量

不同重金屬含量暴露條件下，斜生柵藻葉綠素a和葉綠素b含量見圖4 a和b，從圖中可見，隨著河水樣品濃度的提高，葉綠素a、葉綠素b的含量逐漸降低，說明河水重金屬對斜生柵藻葉綠素合成的抑制作用也逐漸增大；河水原濃度的重金屬可以顯著降低葉綠素含量。重金屬對葉綠素a含量的影響更為明顯。

2.5　河水重金屬暴露條件下斜生柵藻的SOD活性及MDA含量

不同重金屬含量河水暴露條件下斜生柵藻的SOD活性及MDA含量見圖4c。從圖可見：在較低金屬含量(<10%)河水暴露條件下，隨河水重金屬含量增加，SOD酶活性逐漸增強，隨著河水金屬濃度的進一步提高，SOD酶的活性有逐漸減弱的趨勢。與空白對照組相比，當河水暴露濃度為0.1%時，SOD活力單位增加0.43%；當暴露濃度為1%時，SOD活力單位增加3.43%；當暴露濃度為10%時，SOD活力單位增加6.86%；當暴露濃度為100%時，SOD活力單位降低3.71%；河水金屬含量繼續增加，SOD活力持續降低，當暴露濃度為1 000倍河水濃度時，SOD活力單位降低28.14%。

從藻細胞中MDA的含量總體趨勢來看，MDA的含量隨著河水重金屬濃度的提高隨之升高。在重金屬濃度為原河水樣品0.1%時，斜生柵藻細胞膜脂質過氧化產物MDA含量無顯著變化。暴露濃度增加到1%，MDA 含量有所降低，暴露濃度超過10%時， MDA的含量也顯著升高。重金屬含量為河水樣品濃度的100倍時，MDA的含量為對照組5.7倍，在本次實驗最高暴露濃度1 000倍重金屬含量條件下，MDA含量降低為對照組的3.8倍(P<0.01)。

3　討論(Discussion)

3.1　滏陽河水系重金屬污染特征

滏陽河流域水體中重金屬含量相對較高的是位于邯鄲近郊2號采樣點，Fe 、Zn、As含量居于各采樣點之首，Mn、Cr、Cu、Se、Pb也處于較高水平。其中Zn元素超出Ⅴ類水質標準12.5倍，Cr含量也超出Ⅴ類水質標準30倍以上。邯鄲是中國重要的鋼鐵生產基地，滏陽河邯鄲近郊水體Fe、Zn、Mn、Cr較高可能與鋼鐵企業的廢水排放有關，對底泥重金屬含量分析的結果也證實，該地重金屬污染有相當高的生態風險(數據未給出)，與郎超等[9]的結果相符。8、9號采樣點Cr、Mn、Fe、Cu、Zn、Pb、As等元素的含量都較高，該采樣區段位于艾辛莊地區，該地區有閘壩，河水流經此地，流速減慢，水體中的重金屬元素與河流沉積物顆粒結合的較多，使重金屬元素在此地區有一定的富集，造成重金屬含量在這個區段相對較高的現象。洺河24、25號采樣點水體有較高的Fe、Mn含量，該采樣點位于滏陽河永年縣境內，當地是全國知名的標準件生產基地[10]，標準件加工企業超過2 000家。水體中Fe、Mn含量較高可能與這些標準件加工企業的生產廢水排放有關。根據我們對底泥重金屬含量分析的結果。洺河22號采樣點有相當高的生態風險，24號采樣點有很高的生態風險(數據未給出)，洨河(44、45)和汪洋溝(46～48)較高的Fe、Zn、Cu、Cr、Hg可能與接納石家莊市的生活污水和制藥廠、化工廠廢水有關[11]。底泥重金屬含量分析表明：汪洋溝46、47號采樣點重金屬污染有很高的生態風險(數據未給出)，49～53號采樣點位于邵村排干渠，除Mn、Fe、Zn含量較高外，重要的特點是Cr含量普遍較高，這可能與該地區較多的皮革加工廠分布有關，皮革廠的生產廢水、廢物中含有大量的Cr元素，該地區工廠廢水有明顯的發黑現象[10]。對底泥金屬含量分析的結果表明：49號采樣點有中等程度的生態風險，51號采樣點有很高的生態風險，52號采樣點有相當高的生態風險。Cr可造成人體基因缺陷，引起癌癥發生，對環境有持久性危害，因此，該地區應嚴格限制未達標工業廢水的排放。位于石津總干渠的54～59號采樣點的水體中，Mn、Fe、Cu、Cr、Hg和Pb的含量相對較高。這些重金屬污染物可能主要來自于當地化工廠的污水排放。滏陽新河的60～64號采樣點的Fe、Zn、Cr也較高，其中，60號采樣點位于艾辛莊壩閘下游，61號位于邵村排干渠接入點，62～64號位于衡水市下游，此河段河水補給主要來源于城市生活污水。底泥重金屬含量分析證實：60、61、63、66號采樣點有中等程度的生態風險(數據未給出)。

