鎘在芙蓉鯉鯽養殖水體中的分布及在魚體的富集研究

黃華偉，李小玲，劉伶俐，陳湘藝，黃向榮，何志剛，李傳武,3

（1. 湖南省水產科學研究所， 湖南 長沙410153； 2. 農業部漁業產品質量監督檢驗測試中心（長沙）， 湖南 長沙410153； 3.湖南省水產原種場， 湖南 長沙410153）

鎘是毒性最強的重金屬之一，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，隨著工農業三廢排放量的增加，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入土壤。當前，我國鎘污染的耕地面積已達2萬hm2，每年生產的鎘超標農產品達1.46×109kg，而且呈現出日益加重的趨勢[2]。

土壤中的鎘具有較強的化學活性，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，從而通過食物鏈對人和動物的生命和健康構成嚴重威脅。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，鎘可在人體內不斷積累，對肝臟、腎臟及骨骼系統有較大的毒性[3]。近幾年，有關土壤鎘污染的修復已成為研究熱點。因此，因地制宜、就地利用現有鎘污染土地，尤其是在鎘稻田產區，調整農業生產結構，開展水產養殖具有重要的社會效益和經濟效應。

目前，關于鎘對水產動物的毒性效應及其在動物組織中的蓄積研究多集中在水體環境中鎘對試驗動物的毒性[4-15]及其在組織中的富集和分布規律等方面[16-25]，而關于養殖環境下土壤中鎘在水產動物體內的富集及其在養殖環境中的分布研究卻鮮有報道。筆者在水泥池養殖環境下研究了土壤中鎘在芙蓉鯉鯽機體組織中的富集及其在養殖水體和底層土壤環境中的分布，并對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展水產養殖提供理論依據和技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 試驗對象 試驗用芙蓉鯉鯽來自湖南省水產科學研究所魚類原種場，個體體長為18.25±0.63 cm，個體體重為192.67±23.76 g。試驗開始前先暫養一周，選取機體健康、大小規格一致的個體開始正式試驗。

1.1.2 供試土壤、水源及飼料 試驗用土壤為普通菜園土，取自湖南省水產科學研究所魚類原種場無污染空地，其理化性狀：pH 值6.52，土壤有機質含量為10.34 g/kg，鎘含量背景值為0.072 11 mg/kg；其機械組成：＜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。試驗用飼料為通威配合顆粒飼料，鎘含量的測定值為0.013 67 mg/kg。

1.1.3 主要儀器及試劑 試驗主要儀器有：原子吸收分光光度計（Thermo M SERIES iCE3500）；微波消解儀（CEM Mars Xpress），可調式電熱板（北京市永光明醫療儀器廠），電子分析天平（沈陽龍騰電子稱量儀器有限公司，感量0.000 1 g）。主要試驗試劑有：氯化鎘（分析純，天津市科密歐化學試劑有限公司）；30%過氧化氫（優級純，天津市科密歐化學試劑有限公司）；鹽酸、硝酸、硫酸、氫氟酸、高氯酸、磷酸銨和磷酸氫二銨（優級純，上海國藥集團化學試劑有限公司）。

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗設計 試驗在室外水泥池（長5.76 m，寬2.62 m，高0.96 m）中進行，按土壤中外源性鎘的添加量不同分為3個試驗組，分別為A 組（5 mg/kg）、B 組（50 mg/kg）、C 組（100 mg/kg），再設置一個空白對照組，水泥池底部土壤的鋪設厚度為10±1 cm。

1.2.2 試驗操作及管理 2014年4月30日，試驗開始前，先剔除供試土塘中的雜物，并搗碎成團結塊的土壤，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均勻地加入氯化鎘溶液，使其充分吸附于供試土塘，鋪設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，靜置過夜后于第2 天分別采集水泥池底部的泥樣和水體，測定試驗初始時刻試驗組和對照組水體及底泥中的鎘含量。同時，每個水泥池中隨機放入芙蓉鯉鯽各60 尾開展正式養殖試驗，并測定供試魚組織中的鎘背景值。試驗養殖周期為76 d，從2014年5月1日～2014年7月15日，采取靜水養殖，期間不換水，每日按魚體體重的1%投喂配合飼料，并記錄水溫和水體pH 值。

