姜會(huì)超 劉愛英 宋秀凱 劉麗娟

?

混合暴露條件下刺參()對(duì)重金屬的富集與釋放特征*

姜會(huì)超1劉愛英1①宋秀凱2劉麗娟1

(1. 山東省海洋水產(chǎn)研究所 煙臺(tái) 264006; 2. 山東省海洋生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 煙臺(tái) 264006)

應(yīng)用雙箱動(dòng)力學(xué)模型模擬了刺參在Pb、Zn、Cu、Cd、Cr、Hg和As 7種重金屬混合暴露條件下, 呼吸樹、消化道和體壁組織對(duì)重金屬的生物富集與釋放實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明: (1) 重金屬在刺參組織器官中的富集具有選擇性, 理論平衡狀態(tài)下, As、Cd、Cr在各組織的含量分布(Amax): 呼吸樹>消化道>體壁, Cu、Zn分布規(guī)律(Amax): 消化道>呼吸樹>體壁, Hg、Pb分布規(guī)律(Amax): 體壁>呼吸樹>消化道。(2) 刺參對(duì)不同重金屬的富集系數(shù)存在顯著差異(<0.05), 呼吸樹組織對(duì)Cr離子富集系數(shù)最高2298.2, 其次是Cu、Cd離子, 其BCF均在1500以上, Hg、Pb、Zn和As離子在呼吸樹中的富集系數(shù)較低。體壁對(duì)Cu離子的富集系數(shù)最高為1560.7, 對(duì) As離子富集系數(shù)最低52.7。消化道對(duì)Cu離子富集系數(shù)最高6037, 對(duì)As離子富集系數(shù)最低為87.9。

刺參; 富集; 釋放; 重金屬; 雙箱動(dòng)力學(xué)模型

刺參()又稱仿刺參, 隸屬棘皮動(dòng)物門、海參綱、楯手目、刺參科, 是一種營(yíng)養(yǎng)和經(jīng)濟(jì)價(jià)值很高的海洋無(wú)脊椎動(dòng)物(張寶林等, 1995; 常亞青等, 2004)。主要分布于北起俄羅斯的海參崴, 經(jīng)日本海、朝鮮半島南到黃、渤海以及江蘇連云港外的西北太平洋沿岸(丁君等, 2008)。近年來(lái), 隨著人們對(duì)刺參高營(yíng)養(yǎng)價(jià)值的認(rèn)可, 刺參的養(yǎng)殖規(guī)模不斷擴(kuò)大, 已成為重要的海水養(yǎng)殖生物。但與此同時(shí), 工業(yè)的快速發(fā)展導(dǎo)致水體重金屬污染問題日益加劇, 重金屬通過受污染的水體富集到水生生物體內(nèi), 再通過食物鏈傳遞給食用者, 給人類健康造成嚴(yán)重危害。已有研究表明, 刺參對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的富集能力, 這些研究主要集中在某養(yǎng)殖環(huán)境中或市售中刺參的重金屬檢測(cè)(王瑩等, 2009; 龔恕等, 2012), 也有少部分實(shí)驗(yàn)研究了刺參對(duì)某重金屬單一暴露條件下的富集與代謝規(guī)律(趙元鳳等, 2008), 而對(duì)于混合暴露條件下, 數(shù)種重金屬離子在刺參體內(nèi)的富集與釋放特性則鮮有報(bào)道。由于環(huán)境中的重金屬以單個(gè)元素存在的情況較少, 而多以數(shù)種元素復(fù)合污染的情況存在。因此混合暴露實(shí)驗(yàn)更能客觀真實(shí)地反映重金屬在刺參體內(nèi)的富集與釋放特征(Sun, 2007; 陳海剛等, 2008)。本文通過雙箱動(dòng)力學(xué)模型, 研究了混合暴露條件下, Pb、Zn、Cu、Cd、Cr、Hg和As七種重金屬在刺參不同組織內(nèi)的富集和釋放規(guī)律, 可為我國(guó)刺參的安全養(yǎng)殖和質(zhì)量控制提供科學(xué)依據(jù)。對(duì)了解重金屬在刺參體內(nèi)的分布、富集、遷移和生態(tài)環(huán)境保護(hù)都具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

