环境科学  2019, Vol. 40 Issue (1): 488-495   PDF    
引用本文
王俊能, 赵学敏, 胡国成, 钟松雄, 姚玲爱, 马千里, 许振成. 广西龙江鱼类镉含量分布特征及生物积累特性分析[J]. 环境科学, 2019, 40(1): 488-495.
WANG Jun-neng, ZHAO Xue-min, HU Guo-cheng, ZHONG Song-xiong, YAO Ling-ai, MA Qian-li, XU Zhen-cheng. Distribution and Bioaccumulation Characteristics of Cadmium in Fish Species from the Longjiang River in the Guangxi Autonomous Region[J]. Environmental Science, 2019, 40(1): 488-495.
广西龙江鱼类镉含量分布特征及生物积累特性分析
王俊能1,2,3, 赵学敏1, 胡国成1, 钟松雄2,3, 姚玲爱1, 马千里1, 许振成1     
1. 环境保护部华南环境科学研究所, 广州 510655;
2. 中国科学院广州地球化学研究所, 广州 510640;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
收稿日期: 2018-05-02; 修订日期: 2018-07-11
基金项目: 环境保护公益性行业科研专项（201309049）；中央级公益性科研院所基本科研业务专项（PM-zx703-201803-055）
作者简介: 王俊能(1984~), 男, 博士, 高级工程师, 主要研究方向为环境风险管理, E-mail:wangjunneng@scies.org
通信作者: 许振成, E-mail:xuzhencheng@scies.org
摘要: 突发镉污染事件能引起江河水体恶化，破坏水生态环境和威胁人类健康.本研究为证实突发镉污染事件引起生态环境风险，以不同类型鱼类以及鱼类不同组织器官为研究对象，分别前后6次对龙江进行采样调查，并对各鱼类根据水层和食性进行分类及分析.调查结果表明，前3次调查鱼类肌肉镉含量显著高于后3次调查鱼类肌肉镉含量；草食性，肉食性和杂食性鱼类不同组织器官镉的含量大小均可排序为：肾 > 肝 > 肠 > 鳃 > 卵 > 鳞≈肌肉，且3种类型肾的镉含量均显著高于其他任何组织器官（P < 0.05）；鱼类同一组织器官镉的含量根据不同水层鱼类依次为：底层鱼类 > 中下层鱼类 > 中上层鱼类.不同食性鱼类肌肉中镉平均富集系数BAF从大到小依次为杂食性，肉食性和草食性，分别为8.32、6.33和5.15；不同生活水层鱼类肌肉中镉平均富集系数大小排序为：底层鱼类（8.18） > 中下层鱼类（7.70） > 中上层鱼类（4.99）.
关键词: 镉      龙江      鱼类      组织器官      富集系数     
Distribution and Bioaccumulation Characteristics of Cadmium in Fish Species from the Longjiang River in the Guangxi Autonomous Region
WANG Jun-neng1,2,3 , ZHAO Xue-min1 , HU Guo-cheng1 , ZHONG Song-xiong2,3 , YAO Ling-ai1 , MA Qian-li1 , XU Zhen-cheng1     
1. South China Institute of Environmental Science, Ministry of Environmental Protection, Guangzhou 510655, China;
2. Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
Abstract: Emergent cadmium pollution can cause water quality deterioration in rivers, which destroys the aquatic eco-environment and poses threats to human health. Fish species in these aquatic systems are prone to such pollution incidents and act as important indicators of the pollution level. Because cadmium enters the systematic circulation of fish and is non-biodegradable, the investigation of cadmium accumulation in fish bodies provides insights into the detrimental effects of cadmium pollution on the aquatic biological system. This research aims to validate the eco-environmental risks associated with emergent cadmium pollution incidents based on the investigation of the different tissues and organs of diverse fish species. The investigation was conducted six times along the Longjiang River using sampling methods during which all fish species were also classified and analyzed based on the water layer they reside in and their feeding habits. The results show that the cadmium concentration in the fish tissues is significantly higher in the former three investigations compared with that of the latter three analyses. For herbivorous, carnivorous, and omnivorous fish species, the cadmium concentration of their different tissues and organs follows the order:kidney > liver > gut > gill > egg > scale ≈ muscle. The cadmium concentration in the kidney is significantly higher (P < 0.05) than that in any other organs of the fish species. This agrees with the fact that the kidney intensively metabolizes and accumulates heavy metals. The cadmium concentration in the same tissues or organs of the fish species living in different water layers follows the trend:demersal fish species > middle lower-layer species > middle upper-layer species. The sequence of the cadmium bioaccumulation factors in the muscles of different fish species is omnivore > carnivorous > herbivorous, that is, 8.32, 6.33, and 5.15, respectively, while the bioaccumulation factors in the muscles of the fish species in different water layers decrease in the following sequence:demersal fish species (8.18) > middle bottom-layer fish species (7.70) > middle upper-layer fish species (4.99). These experimental results indicate the biomagnification effects in heavy metal-polluted aquatic environments, where the bioaccumulation of heavy metals by fish is related to both the overall pollution level and local residential environment.
Key words: cadmium      Longjiang River      fish species      tissues and organs      bioaccumulation factor     

