鋅與雙酚A復(fù)合暴露對(duì)普通小球藻的聯(lián)合毒性作用評(píng)估

田永靜，孫甜甜，皮宇松，孫康，郝雙玲

1. 蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，蘇州 215009 2. 蘇州同科工程咨詢有限公司，蘇州 215009 3. 濟(jì)南市市政工程設(shè)計(jì)研究院(集團(tuán))有限責(zé)任公司徐州分公司，徐州 221000

由于社會(huì)經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展和城市擴(kuò)張，大量重金屬由于人為活動(dòng)輸入環(huán)境水體，許多發(fā)展中國(guó)家的水環(huán)境受到威脅[1]。水環(huán)境中的重金屬不僅會(huì)對(duì)水生生物造成直接的負(fù)面效應(yīng)，同時(shí)可在微生物作用下轉(zhuǎn)化為毒性更高的重金屬形態(tài)，沿著食物鏈進(jìn)行富集、放大[2]，最終對(duì)人類健康帶來(lái)潛在的威脅[3]。在中國(guó)近20年各種重金屬的年產(chǎn)量中，鋅居于首位，鋅的高產(chǎn)量和高消費(fèi)量導(dǎo)致水環(huán)境中鋅的高暴露量[4]。鋅是浮游植物生長(zhǎng)所必需的營(yíng)養(yǎng)元素，在水環(huán)境中通常以二價(jià)離子的形式存在。此外，鋅是碳酸酐酶、超氧化物歧化酶和RNA聚合酶等機(jī)體酶的輔基。然而環(huán)境中鋅含量過(guò)高時(shí)，就會(huì)導(dǎo)致水生生物產(chǎn)生氧化應(yīng)激反應(yīng)，細(xì)胞形態(tài)發(fā)生變化，生長(zhǎng)受到抑制，甚至死亡[5]。此外，隨著環(huán)境分析技術(shù)的發(fā)展，雙酚A(bisphenol A, BPA)由于檢出頻率高且檢測(cè)濃度高引起了國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注，成為當(dāng)前生態(tài)環(huán)境中重要的內(nèi)分泌干擾物(endocrine disturbing chemicals, EDCs)之一[6-8]。EDCs是一類重要的化學(xué)物質(zhì)，它通過(guò)干擾內(nèi)源激素的合成、釋放、運(yùn)輸、結(jié)合代謝，在極低濃度下模擬或阻斷動(dòng)物體和人體的內(nèi)分泌功能及其他生理過(guò)程[9]。大量動(dòng)物試驗(yàn)數(shù)據(jù)[8,10-12]。表明BPA具有雌激素作用，低濃度攝取就會(huì)對(duì)生物體內(nèi)分泌系統(tǒng)造成損害，因此許多國(guó)家開(kāi)始禁止BPA用于嬰幼兒奶瓶。然而，BPA在其他產(chǎn)品中的廣泛和不受管制的使用，導(dǎo)致仍有大量BPA通過(guò)生產(chǎn)制造過(guò)程中的直接排放、城市污水的排放和工業(yè)制成品的溶出等方式進(jìn)入環(huán)境[13]。由于生物體無(wú)法將重金屬和環(huán)境激素完全吸收，加之傳統(tǒng)的常規(guī)廢水處理工藝也無(wú)法將其徹底去除，導(dǎo)致水環(huán)境中往往存在重金屬與環(huán)境激素以不同形式及濃度組成的復(fù)雜體系，產(chǎn)生的復(fù)合效應(yīng)對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康造成潛在威脅。

本文以普通小球藻為受試生物，開(kāi)展重金屬鋅與環(huán)境激素BPA單一及復(fù)合暴露對(duì)普通小球藻急性毒性、葉綠素含量及生理生化過(guò)程的影響，為重金屬、環(huán)境激素類污染物生物毒性和復(fù)合污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和控制提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實(shí)驗(yàn)材料及培養(yǎng)條件

實(shí)驗(yàn)用無(wú)砷鋅粒為銀灰色金屬顆粒，粒徑為20～30目，購(gòu)自上海美興化工股份有限公司。BPA分子式為C15H16O2，純度>99.8%，購(gòu)自上海阿拉丁生化科技股份有限公司。普通小球藻(Chlorellavulgaris)編號(hào)FACHB-8，由中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所淡水藻種庫(kù)提供，采用BG11培養(yǎng)基培養(yǎng)，放置于恒溫光照培養(yǎng)箱中，培養(yǎng)溫度25 ℃，光照條件1 000～2 000 lx，時(shí)間設(shè)置12 h晝/12 h夜，每天按時(shí)搖動(dòng)3次，并調(diào)換各錐形瓶在培養(yǎng)箱中位置，以保證CO2的充分交換、藻細(xì)胞懸浮生長(zhǎng)及受光均勻。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)及方法