1.2.3 測定項目及方法 試驗開始后，分別于第0、15、30、45、60、75 天采集各試驗組水樣、泥樣及鯽魚樣品。用5.0 L 塑料壺采集水面以下30 cm 處水樣，按GB7475-87 中的方法檢測水體中鎘含量[26]；泥樣按梅花采樣法采集混合樣，各點樣品等量混合均勻后按四分法棄取，泥樣自然風干后，粉碎過20 目尼龍篩，再以四分法棄取，保留100 g 后再次粉碎過100 目尼龍篩，裝入自封袋中，按GB/T17141-1997 中的方法測定土壤中鎘含量[27]。鯽魚樣品每次采集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 中的方法測定魚體組織中的鎘含量[28]。

2 結果與分析

2.1 養殖池中水體的鎘含量變化

在試驗水泥池養殖條件下，通過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，鎘在水體中的動態變化表現為：從0～15 d，A 組在試驗開始初期和早期含量較高，介于0.005 83～0.006 97 mg/L，均高于漁業水質標準中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，試驗中期出現回落，而試驗后期呈現增高的趨勢，且整個試驗期間水體中鎘含量均高于0.005 mg/L。空白對照組水體中鎘含量介于0.001 68～0.003 14 mg/L，相對較為穩定，均低于0.005 mg/L。不同試驗組間對比分析可知，隨著土壤中鎘濃度的增加，養殖水體中的鎘含量也隨之增加。

2.2 養殖池中底泥的鎘含量變化

由圖2 可知，在水泥池養殖條件下，鎘在底泥中的動態變化表現為：A 組在試驗開始初期含量最低，為3.455 76 mg/kg；在隨后試驗期間介于2.124 35～2.791 71 mg/kg 之間，呈降低的趨勢。B 組和C 組，在試驗開始初期含量最高，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。空白對照組底泥中鎘含量介于0.058 26～0.077 96 mg/kg。不同試驗組間對比分析可知，隨著土壤中鎘濃度的增加，養殖池中底泥的鎘含量也隨之增加。

2.3 養殖芙蓉鯉鯽組織中的鎘含量變化

試驗期間，養殖水體水溫變化范圍在22～34℃，pH 值變化范圍為6.14～6.87。養殖試驗結束后，芙蓉鯉鯽的體長為22.15±0.58 cm，體重為327.33±32.14 g，增重率達68.5%，而且并未出現疾病特征和死亡現象。

圖1 養殖環境中水體鎘含量的動態變化

圖2 養殖環境中底泥鎘含量的動態變化

在試驗水泥池養殖環境條件下，鎘在芙蓉鯉鯽鱗片中的富集規律見圖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0～15 d 時，各試驗組鎘在魚鱗片中的富集含量最高；飼養15～60 d 時，魚鱗片中的鎘含量逐漸下降；飼養60～75 d 時，鎘含量又呈現增加的趨勢。不同試驗組間對比分析可知，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態變化

鎘在芙蓉鯉鯽鰓中的富集規律見圖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0～15 d 時，各試驗組鎘在魚鰓中的富集含量最高；飼養15～45 d 時，魚鰓中鎘含量逐漸下降；飼養45～75 d 時，鎘含量又呈現增加的趨勢。不同試驗組間對比分析，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態變化

鎘在芙蓉鯉鯽皮膚中的富集規律見圖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0～15 d 時，各試驗組鎘在皮膚中的富集含量最高；飼養15～60 d 時，皮膚中鎘含量逐漸下降；飼養60～75 d 時，鎘含量又呈現增加的趨勢。不同試驗組間對比分析可知，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態變化

鎘在芙蓉鯉鯽肌肉中的富集規律見圖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；整個試驗養殖階段，芙蓉鯉鯽背肌中的鎘含量均低于水產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；整個試驗養殖階段，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。不同試驗組間對比分析可知，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律見圖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0～15 d 時，各試驗組肝臟中鎘含量最高；飼養15～75 d，各試驗組肝臟中鎘含量呈降低的趨勢。不同試驗組間對比分析可知，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態變化

