蔡深文，倪朝輝，劉 斌，顏 雄，樊磊磊，劉 楊

(1.遵義師范學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，貴州遵義 563002；2.中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院長(zhǎng)江水產(chǎn)研究所，武漢 430223；3.遵義師范學(xué)院化學(xué)化工學(xué)院，貴州遵義 563002)

赤水河主要經(jīng)濟(jì)魚類重金屬含量及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

蔡深文1，倪朝輝2，劉 斌1，顏 雄1，樊磊磊1，劉 楊3

(1.遵義師范學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，貴州遵義 563002；2.中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院長(zhǎng)江水產(chǎn)研究所，武漢 430223；3.遵義師范學(xué)院化學(xué)化工學(xué)院，貴州遵義 563002)

為了解赤水河魚體重金屬富集現(xiàn)狀及其潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和食品安全，測(cè)定了赤水河茅臺(tái)江段和赤水江段的黃顙魚(Pelteobagrusfulvidraco)、蛇鮈(Saurogobiodabryi)和大口鲇(Silurusmeriordinalis)肌肉和肝臟中的重金屬含量。分別使用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法測(cè)定Cu、Zn、Pb、Cd、Fe、Cr和Mn的含量，原子熒光光度法測(cè)定As和Hg的含量。結(jié)果表明：大口鲇肌肉中Cu、Zn、Pb、Cd、Fe、Cr和Hg的含量高于黃顙魚和蛇鮈，3種魚類肝臟中的重金屬含量均高于肌肉。所有魚體肌肉中的重金屬含量均低于國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)，但大口鲇肌肉中Pb和Cd的含量高于歐盟委員會(huì)標(biāo)準(zhǔn)。危害指數(shù)分析表明：赤水河野生魚類食用的人體健康風(fēng)險(xiǎn)較小。重金屬單因子污染指數(shù)的結(jié)果表明赤水河魚體Pb和Cd的污染程度較高，赤水河存在潛在的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。

赤水河；魚類；重金屬；污染風(fēng)險(xiǎn)

河流重金屬污染越來越受人們關(guān)注，來源于自然環(huán)境和人為活動(dòng)產(chǎn)生的金屬和類金屬由于其較強(qiáng)的毒性、不易降解性、生物累積和生物富集等特點(diǎn)，進(jìn)入水生態(tài)系統(tǒng)后將嚴(yán)重影響水生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性[1]。Cu、Zn、Fe、Mn、Cr和As是構(gòu)成生物有機(jī)體的必需元素，但這些元素在生物體內(nèi)超過一定劑量就會(huì)對(duì)生物體產(chǎn)生毒害作用，Pb、Cd和Hg是生物代謝活動(dòng)的非必需元素，在低濃度下就會(huì)對(duì)生物體產(chǎn)生危害。魚類從水體或食物中吸收重金屬，且能夠在組織中富集，因此，魚類被廣泛作為指示生物用于水生態(tài)系統(tǒng)的重金屬污染評(píng)估[2]。魚體肌肉通常用于評(píng)價(jià)食品健康風(fēng)險(xiǎn)，肝臟可用于反映重金屬在魚體內(nèi)累積的長(zhǎng)期效應(yīng)[3]。

赤水河是長(zhǎng)江上游唯一未修建水壩的一級(jí)支流，位于長(zhǎng)江上游珍稀、特有魚類國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)內(nèi)，在長(zhǎng)江上游的珍稀特有魚類資源的保護(hù)方面具有重要的生態(tài)意義[4]。關(guān)于赤水河水生態(tài)環(huán)境方面的研究報(bào)道較少[5-7]，蔡深文等[8]調(diào)查了長(zhǎng)江上游珍稀、特有魚類國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)魚體肌肉的重金屬殘留，但只是針對(duì)保護(hù)區(qū)的整體情況進(jìn)行了分析，而通過魚體重金屬含量反映赤水河重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)的研究還未見報(bào)道。盡管目前赤水河流域經(jīng)濟(jì)發(fā)展滯后，工業(yè)不發(fā)達(dá)，水質(zhì)狀況總體較好，但隨著流域內(nèi)的礦產(chǎn)資源開發(fā)和城鎮(zhèn)化建設(shè)推進(jìn)，必然產(chǎn)生更多含重金屬的廢棄物和廢水，將對(duì)赤水河的生態(tài)環(huán)境造成威脅。本研究通過測(cè)定赤水河茅臺(tái)和赤水江段3種常見經(jīng)濟(jì)魚類肌肉和肝臟中的重金屬(Cu、Zn、Pb、Cd、Fe、Cr、Mn、As和Hg)含量，評(píng)價(jià)赤水河的重金屬污染現(xiàn)狀，以期為赤水河流域生態(tài)環(huán)境保護(hù)提供基礎(chǔ)參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

