銅和鎘對(duì)珠江天然仔魚和幼魚的毒性效應(yīng)及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

曾艷藝，賴子尼，楊婉玲，高原，李躍飛，龐世勛

中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院珠江水產(chǎn)研究所，廣州，510380

銅和鎘對(duì)珠江天然仔魚和幼魚的毒性效應(yīng)及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

曾艷藝，賴子尼*，楊婉玲，高原，李躍飛，龐世勛

中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院珠江水產(chǎn)研究所，廣州，510380

以靜水實(shí)驗(yàn)法探討珠江流域主要金屬污染物銅和鎘對(duì)當(dāng)?shù)靥烊蛔恤~和幼魚的急性毒性效應(yīng)。結(jié)果顯示，銅對(duì)西江赤眼鱒和鲴仔魚(48 h)和廣東魴幼魚(96 h)的LC50分別為0.066、0.055和0.10 mg·L-1，對(duì)應(yīng)的安全濃度分別為0.006、0.010和0.010 mg·L-1；鎘對(duì)赤眼鱒和鲴仔魚(48 h)以及廣東魴幼魚(96 h)的LC50分別為1.29、0.83和3.20 mg·L-1，對(duì)應(yīng)的安全濃度分別為0.163、0.077和0.320 mg·L-1。其中，銅對(duì)上述受試魚的安全濃度低于或接近我國(guó)《漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》及《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅱ類水對(duì)銅的規(guī)定，而鎘對(duì)這些受試魚的安全濃度則高于相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)對(duì)鎘的規(guī)定。研究結(jié)果表明，珠江流域銅污染可能會(huì)對(duì)當(dāng)?shù)靥烊蛔恤~、幼魚群體的補(bǔ)充構(gòu)成一定程度的威脅，但鎘污染暫不會(huì)對(duì)該區(qū)域主要魚類早期群體補(bǔ)充帶來(lái)嚴(yán)重的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

銅；鎘；廣東魴；赤眼鱒；鲴；LC50；安全濃度

西江是珠江的最主要干流，自廣西梧州、桂平至廣東封開(kāi)、德慶等江段一帶形成規(guī)模大小不一的魚類產(chǎn)卵場(chǎng)，其中包括廣東魴國(guó)家級(jí)水產(chǎn)種質(zhì)資源保護(hù)區(qū)及廣東魴產(chǎn)卵場(chǎng)。在西江上游繁殖產(chǎn)生的魚卵、仔魚等魚類早期資源群體隨水流進(jìn)入珠三角河網(wǎng)，并在河網(wǎng)及河口水域育肥生長(zhǎng)到幼魚、成魚階段，循環(huán)補(bǔ)充當(dāng)?shù)佤~類資源群體。其中，鲴類、赤眼鱒和廣東魴是珠江尤其是西江中下游江段的主要魚類早期資源組成，占據(jù)年魚苗總量的70%以上[1]。但自80年代以來(lái)，珠江魚類資源急劇下降[2]，除航道建設(shè)、采砂、水壩等工程項(xiàng)目破壞魚類固有的棲息地及阻斷洄游通道外，水環(huán)境污染可能也是重要的原因[3]。作者所在的珠江流域漁業(yè)生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)中心長(zhǎng)期跟蹤監(jiān)測(cè)西江中下游及珠三角河網(wǎng)水環(huán)境狀況發(fā)現(xiàn)，銅和鎘是該水域主要重金屬污染物。但尚未見(jiàn)這些特征污染物對(duì)當(dāng)?shù)佤~類資源，尤其是仔魚、幼魚等敏感階段資源群體影響的研究報(bào)道。此外，現(xiàn)有的漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)一直沿用的是1989年頒布的GB11607-1989標(biāo)準(zhǔn)[4]，該標(biāo)準(zhǔn)是否足以保護(hù)現(xiàn)有的魚類資源值得重新探討。本研究以珠江肇慶江段采集的仔魚及馴化養(yǎng)殖60 d以上的幼魚為實(shí)驗(yàn)對(duì)象，探討銅和鎘對(duì)這些天然魚類仔魚、幼魚時(shí)期的毒性效應(yīng)及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 重金屬溶液的配制