突发水污染是最常见、剧烈的“瞬态污染”, 且污染物的排放通常没有固定的方式及途径.突发水污染危害水生态环境, 导致生态失衡, 且严重影响水资源的有效利用, 从而威胁人类健康及生命财产安全[1, 2]. 2012年1月13日龙江河发生突发性镉污染事件, 约21 t的镉被排放至龙江河中, 龙江拉浪电站坝首前200 m处镉浓度高达405 μg·L-1, 超过《地表水环境质量标准》Ⅲ类水质标准(5 μg·L-1)约80倍.重金属镉具有长期性、累积性、高毒性、隐蔽性、潜伏性和不可逆性等特点, 由于重金属污染物在环境中难以降解, 故可随着食物链发生迁移和累积[3]并富集到更高营养级的生物体内, 出现生物放大的现象[4, 5].鱼类能长期从水体和沉积物中积累富集镉[6, 7], 从而对镉在生物圈中的生物地球化学循环产生影响.以往研究表明, 鱼类重金属富集程度与水体中不同区域污染的严重程度息息相关, 且不同重金属在鱼类的不同器官中具有不同的富集特征. Wei等[8]和Yi等[9]分别研究鄱阳湖和长江中水生生物对镉等重金属的富集, 发现生活于水体底部沉积物附近的鱼各组织部位中相比于水体上部的鱼积累更多的镉等重金属, 且进一步研究表明鱼类肝脏、肾脏对镉等重金属或具有更强的富集作用[10~12].鱼类是人们食用的最主要的水产品之一, 富含对人体健康有益的高蛋白、低饱和脂肪酸和奥米伽脂肪酸, 是人体蛋白质的重要来源[13].镉沿着食物链的生物累积作用会引发人体健康风险, 因而摄入重金属污染鱼类的量超过允许/每日推荐摄入量时, 存在一定的人体健康风险[14, 15]. FAO/WHO食品添加剂联合专家委员会(JECFA)制定人体对镉的周允许摄入量限值(PTWI)为7 μg·kg-1[16].有研究进一步表明, 重金属镉造成组织损伤[17]和扰乱生物体内的各种生理过程主要和镉对在多数酶的功能和结构中扮演重要角色的巯基有很强的亲合力有关[18].

突发性重金属污染发生后, 鱼类通过呼吸、摄食等途径从污染水体蓄积重金属, 因此有必要研究突发性镉污染事件后食物链最顶层消费者的人类食用鱼类的镉累积特性.为此, 本文将以广西龙江水系鱼类为研究对象, 分析鱼类重金属镉含量分布特征, 探讨镉在不同鱼类体内的积累特征, 以期为保障突发性重金属污染事件发生后人们食用鱼类的安全提供科学依据, 降低因大量食用鱼类引起的重金属健康危害.

1 材料与方法 1.1 鱼类样品采集与处理

于2012年2月至2013年12月进行6次鱼类资源调查, 即于2012年的2、3、7、12月, 2013年8月和12月对龙江鱼类进行采样, 6次调查中采集73种鱼类共699个样品, 具体的采样点见图 1, 其水体化学组成和鱼类及样品数分别见表 1和表 2.本研究中采用的不同组织器官为:肌肉、鳃、肝、肾、肠、鳞、卵, 选择55个鱼类样品作为分析研究对象.

