水體中鉛對(duì)長(zhǎng)江上游6種魚類的急性中毒效應(yīng)

潘天揚(yáng),房樹林,閆玉蓮,謝小軍

(西南大學(xué),淡水魚類資源與生殖發(fā)育教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶　400715)

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水體中鉛對(duì)長(zhǎng)江上游6種魚類的急性中毒效應(yīng)

潘天揚(yáng),房樹林,閆玉蓮,謝小軍

(西南大學(xué),淡水魚類資源與生殖發(fā)育教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶400715)

摘要：為了檢驗(yàn)不同魚類對(duì)水體中鉛(Pb)的耐受能力的差異，在控制實(shí)驗(yàn)室水體的溫度(27.5±0.2)℃、硬度(10.0±0.5)CaCO3 mg/L、pH值(7.0±0.1)等條件下，測(cè)定了草魚(Ctenopharyngodon idellus)(22.13±0.31) g、鯽(Carassius auratus)(25.36±0.36) g、南方鲇(Silurus meridionalis)(21.28±0.20) g、團(tuán)頭魴(Megalobrama amblycephala)(21.39±0.20) g、胭脂魚(Myxocyprinus asiaticus)(22.34±0.32) g和中華倒刺鲃(Spinibarbus sinensis)(21.36±0.21) g這6種魚經(jīng)水體Pb 96 h急性暴露后的半致死濃度(96 h LC50)，以及Pb在魚體內(nèi)的累積量。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，水體中的Pb對(duì)草魚、鯽、南方鲇、團(tuán)頭魴、胭脂魚和中華倒刺鲃的96 h LC50值分別為 3.73、11.59、6.59、3.27、0.33 和3.00 mg/L；6種魚對(duì)Pb的耐受能力依次為：鯽>南方鲇>草魚>團(tuán)頭魴>中華倒刺鲃>胭脂魚。同種魚中Pb暴露致死魚體和未死亡魚體內(nèi)的Pb累積量均分別隨著暴露的濃度的升高而增加；在相同Pb濃度處理?xiàng)l件下，同種魚中死亡魚體的Pb累積量高于未死亡魚體。水體硬度和魚體重會(huì)影響重金屬Pb對(duì)魚類的96 h LC50。較高硬度水體暴露的Pb對(duì)魚體的毒性較小，同種魚體重較大的個(gè)體對(duì)重金屬Pb的耐受能力較強(qiáng)。同種魚不同時(shí)間段死亡魚體中的Pb累積量沒有顯著性差異；每種實(shí)驗(yàn)魚因Pb暴露致死群體的平均Pb累積量均分別高于其未死亡魚群體，除南方鲇外，其余5種魚二者間的差異達(dá)到了顯著性水平。

關(guān)鍵詞：水體鉛；魚類；急性毒性；半致死濃度；生物累積

鉛(Pb)是重金屬元素，在自然條件下廣泛存在于地殼，巖石，土壤和水體當(dāng)中。自然環(huán)境中受到Pb污染的水體會(huì)對(duì)魚類產(chǎn)生毒性作用，這種毒性作用會(huì)對(duì)魚的生長(zhǎng)發(fā)育、代謝功能、生殖功能、抗氧化能力乃至整個(gè)種群動(dòng)態(tài)造成不利影響[1-3]。Pb還能沿著食物鏈在魚體中累積，從而間接地對(duì)人類健康造成威脅[4-5]。因此，Pb對(duì)魚類的生態(tài)毒理學(xué)影響已成為國(guó)內(nèi)外學(xué)者研究的重要關(guān)注點(diǎn)之一。

發(fā)現(xiàn)Pb在所采集到的各種魚類標(biāo)本體內(nèi)普遍累積，且是含量最高的重金屬之一[6]。因此探討長(zhǎng)江上游魚類受重金屬污染的生態(tài)毒理學(xué)機(jī)制具有重要的理論及實(shí)踐意義。