2016年7～8月，在赤水河茅臺(tái)江段和赤水江段(圖1)采集了3種常見的經(jīng)濟(jì)魚類樣本，分別為黃顙魚(Pelteobagrusfulvidraco)、蛇鮈(Saurogobiodabryi)和大口鲇(Silurusmeriordinalis)，每種魚的樣本數(shù)量、體長(zhǎng)和體重指標(biāo)見表1，取魚體背鰭下方去皮肌肉和肝臟組織，稱重，置于10 mL玻璃瓶中，-20 ℃冰箱保存。

1.2 樣品處理與分析

待測(cè)樣品從-20 ℃冰箱取出解凍后，加5 mL HNO3-HClO4(9∶1 v/v)混合液消解12 h后倒入聚四氟乙烯消解罐內(nèi)，并用1 mL混合酸溶液潤(rùn)洗3次，消解罐置于微波消解儀(APL MD8H)內(nèi)，按表2所示程序進(jìn)行消解反應(yīng)。消解完全后，自然冷卻至室溫，打開內(nèi)蓋排出消解產(chǎn)生的氣體，用超純水轉(zhuǎn)移至比色管中定容至25 mL，搖勻待測(cè)。Cu、Zn、Pb、Cd、Fe、Cr和Mn用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法(ICP-AES)測(cè)定 (Thermo ICAP6300-duo, USA)，As和Hg用原子熒光光度法測(cè)定(KCHG AFS-230E)。

表1 魚類樣本數(shù)量、體長(zhǎng)和體重Tab.1 Number, length and weight of the fish samples

圖1 采樣點(diǎn)地理位置分布圖Fig.1 Map of fish sampling locations

表2 微波消解程序Tab.2 Control procedure of microwave digestion

消解罐、比色管在使用前均用10% HNO3溶液浸泡24 h，超純水清洗后65 ℃烘干備用。消解樣品上機(jī)前均測(cè)定各重金屬環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)樣品值，測(cè)定值均在標(biāo)準(zhǔn)樣品的標(biāo)準(zhǔn)值范圍內(nèi)。測(cè)定大蝦成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GBW10050)中Cu、Zn、Pb、Cd、Fe、Cr、Mn、As和Hg的含量，大蝦成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)的測(cè)定值均在其標(biāo)準(zhǔn)值范圍內(nèi)。在樣品中加入適量標(biāo)準(zhǔn)溶液計(jì)算出各待測(cè)指標(biāo)的加標(biāo)回收率，回收率為95%～103%。

1.3 魚類食用安全性評(píng)價(jià)

采用危害系數(shù)HQ和危害指數(shù)HI評(píng)價(jià)魚類的食用安全性。

EDIi=XCi/AW

(1)

HQi=EDIi/RfDi

(2)

(3)

(1)式中，EDIi為成年人日均攝取第i種重金屬的量(mg·kg-1·d-1)；X為成年人日均攝入魚肉量(kg·d-1)；Ci為魚體肌肉的重金屬測(cè)定值；AW為成年人平均體重。(2)式中HQi為第i種重金屬的危害系數(shù)；RfDi為第i種重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)參考劑量(mg·kg-1·d-1)。(3)式中HI為危害指數(shù)。當(dāng)HQi≤1，表明該污染物不會(huì)引起人體的健康風(fēng)險(xiǎn)，是安全的；HQi>1，表明該污染物會(huì)引起人體的健康風(fēng)險(xiǎn)，是不安全的；HQi值越大表明該污染物對(duì)人體健康風(fēng)險(xiǎn)性越大，也就越不安全。重金屬危害指數(shù)HI的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)同危害系數(shù)HQ，成年人平均體重設(shè)為65 kg。RfD值參照文獻(xiàn)[9, 10]。