刺參()取自山東省海洋水產(chǎn)研究所東營(yíng)基地工廠化培育車間, 9月齡, 體長(zhǎng)7—9cm, 實(shí)驗(yàn)期間每天少量投喂藻粉, 藻粉中鉛鎘汞砷等重金屬含量均符合GB/T 17243-1998《飼料用螺旋藻粉》的限量要求。實(shí)驗(yàn)所用藥品C4H6O4Zn·2H2O、As2O3、CuSO4·5H2O、Pb(NO3)2、CdCl2·2.5H2O、K2Cr2O7、HgCl2均為國(guó)產(chǎn)分析純。取用山東省海洋水產(chǎn)研究所東營(yíng)基地符合國(guó)家漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的海水作為刺參的養(yǎng)殖實(shí)驗(yàn)用水, 該水重金屬離子本底濃度如表1所示。實(shí)驗(yàn)在1000L的聚乙烯水箱中進(jìn)行, 實(shí)驗(yàn)水體800L, 實(shí)驗(yàn)期間海水平均溫度(16.0±0.5)°C, 鹽度29.5±0.3, 水體充氧。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

參考國(guó)家漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB11607-89)對(duì)重金屬含量的規(guī)定, 同時(shí)根據(jù) Pb、Zn、Cu、Cd、Cr、Hg和As七種重金屬刺參急性毒性試驗(yàn)的結(jié)果, 對(duì)目標(biāo)重金屬暴露濃度進(jìn)行設(shè)計(jì), 暴露濃度配制過程中扣除本底值見表1。

實(shí)驗(yàn)分為富集和釋放兩個(gè)階段, 富集階段進(jìn)35d, 釋放階段進(jìn)行25d, 整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程持續(xù) 60d。富集實(shí)驗(yàn)在經(jīng)過清洗與曝曬過的1000L聚乙烯水箱中進(jìn)行, 水箱中放入350頭刺參, 加入800L含有不同重金屬濃度的實(shí)驗(yàn)用水, 在富集實(shí)驗(yàn)第 0、7、10、20、30、35天分別從水箱中隨機(jī)取刺參10頭, 分組織器官制樣。富集階段結(jié)束后, 排出實(shí)驗(yàn)用水, 清洗水箱, 用上述符合國(guó)家漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的海水對(duì)海參進(jìn)行釋放實(shí)驗(yàn), 并在釋放實(shí)驗(yàn)的第0、5、10、15、25天, 隨機(jī)取刺參10頭, 分組織器官制樣。

刺參分呼吸樹、消化道、體壁三部分組織取樣, 樣品裝袋冷凍保存, 待檢測(cè)。樣品參照GB17387.6-1998《海洋監(jiān)測(cè)規(guī)范》生物體內(nèi)重金屬的測(cè)定方法。

表1 養(yǎng)殖海水重金屬本底值及暴露濃度(mg/L)

Tab.1 The background values of heavy metals and the concentration of exposure in the experiment (mg/L)

1.3 數(shù)據(jù)處理與實(shí)驗(yàn)應(yīng)用模型

生物雙箱動(dòng)力學(xué)模型(Kahle, 2002)認(rèn)為污染物在生物體內(nèi)的富集可近似看作是污染物在生物體和水體之間的兩相分配過程, 其富集、排出過程可用一級(jí)動(dòng)力學(xué)過程進(jìn)行描述, 目前對(duì)于該模型的應(yīng)用研究較多(Clason, 2003; 王曉麗等, 2004), 主要描述如下(圖1)。

圖1 生物富集雙箱動(dòng)力學(xué)模型

圖1中,1為生物富集速率常數(shù),2為生物排出速率常數(shù),v為水體的揮發(fā)常數(shù),m為生物的代謝速率常數(shù),w為水體重金屬濃度(mg/L),A為生物體內(nèi)重金屬濃度(mg/kg)。