藥品CuSO4·5H2O和CdCl2·2.5H2O均為分析純。先以去離子水配制貯備液，銅和鎘的貯備液濃度(均為離子質(zhì)量濃度，下同)分別是5 g·L-1和50 g·L-1。實(shí)驗(yàn)時(shí)以預(yù)先經(jīng)過(guò)曝氣24 h的自來(lái)水配成所需的實(shí)驗(yàn)濃度。

1.2 受試生物的準(zhǔn)備

天然仔魚利用定置漂流性魚卵、仔魚定量采集網(wǎng)于2012年4月底、5月初自西江肇慶江段采集，帶回實(shí)驗(yàn)室馴化暫養(yǎng)24 h后分別挑出3種優(yōu)勢(shì)鯉科魚種類赤眼鱒(Spualiobarbus curriculus)、鲴(Xenocypris sp.)、廣東魴(Megalobrama terminalis)仔魚單獨(dú)分于不同魚缸充氣馴養(yǎng)以備實(shí)驗(yàn)。由于對(duì)仔魚的挑出、分離的工作量大，綜合分析后將挑出的赤眼鱒和鲴投喂熟蛋黃粉暫養(yǎng)2 d后作為仔魚的急性毒性的實(shí)驗(yàn)對(duì)象，而廣東魴前期投喂熟蛋黃粉(實(shí)驗(yàn)室自備，將購(gòu)自超市的生態(tài)土雞蛋煮熟剝?nèi)〉包S后用單層紗布包裹浸泡入養(yǎng)殖水中，輕輕揉捏兩下，蛋黃粉逐漸分散)、后期投喂鰻魚飼料(“大昌”牌，并根據(jù)魚體大小研磨成適口小顆粒)馴養(yǎng)60 d后作為幼魚的急性毒性的實(shí)驗(yàn)對(duì)象。為避免投喂重金屬超標(biāo)的餌料對(duì)實(shí)驗(yàn)對(duì)象產(chǎn)生影響，餌料備用前都做了重金屬殘留的檢測(cè)分析，并符合相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)要求方使用。受試生物在實(shí)驗(yàn)前1 d 停止喂食，但仍保持充氣，馴養(yǎng)期間受試生物的死亡率<10%。急性毒性試驗(yàn)期間，兩種仔魚體長(zhǎng)為1.2 ± 0.1 cm；幼魚體長(zhǎng)3.7 ± 0.2 cm, 體重1.05 ± 0.10 g。

1.3 實(shí)驗(yàn)步驟

1.3.1 仔魚急性毒性實(shí)驗(yàn)

實(shí)驗(yàn)容器為1 L燒杯，實(shí)驗(yàn)前經(jīng)泡酸后用自來(lái)水沖洗干凈使用，實(shí)驗(yàn)水體1 L。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果對(duì)不同的實(shí)驗(yàn)對(duì)象設(shè)置不同實(shí)驗(yàn)梯度。對(duì)赤眼鱒，銅的實(shí)驗(yàn)梯度為0.01、0.05、0.10、0.50和1.0 mg·L-1；鎘的實(shí)驗(yàn)梯度為0.5、1.0、2.0、4.0和8.0 mg·L-1。對(duì)鲴，銅的實(shí)驗(yàn)梯度為0.005、0.01、0.02、0.04和0.08 mg·L-1；鎘的實(shí)驗(yàn)梯度為0.2、0.4、0.8、1.6和3.2 mg·L-1。經(jīng)曝氣的自來(lái)水為對(duì)照組。各實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組分別設(shè)三個(gè)平行。各梯度組溶液配置好后，利用自制的小型水生動(dòng)物捕獲簡(jiǎn)易裝置收集受試生物到燒杯中以備快速分配到各實(shí)驗(yàn)容器中，其中每個(gè)燒杯放入約40尾游泳活躍的個(gè)體。實(shí)驗(yàn)期間，水溫為25.0 ± 0.5 ℃，pH為7.50 ± 0.30，水質(zhì)硬度為60.0 ± 2.0 mg CaCO3·L-1。實(shí)驗(yàn)期間不擾動(dòng)。每隔6 h挑出死亡個(gè)體，統(tǒng)計(jì)死亡個(gè)體數(shù)。考慮到仔魚空腹實(shí)驗(yàn)時(shí)間過(guò)長(zhǎng)產(chǎn)生的實(shí)驗(yàn)誤差，只觀察記錄48 h，分別統(tǒng)計(jì)24 h和48 h后的死亡率。在實(shí)驗(yàn)開(kāi)始及結(jié)束利用原子吸收光譜儀(北京瑞利WFX-120A)分別檢測(cè)試驗(yàn)水體的相應(yīng)金屬濃度。

