无机砷影响蛋白核小球藻光合活性的特征研究

浙江大学学报（理学版）

Journal of Zhejiang University(Science Edition)

http： //www.zjujournals. com/sci

Vol. 44 No. 6

Nov. 2017

DG1： 10. 3785/j. issn. 1008-9497. 2017. 06. 006

无机砷影响蛋白核小球藻光合活性的特征研究

许荔萍丄，周昉丄，冯宁2,张建英〃

(.浙江大学环境与资源学院，浙江杭州310058; 2.杭州市环境保护科学研究院，浙江杭州310014)

摘要：采用蛋白核小球藻)进行无机坤毒性暴露实验，分析As(II)和As( V)对蛋白核小

球藻光合活性的影响差异.结果表明：该藻对无机砷具有较强的耐受性，在砷浓度大于37. 5 mg • L—1暴露条件下， 小球藻叶绿素a合成、光系统IKPSI)最大光量子产量（Fv/Fm)、实际光量子产量（Yield)及相关参数与无机砷浓度 呈显著负相关，As((1)对小球藻光合活性抑制作用显著高于As(V). As(I)和As(V) 150. 0 mg • L—1暴露96 h对 小球藻光系统1影响差异最大，心/&、丫丨1丨、1^:丁：^1;1、和线性斜率（）分别降低了77%,91%,92%,85%和19%， 50%,51 %,23%.透射电镜进一步表明，小球藻亚细胞结构形态受砷胁迫出现叶绿体片层间空泡化、类嚢体基粒片 层受挤压、蛋白核缩小及脂质滴.As(m)对蛋白核小球藻光系统I (PS1抑制作用大于As(V),可为深入了解无机 砷对淡水微藻光合活性的影响机理提供一定的参考.

关键词：无机砷；蛋白核小球藻；叶绿素荧光；透射电镜中图分类号：X 172 文献标志码：A 文章编号：1008-9497(2017)06-675-07

XU Liping1， ZHGU Fang1，FENG Ning2，ZHANG Jianying1 ( 1.

，

University，Hangzhou 310058 » China； 2. Hangzhou Institutr of Environmental Sciencr， Hangzhou 310014，China)Influence of inorganic arsenic on photosynthetic activity of Chlorella pyrenoidosa.Journal of Zhejiang University (Science Edition) ,201 7,44 (6) ： 675-681

Abstract： T'he arsenic contamination in aquatic environment has drawn significant attention to ecotoxic risk. Thevalence states of arsenic including arsenite [AsdD] and arsenate [As(V)] play an important role for their behavior and toxicity at different levels of exposure concentrations. 1n this study， the toxicity of different concentrations of AsdH) and As(V) to Chlorella pyrenoidosa was determined and compared based on four different test endpoints： The growth inhibition rate， the chlorophyll a (Chl a) concentration， the chlorophyll fluorescence parameters of photosystem I (PSH) and the ultra-structural morphology of cells. The EC50 values of As(V.) were higher thanAs

(]I)， which indicated thatAs(IH.) wasmore toxic to C. p^yeozdoa than As( V.). TheChl a concentration of C.

yyrenoidosa treated by As(V) was higher than that treated by AsdH). 1n general， the chlorophyll fluorescence parameters including the maximum quantum yields (Fv/Fm )， the effective quantum yields (Yield)， the maximum electron transport rate (rET'Rnux.) and the linear section slope (a) of C.

treated by 1 50. 0 mg • L—1 As

(H) for 96 h wcredccrcascdby 77%，91%，92% and 85%，which washighcr than that exposed to As(V) of 19%， 50%，51% and 23%，respectively， and chlorophyll fluorescence parameters were inhibited by highconcentrations of both arsenic. The ultrastructural morphology of cells grown in the two species arsenic was

observed by transmission electron microscopy. \"The cell wall separated from the cell membrane，accumulated starchgranules were observed in the chloroplast， and diminishing pyrenoid and some lipid droplets were also observed inthe cytoplasm. T'he

mechanism

of

arsenite and

arsenate toxicity to

C.

was

explored，and

of PSH photosynthetic efficiency to C. pyrenoidosa was determined. These results will help to develop an

收稿日期：20丄7-03-31.基金项目：国家自然科学基金资助项目（21477丄03).作者简介：许荔萍（990—），GRCID: http://orcid. org/0000-0002-2855-422X，女，硕士，主要从事水生态毒理学研究，E-niail:213丄40丄

zju.edu.cn.