1.2.1 鋅及BPA對(duì)小球藻的毒性試驗(yàn)

為準(zhǔn)確研究鋅含量對(duì)普通小球藻生長(zhǎng)及生理指標(biāo)的影響，毒性試驗(yàn)中所用BG11營(yíng)養(yǎng)液均不含原有成分ZnSO4·7H2O。鋅標(biāo)準(zhǔn)溶液的配制方法為溶于適量0.2 mol·L-1的HCl溶液，攪拌至完全溶解后移入容量瓶中，并以滅菌后BG11營(yíng)養(yǎng)液稀釋至標(biāo)線；BPA標(biāo)準(zhǔn)溶液的配制方法為溶于適量0.2 mol·L-1的NaOH溶液，后續(xù)操作與鋅標(biāo)準(zhǔn)溶液配制方法相同。

將普通小球藻擴(kuò)培至對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期，并接種至BG11培養(yǎng)基中，試驗(yàn)初始藻細(xì)胞密度約1.0×106個(gè)·mL-1。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果，設(shè)置鋅、BPA單一暴露濃度如表1所示。聯(lián)合毒性試驗(yàn)是根據(jù)單一毒性試驗(yàn)結(jié)果，以鋅和BPA對(duì)小球藻急性毒性7 d-EC50值為一個(gè)毒性單位，采用等毒性配比法(毒性1∶1)，將鋅與BPA按一定的混合比例以等對(duì)數(shù)間距設(shè)置7個(gè)不同的試驗(yàn)濃度。每組3個(gè)平行，同時(shí)設(shè)空白對(duì)照組。

在0、1、2、3、4、5和7 d時(shí)取樣，測(cè)定不同濃度鋅、BPA單一及復(fù)合暴露條件下微藻的光密度值及葉綠素含量。小球藻在污染物溶液中暴露接觸7 d后，進(jìn)行可溶性蛋白含量、超氧化物歧化酶(superoxide dismutase, SOD)活性及丙二醛(malondialdehyde, MDA)含量的測(cè)定。

1.2.2 藻密度和葉綠素含量的測(cè)定

將培養(yǎng)至穩(wěn)定期的普通小球藻稀釋至不同倍數(shù)，使用血球計(jì)數(shù)板在顯微鏡下確定藻密度，同時(shí)采用紫外分光光度法，在波長(zhǎng)685 nm條件下測(cè)定對(duì)應(yīng)的吸光度值，建立藻密度(y, 106cells·mL-1)與吸光度(x)的標(biāo)準(zhǔn)曲線為y=30.68x-0.056(可決系數(shù)R2=0.998)。按設(shè)定時(shí)間取樣3 mL，測(cè)定685 nm波長(zhǎng)下各暴露組藻液光密度值。

表1 鋅、雙酚A單一及復(fù)合暴露的試驗(yàn)設(shè)計(jì)Table 1 Design of single and compound exposure groups of zinc and bisphenol A

通過(guò)浮游植物分類熒光儀PHYTO-PAM(澤泉科技有限公司)，按時(shí)測(cè)定微藻在污染物中暴露不同時(shí)間的葉綠素含量。

1.2.3 小球藻生理特性指標(biāo)的測(cè)定

在測(cè)定普通小球藻的可溶性蛋白含量、SOD活性及MDA含量前，需收集藻液并對(duì)藻細(xì)胞進(jìn)行破碎，具體操作為：首先取25 mL藻液離心，溫度4 ℃，轉(zhuǎn)速10 000 r·min-1，離心10 min；倒掉上清液后加入5 mL磷酸緩沖溶液，通過(guò)漩渦混勻器使藻液重懸浮；利用超聲波細(xì)胞粉碎機(jī)在冰浴條件下對(duì)藻細(xì)胞進(jìn)行破碎，功率300 W，開(kāi)5 s停15 s，總工作時(shí)間10 min，收集到的細(xì)胞破碎液用于SOD活性和MDA含量的測(cè)定；之后進(jìn)行第2次離心，溫度4 ℃，轉(zhuǎn)速10 000 r·min-1，離心10 min，獲取上清液用于小球藻可溶性蛋白含量的測(cè)定。