半致死濃度(LC50)是衡量污染物對(duì)魚類毒性大小的重要參數(shù)，不同種類魚的LC50差異很大。魚類年齡、體重和性別會(huì)影響魚體對(duì)重金屬的耐受能力[7]。水體的溫度、硬度和pH等理化指標(biāo)也會(huì)影響重金屬對(duì)魚的毒性[1,8]。魚體重金屬累積能夠反映魚類對(duì)重金屬生物利用度(Bioavailability)，與魚類耐受重金屬能力具有相關(guān)關(guān)系[9]。不同種類魚對(duì)Pb耐受力不同，且經(jīng)急性水體Pb暴露后，魚體Pb累積量具有明顯差異[10]。魚的體重和性別會(huì)顯著影響Pb在魚體各組織中的累積[9,11]。不同魚類在相同環(huán)境中的重金屬積累能力可以用來評(píng)價(jià)魚類對(duì)重金屬的耐受力水平差異[12]。

本實(shí)驗(yàn)對(duì)長(zhǎng)江上游6種具有代表性的魚類：草魚(Ctenopharyngodonidllus)，鯽(Carassiusauratus)，南方鲇(Silurusmeridionalis)，團(tuán)頭魴(Megalobramaamblycephala)，胭脂魚(Myxocyprinusasiaticus)和中華倒刺鲃(Spinibarbussinensis)進(jìn)行96 h急性水體Pb暴露，比較6種不同種類魚對(duì)Pb毒性的耐受力差異，檢測(cè)不同種類魚體對(duì)Pb的累積能力，為進(jìn)一步探討魚類對(duì)重金屬耐受機(jī)制提供基礎(chǔ)資料。

1材料和方法

1.1實(shí)驗(yàn)魚來源及馴化

草魚和鯽幼魚購(gòu)自于重慶市北碚區(qū)歇馬鎮(zhèn)漁場(chǎng)，南方鲇、胭脂魚、團(tuán)頭魴和中華倒刺鲃?dòng)佐~購(gòu)自于四川省眉山市星運(yùn)漁場(chǎng)。馴養(yǎng)期間，草魚、鯽、胭脂魚、團(tuán)頭魴和中華倒刺鲃以商業(yè)飼料(重慶萬州區(qū)水產(chǎn)研究所)為餌料進(jìn)行馴養(yǎng)，每天于8∶30和18∶30各投喂1次，達(dá)飽足；南方鲇以鰱魚碎肉為飼料，每天于18∶00投喂1次，達(dá)飽足。馴養(yǎng)水體的溫度均維持在(27.5±0.2)℃，硬度為(10.0±0.5)mg(CaCO3)/L，pH為(7.0±0.1)，溶氧量大于6.8 mg/L；光周期為L(zhǎng)∶D=12 h∶12 h，瞬時(shí)開斷。

1.2實(shí)驗(yàn)水體和實(shí)驗(yàn)毒物

本實(shí)驗(yàn)采用去離子水為水源，配制成硬度為(10.0±0.5)mg(CaCO3)/L的軟水作為實(shí)驗(yàn)養(yǎng)殖水體。以Pb(NO3)2(重慶市科龍化工試劑廠(AR))為實(shí)驗(yàn)水體Pb離子源試劑，先配制成 50 mg/mL Pb 的母液儲(chǔ)藏備用，然后根據(jù)實(shí)驗(yàn)需要稀釋成不同濃度。