圖4　滏陽河的邯鄲近郊河水重金屬污染對斜生柵藻葉綠素a(a)、葉綠素b(b)、MDA(d)含量及SOD活性(c)的影響Fig. 4　Contents of chlorophyll a, chlorophyll b and MDA, and SOD activity of Scenedesmus obliquus exposed to Fuyang River System water with different heavy metals pollution levels

3.2　滏陽河的邯鄲近郊河水對Q67的毒性

邯鄲南郊2號采樣點水體的重金屬污染較嚴重，2號采樣點底泥重金屬污染也有較高的生態風險，該河水樣品的主要污染元素是Fe、Zn、Cr、Mn、Cu、Pb、Hg，其中，Zn、Cr、Hg含量超過現行國家地表水環境質量V類水標準。所以，以2號采樣點河水為代表，研究河流重金屬污染對水生生物的毒性。由于發光菌Q67體內的還原型黃素單核苷酸(FMNH2)分子中含有的-NH、-OH 均處在暴露的位置，而河水測試樣品中的重金屬離子易與這些基團相結合，這些重金屬離子進而抑制了還原型黃素單核苷酸(FMNH2)與氧化型黃素單核苷酸(FMN)2種物質的活性，使它們之間的轉化不能正常進行；另一方面，有文章指出，重金屬離子往往會對生物體產生氧化損傷現象，誘導產生過量的氧自由基，導致生物體的細胞膜被破壞，生物體正常的呼吸代謝途徑也被破壞，所以發光菌的呼吸代謝受到影響，測試樣品中過量的重金屬離子導致發光菌的發光受到抑制。我們選取采自邯鄲市近郊的河水作為典型樣品，研究重金屬污染對模式生物Q67的毒性，該地河水重金屬含量較高，其中Fe、Zn、As含量居于各采樣點之首，Mn、Cr、Cu、Se、Pb也處于較高水平，所以由于重金屬污染而有較高的生態風險，試驗結果證明：該河水樣品中的重金屬對青海弧菌Q67的EC50值為6.65%。屬于毒性極強的污染物，對發光菌Q67表現出明顯的毒性作用。Q67可以敏感地反映出河流重金屬污染的狀態。

半最大效應濃度時河水重金屬含量和單個重金屬EC50值列于表2，相關重金屬對Q67單獨作用時的EC50值也列于表2。

從表2可見，滏陽河邯鄲近郊河水中Fe、Zn含量已經超過了文獻報道的單獨作用EC50值，但金屬含量為原河水的6.65%時，各金屬含量均未超過相應元素單獨作用時的EC50值，各種重金屬毒性效應的疊加導致了河水重金屬對Q67的強毒性。如果將河水EC50時的金屬含量與單獨作用EC50之比衡量河水所含各重金屬對Q67毒性的貢獻，可知河水對Q67的毒性主要來源于Zn、Fe，其次Cr、Mn、As、Cu、Pb也有較大貢獻。

表2　滏陽河2號采樣點河水對Q67半最大效應濃度時河水重金屬含量(μg·L-1)和單個重金屬EC50值Table 2　EC50 of heavy metals by Q67 bioassays and heavy metal contents (μg·L-1) corresponding to EC50 of Fuyang River System (FRS) water at sampling site No.2