可溶性蛋白含量的測(cè)定采用考馬斯亮藍(lán)G-250染色法，以牛血清蛋白制作標(biāo)線；SOD活性采用羥胺法測(cè)定；MDA含量的測(cè)定采用硫代巴比妥酸(thibabituric acid, TBA)法測(cè)定。SOD活性和MDA含量的具體測(cè)定方法參照南京建成生物工程研究所的試劑盒說(shuō)明書(shū)。

1.3 數(shù)據(jù)處理

所有實(shí)驗(yàn)均重復(fù)3次，通過(guò)Origin 9.1求出以比生長(zhǎng)率為基礎(chǔ)的抑制率與污染物濃度的對(duì)數(shù)值之間的回歸方程，采用直線內(nèi)插法確定不同污染物的EC50值。采用相加指數(shù)法(AI)評(píng)價(jià)鋅與BPA的聯(lián)合作用類型，具體為：首先通過(guò)公式S=Am/Ai+Bm/Bi，求得聯(lián)合毒性S值(其中m和i分別代表污染物質(zhì)A和B的聯(lián)合毒性EC50與單一毒性EC50值)。若S≤1，則AI=1/S-1；若S>1，則AI=S×(-1)+1。用AI值判斷聯(lián)合毒性作用，當(dāng)AI=0時(shí)為毒性相加作用；AI<0時(shí)為拮抗作用；AI>0時(shí)為協(xié)同作用。實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)運(yùn)用SPSS進(jìn)行數(shù)據(jù)的分析與處理，采用單因素方差分析法(One-Way ANOVA)分析不同濃度對(duì)小球藻生理影響的差異(*、**表示暴露組與空白對(duì)照組具有差異性，其中*代表P<0.05，**代表P<0.01)。

2 結(jié)果(Results)

2.1 鋅與BPA對(duì)普通小球藻生長(zhǎng)抑制的毒性作用

根據(jù)以上方法獲得鋅與BPA對(duì)普通小球藻的單一、復(fù)合暴露的濃度-效應(yīng)曲線(圖1)及EC50值(表2)。由表2可知，鋅和BPA對(duì)普通小球藻的EC50分別為5.10 mg·L-1和17.37 mg·L-1，即鋅離子對(duì)普通小球藻的生長(zhǎng)抑制更為明顯，其毒性大于BPA。鋅和BPA復(fù)合暴露情況下的EC50值分別為0.96 mg·L-1和2.18 mg·L-1，相加指數(shù)法求得復(fù)合暴露對(duì)小球藻急性毒性的AI為2.187，由此判斷鋅-BPA對(duì)小球藻的聯(lián)合作用類型為協(xié)同作用。

2.2 鋅與BPA對(duì)普通小球藻葉綠素含量的影響

普通小球藻在不同鋅濃度單一暴露組中葉綠素含量變化如圖2(a)所示，小球藻在低質(zhì)量濃度(0.05 mg·L-1和0.25 mg·L-1)鋅暴露7 d后，葉綠素含量分別為(4.60±0.15)×103μg·L-1和(4.06±0.08)×103μg·L-1，均高于空白對(duì)照組，說(shuō)明低濃度鋅可以促進(jìn)小球藻生長(zhǎng)過(guò)程及光合作用。在BPA單一暴露體系中(圖2(b))，不同BPA濃度下普通小球藻的葉綠素含量均隨時(shí)間的延長(zhǎng)有不同程度的增長(zhǎng)，但均低于空白對(duì)照組，且隨著B(niǎo)PA濃度增大，葉綠素含量的增長(zhǎng)幅度逐漸下降。在鋅和BPA復(fù)合暴露體系中(圖2(c))，僅當(dāng)鋅和BPA質(zhì)量濃度組合低于(2.00+6.80) mg·L-1時(shí)，普通小球藻可保持較穩(wěn)定的增長(zhǎng)趨勢(shì)；而當(dāng)鋅和BPA質(zhì)量濃度組合高于(4.00+13.60) mg·L-1，普通小球藻的葉綠素含量受到明顯的抑制作用，且暴露7 d后低于初始接種的葉綠素含量，對(duì)葉綠素含量的抑制率分別高達(dá)90.46%、97.56%、99.51%和99.76%。復(fù)合暴露體系對(duì)藻細(xì)胞葉綠素含量的高抑制性，在一定程度上支持了鋅與BPA復(fù)合暴露對(duì)普通小球藻的毒性效應(yīng)為協(xié)同作用的結(jié)論。