1.3Pb水體暴露實(shí)驗(yàn)處理

選擇身體健康且體重相近的幼魚隨機(jī)分組進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，草魚、鯽、南方鲇、團(tuán)頭魴、胭脂魚和中華倒刺鲃各240尾，平均體重分別為22.13±0.31、25.36±0.36、21.28±0.20、21.39±0.20、22.34±0.32和(21.36±0.21)g。暴露實(shí)驗(yàn)處理前禁食24 h，在未加入Pb的人工配制的軟水中馴化24 h后進(jìn)行水體Pb暴露實(shí)驗(yàn)。暴露實(shí)驗(yàn)期間不喂食，每24 h換水1/2。換水后取水樣，測(cè)定水體實(shí)際Pb含量。實(shí)驗(yàn)水溫為(27.5±0.2)℃，水體硬度為(10.0±0.5)mg/L，pH值為(7.0±0.1)，溶氧量大于6.8 mg/L；光周期為L(zhǎng)∶D=12 h∶12 h。根據(jù)預(yù)備實(shí)驗(yàn)，確定暴露 96 h后每種實(shí)驗(yàn)魚的最大全存活和最小全致死Pb暴露濃度的大致范圍。每種魚各設(shè)置5個(gè)Pb處理組和1個(gè)對(duì)照組(0 mg Pb/L)，草魚的實(shí)驗(yàn)處理Pb濃度分別為1.0、2.0、3.0、4.0和5.0 mg/L；鯽的實(shí)驗(yàn)處理Pb濃度分別為10.0、11.0、12.0、13.0和14.0 mg/L；南方鲇的實(shí)驗(yàn)處理Pb濃度分別為2.0、4.0、6.0、8.0和10.0 mg/L；團(tuán)頭魴的實(shí)驗(yàn)處理Pb濃度分別為1.0、2.0、3.0、4.0和5.0 mg/L；胭脂魚的實(shí)驗(yàn)處理Pb濃度分別為0.1、0.2、0.3、0.4和0.5 mg/L；中華倒刺鲃的實(shí)驗(yàn)處理Pb濃度分別為1.0、2.0、3.0、4.0和5.0 mg/L。每個(gè)處理水平4個(gè)重復(fù)，每個(gè)重復(fù)10尾魚。

暴露實(shí)驗(yàn)開始后每隔4 h觀察一次，分別記錄各組魚的中毒癥狀和死亡情況。及時(shí)將重金屬Pb暴露致死魚體撈出，暴露實(shí)驗(yàn)結(jié)束后殺死未死亡的實(shí)驗(yàn)魚體，將實(shí)驗(yàn)魚體樣品用去離子水沖洗后瀝干稱重后保存于-20 ℃冰箱中，待測(cè)定魚體的Pb含量。根據(jù)實(shí)驗(yàn)處理水體的Pb濃度和實(shí)驗(yàn)魚在暴露96 h后的總死亡率，運(yùn)用直線內(nèi)插法計(jì)算Pb對(duì)實(shí)驗(yàn)魚的 96 h半致死濃度。

1.4魚體Pb含量和水體Pb含量的測(cè)定

將實(shí)驗(yàn)獲得的魚體樣本全魚在70 ℃下烘干至恒重后磨成魚粉。往錐形瓶中加入0.3 g左右魚粉、8 mL 68% HNO3和2 mL 72% HClO4(重慶川東化工集團(tuán)有限公司)，置于恒溫電熱板上150 ℃消解2天。然后稀釋10～50倍，用火焰原子吸收分光光度計(jì)(普析通用TAS-990)測(cè)定Pb含量。暴露實(shí)驗(yàn)過程中取得的水樣經(jīng)酸化后，用火焰原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定暴露實(shí)驗(yàn)期間抽取的水樣中的Pb含量。

1.5數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析方法

采用Excel(2010)和SPSS(11.5)軟件對(duì)相關(guān)數(shù)據(jù)進(jìn)行整理并做統(tǒng)計(jì)分析，統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示。采用獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)或單因素方差分析(ANOVA)的最小顯著性差異法(LSD)檢驗(yàn)相關(guān)數(shù)據(jù)之間是否具有顯著性差異，以P< 0.05 作為數(shù)據(jù)均值差異達(dá)到顯著性的標(biāo)準(zhǔn)。