1.4 重金屬污染指數(shù)

采用重金屬單因子污染指數(shù)(Pi)對(duì)重金屬在魚體內(nèi)的污染程度進(jìn)行評(píng)價(jià)，并利用重金屬污染指數(shù)(MPI)比較不同種類和組織間的魚體重金屬污染程度。

重金屬單因子污染指數(shù)的計(jì)算公式如下：

Pi=Ci/Si

式中，Pi為第i種重金屬污染指數(shù)；Ci為第i種重金屬實(shí)測(cè)值的均值( mg·kg-1)；Si為第i種重金屬限量標(biāo)準(zhǔn)。

國(guó)家食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB2762-2012)未對(duì)Cu、Zn、Fe和Mn在食品中的限量標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行規(guī)定，且GB13106-1991《食品中鋅限量衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》、GB15199-1994《食品中銅限量衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》和GB15200-1994《食品中鐵限量衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》已廢止，故本研究?jī)H對(duì)Pb、Cd、Cr、As和Hg進(jìn)行重金屬單因子污染評(píng)價(jià)。

MPI = (C1×C2×C3×……×Cn)1/n

式中，MPI 為重金屬污染指數(shù)；Cn指第n種重金屬實(shí)測(cè)值的均值(mg·kg-1)。

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)結(jié)果用平均值 ± 標(biāo)準(zhǔn)差(mean ± SD)表示，運(yùn)用SPSS 19.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析和多重檢驗(yàn)。采用單因素方差分析(Analysis of variance, ANOVA)及最小顯著差數(shù)法(Least significant difference, LSD)分析樣品之間的差異，數(shù)據(jù)均以P<0.05作為差異顯著性的標(biāo)準(zhǔn)。不同采樣點(diǎn)的魚體重金屬含量采用獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)，P<0.05認(rèn)為有顯著性差異。

2 結(jié)果

2.1 魚體肌肉和肝臟中的重金屬含量

研究結(jié)果顯示(表3)，不同重金屬元素在魚體內(nèi)的含量不同。在肌肉組織中，Zn含量最高，Cr含量最低，黃顙魚肌肉中的重金屬含量排序?yàn)閆n>Fe>Cu>Mn>Cr>Pb>As>Hg>Cd，蛇鮈肌肉中的重金屬含量排序?yàn)閆n>Fe>Mn>Cu>Cr>Pb>As>Hg>Cd，大口鲇肌肉中的重金屬含量排序?yàn)閆n>Fe>Cu>Mn>Pb>Cr>As>Hg>Cd。在肝臟中，F(xiàn)e含量最高，黃顙魚肝臟中的重金屬含量排序?yàn)镕e>Zn>Cu>Mn>Pb>Cr>As>Cd>Hg，蛇鮈肝臟中的重金屬含量排序?yàn)镕e>Zn>Cu>Mn>Cr>Pb>Cd>As>Hg，大口鲇肝臟中的重金屬含量排序?yàn)镕e>Zn>Cu>Mn>Pb>Cr>Cd>As>Hg。

大口鲇肌肉中Cu、Zn、Pb、Cd、Fe、Cr和Hg含量均高于黃顙魚和蛇鮈，其中Zn含量存在顯著差異。蛇鮈肌肉中的Mn含量最高，黃顙魚肌肉中的As含量最高，但與其他兩種魚的差異不顯著。肝臟中，Pb、Fe、Mn和As的含量在3種魚之間差異不顯著，大口鲇Cu、Cd和Cr含量顯著高于黃顙魚，Zn含量在3種魚肝臟中的排序?yàn)榇罂邛?蛇鮈>黃顙魚，且差異顯著。Hg含量在大口鲇肝臟中顯著高于黃顙魚和蛇鮈。