水相: dw/d= 0 (1)

生物體:

dA/d=1w－(2+m)A(2)

在公式的推導(dǎo)過程中, 忽略水體中重金屬的自然揮發(fā)及生物體的代謝。則由方程(2)得, 富集階段(0 <<*,*為富集階段結(jié)束的天數(shù)):

式中,0為實(shí)驗(yàn)開始前刺參體內(nèi)重金屬的含量(mg/kg干重),w為水體中重金屬濃度(mg/L),A為刺參體內(nèi)重金屬的含量(mg/kg干重)。

排出階段(>*):

由公式(3)、(4)對(duì)富集和排出過程中刺參體內(nèi)重金屬含量的動(dòng)態(tài)檢測(cè)結(jié)果進(jìn)行非線性擬合得到1、2值。

生物富集系數(shù)BCF由公式(5)計(jì)算:

重金屬的生物學(xué)半衰期指的是生物體內(nèi)的金屬排出一半所需的時(shí)間, 用公式(6)計(jì)算:

富集達(dá)到平衡時(shí), 生物體內(nèi)重金屬的含量Amax由公式(7)計(jì)算:

Amax= BCF×w(7)

即使沒有達(dá)到濃度平衡, 雙箱動(dòng)力學(xué)模型也可以用來(lái)計(jì)算理論中平衡狀態(tài)下的動(dòng)力學(xué)參數(shù)。數(shù)據(jù)處理采用Excel 2010、Spss11.5和擬合軟件Origin 7.5。

2 結(jié)果

2.1 混合暴露下刺參對(duì)7種重金屬的富集及釋放特征

由圖2可知, 在富集階段, 刺參各組織對(duì)7種重金屬均表現(xiàn)出明顯的富集過程, 隨著富集時(shí)間延長(zhǎng), 各組織中重金屬含量不斷增加。刺參不同組織對(duì)重金屬富集程度存在顯著差異(<0.05)。

Cu、Zn、Cd、Pb四種重金屬在刺參消化道富集程度最高, 其次是呼吸樹組織, 體壁對(duì)四種重金屬富集能力最弱。第35天富集實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí), 刺參消化道、呼吸樹、體壁組織中Cu含量分別為25.32、16.26、11.02mg/kg, 較對(duì)照分別提高了32.7倍、27.9倍及83.6倍; 隨著時(shí)間延長(zhǎng), 刺參各組織對(duì)Zn、Cd的吸收速度有所放緩, 在第35天基本趨于飽和, 富集結(jié)束時(shí), 消化道、呼吸樹和體壁組織中Zn離子含量分別為37.02、14.23、10.96mg/kg, 較對(duì)照分別提高了3.8倍、2.4倍及3.2倍; Cd離子含量分別為11.15、7.06、3.45mg/kg, 較對(duì)照分別提高了36.6倍、12.2倍及10.7倍; Pb在刺參呼吸樹內(nèi)的富集波動(dòng)較為劇烈, 富集20天達(dá)到較高的7.316mg/kg, 在30天時(shí), 含量降為4.232mg/kg。富集結(jié)束時(shí), 消化道、呼吸樹、體壁組織中Pb含量分別為9.32、8.63、7.03, 較對(duì)照分別提高了796.6倍、209.0倍及117.8倍。

圖2 重金屬混合暴露條件下刺參各組織對(duì)不同重金屬的積累和釋放

Cr和As在刺參各組織間富集趨勢(shì)較為一致。富集結(jié)束時(shí), Cr、As在刺參各組織中的含量分布均為: 呼吸樹>消化道>體壁。刺參對(duì)Cr表現(xiàn)出較強(qiáng)的富集能力, 呼吸樹、消化道、體壁三組織中Cr含量分別為89.23、69.12、7.98mg/kg, 較對(duì)照分別提高了469.6倍、646.0倍、81.4倍。As在刺參體內(nèi)含量較低, 富集結(jié)束時(shí), 呼吸樹、消化道、體壁三組織中含量分別為3.02、2.26、1.36mg/kg, 較對(duì)照分別提高了21.9倍、18.7倍、28.7倍。

