鎘在芙蓉鯉鯽養(yǎng)殖水體中的分布及在魚(yú)體的富集研究

黃華偉，李小玲，劉伶俐，陳湘藝，黃向榮，何志剛，李傳武,3

（1. 湖南省水產(chǎn)科學(xué)研究所， 湖南 長(zhǎng)沙410153； 2. 農(nóng)業(yè)部漁業(yè)產(chǎn)品質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)測(cè)試中心（長(zhǎng)沙）， 湖南 長(zhǎng)沙410153； 3.湖南省水產(chǎn)原種場(chǎng)， 湖南 長(zhǎng)沙410153）

鎘是毒性最強(qiáng)的重金屬之一，在地殼中豐度較低，但廣泛分布于大氣、土壤及水體之中。我國(guó)土壤的自然鎘含量在0.01～1.8 mg/kg 之間，平均值為0.163 mg/kg[1]。近年來(lái)，隨著工農(nóng)業(yè)三廢排放量的增加，加上污水灌溉、肥料施用等因素的影響，使得大量的有毒重金屬進(jìn)入土壤。當(dāng)前，我國(guó)鎘污染的耕地面積已達(dá)2萬(wàn)hm2，每年生產(chǎn)的鎘超標(biāo)農(nóng)產(chǎn)品達(dá)1.46×109kg，而且呈現(xiàn)出日益加重的趨勢(shì)[2]。

土壤中的鎘具有較強(qiáng)的化學(xué)活性，一般不易隨水淋濾，不能被土壤微生物所分解，但能被土壤膠體所吸附，并可被水稻等植物吸收和富集，從而通過(guò)食物鏈對(duì)人和動(dòng)物的生命和健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅。鎘被人體吸收后，排出非常緩慢，其在人體的半衰期約為16～38 a。而且，鎘可在人體內(nèi)不斷積累，對(duì)肝臟、腎臟及骨骼系統(tǒng)有較大的毒性[3]。近幾年，有關(guān)土壤鎘污染的修復(fù)已成為研究熱點(diǎn)。因此，因地制宜、就地利用現(xiàn)有鎘污染土地，尤其是在鎘稻田產(chǎn)區(qū)，調(diào)整農(nóng)業(yè)生產(chǎn)結(jié)構(gòu)，開(kāi)展水產(chǎn)養(yǎng)殖具有重要的社會(huì)效益和經(jīng)濟(jì)效應(yīng)。

目前，關(guān)于鎘對(duì)水產(chǎn)動(dòng)物的毒性效應(yīng)及其在動(dòng)物組織中的蓄積研究多集中在水體環(huán)境中鎘對(duì)試驗(yàn)動(dòng)物的毒性[4-15]及其在組織中的富集和分布規(guī)律等方面[16-25]，而關(guān)于養(yǎng)殖環(huán)境下土壤中鎘在水產(chǎn)動(dòng)物體內(nèi)的富集及其在養(yǎng)殖環(huán)境中的分布研究卻鮮有報(bào)道。筆者在水泥池養(yǎng)殖環(huán)境下研究了土壤中鎘在芙蓉鯉鯽機(jī)體組織中的富集及其在養(yǎng)殖水體和底層土壤環(huán)境中的分布，并對(duì)芙蓉鯉鯽的食用安全性做了初步探討，以期為鎘污染稻田開(kāi)展水產(chǎn)養(yǎng)殖提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 試驗(yàn)對(duì)象 試驗(yàn)用芙蓉鯉鯽來(lái)自湖南省水產(chǎn)科學(xué)研究所魚(yú)類(lèi)原種場(chǎng)，個(gè)體體長(zhǎng)為18.25±0.63 cm，個(gè)體體重為192.67±23.76 g。試驗(yàn)開(kāi)始前先暫養(yǎng)一周，選取機(jī)體健康、大小規(guī)格一致的個(gè)體開(kāi)始正式試驗(yàn)。