2結(jié)果

2.1水體Pb暴露對(duì)魚體的急性致死效應(yīng)

隨著 Pb 濃度的升高，6種魚的的死亡率均明顯升高。以水體中實(shí)際Pb濃度為自變量，實(shí)驗(yàn)魚的死亡百分率為因變量，分別計(jì)算得到回歸方程：

草魚：y=18.52x-19.05(R2=0.91)；

鯽：y=16.81x-144.84(R2=0.85)；

南方鲇：y=8.38x-5.25(R2=0.90)；

團(tuán)頭魴：y=25.04x-31.82(R2=0.95)；

胭脂魚：y=192.11x-13.06(R2=0.95)；

中華倒刺鲃：y=22.00x-16.11(R2=0.92)。

其中，x為實(shí)驗(yàn)水體的Pb濃度(mg/L)，y為實(shí)驗(yàn)魚的死亡率(%)。

運(yùn)用直線內(nèi)插法，求得水體Pb對(duì)草魚、鯽、南方鲇、團(tuán)頭魴、胭脂魚和中華倒刺鲃的96 h急性半致死濃度(96 hLC50)分別為3.73、11.59、6.59、3.27、0.33和3.00 mg/L。

2.2實(shí)驗(yàn)魚體Pb累積量

對(duì)實(shí)驗(yàn)所涉及的6種魚的Pb暴露致死魚體和未死亡魚體Pb累積量進(jìn)行了測(cè)定(表1)。結(jié)果表明，每種魚的兩個(gè)群體均表現(xiàn)出高濃度Pb處理組魚體Pb累積量要高于低濃度Pb處理組魚體Pb累積量的趨勢(shì)；同一Pb濃度處理下，Pb致死魚體的Pb累積量具有高于未死亡魚體的Pb累積量的趨勢(shì)。分別統(tǒng)計(jì)了24 h、48 h、72 h和96 h內(nèi)死亡魚體中的Pb累積量(表2)。結(jié)果表明，各時(shí)間段死亡魚體中的Pb累積量沒有顯著性差異。

對(duì)實(shí)驗(yàn)所涉及的6種魚，分別統(tǒng)計(jì)了死亡群體和未死亡群體魚體Pb累積量的總平均值(表3)，草魚、鯽、南方鲇、團(tuán)頭魴、胭脂魚和中華倒刺鲃經(jīng)急性水體Pb暴露致死魚體的Pb累積量分別為： 73.44±1.49、62.22±1.05、37.34±1.71、51.72±1.06、5.98±1.66和(70.83±1.12)μg/g dw；而未死亡魚體的Pb累積量分別為：40.34±2.66、38.60±1.67、32.64±1.79、25.92±1.26、4.82±0.31和(44.97±3.90)μg/g dw。同種魚的急性水體Pb暴露致死魚體Pb累積量均高于瀕死魚體Pb累積量，除了南方鲇外，其余5種魚二者之間的差異均達(dá)到顯著水平(P< 0.05)。

表1　不同濃度水體Pb暴露死亡魚體和未死亡魚體的Pb含量(μg/g dw)

注:數(shù)據(jù)用平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示(mean±S.E.),*表示相同種類實(shí)驗(yàn)魚在不同Pb處理組中的死亡魚體和未死亡魚體Pb累積量的差異顯著(P< 0.05),同行中具有不同上標(biāo)者表示不同濃度Pb處理組之間差異顯著(P<0.05),( )中的數(shù)字表示該數(shù)據(jù)的樣本量。

表2　急性水體Pb暴露致死魚在不同時(shí)間段的魚體Pb累積量(μg/g dw)

注:數(shù)據(jù)用平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示，采用單因素方差分析(ANOVA)發(fā)現(xiàn)魚體Pb累積量與死亡時(shí)間無顯著相關(guān)關(guān)系。