刺參消化道和呼吸樹中Hg含量分別在富集的10天和20天達(dá)到最高0.75、0.90mg/kg, 之后隨著時(shí)間延長(zhǎng), Hg含量有所降低。富集結(jié)束時(shí), 各組織中Hg含量分布: 體壁(0.93mg/kg) > 呼吸樹(0.64mg/kg) > 消化道(0.48mg/kg), 較對(duì)照分別提高了127.0倍、51.6倍、19.2倍。

刺參不同組織對(duì)7種重金屬的釋放特性較為相似, 各組織重金屬含量隨著釋放時(shí)間的延長(zhǎng)而減少, 表現(xiàn)出較為明顯的排出過程, 但重金屬排出速度較為緩慢, 在釋放試驗(yàn)第25天, 各組織中重金屬含量雖然有所降低, 但與對(duì)照組相比仍維持在較高的水平。

2.2 混合暴露下刺參對(duì)7種重金屬富集與釋放動(dòng)力學(xué)參數(shù)

由表2可知, 除呼吸樹對(duì)Pb富集規(guī)律與模型擬合度較低外(0.752), 其它各組織對(duì)7種重金屬的富集規(guī)律與雙箱動(dòng)力學(xué)模型擬合度均較高, 說明雙箱動(dòng)力學(xué)模型可以較好地解釋混合暴露下刺參對(duì)重金屬的富集規(guī)律。在釋放階段, 各組織對(duì)重金屬的釋放規(guī)律與雙箱動(dòng)力學(xué)模型擬合度明顯低于富集階段, 刺參消化道對(duì)Hg的釋放以及呼吸樹對(duì)Zn的釋放規(guī)律與雙箱動(dòng)力學(xué)模型擬合度僅為0.443、0.317。雙箱動(dòng)力學(xué)模型并不能完全解釋混合暴露條件下刺參對(duì)重金屬的釋放規(guī)律。

表2 刺參各組織器官對(duì)不同重金屬的生物動(dòng)力學(xué)參數(shù)

Tab.2 Kinetic parameters of accumulation and release of heavy metals by different tissues and organs of A. japonicus

由圖2可知, 在35天富集實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí), 刺參各組織對(duì) 7種重金屬的吸收雖然有所放緩, 但尚未達(dá)到平衡。根據(jù)雙箱動(dòng)力學(xué)模型可以計(jì)算出理論平衡狀態(tài)下的動(dòng)力學(xué)參數(shù), 結(jié)果如表2所示。理論平衡狀態(tài)下, As、Cd、Cr在各組織器官含量分布(Amax): 呼吸樹>消化道>體壁, 富集系數(shù)(BCF): 呼吸樹>消化道>體壁, 刺參各組織器官對(duì) As、Cr 的半衰期(1/2): 消化道>呼吸樹>體壁, 對(duì)Cd的半衰期(1/2): 呼吸樹>消化道>體壁。Cu、Zn兩種重金屬與As、Cd、Cr有所差異, 在理論平衡狀態(tài)下, 各組織器官含量分布(Amax): 消化道>呼吸樹>體壁, 富集系數(shù)(BCF): 消化道>呼吸樹>體壁, 釋放階段Cu離子半衰期: 消化道>呼吸樹>體壁, Zn半衰期為: 呼吸樹>消化道>體壁。Hg、Pb與其它5種重金屬差異較大, 這兩種重金屬在刺參體壁中的含量明顯高于呼吸樹和消化道組織(<0.05), 理論平衡狀態(tài)下, Hg、Pb在各組織器官的含量分布(Amax): 體壁>呼吸樹>消化道, 富集系數(shù)(BCF): 體壁>呼吸樹>消化道, 在釋放階段各組織Hg、Pb半衰期(1/2): 體壁>呼吸樹>消化道。