图 1 龙江采样布点示意 Fig. 1 Sampling plan of Longjiang River

表 1 龙江水化学组成 Table 1 Hydrochemical composition of river water in Longjiang

表 2 龙江鱼类和样品数 Table 2 Fish species of Longjiang and number of fish samples

1.2 鱼类样品分析

在室内对采集的样本：鱼类的肌肉、不同器脏等组织进行切片分析与重金属分析.准确称取鱼类样品1.000 0 g到聚四氟乙烯试管中, 加入20 mL HNO3加盖放置过夜后, 将聚四氟乙烯试管放入石墨消解炉(PE50-48)中, 逐步升温至120℃并加热2 h, 随后取出聚四氟乙烯试管充分冷却后加入3~5 mL HClO4直至样品完全溶解, 然后加入5 mL HNO3继续加热至溶液剩余1~2 mL, 转移至25 mL比色管中, 定容并摇匀后, 采用一次性针筒抽取约10 mL溶液通过0.25 μm聚醚砜过滤至15 mL塑料离心管中, 用原子吸收分光光度计(PE AAanalyst 800)分析测定.本实验消解所用试剂均为优级纯, 水为超纯水.

1.3 生物富集系数

生物富集系数(BAF)是生物体内重金属镉的含量(Cf, mg·kg-1)与其所生存的水体环境中镉含量(Cw, mg·kg-1)的比值, 其计算公式如下：

 1.4 数据分析

本实验过程中, 设置系统空白, 按照10%的原则进行平行样品测试, 利用加标回收方法进行质量控制, 每隔10个样品设置2个有证标准物质(GBW-10020)进行质量控制, 其中加标回收率范围为89.12%~109.10%, 符合重金属分析质量控制的相关要求.本研究采用SPSS 19.0统计分析软件进行单因素方差分析处理数据, 当P＜0.05时, 为显著, 否则为不显著.数据绘图主要采用Origin 8.1.

2 结果与分析 2.1 不同河段鱼类镉含量分布

由图 2可知, 不同河段前3次调查中鱼类肌肉镉含量显著高于后3次调查中鱼类肌肉镉含量(P＜0.05), 且后3次调查中鱼类肌肉镉含量均已降至国家食品安全标准《食品中污染物限量》(GB 2762-2012)鱼类镉的限制值(0.1 mg·kg-1)以下. 2012年2月至2013年12月的6次调查中不同河段鱼类肌肉镉含量的分布特征可能与龙江水体及沉积物镉含量有关.前3次调查结果和总体情况显示, 重污染河段(S3~S7)镉含量均最高, 其次依次为中低污染河段(S8~S12)、受影响河段(S13~S17)、可能受影响河段(S18~S20)和背景河段(S1与S2).

图 2 不同河段鱼类镉含量分布 Fig. 2 Distribution of Cd in fish from different sections

2.2 不同食性鱼类不同组织器官镉含量分布

由图 3可知, 草食性鱼类不同组织镉的含量大小依次为肾 > 肝 > 肠 > 鳃 > 卵 > 鳞 > 肌肉, 这与Qiu等[19]和刘芳芳等[20]的研究结果一致, 且肾的镉含量高达12.04 mg·kg-1, 显著高于任何其他组织(P＜0.05), 为肌肉含量的103.33倍; 肝脏、肠、鳃的镉含量, 分别为4.15、2.20和0.92 mg·kg-1, 且依次是肌肉含量的35.62、18.89和7.85倍, 其中镉含量最低的肌肉为0.12 mg·kg-1.对杂食性鱼类不同组织器官进行研究得出了相似的结果, 且相比于草食性鱼类同个组织器官, 杂食性鱼类的组织器官具有更高的镉含量, 尤其是肾, 肠和鳃.