2.3 鋅與BPA對(duì)普通小球藻生理特性的影響

在本實(shí)驗(yàn)中，各暴露組小球藻的可溶性蛋白含量相較于空白對(duì)照組都有明顯的提升。鋅、BPA對(duì)普通小球藻可溶性蛋白含量的影響如圖3所示，其中，鋅、BPA單一及復(fù)合暴露中普通小球藻的最高可溶性蛋白含量分別為對(duì)應(yīng)批次中空白對(duì)照組的25.56倍、15.62倍和25.51倍。

圖1 鋅與BPA對(duì)普通小球藻生長(zhǎng)抑制率的劑量-效應(yīng)曲線注：(a)、(b)分別代表鋅與BPA單一及復(fù)合暴露體系。Fig. 1 The dose-effect curve of zinc and BPA on the growth inhibition ratio of Chlorella vulgarisNote: (a) and (b) respectively represent single and compound exposure systems of zinc and BPA.

表2 線性擬合模型參數(shù)、EC50值和聯(lián)合作用類型Table 2 Parameters of linear fitting model, the EC50 values and the joint action type

圖2 不同暴露條件下普通小球藻的葉綠素含量變化注：(a)、(b)、(c)分別代表鋅單一、BPA單一及兩者復(fù)合暴露體系；下同。Fig. 2 Changes of chlorophyll content in Chlorella vulgaris under different exposure conditionsNote: (a), (b), and (c) respectively represent single zinc, single BPA, and compound exposure systems of both; the same below.

普通小球藻經(jīng)不同污染物暴露7 d后，其細(xì)胞內(nèi)的SOD活性變化如圖4所示。較低質(zhì)量濃度暴露組(鋅：0.05 mg·L-1；BPA：1.00 mg·L-1；鋅+BPA：(0.50+1.70)、(1.00+3.40)和(2.00+6.80) mg·L-1)中，普通小球藻的SOD活性與空白對(duì)照組相比無(wú)明顯差異；而在3種高濃度暴露組(鋅：10.00 mg·L-1；BPA：30.00 mg·L-1；鋅+BPA：(8.00+27.20) mg·L-1)中的SOD峰值分別為對(duì)應(yīng)空白對(duì)照組的8.09倍、5.56倍和18.28倍。這表明鋅及BPA的存在使得小球藻受到污染脅迫，并誘導(dǎo)細(xì)胞通過(guò)提高SOD產(chǎn)量來(lái)清除體內(nèi)過(guò)量的氧自由基。

普通小球藻細(xì)胞內(nèi)MDA含量呈現(xiàn)出隨污染物濃度的提高而增加的趨勢(shì)(圖5)，其中最大濃度組的鋅、BPA單一及復(fù)合暴露體系(鋅：10.00 mg·L-1；BPA：30.00 mg·L-1；鋅+BPA：(32.00+108.80) mg·L-1)中MDA含量分別為空白對(duì)照組的2.43倍、2.51倍和3.83倍。鋅、BPA單一及復(fù)合暴露組中，除了第一個(gè)低質(zhì)量濃度組(鋅：0.05 mg·L-1；BPA：1.00 mg·L-1；鋅+BPA：(0.50+1.70) mg·L-1)外，普通小球藻的MDA含量均顯著高于空白對(duì)照組。

3 討論(Discussion)