3.3　滏陽河的邯鄲近郊河水對斜生柵藻的毒性

用透射電鏡觀察了不同重金屬含量河水暴露時斜生柵藻的細胞形態，結果表明：河水重金屬污染能夠改變斜生柵藻形態，空白對照組和暴露于低濃度的河水樣品的斜生柵藻細胞呈紡錘型，細胞整體較飽滿，表面結構完整。重金屬含量相當于河水原濃度或更高時，斜生柵藻細胞整體形狀變得狹長，出現了畸形細胞，藻細胞的表面結構完整性被破壞，細胞表面出現大量褶皺，細胞膜已破裂，出現了大量的藻細胞碎片，可能是河水重金屬對其產生了嚴重的氧化損傷所致。雖然河水重金屬污染對斜生柵藻的生長抑制作用不顯著，暴露于重金屬污染較重的滏陽河邯鄲近郊河水4 d時，對斜生柵藻的生長抑制率也僅達到15%，但河水重金屬污染能明顯影響斜生柵藻的葉綠素、MDA含量及SOD活性。葉綠素a和葉綠素b是水藻細胞進行光合作用的2種主要色素物質，其含量的高低會直接影響到水藻細胞正常的代謝及生長。重金屬進入藻細胞后，能與葉綠體中的蛋白質氨基酸殘基結合，或取代了葉綠體中的Mg2+、Fe2+，從而破壞了葉綠體正常的結構和功能，使斜生柵藻葉綠素含量降低或功能發揮受限，重金屬對葉綠素a含量的影響更為明顯，這可能與藻細胞中葉綠素a自身含量較高有一定的關系。當重金屬含量為原河水濃度的10%時，葉綠素a含量即顯著降低，提示河流重金屬污染影響了斜生柵藻正常的生理生化活動。很多文獻都用葉綠素含量來反應植物體在環境中生長發育情況。本研究結果顯示，2種葉綠素含量隨河水樣品濃度的提高，含量逐漸降低。藻細胞中葉綠素含量可以作為評價河流重金屬污染的生態毒性的一項指標。

重金屬離子可對斜生柵藻細胞造成氧化損傷，低濃度(低于所研究河水重金屬含量)的河水重金屬暴露導致其自身的抗氧化保護系統被激活，SOD酶活性提高，用來抵抗外界對其產生的損傷作用。當外界重金屬污染物濃度繼續增高時，超過了藻細胞抗氧化系統的自身調節能力，細胞受到過度的氧化損傷，正常結構和功能遭到破壞，引起藻細胞的死亡，SOD酶的總體活性又逐漸降低，達到所研究河水重金屬含量3倍時，SOD活性顯著降低。MDA是細胞內代謝產生或外界刺激誘導產生的超氧陰離子(·O2-)與生物膜系統中的不飽和脂肪酸發生反應生成的醛類物質(丙二醛)，其含量的高低也可以間接地反映出生物體受到氧化損傷的程度。本次實驗的結果顯示，隨著河水樣品中重金屬含量的提高，可能誘導和刺激斜生柵藻細胞產生了過量的·O2-，從而使其與膜質中的不飽和脂肪酸反應，在細胞中反應生成了大量的MDA，導致MDA的含量上升，當重金屬含量相當于所研究河水的10%時。斜生柵藻體內MDA含量即顯著上升，說明河流重金屬污染給斜生柵藻帶來了明顯的氧化損傷。斜生柵藻MDA可以作為評估河流重金屬污染生態風險的一項指標。

滏陽河流域水體中重金屬污染較重，幾乎全部66個采樣點河水樣品的Fe、Mn含量都很高，2/3的采樣點Hg含量超過國家地表水環境質量標準的V類水體要求，Cr、Zn、Pb也有較嚴重的污染，66個采樣點中，12個采樣點重金屬含量符合國家地表水環境質量標準(GB3838—2002)的I類水體標準，29個采樣點重金屬含量超過V類水體標準。以Fe、Zn、Mn、Cr、Cu、Pb、Hg金屬含量較高的滏陽河2號采樣點(邯鄲近郊)河水為典型，研究重金屬污染對發光菌Q67和斜生柵藻的毒性，發現河水重金屬對發光菌Q67表現出明顯的毒性，在重金屬含量低于河水條件下，并不會對斜生柵藻生長產生明顯的抑制作用。但對斜生柵藻葉綠素、MDA含量和SOD酶活性有明顯影響，在重金屬含量達到河水含量的10%時，葉綠素a含量即顯著降低，MDA含量顯著升高。河水重金屬污染對水生生物有明顯毒性，在關注滏陽河有機污染的同時，重金屬污染對水生態系統的影響也應該給予重視。發光菌Q67的生長抑制率、斜生柵藻的葉綠素a和MDA含量可以作為評估河流重金屬污染生態危害的指標。

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