图 3 不同食性鱼类不同组织器官镉含量分布 Fig. 3 Distribution of Cd in different tissues of fish with different feeding habits

肉食性鱼类不同组织镉的含量从大到小依次为：肾 > 肝 > 肠 > 鳃 > 卵 > 肌肉, 肾的镉含量最高, 且显著高于其他组织镉含量(P＜0.05), 是肌肉镉含量的30.10倍; 肾、肝、肠、鳃和卵镉含量均较大, 且其含量大小与草食性和杂食性鱼类肾、肝、肠、鳃和卵镉含量相一致.肝脏(5.30 mg·kg-1)、肠的镉含量(3.30 mg·kg-1)和鳃的镉含量(2.80 mg·kg-1)分别为肌肉镉含量的11.69、7.28和6.18倍; 其中镉含量最低的是肌肉, 为0.45 mg·kg-1.各鱼类组织器官镉含量差异性, 可能与不同鱼种的自身代谢能力和不同组织或器官对重金属的亲和性等有关[21, 22].

总体上, 不同食性鱼类镉的含量大小排序为：杂食性 > 肉食性 > 草食性, 这也表现出生物累积放大的现象.

2.3 不同生活水层鱼类不同组织器官镉含量分布

由图 4可知, 中上层鱼类不同组织镉的含量大小排列为：鳃 > 肾 > 肌肉, 其中鳃和肾中镉的含量分别为4.67 mg·kg-1和4.50 mg·kg-1, 均显著高于肌肉组织(P＜0.05);相反肌肉镉含量最低, 为0.56 mg·kg-1.中下层鱼类不同组织镉的含量大小依次为：肾 > 肝 > 肠 > 鳃 > 卵 > 鳞 > 肌肉, 中下层鱼类肾的镉含量均显著高于其他组织(P＜0.05).其中肾的镉含量最高, 相反肌肉具有最低的镉含量, 而肝脏, 肠和鳃的镉含量分别是2.55、2.52和1.22 mg·kg-1.底层鱼类不同组织镉的含量则与中下层的鱼类各组织镉的含量呈一致性, 这可能与中下层和底层鱼类均更接近河底沉积物以及它们相似的生理代谢功能有关.其中底层鱼类肾, 肠, 肝脏镉含量分别为20.24、7.70和3.90 mg·kg-1, 底层鱼类肠和肝组织镉的含量均高于中上层和中下层鱼类的.总体上, 鱼类同一组织器官镉的含量根据不同水层鱼类依次为：底层鱼类 > 中下层鱼类 > 中上层鱼类, 而在3个水层中鱼体的肾、肝脏、肠、鳃等器官组织均表现出更高的蓄积镉的能力, 相反鱼的肌肉的镉累积能力均最弱.

图 4 不同生活水层鱼类不同组织器官镉含量分布 Fig. 4 Distribution of Cd in different tissues of fish with different living water layers

2.4 不同时间段鱼类肌肉镉含量分布

由图 5(b)和5(d)可知, 不同食性鱼类肌肉镉的含量大小排序为：杂食性 > 肉食性 > 草食性.杂食性鱼类、肉食性鱼类和草食性鱼类肌肉镉含量(mg·kg-1)的平均值分别为0.2935(0.0015~9.5)、0.223 3(0.000 05~3.6)和0.1819(0.000 05~1.1).这表明营养级不同重金属的蓄积能力不同, 鱼类对重金属的蓄积能力随营养级提高而提高.据图 5(c)和5(e)可知, 不同生活水层鱼类肌肉镉的含量大小排序为：底层鱼类(均值：0.288 7 mg·kg-1, 范围：0.001 5~9.5 mg·kg-1) > 中下层鱼类(均值：0.271 6 mg·kg-1, 范围：0.000 05~3.6 mg·kg-1) > 中上层鱼类(均值：0.176 1 mg·kg-1, 范围：0.000 05~1.3 mg·kg-1).这与不同深度的鱼类所处的水环境有关, 其中底层鱼类更易接触含镉沉积物, 因而肌肉平均镉含量高于中下层鱼类和中上层鱼类.