在實(shí)際的生態(tài)環(huán)境中，污染物往往不是以簡(jiǎn)單的單體形式存在，而是多種污染物混合存在的復(fù)雜體系[17]，復(fù)合污染構(gòu)成了對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康的潛在威脅。王桂祥等[18]在研究環(huán)境濃度下抗生素對(duì)普通小球藻的毒性時(shí)發(fā)現(xiàn)，紅霉素、恩諾沙星及磺胺甲惡唑兩兩聯(lián)合時(shí)對(duì)小球藻均為協(xié)同作用；章小強(qiáng)等[19]在研究鎘與S-異丙甲草胺的聯(lián)合毒性時(shí)，發(fā)現(xiàn)2種污染物對(duì)斜生柵藻的聯(lián)合作用表現(xiàn)為低濃度協(xié)同，高濃度拮抗；莫凌云等[20]研究重金屬(鎳、鋅、鎘與鉻)及農(nóng)藥(敵敵畏與敵百蟲(chóng))混合物在不同濃度比的毒性相互作用，以費(fèi)氏弧菌的發(fā)光抑制急性毒性為響應(yīng)值，發(fā)現(xiàn)4種重金屬與2種農(nóng)藥具有明顯的協(xié)同作用。若僅采用單一污染物進(jìn)行毒性研究，可能會(huì)導(dǎo)致對(duì)該污染物在水環(huán)境中造成的毒性效應(yīng)判斷的不準(zhǔn)確[21]，所以，我們?cè)趯?duì)水環(huán)境污染狀況進(jìn)行評(píng)判時(shí)，同時(shí)還要確定多種污染物的聯(lián)合效應(yīng)，為混合污染物的毒性作用研究提供更重要的參考數(shù)據(jù)[22-23]。在本實(shí)驗(yàn)中，單一暴露體系的鋅和BPA對(duì)普通小球藻的EC50值分別為復(fù)合暴露體系的5.31倍和7.98倍，即鋅與BPA的聯(lián)合毒性顯著大于單一的鋅和BPA的毒性，并根據(jù)相加指數(shù)法計(jì)算得到2種污染物對(duì)普通小球藻的聯(lián)合作用為協(xié)同作用。這可能是由于金屬元素以自由離子存在時(shí)，不具備(或具備極微弱)生理活性，當(dāng)生物體對(duì)金屬離子進(jìn)行生物積累時(shí)[24]，金屬離子與特定結(jié)構(gòu)的生物配體結(jié)合才可表現(xiàn)出生理活性，同時(shí)取代了生物大分子中的必需金屬，從而可能改變生物大分子的活性部位的構(gòu)象，導(dǎo)致生物體中毒[25]。當(dāng)重金屬與環(huán)境激素復(fù)合暴露時(shí)，BPA可能通過(guò)有機(jī)配體與鋅離子發(fā)生絡(luò)合或螯合作用，從而形成毒性更高化合物；同時(shí)，微生物對(duì)低濃度重金屬具有“毒物興奮效應(yīng)”，重金屬通過(guò)干擾微生物的內(nèi)穩(wěn)態(tài)、刺激微生物分泌更多的胞外物質(zhì)等促進(jìn)微生物的生長(zhǎng)和代謝[26]，這一過(guò)程將會(huì)對(duì)微生物降解和轉(zhuǎn)化BPA產(chǎn)生一定影響。

圖3 鋅、BPA對(duì)藻細(xì)胞可溶性蛋白含量的影響注：*表示P<0.05，**表示P<0.01。Fig. 3 Effects of zinc and BPA on soluble protein content of algaeNote: *represents P<0.05; **represents P<0.01.

圖4 鋅、BPA對(duì)藻細(xì)胞超氧化物歧化酶(SOD)活性的影響注：*表示P<0.05，**表示P<0.01。Fig. 4 Effects of zinc and BPA on superoxide dismutase (SOD) activity of algaeNote: *represents P<0.05; **represents P<0.01.

圖5 鋅、BPA對(duì)藻細(xì)胞丙二醛(MDA)含量的影響注：*表示P<0.05，**表示P<0.01。Fig. 5 Effects of zinc and BPA on malondialdehyde (MDA) content of algaeNote: *represents P<0.05; **represents P<0.01.