1.3.2 幼魚急性毒性實(shí)驗(yàn)

實(shí)驗(yàn)容器為5 L 燒杯，實(shí)驗(yàn)水體為4 L。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果，銅對(duì)廣東魴幼魚的實(shí)驗(yàn)濃度梯度設(shè)為0.02、0.08、0.32、1.28和5.12 mg·L-1；Cd的實(shí)驗(yàn)濃度梯度設(shè)為0.5、2.0、8.0、32.0和128.0 mg·L-1。經(jīng)曝氣的自來(lái)水為對(duì)照組。各實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組分別設(shè)3個(gè)平行。各梯度組溶液配置好后，用撈網(wǎng)撈取大小規(guī)格一致的幼魚個(gè)體20尾放入各實(shí)驗(yàn)容器中。實(shí)驗(yàn)期間，水溫為26.0 ± 0.5 ℃，pH為7.50 ± 0.30，水質(zhì)硬度為63.5 ± 2.0 mg CaCO3·L-1。實(shí)驗(yàn)期間不擾動(dòng)，為避免死亡個(gè)體影響水質(zhì)，實(shí)驗(yàn)第一天每隔3 h觀察記錄并撈出死亡個(gè)體，統(tǒng)計(jì)死亡個(gè)體數(shù)，第二天后每隔6 h 觀察記錄并撈出死亡個(gè)體。連續(xù)觀察記錄96 h，分別統(tǒng)計(jì)24、48、72 和96 h后的死亡率。在實(shí)驗(yàn)開(kāi)始及結(jié)束分別檢測(cè)試驗(yàn)水體的相應(yīng)金屬濃度。

1.4 數(shù)據(jù)處理

2 結(jié)果(Results)

2.1 銅和鎘對(duì)西江天然仔、幼魚的急性毒性死亡率

實(shí)驗(yàn)開(kāi)始及結(jié)束時(shí)各金屬濃度梯度組與所設(shè)濃度偏差不大于10%，此外，上述3種魚實(shí)驗(yàn)時(shí)空白對(duì)照組的銅濃度平均值分別為0.0008 mg·L-1，0.0008 mg·L-1以及0.0014 mg·L-1；鎘濃度平均值分別為0.0012 mg·L-1，0.0015 mg·L-1以及0.0022 mg·L-1。毒性實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，赤眼鱒仔魚、鲴仔魚和廣東魴幼魚的對(duì)照組平均死亡率分別小于8%、6%和5%。各濃度組的死亡率均經(jīng)過(guò)Abbott公式校正[9]，即校正死亡率(%)=[(測(cè)試死亡率(%)-對(duì)照死亡率(%))/(100-對(duì)照死亡率(%))]×100。

赤眼鱒仔魚在銅、鎘不同濃度下暴露24 h、48 h的死亡率如圖1所示。在銅濃度低于0.50 mg·L-1或鎘濃度低于4.0 mg·L-1時(shí)，赤眼鱒仔魚的死亡率隨著銅、鎘濃度的增加而增加，且銅、鎘對(duì)赤眼鱒的毒性效應(yīng)隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)而增強(qiáng)。

鲴仔魚在銅、鎘不同濃度下暴露24 h、48 h的死亡率如圖2所示。在銅濃度低于0.08 mg·L-1或鎘濃度低于3.2 mg·L-1時(shí)，鲴的死亡率隨著銅、鎘濃度的增加而增加。且銅、鎘對(duì)鲴的毒性效應(yīng)亦隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)而增強(qiáng)。

圖1 赤眼鱒仔魚在銅、鎘不同濃度暴露24 h、48 h后的死亡率Fig. 1 Mortality of Spualiobarbus Curriculus larvae exposed to different concentrations of Cu and Cd for 24 h and 48 h

圖2 鲴仔魚在銅、鎘不同濃度暴露24 h、48 h后的死亡率Fig. 2 Mortality of Xenocypris sp. larvae exposed to different concentrations of Cu and Cd for 24 h and 48 h