表3　急性水體Pb暴露死亡魚群體和未死亡魚群體的

注:數(shù)據(jù)用平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示，*表示同種魚死亡魚體和未死亡魚體平均Pb含量差異顯著(P<0.05)，()中的數(shù)字表示該數(shù)據(jù)的樣本量。

3討論

3.1不同種類魚的Pb耐受能力的差異性

當(dāng)研究一種重金屬對(duì)魚類的毒性時(shí)，測(cè)定重金屬的96 h半致死濃度(96 hLC50)是一種標(biāo)準(zhǔn)化處理過程，可以用來對(duì)比不同種類魚之間的耐受力差異[13]。本實(shí)驗(yàn)在溫度為(27.5±0.2)℃，硬度為(10.0±0.5)mg(CaCO3)/L，pH值為(7.0±0.1)的實(shí)驗(yàn)條件下，得到草魚、鯽、南方鲇、團(tuán)頭魴、胭脂魚和中華倒刺鲃的96 hLC50分別為3.73、11.59、6.59、3.27、0.33和3.00 mg/L，表明6種魚對(duì)重金屬Pb的耐受力順序?yàn)轹a>南方鲇>草魚>團(tuán)頭魴>中華倒刺鲃>胭脂魚。

對(duì)比6種魚的Pb耐受能力，發(fā)現(xiàn)鯽對(duì)Pb的耐受力顯著高于其它5種魚，這種較高的Pb耐受能力可能與鯽較強(qiáng)的耐缺氧能力有關(guān)。鰓是水體Pb作用魚體的最初部位，急性水體Pb暴露可對(duì)魚體造成呼吸脅迫[14]。Rogers等[1]發(fā)現(xiàn)急性水體Pb暴露后的虹鱒(Oncorhynchusmykiss)鰓Pb累積量顯著高于其他軟組織，認(rèn)為鰓損傷和Pb的毒性作用存在著相關(guān)關(guān)系。相比其它魚類，鯽的無氧呼吸代謝能力較強(qiáng)，可以耐受幾小時(shí)到幾周的低氧環(huán)境。

另外，已有的研究表明Pb進(jìn)入魚體后存在組織中解毒蛋白綁定和排泄兩種解毒途徑，而排泄Pb的途徑對(duì)魚的生存更有利[15-16]。 重金屬綁定是一種解毒機(jī)制，不會(huì)減少已吸收入體內(nèi)的重金屬總量；而排泄機(jī)制則可能減少魚體重金屬累積量。我們發(fā)現(xiàn)相比其它5種魚，鯽處理組的Pb濃度最高，但鯽魚體Pb累積量并不都是最高，甚至在多數(shù)情況下要低于草魚和中華倒刺鲃魚體的Pb累積量(表1)。因此我們認(rèn)為鯽可能具有通過排泄方式將體內(nèi)Pb含量維持在一個(gè)較低水平的能力，這也許是鯽相比其它魚類對(duì)重金屬Pb具有更強(qiáng)的耐受能力的主要原因之一。

胭脂魚是國(guó)家二級(jí)保護(hù)動(dòng)物，是生存于長(zhǎng)江上游的珍稀瀕危魚類。有研究者認(rèn)為造成長(zhǎng)江上游胭脂魚種群數(shù)量急劇減少，資源處于瀕危狀態(tài)的主要原因包括水域環(huán)境的改變和環(huán)境污染[17]。從本實(shí)驗(yàn)結(jié)果可以看出相比其它淡水魚類，胭脂魚對(duì)水體Pb污染毒性的耐受力很低。因此，水體重金屬污染可能是造成胭脂魚瀕危的重要因素之一。