黃顙魚、蛇鮈和大口鲇肝臟中的重金屬含量均高于肌肉。其中，黃顙魚肝臟中的Cu、Zn、Fe、Mn和As含量顯著高于肌肉，Pb、Cd、Cr和Hg含量在不同組織之間差異不顯著。蛇鮈肝臟中的Cu、Zn、Cd、Fe、Cr、Mn和As含量顯著高于肌肉，大口鲇肝臟中的Cu、Zn、Pb、Cd、Fe、Cr、Mn和Hg含量顯著高于肌肉。

表3 赤水河不同魚類肌肉和肝臟中的重金屬含量Tab.3 Heavy metal concentrations in the muscle and liver of different fish species from Chishui River mg/kg濕重

注：每一行具有相同上標(biāo)字母的表示無顯著性差異(P>0.05)

2.2 魚體重金屬含量的空間差異

如表4所示，赤水江段黃顙魚肌肉中的重金屬除Cd和As外，其他元素的含量均高于茅臺(tái)江段，其中Cr含量赤水江段顯著高于茅臺(tái)江段。蛇鮈肌肉中的Fe和Cr含量赤水江段顯著高于茅臺(tái)江段，其他元素均無顯著差異。赤水江段大口鲇肌肉中的Cr含量顯著高于茅臺(tái)江段，其他元素差異不顯著。黃顙魚和蛇鮈肝臟中的重金屬含量在赤水江段和茅臺(tái)江段之間差異均不顯著，大口鲇肝臟中的Hg含量在赤水江段顯著高于茅臺(tái)江段，其他元素均無顯著差異。

表4 不同采樣點(diǎn)間魚體肌肉和肝臟重金屬含量Tab.4 Heavy metal concentrations in the muscle and liver of fish collected from different sampling sites mg/kg濕重

續(xù)表4

注：同種魚不同采樣點(diǎn)間具有相同上標(biāo)字母的表示無顯著性差異(P>0.05)

2.3 赤水河魚類食用安全性評(píng)價(jià)

采用危害系數(shù)HQ和危害指數(shù)HI評(píng)價(jià)魚類的食用安全性。設(shè)HQ等于1，根據(jù)魚體肌肉中的重金屬含量，計(jì)算出某種特定重金屬污染時(shí)不引起食用安全風(fēng)險(xiǎn)的最大日均攝入魚肉量，值越大表明因該種重金屬污染導(dǎo)致的食用安全風(fēng)險(xiǎn)越小，反之，食用風(fēng)險(xiǎn)越大。同理設(shè)HI為1，計(jì)算出重金屬混合污染下不引起食用安全風(fēng)險(xiǎn)的最大日均攝入魚肉量。計(jì)算結(jié)果如表5所示，Mn的食用安全風(fēng)險(xiǎn)最小，As和Hg的風(fēng)險(xiǎn)較大。平均每日攝食黃顙魚、蛇鮈和大口鲇分別不高于0.111 kg、0.118 kg和0.093 kg則不會(huì)引起魚類食用的人體健康風(fēng)險(xiǎn)。

表5 不引起食用安全風(fēng)險(xiǎn)的魚類最大日均攝入量和重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)參考劑量Tab.5 The maximum daily intake of fish that cause no edible safety risk and estimated oral reference dose (RfD) for heavy metals

2.4 重金屬污染程度

根據(jù)文獻(xiàn)[11]中的評(píng)價(jià)指標(biāo)：Pi<0.2為正常背景水平；0.2≤Pi<0.6為輕污染水平；0.6≤Pi<1為中污染水平；Pi≥1為重污染水平。黃顙魚和蛇鮈肌肉Pb和Cd均為輕污染水平，As和Hg為正常背景水平；大口鲇肌肉中Pb和Cd為中污染水平，As為正常背景水平，Hg為輕污染水平。黃顙魚、蛇鮈和大口鲇肝臟中的As和Hg均為輕污染水平，黃顙魚肝臟Pb和Cd為中污染水平，蛇鮈肝臟Pb為中污染水平，而Cd為重污染水平，大口鲇肝臟Pb和Cd為重污染水平。重金屬污染指數(shù)MPI結(jié)果表明肝臟的污染水平高于肌肉，大口鲇重金屬污染程度最高，黃顙魚最低。