横坐标时间为日期(年-月) 图 5 不同时期鱼类镉含量分布, 不同时期不同食性鱼类镉含量分布和不同时期不同水层鱼类镉含量分布 Fig. 5 Cadmium concentration of the fish species, different tissues of fish with different feeding habits, and different tissues of fish with different living water layers in different stages

由图 5(a)可知, 污染事件发生后到2012年7月这段时期, 鱼类肌肉中镉含量比较高. 2012年2月、2012年3月和2012年7月采集到的鱼类肌肉中镉平均含量分别为0.427 2、0.495 0和0.478 7 mg·kg-1, 前3次鱼类肌肉中镉含量均显著高于后3次的调查结果(P＜0.05).这表明广西龙江镉污染对鱼类镉含量的累积有显著影响, 但并未随着时间延长出现持续累积放大现象.草食性、肉食性、杂食性鱼类肌肉在前3次调查中镉平均含量分别为0.289 5、0.261 0和0.523 8 mg·kg-1, 均显著高于后3次的调查结果(P＜0.05).杂食性鱼类受广西龙江镉污染事件影响较大, 草食性次之, 肉食性相对较小.这表明镉在食物链各级均有积累, 营养级不同重金属的蓄积能力不同, 但鱼类肌肉对镉的蓄积水平并没有随食物链等级的增加而放大.

2.5 鱼类镉富集特征

由图 6可知, 不同食性鱼类肌肉中镉平均富集系数BAF从大到小依次为杂食性、肉食性和草食性, 分别为5.15、6.33和8.32, 且杂食性鱼类肌肉对镉的富集系数显著高于肉食性和草食性(P＜0.05).这说明杂食性鱼类受广西龙江镉污染事件影响较大, 肉食性鱼类次之, 草食性鱼类最小.不同生活水层鱼类肌肉中镉平均富集系数大小排序为：底层鱼类(8.18) > 中下层鱼类(7.70) > 中上层鱼类(4.99).其中, 底层和中下层鱼类肌肉对镉的富集系数均显著高于中上层鱼类的(P＜0.05).这表明受广西龙江镉污染事件影响最大的为底层鱼类, 其次为中下层鱼类, 最小的为中上层鱼类, 相应地肉食性和杂食性鱼类重金属含量均较高, 而草食性鱼类重金属含量水平较低.这可能与食物链中处于高营养级的生物富集能力要强于低营养级的生物, 而肉食性和杂食性鱼类在食物链中处于较高的营养级有关. Ahmad等[15]、Chi等[23]和盛蒂等[24]进一步证实了其它肉食性和杂食性鱼类肌肉对重金属的富集水平要高于草食性鱼类.同样, 这与不同食性鱼类所处的环境密切相关, 草食性鱼类多在水体中上层活动, 而肉食性鱼类和杂食性鱼类多栖息于水体中下层, 大量的重金属可能通过迁移转换储藏在沉于水体沉积物中, 而肉食性和杂食性鱼类摄食过程中可能吞食大量被含重金属镉的沉积物, 从而导致肉食性和杂食性鱼类体内对重金属镉的富集程度较高[4, 25, 26].而本研究结果显示杂食性鱼类对镉的富集系数高于肉食性的, 这与突发镉污染事件后, 施加PAC絮凝剂促使水体镉定向地转化为沉积物镉, 使镉污染风险发生转移有关.

图 6 鱼类镉的富集系数 Fig. 6 Bioaccumulation factors of Cd in fish

3 讨论

龙江广西境内淡水鱼类290种, 隶属于144属37科15目, 其中柳江鱼类170种, 隶属93属23科11目[27].这些鱼类中, 骨鳔类(Ostariophsi)计136种, 占全部的84%, 构成了柳江鱼类的主体.龙江沿河两岸的厂矿企业生产废水和居民生活污水大部分未经处理便直接排入河中, 导致龙江水体受到较大污染, 鱼类等生物资源逐年变少[28], 流域上中下游用水矛盾日益突出, 生态环境脆弱. 2012年突发事件发生后导致大量的镉排入龙江后, 大面积的水体污染出现, 造成严重的生态破坏, 其中对鱼类的影响是最为严重的.前3次调查中鱼类各组织器官比后3次中具有更高的镉含量, 这表明龙江突发镉污染事件对龙江鱼类的影响持续了一段时间.同样, 龙江中各河段镉含量大小依次为：重污染河段(S3~S7)≫中低污染河段(S8~S12)＞受影响河段(S13~S17)＞可能受影响河段(S18~S20)＞背景河段(S1与S2).这结果进一步表明, 不同河段对鱼类的富集累积效果不同, 主要与不同河段污染程度不同有关.