关通信作者，G)RCID: http:/Vorcid. org/0000-0002-1636-5544,E-niail:Zy@z;ju. edu. cn.

676浙江大学学报（理学版)第44卷

understanding of the biologically mediated environmental processes of arsenite and arsenate.Key Words： inorganic Arsenic;

(Zhlorella pyrenoidosa fchlorophyll fluorescence; transmission electron microscopy

砷是自然环境中普遍存在的有毒类金属，水体中 无机砷主要以三价砷As(III)和五价砷AS(V)形态存 在[].近年来，含砷杀虫剂、除草剂的使用，化石燃料 的燃烧以及含砷矿产的大量开采等人类活动导致水 体砷浓度日益增大[]，砷污染较为严重的国家主要分 布于亚洲，以孟加拉、中国、印度最为典型[3].砷的毒 性研究已涉及多种水生生物，如无脊椎动物和海洋浮 游植物等[4 ]，淡水微藻作为水体重要的初级生产者， 砷污染下其生长及光合活性等重要生命活动均受到 影响.已有研究表明，铜绿微囊藻在10 mg* L 1

As((II)胁迫下，其叶绿素a的合成和光系统II (PSII)

受到了显著抑制[].一般而言，As((II)对动物及海洋 浮游植物的毒性大于As ( V)[6-7]，然而，As ((II)和

As(V)对淡水微藻的毒性大小仍存在争议.如BAHAR

等[]研究表明，As(III)对淡水小球藻(C/iOreZa sp) 96 h

EC。为 111. 8 (105. 5〜118. 4) mg • L、显著高于 As(V) 8. 33 6 99〜9. 24) mg • L \\ As(V)的毒性大

于As(III).光合作用是微藻最基本、最重要的生理生态 特征，光合作用中光能吸收、传递及转化是由位于光合 膜上具有特定分子排列的色素蛋白复合体系光系统

I(PSI)和光系统II (PSII)所推动[9]. PSII在光反应过

程中激发高能电子、分解水分子、释放氧和推动电子传 递，对启动第1步光反应非常重要[0]，叶绿素荧光技术 能够快速反映藻的PSII光化学变化[11].

为探讨不同价态砷As(III)和As(V)对淡水微藻 光系统II (PSII)影响的差异，本研究以生态毒理实验 中常用的蛋白核小球藻（C/iZoreZZa yrh〇r〇a )为实 验对象[213]，应用叶绿素荧光技术研究了 As(III)和

As(V)对蛋白核小球藻光系统II (PSII)的影响，比较

不同价态砷As(III)和As(V)对小球藻光系统II (PSII) 最大光量子产量(代/Fm)、实际光化学量子产量(Yield) 及相关参数的影响，从而揭示As (III)和As( V)对小球 藻光合活性的影响差异；再结合透射电镜来表征

As(III)和As(V)对蛋白核小球藻亚细胞器的损伤特

征，从光系统II (PSII)和超微观形态变化2个层面揭 示蛋白核小球藻对As(III)和As(V)的应迫机理.

1

材料与方法

1.1

藻种及培养条件

蛋白核小球藻（FACHB-9)购自中国科学院水生

生物研究所淡水藻种库.藻种采用BG11培养基置于 光照培养箱，培养温度设为25 °C、光照强度4 000 lx、 光暗周期比14 h : 10 h、摇床转速120 r • min、藻 种初始细胞密度约为1 06 cells • L 1，培养时长 5d,每组设定3个平行样，并以不加砷藻液为空白 对照.