廣東魴幼魚在銅、鎘不同濃度下暴露24 h、48 h、72 h和96 h的死亡率如圖3所示。在銅濃度低于1.28 mg·L-1或鎘濃度低于8.0 mg·L-1時(shí)，廣東魴的死亡率隨著銅、鎘濃度的增加而增加，與赤眼鱒和鲴仔魚相似，銅、鎘對(duì)廣東魴幼魚的毒性效應(yīng)亦隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)而增強(qiáng)。

2.2 銅和鎘對(duì)西江天然仔、幼魚的LC50及安全濃度

銅、鎘對(duì)珠江天然赤眼鱒和鲴仔魚以及廣東魴幼魚的LC50及其95%置信區(qū)間范圍、安全濃度如表1所示。銅對(duì)受試的3種天然魚類早期發(fā)育階段的半致死濃度比鎘的低一個(gè)數(shù)量級(jí)以上，表明銅對(duì)這3種天然仔魚和幼魚的毒性強(qiáng)于鎘。隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)，尤其是對(duì)幼魚的實(shí)驗(yàn)結(jié)果可見(jiàn)，其LC50變化趨勢(shì)減小。由LC50計(jì)算得出銅對(duì)以上3種受試魚的安全濃度分別為0.006、0.010、0.010 mg·L-1，而鎘的安全濃度分別為0.163、0.077、0.320 mg·L-1，顯然鎘的安全濃度在不同種類及發(fā)育階段的變異系數(shù)大于銅。

圖3 廣東魴幼魚在銅和鎘不同濃度下暴露24、48、72和96 h后的死亡率Fig. 3 Mortality of Megalobrama terminalis juveniles exposed to different concentrations of Cu and Cd for 24, 48, 72 and 96 h

表1 銅、鎘對(duì)珠江天然仔魚、幼魚的LC50、安全濃度及水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)Table 1 The LC50 and safety concentration for Cu and Cd to natural fish larvae from the Pearl River and their comparison with the limit value of relative elements of the water criteria

3 討論(Discussion)

3.1 珠江天然仔、幼魚對(duì)銅、鎘的敏感性

重金屬對(duì)魚類早期發(fā)育階段的毒性效應(yīng)受到多種因素的影響，包括魚類種類、發(fā)育生長(zhǎng)階段等生物自身因素，以及溫度、水質(zhì)硬度、pH值、溶解氧、溶解有機(jī)質(zhì)等環(huán)境因素[6]。本研究結(jié)果表明，相同環(huán)境條件下，同一發(fā)育階段的仔、幼魚群體對(duì)銅和鎘的毒性均隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)而增強(qiáng)。這與以往對(duì)其他水生試驗(yàn)生物的研究結(jié)果一致[5,11-12]。但在一定濃度范圍內(nèi)，隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)，其毒性增加趨勢(shì)減小，可能與受試生物對(duì)毒性物質(zhì)產(chǎn)生耐受性有關(guān)。

半致死濃度LC50是指示受試生物對(duì)毒性物質(zhì)敏感性的指標(biāo)，其值越小，則受試生物對(duì)該物質(zhì)越敏感，即物質(zhì)對(duì)該生物的毒性越強(qiáng)。不同魚類仔、幼魚階段對(duì)銅的耐受性在種間差異極大。與其他淡水魚類早期發(fā)育階段比較，本研究中銅對(duì)赤眼鱒和鲴仔魚24 h 或48 h LC50低于大銀魚[13]、唐魚[14]、鮈鯽[15]、錦鯉[16]、鳙[17]等仔魚，但略高于臺(tái)灣石賓(Acrosscheilus paradoxus)[18]，而銅對(duì)廣東魴幼魚的24 h、48 h和96 h LC50亦低于中華鳑鲏[19]、孔雀魚[8]、臺(tái)灣鏟頭魚[20]等幼魚, 略高于臺(tái)灣馬口魚幼魚[20]。從本研究的兩種仔魚和一種幼魚結(jié)果可見(jiàn)，西江這幾種天然魚類早期資源對(duì)銅的敏感性強(qiáng)，在現(xiàn)有研究報(bào)道中屬于最為敏感的幾個(gè)種類之一(圖4)。