上述结果表明, 草食性、肉食性和杂食性鱼类不同组织器官镉的含量大小依次为肾 > 肝 > 肠 > 鳃 > 卵 > 鳞≈肌肉.同样地, 有其他研究同样表明污染水体中鱼类的肾、肝对镉的累积量高于其他器官, 这可能与不同组织或器官对重金属的亲和性和鱼内组织或器官代谢能力不同等有关. Atobatele等[29]研究尼日利亚艾坝水库中的鱼类的器官对镉、汞、铅的累积也发现了相似的现象, 镉在各器官中的含量大小依次为肾 > 肝 > 腮≥肠≥肌肉.鱼类肌肉部分是人类可食部分, 对人类健康极其重要, 草食性, 肉食性和杂食性鱼类肌肉镉含量分别为0.181 9、0.223 3和0.293 5 mg·kg-1.不同食性的鱼类肌肉对镉的累积能力不一, 这与3种类型的鱼类所处的营养级不同有关.本研究结果表明, 根据不同水层鱼类划分, 不同组织器官对镉的吸收累积效果从大到小依次为：底层鱼类 > 中下层鱼类 > 中上层鱼类.镉污染突发事件发生后, 添加聚合氯化铝(PAC)等以及河底沉积物对镉的吸收和共沉淀导致沉积物截留更多的重金属镉.而在本研究中, 底层和中下层鱼类更易生活接触河底沉积物, 因而底层和中下层鱼类相比中上层具有更高的镉含量.其中3种类型鱼类肌肉镉含量同样呈一致性, 即底层鱼类(均值：0.288 7 mg·kg-1) > 中下层鱼类(均值：0.271 6 mg·kg-1) > 中上层鱼类(均值：0.176 1 mg·kg-1).此外, 污染事件发生后到2012年7月这段时期鱼类肌肉中镉含量均显著比2012年12月、2013年8月和2013年12月所采集到的鱼类肌肉中镉平均含量高, 这表明突发镉污染事件后鱼类肌肉富集累积镉, 对人类健康造成潜在的威胁.

本研究同样表明不同食性鱼类肌肉中镉平均富集系数BAF从大到小依次为杂食性, 肉食性和草食性.鱼类肌肉对重金属的累积与具体的鱼种有关[11], 但总体而言, BAF的大小顺序与重金属沿食物链传递放大相一致.鱼类生活在水域环境中的重金属污染状况直接影响着鱼体重金属的含量水平以及河底沉积物同样影响着栖息于底层甚至中下层鱼类[30].此外, 不同鱼类对镉的吸收累积能力不同, 与不同组织器官对重金属镉的亲和力和代谢能力不同相关.这也是导致不同组织器官尤其是鱼类肌肉对镉的富集累积具有显著性差异的原因.

4 结论

(1) 草食性、杂食性和肉食性鱼类不同组织镉的含量水平高低顺序均基本呈现一致性, 依次为：肾 > 肝 > 肠 > 鳃 > 卵 > 鳞 > 肌肉, 其中肾组织镉的含量显著高于其他组织(P＜0.05);不同食性鱼类组织器官镉的含量大小排序为：杂食性 > 肉食性 > 草食性.镉在食物链各营养级均有积累, 营养级不同重金属的蓄积能力不同.

(2) 污染事件发生后的2012年2月至2012年7月之间3次调查中鱼类肌肉中镉平均含量(0.467 0 mg·kg-1)显著高于2012年12月、2013年8月以及2013年12月的后3次调查的结果, 表明广西龙江镉污染事件对鱼类镉含量的累积有显著影响; 不同生活水层鱼类在不同组织器官镉的含量大小依次为：底层鱼类 > 中下层鱼类 > 中上层鱼类.受广西龙江镉污染事件影响较大主要为底层鱼类, 中上层和中下层相差不大.

(3) 不同食性鱼类肌肉中镉平均富集系数从大到小依次为杂食性, 肉食性和草食性; 在不同水层生活的鱼类的肌肉中镉平均富集系数从大到小依次为底层鱼类, 中下层鱼类和中上层鱼类.