1.2实验设计

取对数期蛋白核小球藻进行实验，初始细胞密 度约为106cells • L 1，AS(HI)浓度梯度设为15. 0, 37. 5, 75. 0, 112. 5, 150•。和 225. 0 mg • L 1 ,

As(V)浓度梯度设为 15. 0, 37. 5, 112. 5, 150. 0,

225. 0和375. 0 mg • L \\每组设置3个平行样，并 以不加砷的藻液作为空白对照，培养时长5d,每隔 24h取样，用分光光度计UV 2450测定小球藻的 光密度.选取37. 5,112. 5及150. 0mg • L 1浓度对 小球藻进行无机砷毒性暴露，时长5d，并设置空白 对照，每隔24 h定时取样，用叶绿素荧光仪测定小 球藻的叶绿素a含量及叶绿素荧光参数.

1.3 实验方法

1.3.1 小球藻细胞生长测定

蛋白核小球藻细胞密度(YX106cell • mL 1)与 吸光值〇D_(；〇之间具有很好的线性关系，可得线 性回归方程为 Y = 16. 127 X —0. 18 (i?2>0. 999). 因此其生长状况采用分光光度计UV 2450测得的 光密度值（〇D_ )进行表征；同时根据细胞生长状 况计算砷对小球藻的生长抑制率+

= [ln(Nn) — ln(Af0)] / (jn — t0),

n = (fM, — p.s)/fj.0 x 100%,

式中，N0和分别为起始时间（（）和毒性测试时间 (()的藻密度，M。与M s分别为空白组与处理组的生 长率.

1.3.2 叶绿素a及叶绿素焚光参数测定

通过叶绿素荧光仪（PHYTO-PAM，Walz，

Germany)测定藻类初始光合活性、空白组（不添加

砷）以及砷暴露24,48,72,96和120h后的光合作 用活性.取2mL藻样，暗反应5min后，先打开测量 光（measuring light, ML)仪器检测最小荧光F0，随 后打开饱和脉冲（saturationpluse，SP)，得到最大 荧光Fm，（Fm—F())即为可变荧光PV，Fv与的比 值（Fv/Fm ),即为光系统II的最大光量子产量 (Fv/Fm)[14].将仪器设定为每隔20 s强度逐渐增大

第6期许荔萍，等：无机砷影响蛋白核小球藻光合活性的特征研究677

的光化光（actinic light, AL)得到快速光响应曲线

(rapid light curve, RLC)利用 PHYTO-PAM 分

现出一定的耐受性，而当砷浓度高于75. 0 mg • L 1 时，会显著抑制小球藻的生长，且随着砷暴露浓度的 增大，其抑制作用增强（见图1和图2).用SPSS

Probit回归分析获得48,72,96及120h暴露时间

析软件v2. 13可直接读取光响应曲线特征参数：最 大电子传递速率（ETR„lilx)、线性区段斜率在 光适应180 s后，打开饱和脉冲测定蛋白核小球藻 的实际光化学量子产量（Yield).在光频率为32 HZ 时测得即时荧光（Ft )与叶绿素a浓度呈线性关系， 下，As((II)对该藻的EC50值分别为174. 7,111. 0, 93. 7及87. 7 mg • L 1均显著低于As(V)的EC50值 213. 0,159. 0,150. 7 及 144. 7 mg • L 1 (户<0. 01) 因此可得藻叶绿素a含量[11].1.3.3

亚细胞形态学分析

取 20 mL 藻液 3 000 r • min 1 离心 1 0 min，弃 上清液，将藻泥收集于1. 5 mL离心管，加人2. 5% 的戊二醛溶液,°C固定过夜，然后按下列步骤处理 样品[16]:

(1) 3 500 r • min 1离心10 min,弃固定液，用 2 %琼脂凝固 5 min,加 0. 1 mol • L 1，pH 值为 7. 0 的磷酸缓冲液漂洗样品3次，每次15 min;再用1 % 的锇酸溶液固定样品1. 5 h;固定结束后，用

0. 1 mol • L SpH值为7. 0的磷酸缓冲液漂洗样

品3次，每次1 5 min ;(2) 用梯度浓度（包括30% ,50% ,70% ,80%,

90 %和95% 6种浓度）的乙醇溶液对样品进行脱水 处理，每种浓度处理15 min,再用100%的乙醇处理

20 min;最后过度到纯丙酮处理20 min;脱水后的样

品用V/V=1/1包埋剂与丙酮的混合液处理1 h;再 用V/V=3/1包埋剂与丙酮的混合液处理样品3 h; 最后将样品浸没于纯包埋剂中处理过夜；

(3)