1.1.2 供試土壤、水源及飼料 試驗(yàn)用土壤為普通菜園土，取自湖南省水產(chǎn)科學(xué)研究所魚(yú)類(lèi)原種場(chǎng)無(wú)污染空地，其理化性狀：pH 值6.52，土壤有機(jī)質(zhì)含量為10.34 g/kg，鎘含量背景值為0.072 11 mg/kg；其機(jī)械組成：＜0.002 mm 的顆粒占25%，0.002～0.02 mm 的顆粒占27%，0.02～2 mm 的顆粒占48%。試驗(yàn)用水為普通池塘水，總氮含量0.52 mg/L，總磷含量0.06 mg/L，葉綠素a 含量0.28 mg/L，pH 值6.87，鎘含量背景值為0.002 42 mg/L。試驗(yàn)用飼料為通威配合顆粒飼料，鎘含量的測(cè)定值為0.013 67 mg/kg。

1.1.3 主要儀器及試劑 試驗(yàn)主要儀器有：原子吸收分光光度計(jì)（Thermo M SERIES iCE3500）；微波消解儀（CEM Mars Xpress），可調(diào)式電熱板（北京市永光明醫(yī)療儀器廠），電子分析天平（沈陽(yáng)龍騰電子稱量?jī)x器有限公司，感量0.000 1 g）。主要試驗(yàn)試劑有：氯化鎘（分析純，天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司）；30%過(guò)氧化氫（優(yōu)級(jí)純，天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司）；鹽酸、硝酸、硫酸、氫氟酸、高氯酸、磷酸銨和磷酸氫二銨（優(yōu)級(jí)純，上海國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司）。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 試驗(yàn)在室外水泥池（長(zhǎng)5.76 m，寬2.62 m，高0.96 m）中進(jìn)行，按土壤中外源性鎘的添加量不同分為3個(gè)試驗(yàn)組，分別為A 組（5 mg/kg）、B 組（50 mg/kg）、C 組（100 mg/kg），再設(shè)置一個(gè)空白對(duì)照組，水泥池底部土壤的鋪設(shè)厚度為10±1 cm。

1.2.2 試驗(yàn)操作及管理 2014年4月30日，試驗(yàn)開(kāi)始前，先剔除供試土塘中的雜物，并搗碎成團(tuán)結(jié)塊的土壤，使其充分均勻地平鋪于水泥池底部，每鋪一層土壤后用噴霧機(jī)均勻地加入氯化鎘溶液，使其充分吸附于供試土塘，鋪設(shè)完畢待土壤吸附氯化鎘溶液2 h后，再緩緩注入供試池塘水體，水泥池水體深度約為0.6 m，靜置過(guò)夜后于第2 天分別采集水泥池底部的泥樣和水體，測(cè)定試驗(yàn)初始時(shí)刻試驗(yàn)組和對(duì)照組水體及底泥中的鎘含量。同時(shí)，每個(gè)水泥池中隨機(jī)放入芙蓉鯉鯽各60 尾開(kāi)展正式養(yǎng)殖試驗(yàn)，并測(cè)定供試魚(yú)組織中的鎘背景值。試驗(yàn)養(yǎng)殖周期為76 d，從2014年5月1日～2014年7月15日，采取靜水養(yǎng)殖，期間不換水，每日按魚(yú)體體重的1%投喂配合飼料，并記錄水溫和水體pH 值。

1.2.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法 試驗(yàn)開(kāi)始后，分別于第0、15、30、45、60、75 天采集各試驗(yàn)組水樣、泥樣及鯽魚(yú)樣品。用5.0 L 塑料壺采集水面以下30 cm 處水樣，按GB7475-87 中的方法檢測(cè)水體中鎘含量[26]；泥樣按梅花采樣法采集混合樣，各點(diǎn)樣品等量混合均勻后按四分法棄取，泥樣自然風(fēng)干后，粉碎過(guò)20 目尼龍篩，再以四分法棄取，保留100 g 后再次粉碎過(guò)100 目尼龍篩，裝入自封袋中，按GB/T17141-1997 中的方法測(cè)定土壤中鎘含量[27]。鯽魚(yú)樣品每次采集6～8 尾，分別取其鱗片、鰓、皮膚、背肌、腹肌、肝臟以及腸道組織，搗碎后混勻裝入自封袋，按GB/T5009.15-2003 中的方法測(cè)定魚(yú)體組織中的鎘含量[28]。

2 結(jié)果與分析

2.1 養(yǎng)殖池中水體的鎘含量變化

在試驗(yàn)水泥池養(yǎng)殖條件下，通過(guò)向池底土壤加入不同濃度的外源性鎘，注入池塘水體后，由圖1 可知，鎘在水體中的動(dòng)態(tài)變化表現(xiàn)為：從0～15 d，A 組在試驗(yàn)開(kāi)始初期和早期含量較高，介于0.005 83～0.006 97 mg/L，均高于漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中0.005 mg/L 的鎘限量[29]；從15～75 d，在中期和后期含量較低，介于0.000 17～0.000 68 mg/L，均低于0.005 mg/L。B 組和C組在試驗(yàn)初期和早期含量較高，分別介于0.129 43～0.157 89 mg/L 和0.173 81～0.245 78 mg/L，均高于0.005 mg/L，試驗(yàn)中期出現(xiàn)回落，而試驗(yàn)后期呈現(xiàn)增高的趨勢(shì)，且整個(gè)試驗(yàn)期間水體中鎘含量均高于0.005 mg/L?？瞻讓?duì)照組水體中鎘含量介于0.001 68～0.003 14 mg/L，相對(duì)較為穩(wěn)定，均低于0.005 mg/L。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析可知，隨著土壤中鎘濃度的增加，養(yǎng)殖水體中的鎘含量也隨之增加。

2.2 養(yǎng)殖池中底泥的鎘含量變化

由圖2 可知，在水泥池養(yǎng)殖條件下，鎘在底泥中的動(dòng)態(tài)變化表現(xiàn)為：A 組在試驗(yàn)開(kāi)始初期含量最低，為3.455 76 mg/kg；在隨后試驗(yàn)期間介于2.124 35～2.791 71 mg/kg 之間，呈降低的趨勢(shì)。B 組和C 組，在試驗(yàn)開(kāi)始初期含量最高，分別為38.285 71 mg/kg 和79.503 70 mg/kg，在隨后試驗(yàn)期間含量分別介于20.145 83～27.384 41 mg/kg 和42.281 14～75.436 13 mg/kg，也均呈降低趨勢(shì)?？瞻讓?duì)照組底泥中鎘含量介于0.058 26～0.077 96 mg/kg。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析可知，隨著土壤中鎘濃度的增加，養(yǎng)殖池中底泥的鎘含量也隨之增加。

2.3 養(yǎng)殖芙蓉鯉鯽組織中的鎘含量變化

試驗(yàn)期間，養(yǎng)殖水體水溫變化范圍在22～34℃，pH 值變化范圍為6.14～6.87。養(yǎng)殖試驗(yàn)結(jié)束后，芙蓉鯉鯽的體長(zhǎng)為22.15±0.58 cm，體重為327.33±32.14 g，增重率達(dá)68.5%，而且并未出現(xiàn)疾病特征和死亡現(xiàn)象。

圖1 養(yǎng)殖環(huán)境中水體鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

圖2 養(yǎng)殖環(huán)境中底泥鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

在試驗(yàn)水泥池養(yǎng)殖環(huán)境條件下，鎘在芙蓉鯉鯽鱗片中的富集規(guī)律見(jiàn)圖3。A 組芙蓉鯉鯽鱗片中的鎘含量在0.007 33～0.027 73 mg/kg，B 組的鎘含量在0.015 76～0.237 88 mg/kg，C 組的鎘含量在0.019 16～0.599 16 mg/kg。飼養(yǎng)0～15 d 時(shí)，各試驗(yàn)組鎘在魚(yú)鱗片中的富集含量最高；飼養(yǎng)15～60 d 時(shí)，魚(yú)鱗片中的鎘含量逐漸下降；飼養(yǎng)60～75 d 時(shí)，鎘含量又呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析可知，土壤中鎘含量越高，芙蓉鯉鯽鱗片中的鎘含量也越高。

圖3 芙蓉鯉鯽鱗片中鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

鎘在芙蓉鯉鯽鰓中的富集規(guī)律見(jiàn)圖4。A 組芙蓉鯉鯽鰓中的鎘含量在0.016 80～0.742 95 mg/kg，B 組的鎘含量在0.080 80～0.980 01 mg/kg，C 組的鎘含量在0.565 98～1.052 88 mg/kg。飼養(yǎng)0～15 d 時(shí)，各試驗(yàn)組鎘在魚(yú)鰓中的富集含量最高；飼養(yǎng)15～45 d 時(shí)，魚(yú)鰓中鎘含量逐漸下降；飼養(yǎng)45～75 d 時(shí)，鎘含量又呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析，土壤中鎘含量越高，芙蓉鯉鯽鰓中鎘含量也越高。

圖4 芙蓉鯉鯽鰓中鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

鎘在芙蓉鯉鯽皮膚中的富集規(guī)律見(jiàn)圖5。A 組芙蓉鯉鯽皮膚中的鎘含量在0.004 29～0.011 45 mg/kg，B組的鎘含量在0.012 94～0.033 72 mg/kg，C 組的鎘含量在0.018 02～0.069 25 mg/kg。飼養(yǎng)0～15 d 時(shí)，各試驗(yàn)組鎘在皮膚中的富集含量最高；飼養(yǎng)15～60 d 時(shí)，皮膚中鎘含量逐漸下降；飼養(yǎng)60～75 d 時(shí)，鎘含量又呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析可知，土壤中鎘含量越高，芙蓉鯉鯽皮膚中鎘含量也越高。

圖5 芙蓉鯉鯽皮膚中鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

鎘在芙蓉鯉鯽肌肉中的富集規(guī)律見(jiàn)圖6 和圖7。A 組芙蓉鯉鯽背肌中的鎘含量在0.002 22～0.007 28 mg/kg，B 組的鎘含量在0.007 94～0.012 95 mg/kg，C組的鎘含量在0.010 06～0.041 81 mg/kg；整個(gè)試驗(yàn)養(yǎng)殖階段，芙蓉鯉鯽背肌中的鎘含量均低于水產(chǎn)品中鎘的限量安全值（0.1 mg/kg）[30]。A 組芙蓉鯉鯽腹肌中鎘含量在0.003 46～0.008 12 mg/kg，B 組的鎘含量在0.008 02～0.019 47 mg/kg，C 組的鎘含量在0.012 53～0.04315mg/kg；整個(gè)試驗(yàn)養(yǎng)殖階段，芙蓉鯉鯽腹肌中鎘含量也低于0.1 mg/kg；芙蓉鯉鯽腹部肌肉中鎘含量略高于背部肌肉。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析可知，土壤中鎘含量越高，芙蓉鯉鯽肌肉中鎘含量也越高。

鎘在芙蓉鯉鯽肝臟中的富集規(guī)律見(jiàn)圖8。A 組芙蓉鯉鯽肝臟中的鎘含量在0.182 29～1.067 81 mg/kg，B組鎘含量在0.643 97～2.540 99 mg/kg，C 組鎘含量在0.811 35～7.304 47 mg/kg。飼養(yǎng)0～15 d 時(shí)，各試驗(yàn)組肝臟中鎘含量最高；飼養(yǎng)15～75 d，各試驗(yàn)組肝臟中鎘含量呈降低的趨勢(shì)。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析可知，土壤中鎘含量越高，芙蓉鯉鯽肝臟中鎘含量也越高。

圖6 芙蓉鯉鯽背肌中鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

圖7 芙蓉鯉鯽腹肌中鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

圖8 芙蓉鯉鯽肝臟中鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

鎘在芙蓉鯉鯽腸道中的富集規(guī)律見(jiàn)圖9。A 組芙蓉鯉鯽腸道中的鎘含量在0.297 83～5.535 87 mg/kg，B組的鎘含量在1.276 69～26.530 14 mg/kg，C 組的鎘含量在4.184 42～30.938 16 mg/kg。飼養(yǎng)0～15 d 時(shí)，各試驗(yàn)組腸道中的鎘含量最高；飼養(yǎng)15～75 d 時(shí)，各試驗(yàn)組腸道中鎘含量呈降低趨勢(shì)。不同試驗(yàn)組間對(duì)比分析可知，土壤中鎘含量越高，芙蓉鯉鯽腸道中鎘含量也越高。