光合作用是植物體內(nèi)最重要的生命活動(dòng)，可為植物的生命活動(dòng)提供物質(zhì)與能量[27]，葉綠素是各種浮游藻類中廣泛存在的色素，其含量能客觀反映植物的生長(zhǎng)情況和光合作用水平[9]。有研究表明，在高硝酸鹽和低葉綠素(high nitrate and low chlorophyll, HNLC)條件下，功能性營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)(特別是鐵和鋅)易造成海洋中藻類爆發(fā)[28-29]。HNLC理論也可以用來(lái)解釋鋅在城市水系中引起的水華現(xiàn)象[30]。這一現(xiàn)象一定程度上證明低濃度的鋅會(huì)促進(jìn)藻類生長(zhǎng)，從而葉綠素含量增加。而在較高質(zhì)量濃度(1.00、5.00和10.00 mg·L-1)下葉綠素含量受到明顯抑制，說(shuō)明攝入過(guò)高濃度的鋅則會(huì)降低水生生物的生長(zhǎng)速度、破壞其光合系統(tǒng)，這與已有研究結(jié)果一致[31-32]。Xiang等[9]通過(guò)研究BPA對(duì)擬柱胞藻和四尾柵藻葉綠素影響發(fā)現(xiàn)，當(dāng)BPA質(zhì)量濃度為1.00、5.00和10.00 mg·L-1時(shí)，擬柱胞藻的葉綠素濃度下降了39.56%、47.00%和74.51%，而在四尾柵藻中則下降了45.39%、67.80%和82.59%。在本實(shí)驗(yàn)中，經(jīng)同樣質(zhì)量濃度的BPA(1.00、5.00和10.00 mg·L-1)暴露7 d后，3組普通小球藻葉綠素含量與空白對(duì)照組相比分別下降了15.29%、45.86%和55.96%。雖然不同的藻類對(duì)BPA的敏感度不同，但已有數(shù)據(jù)表明BPA對(duì)普通小球藻的光合反應(yīng)具有抑制效果，抑制葉綠素的合成。

在外界脅迫條件下，植物細(xì)胞通過(guò)改變體內(nèi)有機(jī)物含量來(lái)提高細(xì)胞耐受程度，增強(qiáng)蛋白質(zhì)合成代謝，參與滲透調(diào)節(jié)，從而適應(yīng)逆境[33-34]。因此可通過(guò)測(cè)定普通小球藻體內(nèi)可溶性蛋白含量來(lái)判斷鋅及BPA對(duì)其的毒性效應(yīng)。在本實(shí)驗(yàn)復(fù)合暴露組中，當(dāng)鋅與BPA質(zhì)量濃度高于(8.00+27.20) mg·L-1，可溶性蛋白含量呈下降趨勢(shì)，說(shuō)明鋅與BPA的聯(lián)合毒性阻礙了普通小球藻的正常生長(zhǎng)代謝。這可能是藻細(xì)胞無(wú)法抵抗外界脅迫，污染物促進(jìn)了蛋白水解酶的活性，從而加快蛋白質(zhì)的水解；同時(shí)，由于污染物的毒害作用，使合成蛋白質(zhì)的相關(guān)細(xì)胞器受到損傷而抑制可溶性蛋白的合成[35]。

此外，植物在經(jīng)受脅迫的同時(shí)，體內(nèi)活性氧(reactive oxygen species, ROS)自由基增多，生物體依靠體內(nèi)抗氧化酶對(duì)氧自由基清除，從而保持機(jī)體氧化平衡[36]。SOD是生物體內(nèi)重要的抗氧化酶，能夠催化超氧化物陰離子發(fā)生歧化作用，生成H2O2和O2[37]。同時(shí)，過(guò)多的氧自由基將攻擊藻細(xì)胞膜中的多不飽和脂肪酸，引發(fā)或加劇脂質(zhì)過(guò)氧化作用，并形成脂質(zhì)過(guò)氧化物[18,38]。MDA作為膜脂質(zhì)過(guò)氧化的重要產(chǎn)物，其含量變化可反映機(jī)體細(xì)胞損傷程度。在本研究中，當(dāng)鋅與BPA的質(zhì)量濃度為(4.00+13.60) mg·L-1時(shí)，SOD活性大幅提升，并在質(zhì)量濃度為(8.00+27.20) mg·L-1時(shí)達(dá)到最高值后呈下降趨勢(shì)，其對(duì)應(yīng)的MDA含量也于(4.00+13.60) mg·L-1暴露組大幅提升。這表明從(8.00+27.20) mg·L-1暴露組開(kāi)始，普通小球藻細(xì)胞產(chǎn)生的SOD不足以抵抗污染物引起的氧化脅迫，抗氧化酶的清除速率低于氧自由基的產(chǎn)生速率，從而導(dǎo)致氧化損傷。

本文研究鋅與BPA單一及復(fù)合暴露條件下對(duì)普通小球藻的生長(zhǎng)及生理指標(biāo)的影響，為重金屬與環(huán)境激素類的復(fù)合效應(yīng)研究提供一定數(shù)據(jù)基礎(chǔ)。然而，2種混合污染物對(duì)水環(huán)境的毒性作用機(jī)理的研究尚未闡明，今后的研究應(yīng)重點(diǎn)考慮到復(fù)合污染物間的互相作用以及微生物對(duì)污染物的轉(zhuǎn)化問(wèn)題。