表6 重金屬單因子污染指數(shù)(Pi)與重金屬污染指數(shù)(MPI)Tab.6 Heavy metal single factor pollution index (Pi) and heavy metal pollution index (MPI)

3 討論

研究結(jié)果表明，Zn、Fe、Cu和Mn的含量較其他幾種重金屬的含量高，不同重金屬在魚體內(nèi)的含量存在差異，可能是由于這些重金屬元素在魚體內(nèi)的半衰期不同，同時(shí)也與不同重金屬元素在天然環(huán)境中的背景值相關(guān)[8]。此外，Zn、Fe、Cu和Mn作為生命必需元素，可能更容易被魚類主動(dòng)吸收。大量研究結(jié)果都表明這些元素在魚體內(nèi)的含量較其他元素高[12-14]。

通常情況下，重金屬在魚體內(nèi)的富集特征與魚種類和組織相關(guān)[1]。不同魚類由于其生活環(huán)境、食性、行為、代謝活性等存在差異，重金屬在魚體內(nèi)的富集程度也有所不同，黃顙魚屬雜食性魚類，主食水生昆蟲、小蝦和一些無脊椎動(dòng)物等；蛇鮈也屬于雜食性魚類，底棲生活，主要攝食水生昆蟲、底棲無脊椎動(dòng)物、水草、藻類和植物碎屑；而大口鲇屬于肉食性魚類，主要攝食魚、蝦及其他水生動(dòng)物。大量研究表明肉食性魚類體內(nèi)的重金屬含量高于雜食性魚類[8, 15-16]，本研究結(jié)果也表明肉食性魚體內(nèi)的重金屬含量高于雜食性魚類。這是由于肉食性魚類在食物鏈中處于較高營(yíng)養(yǎng)級(jí)，重金屬通過食物鏈從低營(yíng)養(yǎng)級(jí)向高營(yíng)養(yǎng)級(jí)不斷被吸收、轉(zhuǎn)化和富集，含量逐漸升高。但本研究中大口鲇肌肉中的Mn和As含量在3種魚中并非最高，這表明不同重金屬在食物鏈中的生物富集能力可能有所差異。

魚體組織中重金屬含量不僅反映了重金屬元素的暴露情況，而且反映不同組織器官通過代謝活動(dòng)的排出情況。與肝臟相比，魚體肌肉中的重金屬含量相對(duì)較低。肝臟是重金屬代謝和毒性降解的重要組織，能夠富集較多的重金屬，通常被用于水污染的生物指示物[17]。重金屬在魚體中的積累主要與肝臟中金屬硫蛋白MT的誘導(dǎo)作用有關(guān)，金屬硫蛋白MT主要的生物學(xué)功能是調(diào)節(jié)魚體內(nèi)自由金屬離子的濃度[18]。本研究發(fā)現(xiàn)黃顙魚、蛇鮈和大口鲇肝臟中的重金屬含量均高于肌肉，但并非所有的元素在肝臟和肌肉間的含量都差異顯著，如黃顙魚和蛇鮈肝臟和肌肉中的Hg含量差異不顯著(表3)，表明某些重金屬在不同魚類中更容易積累在肌肉中，類似的結(jié)果在其他研究中也有報(bào)道[19, 20]。

于霞等[21]通過研究赤水河沉積物污染空間分布特征，發(fā)現(xiàn)赤水河的重金屬污染程度為中游大于下游，但本研究結(jié)果表明下游赤水江段的魚體重金屬含量高于中游茅臺(tái)江段(表4)，油秋平等[22]研究也顯示赤水河水體中的Cu、Pb、Cd和Cr含量由上游到下游呈逐漸增加的趨勢(shì)。這可能是由于下游江段水較深，水底厭氧微生物活動(dòng)增加有利于沉積物中的重金屬向水體釋放[23]，且魚體組織中重金屬含量通常與水體重金屬濃度密切相關(guān)[24]。此外，在赤水江段比茅臺(tái)江段所捕撈的魚類更有機(jī)會(huì)進(jìn)入重金屬含量較高的長(zhǎng)江干流覓食，從而增加重金屬暴露風(fēng)險(xiǎn)，體內(nèi)重金屬累積更多。