2.3 刺參對(duì)7種重金屬富集系數(shù)的差異

由圖3可以看出, 在實(shí)驗(yàn)暴露濃度的7種重金屬水環(huán)境中, 刺參對(duì)不同重金屬的富集系數(shù)存在顯著差異(<0.05), 刺參呼吸樹組織中, Cr離子富集系數(shù)最高2298.2, 其次是Cu、Cd離子, 其BCF均在1500以上, Hg、Pb、Zn和As離子在呼吸樹中富集系數(shù)較低。體壁對(duì)Cu離子的富集系數(shù)最高1560.7, 對(duì)其它重金屬離子的富集系數(shù)均低于1000, 對(duì)As離子富集系數(shù)最低為52.7。消化道對(duì)Cu離子富集系數(shù)最高, 達(dá)到了6037, 遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于對(duì)其它重金屬的富集, 對(duì)As離子富集系數(shù)最低為87.9。綜上所述, 刺參各組織對(duì)Cu、Cd離子的富集系數(shù)普遍較高, 對(duì)Hg、Pb和Zn離子富集系數(shù)較低, As離子在呼吸樹、消化道和體壁組織中富集系數(shù)均為最低。

3 討論

3.1 重金屬在刺參體內(nèi)含量分布

重金屬在生物體內(nèi)的分布不是均一的, 在刺參不同組織內(nèi)的富集具有明顯的選擇性。實(shí)驗(yàn)暴露濃度下, 除Hg離子外, 其它6種重金屬在消化道和呼吸樹內(nèi)富集程度明顯高于體壁, Cu、Zn、Cd、Pb離子在刺參體內(nèi)含量分布規(guī)律: 消化道>呼吸樹>體壁, As、Cr離子含量分布規(guī)律: 呼吸樹>消化道>體壁, Hg離子含量分布規(guī)律: 體壁>呼吸樹>消化道。研究表明, 內(nèi)臟是魚(羅國(guó)鈞, 2000)、蝦(李來(lái)好等, 2006)、蟹(Canli, 1995; 孫平躍等, 2003)、刺參(丁君等, 2008)等水生生物體內(nèi)重金屬富集的主要部位, 它們對(duì)重金屬的富集能力明顯高于肌肉等部位; 內(nèi)臟也是水生生物的主要解毒和排泄器官, 可以快速大量合成金屬硫蛋白(MT)而使重金屬得以大量蓄積(Chandra, 2003)。呼吸樹是海參特有的呼吸和排泄器官, 具有十分寬廣的表面積用來(lái)與水進(jìn)行交換, 因此吸附重金屬的機(jī)率較大(劉曉云等, 2005)。目前具有代表性的用來(lái)解釋重金屬進(jìn)入水生生物呼吸器官的假說是競(jìng)爭(zhēng)位點(diǎn)理論, 該理論認(rèn)為金屬離子進(jìn)入細(xì)胞前先與細(xì)胞表面的接受點(diǎn)結(jié)合, 其結(jié)合能力大小會(huì)直接影響到重金屬進(jìn)入細(xì)胞的速率和量(陳海仟等, 2010)。體壁中重金屬的含量較少, 主要與刺參的代謝過程有關(guān), 重金屬進(jìn)入生物體后先經(jīng)過內(nèi)臟器官吸收, 以一定的方式對(duì)其毒性進(jìn)行消解處理, 只有當(dāng)內(nèi)臟中重金屬飽和后, 才會(huì)加快向肌肉組織轉(zhuǎn)移(王克行, 1996)。本實(shí)驗(yàn)富集10天時(shí), Hg離子在消化道和呼吸樹中的含量明顯高于體壁組織, 但隨著富集時(shí)間延長(zhǎng), 消化道和呼吸樹中Hg離子含量開始下降, 富集結(jié)束時(shí), Hg含量明顯低于體壁組織。一方面可能是在實(shí)驗(yàn)暴露濃度情況下, 呼吸樹和消化道對(duì)Hg離子的吸收已經(jīng)達(dá)到飽和, 繼續(xù)吸收的Hg離子, 大部分轉(zhuǎn)移到體壁組織中。另一方面可能是由于實(shí)驗(yàn)在混合暴露條件下進(jìn)行, 各離子之間存在互相促進(jìn)、拮抗、競(jìng)爭(zhēng)等影響因素, 導(dǎo)致重金屬在生物體內(nèi)的積累和釋放規(guī)律變得復(fù)雜(Kargin, 1999)。