圖9 芙蓉鯉鯽腸道中鎘含量的動(dòng)態(tài)變化

綜上所述，養(yǎng)殖試驗(yàn)期間，各試驗(yàn)組芙蓉鯉鯽不同機(jī)體組織中鎘含量的富集規(guī)律表現(xiàn)為：腸道＞肝臟＞鰓＞鱗片＞皮膚＞腹?。颈臣?。

3 結(jié)論與討論

3.1 養(yǎng)殖池中水體的鎘含量

在試驗(yàn)水泥池養(yǎng)殖環(huán)境條件下，各試驗(yàn)組水體中的鎘來(lái)源于池底土壤中鎘的釋放，其含量的高低主要與土壤中外源鎘的添加以及芙蓉鯉鯽機(jī)體組織的蓄積和排放有關(guān)。該試驗(yàn)結(jié)果表明，在試驗(yàn)初期和早期，各試驗(yàn)組水體中鎘含量較高，A 組水體中鎘含量介于0.005 83～0.006 97 mg/L，B 組和C 組鎘含量分別介于0.129 43～0.157 89 mg/L 和0.173 81～0.245 78 mg/L，均高于漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中0.005 mg/L 的鎘限量；在試驗(yàn)中期，水體中的鎘含量有所降低，但在試驗(yàn)后期又出現(xiàn)明顯升高。這可能與試驗(yàn)初期和早期土壤中外源性鎘向水體中的的釋放占主導(dǎo)，試驗(yàn)中期水體中鎘被芙蓉鯉鯽機(jī)體組織所蓄積等有關(guān)；而在試驗(yàn)后期水體中鎘含量出現(xiàn)明顯升高，可能與試驗(yàn)后期池體水位下降，水體容量降低有關(guān)。

不同試驗(yàn)組間，隨著土壤中鎘濃度的增加，養(yǎng)殖水體中的鎘含量也呈現(xiàn)遞增趨勢(shì)，且B 組和C 組水體中鎘含量在試驗(yàn)期間均明顯超過(guò)漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中0.005 mg/L 的鎘限量。這表明水體中鎘含量與土壤中外源性鎘的添加量呈正相關(guān)關(guān)系，而且底泥中高濃度的鎘可導(dǎo)致養(yǎng)殖水體中鎘含量超標(biāo)，從而污染養(yǎng)殖水體環(huán)境。

3.2 養(yǎng)殖池中底泥的鎘含量

研究表明，土壤對(duì)鎘具有較強(qiáng)吸附能力，而且是一個(gè)快速過(guò)程，95%以上發(fā)生在10 m in 之內(nèi)，1 h 后達(dá)到平衡，其吸附率與土壤的類(lèi)型和特性有關(guān)[31]。在試驗(yàn)水泥池養(yǎng)殖環(huán)境條件下，各試驗(yàn)組底泥中的鎘含量均在試驗(yàn)開(kāi)始初期最高，分別為3.455 76、38.285 71和79.503 70 mg/kg，而在試驗(yàn)中期和后期逐漸降低，這可能與試驗(yàn)初期底泥中的鎘除少量釋放于養(yǎng)殖水體中外，大部分被底泥所吸附，而在試驗(yàn)中期和后期，底泥中的鎘被芙蓉鯉鯽機(jī)體組織所蓄積有關(guān)。隨著土壤中外源性鎘添加量的增加，養(yǎng)殖環(huán)境中底泥的鎘含量也隨之增加，這也表明土壤對(duì)鎘具有較強(qiáng)吸附能力。

3.3 芙蓉鯉鯽組織中的鎘含量

在試驗(yàn)水泥池養(yǎng)殖條件下，芙蓉鯉鯽對(duì)鎘吸收的主要是通過(guò)體表滲透、鰓膜吸附及餌料攝取，鎘的蓄積程度取決于其吸收和排放之間的平衡。試驗(yàn)結(jié)果表明，各試驗(yàn)組芙蓉鯉鯽鱗片中鎘含量均在試驗(yàn)早期最高，而在試驗(yàn)中期出現(xiàn)下降且趨于平穩(wěn)，在試驗(yàn)后期出現(xiàn)小幅增高，其含量的高低與水體中鎘含量的變化趨勢(shì)基本一致。同時(shí)，芙蓉鯉鯽的鰓與養(yǎng)殖水環(huán)境直接接觸，具有較大的表面積，其鰓膜能對(duì)水體中游離的鎘離子有直接吸附作用[32]，通過(guò)鰓的呼吸代謝吸收水體中的鎘是鰓中蓄積鎘的主要途徑，各試驗(yàn)組芙蓉鯉鯽鰓對(duì)鎘的富集規(guī)律表明其含量也與養(yǎng)殖水體中鎘含量水平呈正相關(guān)關(guān)系。另外，各試驗(yàn)組芙蓉鯉鯽皮膚組織中鎘含量的變化也與水體中鎘含量的變化趨勢(shì)基本一致，其含量分別介于0.00429～0.01145、0.012 94～0.033 72、0.018 02～0.069 25 mg/kg 之間，均低于水產(chǎn)品鎘0.1 mg/kg 的鎘限量。此外，芙蓉鯉鯽的腹部肌肉中鎘含量總體高于背部肌肉，其肌肉中鎘含量一直處于動(dòng)態(tài)變化之中，但也均低于水產(chǎn)品鎘0.1mg/kg 的鎘限量。這表明試驗(yàn)養(yǎng)殖環(huán)境底泥中的高濃度鎘并不會(huì)對(duì)芙蓉鯉鯽可食機(jī)體組織造成影響。

研究表明，水體中的鎘可以通過(guò)呼吸、消化及體表滲透等途徑吸收進(jìn)入水產(chǎn)動(dòng)物體內(nèi)[33]，隨后通過(guò)血液循環(huán)轉(zhuǎn)運(yùn)送至魚(yú)體的各個(gè)貯存部位，進(jìn)入機(jī)體的鎘首先被帶到肝腎組織中，而且水產(chǎn)動(dòng)物體內(nèi)蓄積的鎘絕大部分積累在肝臟和腎臟組織中，約占機(jī)體總鎘的1/2～2/3[34]。試驗(yàn)結(jié)果顯示，芙蓉鯉鯽的肝臟是鎘蓄積的主要部位，而且在試驗(yàn)早期鎘含量即達(dá)到最大，在試驗(yàn)中后期有所降低。這表明芙蓉鯉鯽肝臟組織對(duì)鎘具有一定的解毒能力，鎘在芙蓉鯉鯽肝臟中可誘導(dǎo)產(chǎn)生大量絡(luò)合重金屬的金屬硫蛋白[35]，而且肝臟中過(guò)量的鎘可經(jīng)血液循環(huán)轉(zhuǎn)移到腎臟排泄[36]或經(jīng)過(guò)腸肝循環(huán)從腸道排出體外[37]。

芙蓉鯉鯽為水底層雜食性魚(yú)類(lèi)，試驗(yàn)養(yǎng)殖環(huán)境條件下以人工配合飼料為主要餌料來(lái)源，其腸道中的鎘多為攝食性帶入。對(duì)各試驗(yàn)組芙蓉鯉鯽腸道組織中鎘含量的測(cè)定結(jié)果表明，在試驗(yàn)早期腸道鎘含量最高，隨后也有所下降。這表明試驗(yàn)養(yǎng)殖環(huán)境中，芙蓉鯉鯽的腸道組織也是鎘蓄積的重要部位，在試驗(yàn)中后期其含量有所降低可能與水溫升高，芙蓉鯉鯽的攝食減少，以及養(yǎng)殖環(huán)境中底泥的鎘含量降低等有關(guān)。