将经过渗透处理的样品包埋起来，70 C热过夜.包埋好的样品在Reichert超薄切片机中切 片，获得70〜90nm的切片，该切片经柠檬酸铅溶 液和醋酸双氧铀50%乙醇饱和溶液各染色15 min 后，在HitachiH-7650型透射电镜中观察.1.4数据统计分析

用SPSS 20软件（IBM)进行数据分析，3次重 复实验结果均以平均值士标准偏差（mean士 SD)表 示.砷毒性剂量-效应采用Probit回归分析求得；暴 露组与空白组差异显著性分析由one-way ANOVA 方差分析法和最小显著极差法（LSD)完成.叶绿素 荧光快速光曲线数据由PhytoWin软件直接读出， 其参数由PhytoWin软件经Platt拟合给出.

2

结果与讨论

2.1 As(III)与As(V)对小球藻的剂量效应特征

不同砷暴露浓度下小球藻的生长曲线表明，砷浓 度低于37. 5 mg • L 1时，蛋白核小球藻对砷毒性表

(见表1)表明同等条件下AS((II)对蛋白核小球藻 的毒性显著大于AS(V).

表1 As(III)与As(V)对蛋白核小球藻的EC50值

Tabic 1 PX：1n values of As(lI) and As(V) for the

C. pyrenoidosaat different times48h P：C5r,

72 hEC:,。96hEC5

ri120 h PXcr,

mg *L-1

174 7

111.0

93．787．7As(ni)(115.2〜

(99. 7〜

(85. 5~(81. 7〜203. 2)

121.5)101.2)93．0)213. 0

159. 0150. 7144 7AsCV)(175. 5~

(131.2〜(117. 7~(104. 2~268．5)189.7)

186. 7)

173.2)

1-2 —»—.15.0 〇

mg • L_1 As(III)

0.0 0

^1

2

3

4

5

6

时间/d

图1 As(m)对蛋白核小球藻生长的影响

Fig. 1 Effects ofAs((I) on the growth of

C. pyrenoidosa

时间/d

图2 As(V)对蛋白核小球藻生长的影响

Fig. 2 Effects of As(V) on the growth of

C. pyrenoidosa

加

678浙江大学学报（理学版)第44卷

2. 2小球藻叶绿素a对不同价态砷的响应差异相同浓度下As(III)对叶绿素a的合成抑制更为显 著.在 150 0 mg • L 1 As (V)和 As (III)暴露 48, 72,96 h后，胞内叶绿素a分别降低了 17% (户< 0.01)，27%(户<0.01)，46%(户<0.01)和30% (户<0. 01) ,64% (户<0. 01) ,71 % (户<0. 01)•综上 所述，叶绿素a对As(III)和As(V)的暴露响应规 律与As(III)和As(V)对小球藻生长的影响一致， 均表现为高浓度A s (111)对该藻的生长抑制作用大 于 As(V)_

由表2可知，在3 7. 5 mg • L 1砷暴露下，藻内 叶绿素a合成未受到抑制；而高砷胁迫下，藻内叶 绿素a含量显著低于空白组，且叶绿素a对As(III) 浓度的变化更为敏感.37. 5 mg • L 1 As(III)暴露 48〜96h后，叶绿素a含量显著高于空白组（户< 0. 05),这与37. 5 mg • L 1 As(III)刺激蛋白核小 球藻的生长实验结果相一致.当砷浓度高于 112. 5 mg • L 1时，As(III)与As(V)对小球藻叶绿 素a合成的抑制作用存在显著性差异（^<0. 01)，

表2 As(III)与As(V)对蛋白核小球藻叶绿素a的影响

Tabic 2 Effects of different concentrations ofAs(III.) and As(V) on the chlorophyll a content of C.夕办犯

砷浓度/

(mg • L

0.037.5112.5

48 h Chl a/ (mg - L ')As(III)1. 5 士0.05+ (1.24 士 0.08)