圖7 芙蓉鯉鯽腹肌中鎘含量的動態變化

圖8 芙蓉鯉鯽肝臟中鎘含量的動態變化

鎘在芙蓉鯉鯽腸道中的富集規律見圖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0～15 d 時，各試驗組腸道中的鎘含量最高；飼養15～75 d 時，各試驗組腸道中鎘含量呈降低趨勢。不同試驗組間對比分析可知，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態變化

綜上所述，養殖試驗期間，各試驗組芙蓉鯉鯽不同機體組織中鎘含量的富集規律表現為：腸道＞肝臟＞鰓＞鱗片＞皮膚＞腹肌＞背肌。

3 結論與討論

3.1 養殖池中水體的鎘含量

在試驗水泥池養殖環境條件下，各試驗組水體中的鎘來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體組織的蓄積和排放有關。該試驗結果表明，在試驗初期和早期，各試驗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，均高于漁業水質標準中0.005 mg/L 的鎘限量；在試驗中期，水體中的鎘含量有所降低，但在試驗后期又出現明顯升高。這可能與試驗初期和早期土壤中外源性鎘向水體中的的釋放占主導，試驗中期水體中鎘被芙蓉鯉鯽機體組織所蓄積等有關；而在試驗后期水體中鎘含量出現明顯升高，可能與試驗后期池體水位下降，水體容量降低有關。

不同試驗組間，隨著土壤中鎘濃度的增加，養殖水體中的鎘含量也呈現遞增趨勢，且B 組和C 組水體中鎘含量在試驗期間均明顯超過漁業水質標準中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關系，而且底泥中高濃度的鎘可導致養殖水體中鎘含量超標，從而污染養殖水體環境。

3.2 養殖池中底泥的鎘含量

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

3.3 芙蓉鯉鯽組織中的鎘含量

在試驗水泥池養殖條件下，芙蓉鯉鯽對鎘吸收的主要是通過體表滲透、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。試驗結果表明，各試驗組芙蓉鯉鯽鱗片中鎘含量均在試驗早期最高，而在試驗中期出現下降且趨于平穩，在試驗后期出現小幅增高，其含量的高低與水體中鎘含量的變化趨勢基本一致。同時，芙蓉鯉鯽的鰓與養殖水環境直接接觸，具有較大的表面積，其鰓膜能對水體中游離的鎘離子有直接吸附作用[32]，通過鰓的呼吸代謝吸收水體中的鎘是鰓中蓄積鎘的主要途徑，各試驗組芙蓉鯉鯽鰓對鎘的富集規律表明其含量也與養殖水體中鎘含量水平呈正相關關系。另外，各試驗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態變化之中，但也均低于水產品鎘0.1mg/kg 的鎘限量。這表明試驗養殖環境底泥中的高濃度鎘并不會對芙蓉鯉鯽可食機體組織造成影響。

研究表明，水體中的鎘可以通過呼吸、消化及體表滲透等途徑吸收進入水產動物體內[33]，隨后通過血液循環轉運送至魚體的各個貯存部位，進入機體的鎘首先被帶到肝腎組織中，而且水產動物體內蓄積的鎘絕大部分積累在肝臟和腎臟組織中，約占機體總鎘的1/2～2/3[34]。試驗結果顯示，芙蓉鯉鯽的肝臟是鎘蓄積的主要部位，而且在試驗早期鎘含量即達到最大，在試驗中后期有所降低。這表明芙蓉鯉鯽肝臟組織對鎘具有一定的解毒能力，鎘在芙蓉鯉鯽肝臟中可誘導產生大量絡合重金屬的金屬硫蛋白[35]，而且肝臟中過量的鎘可經血液循環轉移到腎臟排泄[36]或經過腸肝循環從腸道排出體外[37]。

芙蓉鯉鯽為水底層雜食性魚類，試驗養殖環境條件下以人工配合飼料為主要餌料來源，其腸道中的鎘多為攝食性帶入。對各試驗組芙蓉鯉鯽腸道組織中鎘含量的測定結果表明，在試驗早期腸道鎘含量最高，隨后也有所下降。這表明試驗養殖環境中，芙蓉鯉鯽的腸道組織也是鎘蓄積的重要部位，在試驗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，以及養殖環境中底泥的鎘含量降低等有關。