試驗(yàn)養(yǎng)殖環(huán)境條件下，芙蓉鯉鯽的肝臟、腸道、鰓和鱗片是鎘蓄積的主要部位，各試驗(yàn)組芙蓉鯉鯽不同機(jī)體組織鎘蓄積水平的研究結(jié)果表明，其非可食組織中鎘含量明顯高于可食組織，富集規(guī)律表現(xiàn)為：腸道＞肝臟＞鰓＞鱗片＞皮膚＞腹肌＞背肌，這與他人在真鯛、鯉魚(yú)、金魚(yú)、鯽魚(yú)、大菱鲆、泥鰍等中的研究結(jié)果基本一致。上述研究結(jié)果均表明，水產(chǎn)動(dòng)物內(nèi)臟和鰓組織對(duì)鎘的蓄積水平明顯高于肌肉組織，其可食組織是安全的。此外，在克氏原螯蝦、櫛孔扇貝、文蛤等甲殼類(lèi)和貝類(lèi)水產(chǎn)動(dòng)物中鎘積累研究也有相似的結(jié)果。芙蓉鯉鯽對(duì)鎘的生物富積作用是外部生態(tài)環(huán)境以及自身吸收、代謝和排泄作用的綜合表現(xiàn)，鎘的蓄積程度取決于吸收和排放之間的平衡，而其機(jī)制和機(jī)理還有待進(jìn)一步深入研究。

[1]陳 媛.土壤中鎘及鎘的賦存形態(tài)研究進(jìn)展[J].廣東微量元素科學(xué)，2007，14（7）：7-12.

[2]趙步洪，張洪熙，奚嶺林，等.雜交水稻不同器官鎘濃度與累積量[J].中國(guó)水稻科學(xué)，2006，20（3）：306-312.

[3]吳 堅(jiān).微量金屬對(duì)海洋生物的生物化學(xué)效應(yīng)[J].海洋環(huán)境科學(xué)，1991，10（2）：58-62.

[4]陳錫濤.鎘對(duì)花鰱（Aristichthysnobills）幼魚(yú)、魚(yú)苗和魚(yú)種的急性毒性及其安全濃度的評(píng)價(jià)[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，1991，（4）：5-8.

[5]侯麗萍，馬廣智.鎘與鋅對(duì)草魚(yú)種的急性毒性和聯(lián)合毒性研究[J].淡水漁業(yè)，2002，32（3）：44-46.

[6]馮 健，劉永堅(jiān)，田麗霞，等.草魚(yú)實(shí)驗(yàn)性鎘中毒對(duì)肝胰臟、腎臟和骨骼的影響[J].水產(chǎn)學(xué)報(bào)，2004，28（2）：195-200.

[7]王少博，王維民，郭亞楠，等.重金屬鎘和鉻對(duì)草魚(yú)苗的急性和慢性毒性效應(yīng)[J].蘭州大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2007，43（4）：60-64.

[8]賈秀英.鎘對(duì)泥鰍幼魚(yú)的急性和亞急性毒性研究[J].環(huán)境污染與防治，2001，23（5）：227-228.

[9]王瑞龍，馬廣智，方展強(qiáng).銅、鎘、鋅對(duì)唐魚(yú)的急性毒性及安全濃度評(píng)價(jià)[J].水產(chǎn)科學(xué)，2006，25（3）：117-120.

[10]陳朝陽(yáng)，謝進(jìn)金，卓麗娜.鎘對(duì)金魚(yú)的急性毒性研究[J].泉州師范學(xué)院學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2006，24（6）：104-107.

[11]劉亞杰，王笑月.鋅、銅、鉛、鎘金屬離子對(duì)海灣扇貝稚貝的急性毒性試驗(yàn)[J].水產(chǎn)科學(xué)，1995，14（1）：10-12.

[12]隋國(guó)斌，楊 鳳，孫丕海，等.鉛、鎘、汞對(duì)皺紋盤(pán)鮑幼鮑的急性毒性試驗(yàn)[J].大連水產(chǎn)學(xué)院學(xué)報(bào)，1999，14（1）：22-26.

[13]高淑英，周棟梁，厲紅梅.汞、鎘、鋅和錳對(duì)日本對(duì)蝦仔蝦的急性毒性[J].海洋通報(bào)，1999，18（2）：93-96.

[14]臧維玲，戴習(xí)玲，江 敏，等.Cu2+和Cd2+對(duì)斑節(jié)對(duì)蝦幼蝦的毒性作用[J].水產(chǎn)科技情報(bào)，2001，28（5）：198-201.

[15]王 茜，王 蘭，席玉英，等.鎘對(duì)長(zhǎng)江華溪蟹的急性毒性與積累[J].山西大學(xué)學(xué)報(bào)，2003，26（2）：176-178.