圖3 刺參各組織對(duì)7種重金屬生物富集系數(shù)BCF

3.2 刺參對(duì)不同重金屬富集系數(shù)的差異

重金屬在刺參不同組織間的富集具有明顯的選擇性, 同樣, 刺參對(duì)不同重金屬的富集程度也存在明顯的差異(<0.05)。實(shí)驗(yàn)暴露濃度下, 刺參對(duì)Cu離子富集程度最高, 其富集系數(shù)范圍為1560.7—6037; 其次是Cr和Cd離子, 富集系數(shù)范圍分別為135.0—2298.3, 512.2—1728.6; Hg、Pb、Zn、As離子在刺參體內(nèi)富集程度較低, 其富集系數(shù)均在1000以下, 其中As離子富集系數(shù)最低, 其富集系數(shù)范圍僅為52.7—108.4。相似研究在牡蠣(Lim, 1998; 王曉麗等, 2004)、泥蚶(齊秋貞, 1987; 李學(xué)鵬等, 2008)、魚類(孟曉紅, 1997)和蟹類(陳海仟等, 2010)中均有報(bào)道。牡蠣對(duì)Cu、Cd的富集系數(shù)高達(dá)9300、1600, 遠(yuǎn)高于對(duì)As離子(56.7)的富集, 中華絨螯蟹各組織器官對(duì)Cd離子的富集(6—3148)高于對(duì)Pb離子的富集(5—51), 與本研究相似。泥蚶等由于生長(zhǎng)環(huán)境的原因, 對(duì)重金屬的富集能力較強(qiáng), 對(duì)Pb離子的富集系數(shù)高達(dá)2584.9, 但對(duì)Cd和Cu離子富集系數(shù)反而較低分別為: 1250.5、457.3, 與本研究相反。產(chǎn)生這種差異的原因可能是由物種的不同所引起, Rainbow(1993)指出, 海洋生物對(duì)重金屬的富集實(shí)際上取決于金屬進(jìn)出生物體的速率, 相對(duì)速率的變化決定了生物對(duì)特定金屬的富集差異。研究表明(張少娜等, 2004), 同是雙殼類軟體動(dòng)物, 牡蠣體內(nèi)鋅的積累量很高, 而貽貝的積累量很低, 牡蠣能積累高濃度的顆粒鋅, 而貽貝則會(huì)排出大量顆粒鋅。

3.3 混合暴露條件下雙箱動(dòng)力學(xué)模型適應(yīng)性

混合暴露條件下刺參對(duì)7種重金屬的富集規(guī)律比較符合雙箱動(dòng)力學(xué)模型, 但刺參對(duì)幾種重金屬的釋放規(guī)律與雙箱動(dòng)力學(xué)模型擬合度較低, 如呼吸樹組織對(duì)Zn離子的釋放以及消化道對(duì)Hg離子的釋放, 其擬合度僅為0.317、0.443。在釋放階段, 雖然各種金屬含量隨著時(shí)間的延長(zhǎng)有所降低, 但下降幅度緩慢, 釋放結(jié)束時(shí)各組織內(nèi)的重金屬含量仍然維持在較高的水平, 說明積累于刺參體內(nèi)的重金屬短期內(nèi)很難排出。有研究表明, 海洋生物難以排出已進(jìn)入體內(nèi)的重金屬, 重金屬在生物體內(nèi)的排出主要通過金屬硫蛋白解毒機(jī)制實(shí)現(xiàn)的(陳海剛等, 2008)。雙箱動(dòng)力學(xué)模型是近年來(lái)發(fā)展起來(lái)的一種數(shù)學(xué)模型, 在海洋生物上的應(yīng)用多見于單一暴露條件下的富集與釋放動(dòng)力學(xué)研究, 缺乏混合暴露條件下重金屬在生物體內(nèi)代謝方面的相關(guān)報(bào)道。本研究表明, 雙箱動(dòng)力學(xué)模型可以較好地解釋混合暴露條件下重金屬在刺參體內(nèi)的富集規(guī)律, 但由于混合暴露條件下, 重金屬之間拮抗、競(jìng)爭(zhēng)以及金屬硫蛋白特殊解毒機(jī)制等因素的存在, 使得重金屬在生物體內(nèi)釋放規(guī)律變得極其復(fù)雜。雙箱動(dòng)力學(xué)模型能否合理的解釋混合暴露條件下重金屬的釋放規(guī)律值得商榷, 有待進(jìn)一步研究。