由于人們通常只食用魚類的肌肉組織，因此本研究中選擇魚體肌肉評(píng)價(jià)魚類的食用安全性。根據(jù)國(guó)家食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB2762-2012)，魚肉中Pb、Cd、Cr、As和Hg的限量標(biāo)準(zhǔn)分別為0.5、0.1、2.0、0.5和0.3 mg/kg，本研究所有魚體肌肉中的重金屬含量均低于國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)，但根據(jù)歐盟委員會(huì)提供的食品重金屬限量標(biāo)準(zhǔn)，Pb和Cd分別為0.3和0.05 mg/kg[25]，大口鲇肌肉中Pb和Cd的含量均高于歐盟委員會(huì)標(biāo)準(zhǔn)，表明赤水河的大口鲇存在食品健康風(fēng)險(xiǎn)。根據(jù)危害系數(shù)HQ和危害指數(shù)HI的公式計(jì)算出不引起人體健康風(fēng)險(xiǎn)的魚肉最大日平均攝取量，數(shù)值越小表明食用越少的魚肉即可產(chǎn)生健康風(fēng)險(xiǎn)，As和Hg產(chǎn)生的風(fēng)險(xiǎn)最大，這可能是由于As和Hg的重金屬毒性較大所致。成年人平均每日攝食大口鲇高于0.093 kg即可產(chǎn)生健康風(fēng)險(xiǎn)，在3種魚類中風(fēng)險(xiǎn)最大，但根據(jù)赤水河流域人們食用野生魚類的習(xí)慣和頻率，平均每日食用的赤水河野生魚低于0.093 kg，故引起赤水河野生魚類食用風(fēng)險(xiǎn)較低。

重金屬單因子污染指數(shù)的結(jié)果顯示，Pb和Cd的污染程度較高，這可能是由于河道航運(yùn)中含鉛汽油的大量使用造成水體Pb含量較高[26]，此外，研究也表明赤水河流域表層沉積物中潛在生態(tài)危害最大的重金屬元素為Cd[21]，水環(huán)境中的沉積物是重金屬的最大存儲(chǔ)庫(kù)，同時(shí)又是水體重金屬污染的源頭[27]，沉積物中的重金屬會(huì)釋放到水體，并在魚體中富集。重金屬污染指數(shù)MPI的結(jié)果進(jìn)一步證實(shí)肉食性魚類比雜食性魚類會(huì)富集更多的重金屬，且肝臟比肌肉的污染程度更高。通過魚體重金屬含量的分析，表明赤水河茅臺(tái)和赤水江段存在潛在的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)，這與于霞等[21]通過研究赤水河流域沉積物重金屬含量得出的結(jié)論一致。赤水河位于長(zhǎng)江上游珍稀特有魚類國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)內(nèi)，赤水河流域也是貴州省生態(tài)環(huán)境保護(hù)的重點(diǎn)區(qū)域，但較高的重金屬背景值、脆弱的生態(tài)環(huán)境以及流域內(nèi)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)帶來的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)仍然存在，需要在該區(qū)域內(nèi)進(jìn)行長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)。

[1]Monroy M, Maceda-Veiga A, de Sostoa A.Metal concentration in water, sediment and four fish species from Lake Titicaca reveals a large-scale environmental concern [J].Sci Total Environ, 2014, 487: 233-244.

[2]Zhou Q, Zhang J, Fu J, et al.Biomonitoring: An appealing tool for assessment of metal pollution in the aquatic ecosystem [J].Anal Chim Acta, 2008, 606(2): 135-150.

[3]Ahmed M, Ahmad T, Liaquat M, et al.Tissue specific metal characterization of selected fish species in Pakistan [J].Environ Monit Assess, 2016, 188(4): 1-9.

[4]林鵬程, 劉 飛, 高 欣, 等.魚類生物完整性評(píng)價(jià)體系的構(gòu)建及其在赤水河的應(yīng)用 [J].淡水漁業(yè), 2014, 44(6): 81-92.