試驗養殖環境條件下，芙蓉鯉鯽的肝臟、腸道、鰓和鱗片是鎘蓄積的主要部位，各試驗組芙蓉鯉鯽不同機體組織鎘蓄積水平的研究結果表明，其非可食組織中鎘含量明顯高于可食組織，富集規律表現為：腸道＞肝臟＞鰓＞鱗片＞皮膚＞腹肌＞背肌，這與他人在真鯛、鯉魚、金魚、鯽魚、大菱鲆、泥鰍等中的研究結果基本一致。上述研究結果均表明，水產動物內臟和鰓組織對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、文蛤等甲殼類和貝類水產動物中鎘積累研究也有相似的結果。芙蓉鯉鯽對鎘的生物富積作用是外部生態環境以及自身吸收、代謝和排泄作用的綜合表現，鎘的蓄積程度取決于吸收和排放之間的平衡，而其機制和機理還有待進一步深入研究。

[1]陳 媛.土壤中鎘及鎘的賦存形態研究進展[J].廣東微量元素科學，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].中國水稻科學，2006，20（3）：306-312.

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

[4]陳錫濤.鎘對花鰱（Aristichthysnobills）幼魚、魚苗和魚種的急性毒性及其安全濃度的評價[J].環境科學與技術，1991，（4）：5-8.

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

[6]馮 健，劉永堅，田麗霞，等.草魚實驗性鎘中毒對肝胰臟、腎臟和骨骼的影響[J].水產學報，2004，28（2）：195-200.

[7]王少博，王維民，郭亞楠，等.重金屬鎘和鉻對草魚苗的急性和慢性毒性效應[J].蘭州大學學報（自然科學版），2007，43（4）：60-64.

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

[9]王瑞龍，馬廣智，方展強.銅、鎘、鋅對唐魚的急性毒性及安全濃度評價[J].水產科學，2006，25（3）：117-120.

[10]陳朝陽，謝進金，卓麗娜.鎘對金魚的急性毒性研究[J].泉州師范學院學報（自然科學版），2006，24（6）：104-107.

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

[12]隋國斌，楊 鳳，孫丕海，等.鉛、鎘、汞對皺紋盤鮑幼鮑的急性毒性試驗[J].大連水產學院學報，1999，14（1）：22-26.

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

[14]臧維玲，戴習玲，江 敏，等.Cu2+和Cd2+對斑節對蝦幼蝦的毒性作用[J].水產科技情報，2001，28（5）：198-201.

[15]王 茜，王 蘭，席玉英，等.鎘對長江華溪蟹的急性毒性與積累[J].山西大學學報，2003，26（2）：176-178.

[16]馬 健.鯉魚對食物及水中鎘的攝取及在組織中的分配[J].國外環境科學技術，1997，（2）：21-24

[17]戴家銀，鄭微云，洪麗玉，等.銅、鉛、鎘在真鯛幼魚組織的積累與分布[J].海洋科學，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的生物富集[J].農業環境保護，2000，19（1）：50-52.

[19]劉長發，陶 澍，龍愛民.金魚對鉛和鎘的吸收蓄積[J].水生生物學報，2001，25（4）：244-249.

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

[21]翟毓秀，楊學松，寧勁松，等.鎘在大菱鲆體內蓄積規律及對生長和食品安全影響初探[J].海洋水產研究，2005，26（4）：26-31.

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

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

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

[25]陳細香，吳文杰，陳月琴.重金屬鎘在文蛤體內的富集和消除研究[J].安徽農業科學，2013，41（26）：10653-10656.

[26]GB7475-87.水質銅、鋅、鉛、鎘的測定.原子吸收分光光度法[S].

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

[28]GB/T5009.15-2003.食品中鎘的測定[S].

[29]GB11607-89.漁業水質標準[S].

[30]GB2762-2005.食品中污染物限量[S].

[31]劉育紅.土壤鎘污染的產生及治理方法[J].青海大學學報（自然科學版），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，Faure 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.