丁 君, 張學(xué)輝, 丁 鳴等, 2008. 幼刺參不同部位對(duì)Zn2+、Cu2+的蓄積動(dòng)力學(xué)研究. 海洋環(huán)境科學(xué), 27(4): 359—362

王 瑩, 康萬(wàn)利, 辛士剛等, 2009. 鮑魚、海參中微量元素的分析研究. 光譜學(xué)與光譜分析, 29(2): 511—514

王克行, 1996. 蝦蟹類增養(yǎng)殖學(xué). 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 14

王曉麗, 孫 耀, 張少娜等, 2004. 牡蠣對(duì)重金屬生物富集動(dòng)力學(xué)特性研究. 生態(tài)學(xué)報(bào), 24(5): 1086—1090

劉曉云, 包振民, 范瑞青等, 2005. 刺參呼吸樹的超微結(jié)構(gòu)觀察與研究. 海洋科學(xué), 29(12): 25—30

齊秋貞, 1987. 菲律賓蛤仔的生活史. 水產(chǎn)學(xué)報(bào), 11(2): 111—119

孫平躍, 王 斌, 2003. Zn、Cu和Pb在無(wú)齒相手蟹體內(nèi)的積累和分布. 海洋環(huán)境科學(xué), 22(1): 43—47

李來(lái)好, 楊賢慶, 郝淑賢, 2006. 羅非魚、南美白對(duì)蝦對(duì)重金屬富集的研究. 熱帶海洋學(xué)報(bào), 25(4): 61—66

李學(xué)鵬, 勵(lì)建榮, 段青源等, 2008. 泥蚶對(duì)重金屬銅、鉛、鎘的生物富集動(dòng)力學(xué). 水產(chǎn)學(xué)報(bào), 32(4): 592—600

張少娜, 孫 耀, 宋云利等, 2004. 紫貽貝()對(duì)4種重金屬的生物富集動(dòng)力學(xué)特性研究. 海洋與湖沼, 35(5): 438—445

張寶琳, 孫道元, 吳耀泉, 1995. 靈山島淺海巖礁區(qū)刺參()食性初步分析. 海洋科學(xué), 3: 11—13

陳海仟, 張美琴, 吳光紅等, 2010. 中華絨螯蟹對(duì)Pb和Cd的富集與釋放特性. 水生生物學(xué)報(bào), 34(4): 828—836

陳海剛, 賈小平, 林 欽等, 2008. 混合暴露條件下近江牡蠣對(duì)重金屬的積累與釋放特征. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 19(4): 922—927

羅國(guó)鈞, 2000. 卿魚體內(nèi)重金屬的分布和積累規(guī)律研究. 渝州大學(xué)學(xué)報(bào), 12(1): 56—61

孟曉紅, 1997. 金屬鎘在魚體中的生物富集作用. 廣東微量元素科學(xué), 4(1): 8—11

趙元鳳, 吳益春, 呂景才等, 2008. 重金屬鉛在刺參組織的蓄積、分配、排放規(guī)律研究. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 27(4): 1677—1680