+ 1 16 士0.⑴

As(V)

72 h Chl a/ (mg • LAs (II)1.96 士 0.05+ (2.01 士 0. 15)

+ 198 士 0.16)

As(V)

96 h Chl a/ (mg - L ')As (II)2. 85 士0. 11+ (3.08 士 0.33)

+ (2. 88士0.29)

As(V)

一（0.92 士 0.06)

20

一（.03 士 0.03)'_ =

10

一（.06 士 0.09)'

46

一（.9 士 0.06)' = =

19

一 1 19 士 0.04)

58

一（2.24士0.24)_'_'==

21

抑制率/%

150.0

一（0.81 士 0.01)

30

一（0.96 士 0.06)' =

17

一（0.70 士 0.01)'

64

一（.43 士 0.05广==

27

一（0.83 士 0.05)

71

一（.5 丨士 0.08)' = =

46

抑制率/%

'々<0.05, _\"_\"f<0.01，分别表示暴露组与空白组有统计学上的差异与显著差异，=f<0.05, = = 々<0.01，分别表示 As (I与AS(V)有统计学上的差异与显著差异，+、一分别表示促进和抑制作用.2.3 As(III)与As(V)抑制小球藻光合活性的差异

由图3可知，无机砷浓度为150.0 mg. L 1时， 蛋白核小球藻最大光量子产量（Fv/F„)及最大电子 传递速率（ETR„alx)等叶绿素荧光参数均显著低于 空白组（々<0. 01)且随着暴露时间的延长整体呈 下降趋势 _ 150. 0 mg • L 1 As(III)和 As(V)暴露 96 h对小球藻PSII影响差异最大，最大光量子产量 (Fv/F,„)分别降低了 77% (々<0. 01)和 19% (々< 0.01),实际光化学量子产量（Yield)分别降低了 91% (々<0.01)和50%(々<0. 01),线性区段斜率 ()分别降低了 85% (々<0. 01 )和23% (々<

0. 01)，最大电子传递速率（rETRlm x )分别降低了

(QA)通过质体酿B (QB)、质体酿（PQ)和光系统

I ( PSI)不断向烟酰胺腺嘌呤二核苷磷酸 (NADP )传递电子，电子最终传递给C()2 ,因此

质体酿A (Qa )始终保持氧化状态，最大光量子 产量（Fv/Fm)值较高[18].而当小球藻受到砷胁迫 时，光系统I和光系统I之间的电子传递受阻， 质体酿A氧化还原反应受到限制，此时最大光量 子产量（Fv/Fm)会降低.由图3(a)可知，砷浓度 为 150. 0 mg • L 1 时，As(III)对小球藻 PSII 最 大光量子产量（Fv/Fm)的抑制作用极显著高于

As(V) (々<0_ 01),说明 As(III)对 PSII 电子传

递抑制更强.图3(d)进一步证实了 As(III)对小 球藻电子传递的抑制作用更大.由于光合磷酸化 与光合电子传递相偶联[19],所以砷能抑制蛋白核 小球藻光系统I上的酿（Q)向质体酿（PQ)的电 子传递，从而抑制小球藻的光合活性.综上，

As(III)暴露下小球藻PSII电子传递受阻更为严

92% (々<0. 01)和 51% (々<0. 01)(见图 3)说明

As(III)对小球藻PSII抑制作用显著高于As(V)

(々<0. 01).

最大光量子产量（Fv/Fm )代表的是暗适应条 件下光系统II( PSII)中能够将吸收的光能转化为 光化学能量的反应中心的比例，体现了最大光合 潜能[17].当小球藻处于光化光条件时，质体酿A

重，从而降低了藻的光化学量子效率，抑制了蛋 白核小球藻的光合作用活性.

第6期许荔萍，等：无机砷影响蛋白核小球藻光合活性的特征研究679

2.4 As(III)与As(V)对小球藻亚细胞结构的影响

图4 ( a )显示了正常蛋白核小球藻（C.