[5]吳湘香, 李云峰, 沈子偉, 等.赤水河浮游植物群落結(jié)構(gòu)特征及其與水環(huán)境因子的關(guān)系 [J].中國(guó)水產(chǎn)科學(xué), 2014, 21(2): 361-368.

[6]張 敏, 孫志禹, 陳永柏, 等.長(zhǎng)江上游珍稀特有魚類保護(hù)區(qū)水環(huán)境因子時(shí)空分布格局研究 [J].淡水漁業(yè), 2014, 44(6): 24-30.

[7]艾祖軍, 何 滔, 劉建虎, 等.赤水河妥泥河段浮游植物的群落結(jié)構(gòu)及水質(zhì)現(xiàn)狀調(diào)查 [J].淡水漁業(yè), 2015, 45(1): 58-61.

[8]蔡深文, 倪朝輝, 李云峰, 等.長(zhǎng)江上游珍稀、特有魚類國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)魚體肌肉重金屬殘留調(diào)查與分析 [J].中國(guó)水產(chǎn)科學(xué), 2011, 18(6): 1351-1357.

[9]Peng Q, Nunes L M, Greenfield B K, et al.Are Chinese consumers at risk due to exposure to metals in crayfish? A bioaccessibility-adjusted probabilistic risk assessment [J].Environ Int, 2016, 88: 261-268.

[10]Yang F, Zhao L, Yan X, et al.Bioaccumulation of trace elements inruditapesphilippinarumfrom China: public health risk assessment implications [J].Inter J Env Res Pub Heal, 2013, 10(4): 1392-1405.

[11]賈曉平, 林 欽, 李純厚, 等.廣東沿海牡蝠體Pb含量水平及時(shí)空變化趨勢(shì) [J].水產(chǎn)學(xué)報(bào), 2000, 24(6): 527-532.

[12]Leung H M, Leung A O W, Wang H S, et al.Assessment of heavy metals/metalloid (As, Pb, Cd, Ni, Zn, Cr, Cu, Mn) concentrations in edible fish species tissue in the Pearl River Delta (PRD), China [J].Mar Pollut Bull, 2014, 78(1-2): 235-245.

[13]Taweel A, Shuhaimi-Othman M, Ahmad A K.Assessment of heavy metals in tilapia fish (Oreochromisniloticus) from the Langat River and Engineering Lake in Bangi, Malaysia, and evaluation of the health risk from tilapia consumption [J].Ecotoxicol Environ Saf, 2013, 93: 45-51.

[14]Rudovica V, Bartkevics V.Chemical elements in the muscle tissues of European eel (Anguillaanguilla) from selected lakes in Latvia [J].Environ Monit Assess, 2015, 187(10): 1-9.

[15]Wei Y, Zhang J, Zhang D, et al.Metal concentrations in various fish organs of different fish species from Poyang Lake, China [J].Ecotoxicol Environ Saf, 2014, 104: 182-188.

[16]Pourang N.Heavy metal bioaccumulation in different tissues of two fish species with regards to their feeding habits and trophic levels [J].Environ Monit Assess, 1995, 35(3): 207-219.

[17] Licata P, Trombetta D, Cristani M, et al.Heavy metals in liver and muscle of Bluefin Tuna (Thunnusthynnus) caught in the straits of Messina (Sicily, Italy) [J].Environ Monit Assess, 2005, 107(1): 239-248.

[18]Atli G, Canli M.Natural occurrence of metallothionein-like proteins in the liver of fishOreochromisniloticusand effects of cadmium, lead, copper, zinc, and iron exposures on their profiles [J].B Environ Contam Tox, 2003, 70(3): 619-627.

[19]Has-Sch?n E, Bogut I, Kralik G, et al.Heavy metal concentration in fish tissues inhabiting waters of “Bu?ko Blato” reservoar (Bosnia and Herzegovina) [J].Environ Monit Assess, 2008, 144(1): 15-22.

[20]Wei Y, Zhang J, Zhang D, et al.Metal concentrations in various fish organs of different fish species from Poyang Lake, China [J].Ecotoxicol Environ Saf, 2014, 104: 182-188.