鎘對(duì)赤眼鱒和鲴仔魚24 h或48 h LC50低于唐魚[14]、鮈鯽[15]、錦鯉[16]、鳙[17]等仔魚，但略高于大銀魚[13]，而鎘對(duì)廣東魴幼魚24 h、48 h或96 h LC50亦低于中華鳑鲏[19]、臺(tái)灣鏟頭魚[20]、斑馬魚和孔雀魚[8]等幼魚, 但要高于劍尾魚[21]、臺(tái)灣馬口魚[20]等幼魚。與其他淡水魚類相似發(fā)育階段比較，西江赤眼鱒和鲴仔魚對(duì)鎘的敏感性極強(qiáng)，但以廣東魴為代表的西江幼魚對(duì)鎘的耐受性較高，在現(xiàn)有研究結(jié)果中耐受性居中，如圖4所示。

3.2 珠江流域銅、鎘污染對(duì)天然魚類早期資源的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

毒性物質(zhì)對(duì)魚類的毒性強(qiáng)度可根據(jù)魚類出現(xiàn)急性中毒效應(yīng)的96 h LC50(mg·L-1)值劃分為4個(gè)等級(jí)：<0.1為劇毒，0.1～1.0為高毒，1～10為中毒，而>10則為低毒[22]。本研究中銅對(duì)赤眼鱒和鲴仔魚的48 h LC50均小于0.1 mg·L-1，對(duì)廣東魴幼魚的96 h LC50值為0.1 mg·L-1，可見(jiàn)，銅對(duì)西江主要仔魚群體是劇毒的。而鎘對(duì)赤眼鱒和鲴仔魚的48 h LC50在1.0 mg·L-1左右，對(duì)廣東魴幼魚的96 h LC50值為3.2 mg·L-1，可見(jiàn)，鎘對(duì)西江主要魚苗群體呈現(xiàn)中毒～高毒毒性。

目前，國(guó)際上對(duì)由毒理實(shí)驗(yàn)結(jié)果推算安全濃度的方法難以統(tǒng)一。最廣泛使用的是由美國(guó)EPA推薦的方法，即通過(guò)少量生物種群毒理試驗(yàn)數(shù)據(jù)LC50、EC50等乘以安全系數(shù)(應(yīng)用系數(shù)或急慢性比率)獲得。

圖4 銅和鎘對(duì)珠江天然魚類與其他區(qū)域淡水魚類早期發(fā)育階段LC50的箱式圖注：★為本研究值，仔魚以西江赤眼鱒、鲴LC50平均值表示，幼魚以廣東魴LC50值表示Fig. 4 Box diagram for LC50 of Cu and Cd to natural fish larvae and juveniles from the Pearl River and other areaNote: ★ indicates the results in this study; in which the LC50 for larvae is the average LC50 of Spualiobarbus curriculus and Xenocypris sp and the LC50 for juvenile is the LC50 of Megalobrama terminalis

我國(guó)《漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》適用于魚、蝦類的產(chǎn)卵場(chǎng)、索餌場(chǎng)、越冬場(chǎng)、洄游通道和水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)等海、淡水的漁業(yè)水域；而《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》依據(jù)水環(huán)境功能劃分I類水質(zhì)對(duì)應(yīng)的水體為集中式生活飲用水地表水源地一級(jí)保護(hù)區(qū)、珍稀水生生物棲息地、魚蝦類產(chǎn)卵場(chǎng)、仔稚幼魚的索餌場(chǎng)等。本研究中銅對(duì)西江占優(yōu)勢(shì)的幾種天然魚類早期資源的安全濃度低于或接近我國(guó)現(xiàn)有的《漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》[4]，且低于《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[10]Ⅱ類對(duì)銅的規(guī)定一個(gè)數(shù)量級(jí)以上。從該角度看，現(xiàn)有的相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，尤其是《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》對(duì)銅的規(guī)定在保護(hù)西江現(xiàn)有優(yōu)勢(shì)魚類早期資源群體上存在風(fēng)險(xiǎn)，這與其他研究中提出的國(guó)家《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》對(duì)銅的要求偏低一致[18]。而本研究中鎘對(duì)西江占優(yōu)勢(shì)的幾種天然魚類早期資源的安全濃度遠(yuǎn)高于相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)對(duì)鎘的規(guī)定值，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較低。