的亚细胞结构，蛋白核小球藻由细

胞壁（cell wall，CW)包裹，叶绿体（chloroplast，

C)呈叶片状位于细胞周边，几乎占据整个细胞，

3结论

通过研究As(III)和AS(V)对蛋白核小球藻光 系统II (PSII)的影响及差异，并观察了 As(III)和

A s (V)对小球藻叶绿体光合膜造成的损伤，揭示了 As(III)对小球藻光系统II (PSII)的抑制作用大于 As(V)_ 150. 0 mg • L 1 As(III)和 As(V)暴露96 h

类囊体（thylakoid，T)呈片层状条理分布于叶绿 体中，蛋白核（pyrenoid，P)周围由一圈分布均匀 的淀粉颗粒（starch grain，S)包围着.与空白组相 比，225. 0 mg • L 1 As((II)与 As(V)处理 48 h 后，藻细胞类囊体结构因受到挤压凌乱地分布于 叶绿体中，并出现了脂质滴（lipiddroplets，Ld) (见图4(b)、（c)).由于类囊体是叶绿体中执行光 能吸收和转化的场所，光合膜挤压受损将抑制光 合电子的传递，抑制光合作用，从而阻碍细胞生 长.与As( V)处理组相比，As( (II)处理后叶绿体 片层之间空泡状结构更为严重，类囊体基粒片层 受挤压程度明显高于As( V)(见图4 ( b)、4 ( c))， 进一步证实了 As(III)对小球藻光合损伤作用显 著大于As(V).

对小球藻PSII影响差异最大，最大光量子产量（Fv/

F„)、实际光量子产量（Yield)、最大电子传递速率 (ETRmax)和线性斜率〇前者分别降低了 77%，

91%，92%，85%，后者分别降低了19%，50%， 51 % ,23%.高浓度无机砷胁迫下蛋白核小球藻叶绿 体片出现了层间空泡化、淀粉粒增多、蛋白核缩小、 脂质滴等现象，且As(III)胁迫下小球藻类囊体受损 程度高于AS(V).本研究从光合电子传递和亚细胞 结构形态特征层面，揭示了 As(III)对蛋白核小球藻 光合活性的抑制作用要大于As(V),丰富了不同价 态As(III)和As(V)对淡水微藻毒效应的研究.

图3 As(II)与As(V)对蛋白核小球藻叶绿素荧光参数的影响

Fig. 3 Effects of different concentrations of Asd.) andAs(V) on the chlorophyll fluorescence parameters of C. pyrenoidosa

680浙江大学学报（理学版)第44卷

(a)空白组

(b)225.0mg • L-1As(III)处理组

图4 蛋白核小球藻处理48h后的亚细胞结构TEM图

C.

treated for 4 8 h

Fig. 4 T'EM images of subccllular structure of

放大倍数：左列X 30 000.右列X 50 000:图中.CW—细胞壁.C 一叶绿体.T 一类囊体.P —蛋白核.S—淀粉颗粒.Ld—脂质滴.N—细胞核.

V—液泡.

Magnification ： left column X 30 000，right column X 50 000： CW一cell wall. C一chloroplast. T一thylakoid. P一pyrenoid. S一starchgrain. Ld一lipid droplets. N一nucleus. V—vacuole.

[2]

WANG Y. WANG S.XU P P. et al. Review of arsenic

spcciation.

toxicity

and

metabolism

in

参考文献（References):

[1 ]

CULLEN W R. REIMER K J. Arsenic spcciation in the environmentJJ]. ChemicalReviews，1989，89(4): 713-764.

[

]

microalgac[J ]. Reviews in Environmental Science and

Bio/Technology. 2015. 14(3) ： 427-45 1.

GILOTEAUX L. DURAN R. CASIOT C. et al. Three-year

survey

of

sulfatc-rcducing

bacteria

第6期

许荔萍，等：无机砷影响蛋白核小球藻光合活性的特征研究

681

community structure in Carnoulcs acid mine drainage

effects of 1，4-dichlorobcnzcne on photosynthesis in

(France)， highly contaminated by arsenic [J ]. FEMS

Microbiology Ecology， 2013, 83(3) ： 724-737.[]

SCHALIER J，MKANDAW1RP： M，DUI\"D：L E G. Heavy metals and arsenic fixation into freshwater organic matter under Gammarus pul ex L. influence [ J ]. EnvironmentalPollution，2010， 158(7)： 245/l-2/l58.[]

WANG S Z，ZHANG D Y，PAN X L. Effects of arsenic on growth and photosystem I (PSI) activity of Microcystis [13]

Chlorella pyrenoidosa[] Environmental Monitoring andAssessment，2016，188(9): 526-536.