3.2影響水體Pb對(duì)魚類96 h急性半致死濃度(LC50)的因素

已有研究表明，處于相同發(fā)育階段的同種魚，體重較大的個(gè)體相比體重較小輕的的個(gè)體具有更強(qiáng)的重金屬耐受能力[18]。本實(shí)驗(yàn)得到的草魚和鯽的96 hLC50(3.73和11.59 mg/L)與溫茹淑等[19]得到的草魚96 hLC50(576.41 mg/L)以及王銀秋等[20]得到的鯽96 hLC50(273.9 mg/L)具有很大差異(分別相差近155和24倍)(表4)。本實(shí)驗(yàn)所選用的魚體重較大，但96 hLC50卻小得多。對(duì)比水體理化指標(biāo)后發(fā)現(xiàn)，pH值差異很小，而溫茹淑和王銀秋實(shí)驗(yàn)所用的水體硬度比本實(shí)驗(yàn)水體硬度高得多(相差近16倍)。這表明，同種魚在較高水體硬度中的96 hLC50要高于較低水體硬度中的96 hLC50。重金屬pb在硬度較低的水體中對(duì)魚的毒性較強(qiáng)[8]，造成這種差異性的原因主要有兩個(gè)：(1)水中微量元素抑制魚體攝取重金屬。Pb會(huì)競(jìng)爭(zhēng)性抑制鰓上的Ca2+結(jié)合位點(diǎn)，破壞Ca2+平衡從而對(duì)魚體造成毒性作用，水中Ca2+、Mg2+、Na+和H+等陽(yáng)離子會(huì)競(jìng)爭(zhēng)性或非競(jìng)爭(zhēng)性地抑制鰓對(duì)重金屬pb攝取和累積從而對(duì)重金屬pb毒性造成影響[1,21];(2)重金屬pb在較高硬度水體中容易形成不溶性碳酸鹽從而降低了重金屬的毒性[22]。

表4　不同理化指標(biāo)下水體Pb暴露對(duì)魚類的96 h LC50

注:數(shù)據(jù)用平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示

值得一提的是本實(shí)驗(yàn)得到的南方鲇和胭脂魚96 hLC50(6.59和0.33 mg/L)分別大于彭濤[23]得到的南方鲇96 hLC50(4.63 mg/L)和鄧冬富[24]得到的胭脂魚96 hLC50(0.264 mg/L)，在較小水體硬度中的96 hLC50反而較大。原因可能是魚體重存在差異，本實(shí)驗(yàn)所用魚相比彭濤和鄧冬富的實(shí)驗(yàn)魚體重要大，這也說明在硬度條件接近的情況下，魚的體重對(duì)魚體耐受重金屬Pb的能力具有明顯的影響。

本實(shí)驗(yàn)和岳南南[25]實(shí)驗(yàn)所得到的中華倒刺鲃96 hLC50分別為3.00和15.75 mg/L(表4)，發(fā)現(xiàn)在較高硬度水體中對(duì)體重較大的魚進(jìn)行水體Pb暴露，其96 hLC50較大。

綜上所述，水體硬度和魚體重會(huì)影響重金屬Pb對(duì)魚類的96 hLC50。較高硬度水體暴露的Pb對(duì)魚體的毒性較小，同種魚體重較大的個(gè)體對(duì)重金屬Pb的耐受能力較強(qiáng)。

3.3急性水體Pb暴露致死魚體和未死亡魚體Pb累積的差異

本實(shí)驗(yàn)所用到的6種魚經(jīng)96 h急性水體Pb暴露后，其死亡魚體的Pb累積量均高于未死亡魚體Pb累積量，且在草魚、鯽、團(tuán)頭魴、胭脂魚和中華倒刺鲃的實(shí)驗(yàn)群體中，二者之間的差異達(dá)到顯著水平(P<0.05)(表3)。Pb累積對(duì)魚腎臟具有損傷作用[26]。重金屬會(huì)在魚體組織中積累，當(dāng)達(dá)到一定濃度時(shí)就會(huì)對(duì)魚體造成損害[27]。Pb在魚體中大量累積會(huì)損害髓質(zhì)和小腦從而造成魚死亡[28]。排泄機(jī)制可減少魚體的Pb總累積量、重金屬暴露濃度、凈化時(shí)間、溫度、干擾因子、魚齡、魚的代謝水平，器官損傷程度，重金屬的半衰期等因素都會(huì)影響魚體對(duì)重金屬的排泄[29-30]。急性水體Pb暴露造成魚死亡的其中一個(gè)原因可能是魚體排泄Pb能力受損，因此，同樣處理?xiàng)l件下，死亡魚體的Pb累積量高于未死亡魚體。

綜上，通過本研究得出：(1)草魚、鯽、南方鲇、團(tuán)頭魴、胭脂魚和中華倒刺鲃的96 hLC50分別為：3.73 mg/L、11.59 mg/L、6.59 mg/L、3.27 mg/L、0.33 mg/L和3.00 mg/L。從而得出6種魚對(duì)Pb的耐受能力為：鯽>南方鲇>草魚>團(tuán)頭魴>中華倒刺鲃>胭脂魚；(2)水體硬度和魚體重會(huì)影響重金屬Pb對(duì)魚類的96 hLC50。較高硬度水體暴露的Pb對(duì)魚體的毒性較小，同種魚體重較大的個(gè)體對(duì)重金屬Pb的耐受能力較強(qiáng)；(3)急性水體Pb暴露致死魚體的Pb累積量高于未死亡魚體。

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(責(zé)任編輯：鄧薇)

Acute toxic effect of water-borne lead on six fishes from the upper reaches of the Yangtze River

PAN Tian-yang,FANG Shu-lin,YAN Yu-lian,XIE Xiao-jun

(LaboratoryofFreshwaterFishReproductionandDevelopment,MinistryofEducation,SouthwestUniversity，Chongqing400715，China)

Abstract：In order to estimate the tolerances of 6 fishes from the Yangtze River to the toxicity of water-borne lead(Pb),median lethal concentration of Pb for 96 hours(96 h LC50) in Ctenopharyngodon idellus,Carassius auratus,Silurus meridionalis,Megalobrama amblycephala,Myxocyprinus asiaticus and Spinibarbus sinensis were tested at same water temperature (27.5±0.2)℃,hardness (10±0.5)mg/L CaCO3 and pH (7.0±0.1).The values for 96 h LC50in the 6 fishes were 3.73,11.59,6.59,3.27,0.33 and 3.00 mg Pb/L,respectively.The results suggested that the tolerances for Pb toxicity were different among the six species and the order was C.auratu>S.meridionalis>C.idellus>M.amblycephala>S.sinensis>M.asiaticus.In each species the lead accumulation of the tested fish body increased with increasing Pb concentration,and the accumulation in the dead fish was higher than that in the survivor when exposed to a same Pb concentration.The values for 96 h LC50can be influenced by the water hardness and the weight of fish.Pb was less toxic in harder water to fish and larger fish was more tolerant to Pb toxicity.The lead accumulation in the dead fish was not influenced by its death time for the same species.The mean value of lead content of the dead fish in each species was higher than that of the survivors,and except for S.meridionalis the differences were significant between the dead and the survivor in the other 5 species.

Key words：water-borne lead;fish;acute toxicity;median lethal concentration;bioaccumulation

收稿日期：2015-10-12；

修訂日期：2016-03-04

第一作者簡(jiǎn)介：潘天揚(yáng)(1987-)，男，碩士研究生，專業(yè)方向?yàn)轸~類生理生態(tài)學(xué)。E-mail：panyian.ok@163.com通訊作者：謝小軍。E-mail：xjxie@swu.edu.cn

中圖分類號(hào)：S931.3

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1000-6907-(2016)03-0034-06

資助項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(31300338)；高等學(xué)校博士學(xué)科點(diǎn)專項(xiàng)科研基金資助項(xiàng)目(20120182120030)；重慶市自然科學(xué)基金重點(diǎn)項(xiàng)目(cstc2013jjB80008)。