参考文献
[1] Duodu G O, Goonetilleke A, Ayoko G A. Comparison of pollution indices for the assessment of heavy metal in Brisbane River sediment[J]. Environmental Pollution, 2016, 219: 1077-1091. DOI:10.1016/j.envpol.2016.09.008
[2] Zhao X M, Yao L A, Ma Q L, et al. Distribution and ecological risk assessment of cadmium in water and sediment in Longjiang River, China:implication on water quality management after pollution accident[J]. Chemosphere, 2018, 194: 107-116. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.11.127
[3] Komjarova I, Bury N R. Evidence of common cadmium and copper uptake routes in zebrafish Danio rerio[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(21): 12946-12951.
[4] Weber P, Behr E R, De Lellis Knorr C, et al. Metals in the water, sediment, and tissues of two fish species from different trophic levels in a subtropical Brazilian river[J]. Microchemical Journal, 2013, 106: 61-66. DOI:10.1016/j.microc.2012.05.004
[5] 谢文平, 朱新平, 郑光明, 等. 广东罗非鱼养殖区水体和鱼体中重金属、HCHs、DDTs含量及风险评价[J]. 环境科学, 2014, 35(12): 4663-4670.
Xie W P, Zhu X P, Zheng G M, et al. Residues and health risk assessment of HCHs, DDTs and heavy metals in water and Tilapias from fish ponds of Guangdong[J]. Environmental Science, 2014, 35(12): 4663-4670.
[6] Yılmaz F, Özdemir N, Demirak A, et al. Heavy metal levels in two fish species Leuciscus cephalus and Lepomis gibbosus[J]. Food Chemistry, 2007, 100(2): 830-835. DOI:10.1016/j.foodchem.2005.09.020
[7] Zhao S, Feng C H, Quan W M, et al. Role of living environments in the accumulation characteristics of heavy metals in fishes and crabs in the Yangtze River Estuary, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2012, 64(6): 1163-1171. DOI:10.1016/j.marpolbul.2012.03.023
[8] Wei Y H, Zhang J Y, Zhang D W, et al. Metal concentrations in various fish organs of different fish species from Poyang Lake, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 104: 182-188. DOI:10.1016/j.ecoenv.2014.03.001
[9] Yi Y J, Tang C H, Yi T C, et al. Health risk assessment of heavy metals in fish and accumulation patterns in food web in the upper Yangtze River, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 145: 295-302. DOI:10.1016/j.ecoenv.2017.07.022
[10] Zeng J, Yang L Y, Wang X, et al. Metal accumulation in fish from different zones of a large, shallow freshwater lake[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 86: 116-124. DOI:10.1016/j.ecoenv.2012.09.003
[11] Rajeshkumar S, Li X Y. Bioaccumulation of heavy metals in fish species from the Meiliang Bay, Taihu Lake, China[J]. Toxicology Reports, 2018, 5: 288-295. DOI:10.1016/j.toxrep.2018.01.007
[12] 田林锋, 胡继伟, 罗桂林, 等. 贵州百花湖鱼体器官及肌肉组织中重金属的分布特征及其与水体重金属污染水平的相关性[J]. 水产学报, 2012, 36(5): 714-722.
Tian L F, Hu J W, Luo G L, et al. Heavy metals in muscle tissues and organs of fish species from Lake Baihua[J]. Journal of Fisheries of China, 2012, 36(5): 714-722.
[13] Sinha A K, Kumar V, Makkar H P S, et al. Non-starch polysaccharides and their role in fish nutrition-a review[J]. Food Chemistry, 2011, 127(4): 1409-1426. DOI:10.1016/j.foodchem.2011.02.042
[14] Kaneko J J, Ralston N V C. Selenium and mercury in pelagic fish in the central north pacific near Hawaii[J]. Biological Trace Element Research, 2007, 119(3): 242-254. DOI:10.1007/s12011-007-8004-8
[15] Ahmad M K, Islam S, Rahman S, et al. Heavy metals in water, sediment and some fishes of Buriganga river, Bangladesh[J]. International Journal of Environmental Research, 2010, 4(2): 321-332.