[21]于 霞, 安艷玲, 吳起鑫.赤水河流域表層沉積物重金屬的污染特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(5): 1400-1407.

[22]油秋平, 支崇遠(yuǎn), 王 璐, 等.赤水河底棲硅藻多樣性及其與重金屬相關(guān)性分析 [J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2013, 41(10): 347-349.

[23]Hurley J P, Watras C, Bloom N S.Mercury cycling in a northern Wisconsin seepage lake: The role of particulate matter in vertical transport [J].Water Air Soil Poll, 1991, 56(1): 543-551.

[24]Canli M, Atli G.The relationships between heavy metal (Cd, Cr, Cu, Fe, Pb, Zn) levels and the size of six mediterranean fish species [J].Environ Pollut, 2003, 121(1): 129-136.

[25]EC: Commission Regulation (EC) No.1881/2006 of 19 December 2006 setting maximum levels for certain contaminants in foodstuffs [R].Official J Euro Union, 2006, 364: 5-24.

[26]Meador J, Ernest D W, Kagley A N.A comparison of the non-essential elements cadmium, mercury, and lead found in fish and sediment from Alaska and California [J].Sci Total Environ, 2005, 339(1-3): 189-205.

[27]王 嵐, 王亞平, 許春雪, 等.長(zhǎng)江水系表層沉積物重金屬污染特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)性評(píng)價(jià) [J].環(huán)境科學(xué), 2012, 33(8): 2599-2606.

(責(zé)任編輯：鄧 薇)

Concentration and risk assessment of heavy metals in the main economic fishes from Chishui River

CAI Shen-wen1, NI Zhao-hui2, LIU Bin1, YAN Xiong1, FAN Lei-lei1, LIU Yang3

(1.CollegeofResourcesandEnvironment,ZunyiNormalCollege,Zunyi563002,Guizhou,China;2.YangtzeRiverFisheriesResearchInstitute,ChineseAcademyofFisherySciences,Wuhan430223,China;3.DepartmentofChemistryandChemicalEngineering,Zunyinormalcollege,Zunyi563002,Guizhou,China)

Heavy metal concentrations in the muscle and liver ofPelteobagrusfulvidraco,SaurogobiodabryiandSilurusmeriordinalisfrom the Maotai and Chishui section of Chishui River were measured in order to clarify the current situation of heavy metal pollutions, and to assess the potential ecological risks and food safety.Concentrations of Cu, Zn, Pb, Cd, Fe, Cr, and Mn were analyzed using inductively coupled plasma atom emission spectrometry (ICP-AES).Concentrations of As and Hg were measured by the atomic fluorophotometer.The concentrations of Cu, Zn, Pb, Cd, Fe, Cr, and Hg were higher in muscle ofS.meriordinalisthan that ofP.fulvidracoandS.dabryi.The heavy metal concentrations of all three fish species in liver were higher than that in muscle.The heavy metal concentrations in the muscle of all fish species were below the tolerance limit levels established by the ministry of health of China, the concentrations of Pb and Cd in the muscle ofS.meriordinalis, however, were above the European Commission’s maximum permissible level.The hazard index demonstrated that there was low human health risk of consumption of wild fish from Chishui River.The single factor pollution index assessment of heavy metal showed that the pollution levels of Pb and Cd in fish from Chishui River were much higher than other metals.There was potential risk of heavy metal contamination.

Chishui River; fish; heavy metal; contamination risk

2016-11-14；

2017-02-15

貴州省科學(xué)技術(shù)基金(黔科合J字[2015]2148號(hào))；貴州省教育廳自然科學(xué)研究項(xiàng)目(黔教合KY字[2014]321號(hào))；貴州省高層次創(chuàng)新型人才培養(yǎng)項(xiàng)目(遵市科合人才〔2016〕12號(hào))；貴州省高校優(yōu)秀科技創(chuàng)新人才支持計(jì)劃(黔教合KY字[2015]506號(hào))

蔡深文(1984-)，男，博士，副教授，研究方向?yàn)榄h(huán)境生物學(xué)。E-mail：caishenwen@163.com

X835

A

1000-6907-(2017)03-0105-08