[16]馬 健.鯉魚(yú)對(duì)食物及水中鎘的攝取及在組織中的分配[J].國(guó)外環(huán)境科學(xué)技術(shù)，1997，（2）：21-24

[17]戴家銀，鄭微云，洪麗玉，等.銅、鉛、鎘在真鯛幼魚(yú)組織的積累與分布[J].海洋科學(xué)，1997，（6）：8-9.

[18]孟曉紅，賈 瑛，付超然.重金屬稀土元素污染在水生物體內(nèi)的生物富集[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)，2000，19（1）：50-52.

[19]劉長(zhǎng)發(fā)，陶 澍，龍愛(ài)民.金魚(yú)對(duì)鉛和鎘的吸收蓄積[J].水生生物學(xué)報(bào)，2001，25（4）：244-249.

[20]方展強(qiáng)，楊麗華.重金屬在鯽幼魚(yú)組織中的積累與分布[J].水利漁業(yè)，2004，24（6）：23-26.

[21]翟毓秀，楊學(xué)松，寧勁松，等.鎘在大菱鲆體內(nèi)蓄積規(guī)律及對(duì)生長(zhǎng)和食品安全影響初探[J].海洋水產(chǎn)研究，2005，26（4）：26-31.

[22]呂雪飛，鄧玉林，周群芳.鎘在雄性泥鰍體內(nèi)的富集分布[J].化學(xué)通報(bào)，2010，（10）：932-937.

[23]朱玉芳，崔勇華，戈志強(qiáng)，等.重金屬元素在克氏原螯蝦體內(nèi)的生物富集作用[J].水利漁業(yè)，2003，23（1）：11-12.

[24]王 凡，趙元風(fēng)，吳益春，等.櫛孔扇貝對(duì)Cd的積累和排出[J].湛江海洋大學(xué)學(xué)報(bào)，2005，25（4）：95-98.

[25]陳細(xì)香，吳文杰，陳月琴.重金屬鎘在文蛤體內(nèi)的富集和消除研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2013，41（26）：10653-10656.

[26]GB7475-87.水質(zhì)銅、鋅、鉛、鎘的測(cè)定.原子吸收分光光度法[S].

[27]GB/T17141-1997.土壤質(zhì)量鉛、鎘的測(cè)定石墨爐原子吸收分光光度法[S].

[28]GB/T5009.15-2003.食品中鎘的測(cè)定[S].

[29]GB11607-89.漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[S].

[30]GB2762-2005.食品中污染物限量[S].

[31]劉育紅.土壤鎘污染的產(chǎn)生及治理方法[J].青海大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2006，24（2）：75-79.

[32]Gordon K P.Gill surface interaction model for tracemetal toxicity to fish：Role of complexion,pH and water hardness[J].Environmental Science&Technology，1983，17：342-347.

[33]Rainbow P S，White S L.Comparative strategies of heavy metal accumulation by crustaceans：zinc,copper and cadmium in a decapod,an amphipod and abarnacle[J].Hydrobiologia，1989，174（3）：245-262.

[34]McGeer JC，Szebedinszky C，McDonald D G，et al.Effects of chronic sublethalexposure towaterborneCu，Cd，or Zn in rainbow trout2:tissue specificmetalaccumulation[J].Aquatic Toxicology，2000，50：245-256.

[35]Allen P.Soft-tissue accumulation of lead in the blue tilapia，Oreochromis aureus（steindachner），and the modifying effects of cadmium and mercury[J].Biological Trace Element research，1995，50（3）：193-208.

[36]Cinier C C，Ramel M P，F(xiàn)aure R，et al.Cadmium bioaccumulation in carp（Cyprinus carpio）tissuesduring long-term high exposure:analysis by inductively coupled plasma-mass spectrometry[J].Ecotoxicology and EnvironmentalSafety，1997，38（2）：137-143.

[37]KraalM H，Kraak M H S，GrootC J，etal.Uptakeand tissue distribution of dietary and aqueous cadmium by carp（Cyprinus carpio）[J].Ecotoxicology and EnvironmentalSafety，1995，31（2）：179-183.