龔 恕, 闕 斐, 2012. 海參中15種元素含量的檢測(cè)分析. 現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技, 2: 347—357

常亞青, 丁 君, 宋 堅(jiān)等, 2004. 海參、海膽生物學(xué)研究與養(yǎng)殖. 北京: 海洋出版社, 1—3

Canli M, Furness R W, 1995. Mercury and cadmium uptake from seawater and from food by the Norway lobster. Environmental Toxicology and Chemistry, 14(5): 819—828

Chandra S K, Chary N S, Kamala C T, 2003. Fractionation studies and bioaccumulation of sediment-bound heavy metals in Kolleru Lake by edible fish. Environment International, 29(7): 1001—1008

Clason B, Langston W J, Zauke G P, 2003. Bioaccumulation of trace metals in the amphipod(Leach, 1815) from the Avon and Tamar estuaries (UK): comparison of two-compartment and hyperbolic toxicokinetic model. Marine Environmental Research, 55(5): 359—384

Kahle J, Zauke G P, 2002. Bioaccumulation of trace metals in the copepodfrom the Weddell Sea (Antarctica): comparison of two-compartment and hyperbolic toxi-cokinetic models. Aquatic Toxicology, 59(1—2): 115—135

Kargin F, Cogun H Y, 1999. Metal interactions during accumulation and elimination of zinc and cadmium in tissues of the freshwater fish. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 63(4): 511—519

Lim P E, Lee C K, Din Z, 1998. The kinetics of bioaccumulation of zinc, copper, lead and cadmium by oysters (and) under tropical field conditions. Sci Total Environ, 216: 147—157

Rainbow P S, 1993. The signification of trace metal concentration in marine invertebrates. Boca Raton: Lewis Publisher, 4—23

Sun F H, Zhou Q X, 2007. Metal accumulation in the polychaetewith emphasis on interaction between Heavy metals and petroleum hydrocarbons. Environmental Pollution, 149(1): 92—98

ACCUMULATION AND RELEASE OF COMMON HEAVY METALS IN

JIANG Hui-Chao1, LIU Ai-Ying1, SONG Xiu-Kai2, LIU Li-Juan1

(1. Shandong Marine Fisheries Research Institute, Yantai 264006, China; 2. Shandong Key Laboratory of Marine Ecological Restoration, Yantai 264006, China)

We evaluated the kinetic parameters of biological accumulation and release of seven heavy metals (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr, Hg and As) in respiratory tree, alimentary canal, and body wall ofin two-compartment bioconcentration model in experiment. A. japonicus were exposed to water mixed with the seven heavy metals. The results show that the heavy metals were accumulated selectively in major organs and tissues in A. japonicus. The maximum concentrations of As, Cd and Cr in A. japonicus are in the order of respiratory tree > alimentary canal > body wall; for Cu and Zn: alimentary canal > respiratory tree > body wall; and Hg and Pb: body wall > respiratory tree > alimentary canal. Significant difference was observed in bioconcentration factor (BCF) among the seven heavy metals. The respiratory tree showed the strongest Cr-accumulation with BCF 2298.2, followed by Cu and Cd with BCFs >1500, and weaker accumulation in Hg, Pb, Zn and As. However, alimentary canal and body wall showed the strongest accumulation for Cu with BCFs 6037 and 1560.7, respectively, and then the weakest accumulation in As with BCFs 87.9 and 52.7, respectively.

, accumulation, release, heavy metal, two-compartment kinetic model。

10.11693/hyhz20130313001

* 山東省科技發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目資助, 2009GG10009044號(hào); 煙臺(tái)市科技發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目資助, 2011457號(hào); 水生動(dòng)物營(yíng)養(yǎng)與飼料“泰山學(xué)者”崗位經(jīng)費(fèi)資助, 2007—2012。姜會(huì)超, 碩士, 研究實(shí)習(xí)員, E-mail: jianghuichao2008@163.com

劉愛英, 副研究員, E-mail: aiyingl@163.com

2013-03-14,

2013-06-19

S965.117