根據(jù)作者所在研究團(tuán)隊(duì)在當(dāng)年魚類產(chǎn)卵季節(jié)(4月-6月)對(duì)西江廣東魴產(chǎn)卵場(chǎng)、珠三角河網(wǎng)及珠江口等水域的監(jiān)測(cè)結(jié)果(見(jiàn)《2012年珠江河口江海魚類洄游通道生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)報(bào)告》和《2012年西江廣東段廣東魴產(chǎn)卵場(chǎng)生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)報(bào)告》,該兩份報(bào)告未允許公開(kāi)發(fā)表)，其中水體銅的濃度范圍在0.002～0.021 mg·L-1之間，部分水域銅含量超出本研究中銅對(duì)西江早期魚類資源的安全濃度，該區(qū)域銅的污染可能會(huì)對(duì)該流域魚類早期資源群體的補(bǔ)充構(gòu)成威脅；而鎘的濃度范圍在0.001～0.003 mg·L-1，低于本研究中鎘對(duì)當(dāng)?shù)靥烊蛔恤~、幼魚的安全濃度值，初步評(píng)價(jià)該區(qū)域鎘污染暫不會(huì)對(duì)當(dāng)?shù)刂饕~類早期資源群體帶來(lái)嚴(yán)重的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。由于室內(nèi)實(shí)驗(yàn)與現(xiàn)場(chǎng)水質(zhì)指標(biāo)差異較大，由室內(nèi)實(shí)驗(yàn)結(jié)果推導(dǎo)的安全濃度可能與現(xiàn)場(chǎng)的結(jié)果存在一定的差距，這是許多室內(nèi)研究普遍存在的問(wèn)題[27]。本研究可為相關(guān)的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)及毒理學(xué)研究提供基礎(chǔ)依據(jù)。

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ToxicitiesandPotentialEcologicalEffectsofCopperandCadmiumtoNaturalFishLarvaeandJuvenilesfromthePearlRiver

Zeng Yanyi, Lai Zini*, Yang Wanling, Gao Yuan, Li Yuefei, Pang Shixun

Pearl River Fishery Research Institute, Chinese Academy of Fishery Sciences, Guangzhou 510380

11 January 2013accepted11 March 2013

Acute toxicities of copper and cadmium to natural fish larvae and juveniles from the Pearl River were studied by static test. The results show that the 48 h LC50of Cu to larvae of Spualiobarbus curriculus and Xenocypris sp. and the 96 h LC50of Cu to juvenile Megalobrama terminalis are 0.066, 0.055 and 0.10 mg·L-1, respectively, and the corresponding safety concentration thresholds are 0.006, 0.010 and 0.010 mg·L-1, respectively. The 48 h LC50of Cd to larvae of S. curriculus and Xenocypris sp. and the 96 h LC50of Cd to juvenile M. terminalis are 1.29, 0.83, 3.20 mg·L-1, respectively, and the corresponding safety concentration thresholds are 0.163, 0.077 and 0.320 mg·L1, respectively. Accordingly, concentration thresholds of Cu are equal to or lower than the limit value for Cu of the Water Quality Standard for Fisheries and the Class Ⅱ level of Environmental Quality Standards for Surface Water for Cu, and the safety concentration of Cd is higher than the limit value for Cd of the above relative standards. This study suggests that Cu contamination in the Pearl River may affect the residential fish population.

Cu; Cd; Megalobrama terminalis; Spualiobarbus curriculus; Xenocypris sp; LC50; safety concentration

廣東省海洋漁業(yè)科技推廣專項(xiàng)A201101I02

曾艷藝(1983-)，女，博士，助理研究員，研究方向：水生生物毒理與污染生態(tài); E-mail: yanyizeng84@163.com

*通訊作者(Corresponding author)：E-mail: znlai01@163.com

10.7524/AJE.1673-5897.20130111002

2013-01-11錄用日期：2013-03-11

1673-5897(2014)1-049-07

： X171.5

： A

賴子尼(1964—)，女，博士，研究員，從事漁業(yè)生態(tài)環(huán)境保護(hù)研究。

曾艷藝，賴子尼，楊婉玲, 等. 銅和鎘對(duì)珠江天然仔魚和幼魚的毒性效應(yīng)及其潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(1): 49-55

Zeng Y Y, Lai Z N, Yang W L, et al. Toxicities and potential ecological effects of copper and cadmium to natural fish larvae and juveniles from the Pearl River [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(1): 49-55 (in Chinese)