[16] 刘潇威, 何英, 赵玉杰, 等. 农产品中重金属风险评估的研究与进展[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(1): 15-18.
Liu X W, He Y, Zhao Y J, et al. Risk assessments for heavy metals in agri-foods[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(1): 15-18. DOI:10.3321/j.issn:1672-2043.2007.01.003
[17] 刘阳, 陈曦, 覃剑晖. 镉对食蚊鱼(Gambusia affinis)的急性毒性效应[J]. 安全与环境学报, 2015, 15(3): 362-366.
Liu Y, Chen X, Qin J H. Acute toxicity effects of cadmium on Gambusia affinis[J]. Journal of Safety and Environment, 2015, 15(3): 362-366.
[18] Dorts J, Kestemont P, Dieu M, et al. Proteomic response to sublethal cadmium exposure in a sentinel fish species, Cottus gobio[J]. Journal of Proteome Research, 2011, 10(2): 470-478. DOI:10.1021/pr100650z
[19] Qiu Y W, Lin D, Liu J Q, et al. Bioaccumulation of trace metals in farmed fish from South China and potential risk assessment[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2011, 74(3): 284-293. DOI:10.1016/j.ecoenv.2010.10.008
[20] 刘芳芳, 李忠海, 付湘晋, 等. 东洞庭湖网箱养殖鲤鱼生长期内重金属的富集特征[J]. 环境科学研究, 2013, 26(2): 166-172.
Liu F F, Li Z H, Fu X J, et al. Enrichment of heavy metals in growth period of cage cultured carp (Cyprinus carpio) from the east Dongting lake[J]. Research of Environmental Sciences, 2013, 26(2): 166-172.
[21] 孙笑川, 王德良, 王元兰, 等. Cd、Pb在东洞庭湖乌鳢、鳜鱼中的蓄积水平研究[J]. 山东大学学报(理学版), 2016, 51(7): 137-142.
Sun X C, Wang D L, Wang Y L, et al. Research into the accumulative levels about Cd, Pb in Channa argus and Siniperca chuatsi from the East Dongting lake[J]. Journal of Shandong University (Natural Science), 2016, 51(7): 137-142.
[22] 邢艳帅, 朱桂芬. 重金属对水生生物的生态毒理效应及生物耐受机制研究进展[J]. 生态毒理学报, 2017, 12(3): 13-26.
Xing Y S, Zhu G F. Advances on ecotoxicological effects of heavy metals to aquatic organisms and the tolerance mechanisms of aquatic organisms[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 13-26.
[23] Chi Q Q, Zhu G W, Langdon A. Bioaccumulation of heavy metals in fishes from Taihu Lake, China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2007, 19(12): 1500-1504. DOI:10.1016/S1001-0742(07)60244-7
[24] 盛蒂, 朱兰保. 蚌埠市场食用鱼重金属含量及安全性评价[J]. 食品工业科技, 2014, 35(22): 49-52, 56.
Sheng D, Zhu L B. Heavy metal content and safety evaluation of fish in Bengbu market[J]. Science and Technology of Food Industry, 2014, 35(22): 49-52, 56.
[25] Wagner A, Boman J. Biomonitoring of trace elements in muscle and liver tissue of freshwater fish[J]. Spectrochimica Acta Part B:Atomic Spectroscopy, 2003, 58(12): 2215-2226. DOI:10.1016/j.sab.2003.05.003
[26] Rejomon G, Nair M, Joseph T. Trace metal dynamics in fishes from the southwest coast of India[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2010, 167(1-4): 243-255. DOI:10.1007/s10661-009-1046-y
[27] 广西壮族自治区水产研究所, 中国科学院动物研究所. 广西淡水鱼类志[M]. 第二版. 南宁: 广西人民出版社, 1981.
[28] 陆尚旭. 河池地区江河水质污染现状评价及防治对策[J]. 水资源保护, 2004, 20(2): 41-43.
Lu S X. Evaluation of current situation of water pollution in rivers in Hechi area and measures for pollution remediation[J]. Water Resources Protection, 2004, 20(2): 41-43. DOI:10.3969/j.issn.1004-6933.2004.02.013
[29] Atobatele O E, Olutona G O. Distribution of three non-essential trace metals (Cadmium, Mercury and Lead) in the organs of fish from Aiba Reservoir, Iwo, Nigeria[J]. Toxicology Reports, 2015, 2: 896-903. DOI:10.1016/j.toxrep.2015.06.003
[30] Liang P, Wu S C, Zhang J, et al. The effects of mariculture on heavy metal distribution in sediments and cultured fish around the Pearl River Delta region, south China[J]. Chemosphere, 2016, 148: 171-177. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.10.110