丁腾达，倪婉敏，张建英.硅藻重金属污染生态学研 究进展[].

应用生态学报，

2012, 23(3): 857-866. ZHANG J Y.

Research

DING T D，N1 W M，

advances in heavy metals pollution ecology of diatom [].Chinese Journal of Applied Ecology， 2012， 23 (3): 857-866.

[14] Zand HANG M，KONG F X，WU X D，et al. Different aerugina so[J ]. Ecotoxicology

Environmental Safety，2012，84(7)： 104-111.

[6] DUESTER L，GEEST V D H，MOELLEKENS，et al.

Comparative phytotoxicity of methylated and inorganicarsenic and antimony species to Lemna，

arrhiza and Seienastrum capricornutum[]. Microchemical

Journal，2011，97(1): 30-37.

[7] NEFF J M. Ecotoxicology of arsenic in the marine

environment [ J ]. Environmental Toxicology and Chemistry， 1997， 16(5)： 9 17-927.[8] BAHAR M M， MEGHARAJ M， NA1DU R.

Influence of phosphate on toxicity and bioaccumulation of arsenic in a soil isolate of microalga

sp)

[].Environmental Science and Pollution Research，

2016, 23(3) ： 2663-2668.[]秦晓春，SUGA M，匡廷云，等.高等植物光系统1 一

捕光天线UPSI-LHC1)超分子复合物的晶体结构和

能量传递途径[].科学通报，2016，16(9): 2163-2175.

QIN X C，SUGA M，KUANG T Y，et al. Crystal

structure of plant PS1-LHC1 supercomplex and itsenergy transfer mechanism [ J]. Chinese Science Bulletin，206，61 (19): 2163-2175.

[10] UMENA Y，KAWAKAMI K，SHEN J R，et al. Crystal structure of oxygen-evolving photosystem I at a

resolution of1. 9 A []. Nature，2011，473 ( 7345 ):

55-60．

[11] RITCHIE R J，MEKJ1NDA N. Arsenic toxicity in the

water weed Wolffia arrhiza measured using pulse amplitude modulation fluoromctry (PAM) measurements of photosynthesis [J ]. Ecotoxiology and Environmental Safety，206，132: 178-185.

[12] ZHANG J H，WANG J，FENG J，et al. Toxic

photochemical responses of phytoplanktcrs from the large shallow Taihu Lake of subtropical China in relation to light and mixing[J]. Hydrobiologia，2008, 603(1 ) : 267-278.

[15]

RALPH PJ，GADEMANN R. Rapid light curves: A powerful tool to assess photosynthetic activity[J].

Aquatic Botany，2005，82(3): 222-237.

[16]

ROCCHETTA1，MAZZUCA M，CONFORT1 V，et al. Effect of chromium on the fatty acid composition of two strains of Euglcna gracilis [J]. Environmental

Pollution，2006，14 1 (2): 353-358.

[17]

BJORKMAN O，DP：MM1G B. Photon yield of O2 evolution and chlorophyll fluorescence characteristics at 77 K among vascular plants of diverse origins [J].

Planta，1987，170(4) : 489-504.

[18]

MALL1CK N，

MOHN F H.

Use of chlorophyll

fluorescence in metal-stress research: A case study with

the

green

microalga

Scenedesmus [ J ].

Ecotoxicology and Environmental Safety， 2003， 55

(1): 64-69.

[19]

匡廷云.

光合作用原初光能转化过程的原理与调控

[M].南京：江苏科学技术出版社，2003: 360-362. KUANG T Y. Mechanism andRegulation of Primary

Energy Conversion Process in Photosynthesis [ M].

Nanjing: Jiangsu Science and Technology Press，

: