王曉玲,張 賓,*,史周榮,俞曉雯,羅海軍

(1.浙江海洋學院 浙江省海產品健康危害因素關鍵技術研究重點實驗室,浙江舟山 316000；2.舟山市漁業(yè)檢驗檢測中心,浙江舟山 316000)

紫貽貝(Mytilusedulis)不同組織對鎘的生物富集及釋放特征

王曉玲1,張 賓1,*,史周榮1,俞曉雯1,羅海軍2

(1.浙江海洋學院 浙江省海產品健康危害因素關鍵技術研究重點實驗室,浙江舟山 316000；2.舟山市漁業(yè)檢驗檢測中心,浙江舟山 316000)

目的:探索紫貽貝不同器官對鎘(Cd)的富集吸收及釋放特征。方法:以紫貽貝為研究對象,采用靜態(tài)水交換法進行染毒,原子吸收光譜檢測Cd在紫貽貝不同器官中的含量變化情況。結果:富集第15 d,紫貽貝內臟團、前閉殼肌、后閉殼肌、外套膜和鰓中,Cd含量依次為145.560、11.826、28.143、22.394、66.113 mg/kg。4種器官對Cd的吸收速率常數(shù)(k),在富集初期較高、中期有所減弱、后期再次升高；生物富集系數(shù)(BCF)隨暴露Cd濃度增加而逐漸減小,且均表現(xiàn)為內臟團>鰓>后閉殼肌>外套膜>前閉殼肌。4種器官Cd量與富集時間之間關系,均符合Harris模型(Y=1/(a+bXc)),擬合R2范圍為0.9286～0.9890。在釋放階段,4種器官中Cd含量均未表現(xiàn)出顯著性下降趨勢(p>0.05)。結論:紫貽貝對Cd具有較強的生物富集能力,而其自然代謝釋放能力較弱,為典型Cd凈積累型生物。

紫貽貝,Cd,吸收速率常數(shù),生物富集系數(shù),釋放

隨著現(xiàn)代工業(yè)發(fā)展,環(huán)境污染加劇。工業(yè)“三廢”排放、城市垃圾增長、含重金屬農藥及化肥不合理使用,使得大量重金屬通過各種途徑進入地表水。2008～2009年,《第一次全國污染源普查公報》報道,隨污水排放重金屬總量已達900多t[1]。鎘(Cd)是環(huán)境中常見金屬污染物,是已知生物體內最易積累毒物之一,已被美國毒理管理委員會列為第6位危及人體健康的有毒物質。Cd在生物體內大多選擇性蓄積于腎、肝,其中腎臟可富集進入機體內近1/3 Cd,為Cd中毒主要“靶器官”。Cd在生物體內主要與含羥基、氨基、硫基蛋白質結合,使許多酶系統(tǒng)受到抑制、肝腎器官受損及細胞代謝遭到破壞,從而引發(fā)機體毒性[2]。

貽貝俗稱淡菜、海虹,味道鮮美且營養(yǎng)豐富,其作為我國水產品出口創(chuàng)匯重要品種之一,總產量連續(xù)多年名列世界第一[3]。貽貝屬濾食性生物,養(yǎng)殖地大多在污染較重近海區(qū)域,因此其在濾食鉺料同時,也富集了海水中大量化學污染物、重金屬元素等。海水中Cd平均含量為0.11 μg/L,藻類可富集11～20倍、魚類可富集103～105倍、貝類可富集105～106倍。非污染區(qū)貝類Cd含量約為0.05 mg/L,而污染區(qū)貝類含量可高達420 mg/kg以上[4]。目前,關于Cd對貽貝類急性毒性、生物富集及釋放研究已較多[5-6],但進一步針對紫貽貝不同組織器官中Cd的生物富集效應、吸收動力學及模型擬合研究還較少。本文以紫貽貝為實驗動物,重點研究Cd在紫貽貝內臟團、前及后閉殼肌、外套膜及鰓組織中的生物蓄積、釋放特征及動力學模擬,旨在為貽貝體內重金屬分布與代謝規(guī)律、脫除技術研究等提供基礎。

1 材料與方法

1.1 材料與儀器

紫貽貝,平均殼長、高、寬和體重依次為9.0±0.5、7.0±0.4、(4.0±0.3)cm和(56.0±3.6)g 浙江舟山市東河水產品市場(2013～2014年)。挑選體格健壯、貝殼無破損、活力旺盛、大小一致的貽貝為實驗動物。染毒試劑為CdCl2·2.5H2O(AR) 天津市凱信化學工業(yè)有限公司。

DigiBlock ED 36電熱消解儀 上海LabTech公司；AA-7000原子吸收分光光度計 日本島津公司；Direct-Q3U超純水制備機 法國Millipore公司；MDF-U53V型超低溫冰箱 日本SANYO公司。

1.2 實驗條件

紫貽貝養(yǎng)殖實驗在浙江省舟山市水產研究所進行,養(yǎng)殖容器為直徑為150 cm聚乙烯桶。養(yǎng)殖海水取自實驗室附近海域,經(jīng)沉淀池沉淀、消毒和砂濾后備用。實驗維持海水pH7.8～pH8.0,鹽度29‰～31‰,溫度17～18 ℃,晝夜連續(xù)充氧。將貽貝置于養(yǎng)殖桶內,每24 h更換9/10新鮮海水1次,定時觀察并及時剔除死亡個體。暫養(yǎng)7 d后,選取著絲正常、反應靈敏、代謝正常個體,進行生物富集及釋放實驗。

1.3 實驗設計

1.3.1 生物富集實驗 采用靜態(tài)水交換法,將暫養(yǎng)貽貝隨機分為3組,分別為正常養(yǎng)殖組(即空白組)、低劑量富集組(海水中含0.16 mg/L CdCl2)和高劑量富集組(海水中含0.32 mg/L CdCl2)。每組設3個平行桶,每桶100只貽貝,海水150 L；為避免殘餌和糞便對Cd含量影響,實驗期間不投喂。第0、2、5、8、11、13、15 d隨機取樣,每桶取6只貽貝進行解剖,將內臟團、鰓、外套膜、前閉殼肌和后閉殼肌,分別裝于塑料封口袋中,凍藏于-55 ℃冰箱中,備用。

1.3.2 釋放排除實驗 富集實驗結束后,將余下貽貝移入盛有天然海水養(yǎng)殖桶內,進行代謝釋放實驗。每24 h更換9/10清潔海水；為避免殘餌和糞便對Cd含量影響,釋放實驗期間不投喂。第0(即富集第15 d)、2、5、11、17、23、29、35 d隨機取樣,每桶取6只貽貝進行解剖,將內臟團、鰓、外套膜、前閉殼肌和后閉殼肌部分,分別裝于塑料封口袋中,凍藏于-55 ℃冰箱中,備用。

1.4 Cd含量測定與分析

將樣品4 ℃解凍3 h,勻漿后稱取 0.800～1.200 g,加入HNO312.0 mL、HClO43.0 mL,混勻后消解。消解程序:升溫至100 ℃,保持30 min；至130 ℃,保持60 min；再升溫至150 ℃,至消解完成；最后升溫至180 ℃,趕酸至樣品容量約2 mL。冷卻至室溫,超純水定容50 mL,原子吸收分光光度計法測定Cd含量(mg/kg,濕重)。生物吸收速率常數(shù)(k)、富集系數(shù)(BCF)計算:CA=C0+CW·k/kw·(1-e^(-kw·t)),BCF=(CA-C0)/CW。式中:CA為實驗后樣品Cd含量；C0為實驗前樣品Cd含量；CW為水體Cd含量；k為吸收速率常數(shù)；kw為排出速率常數(shù),參考數(shù)值為0.023～0.030；t為富集時間(d)；BCF為生物富集系數(shù)。在計算中,kw采用值為0.023,CW為0.16 mg/L(低劑量富集組)或0.32 mg/L(高劑量富集組)。

1.5 數(shù)據(jù)分析與統(tǒng)計

數(shù)據(jù)處理及作圖,采用Origin 8.1、SPSS 13.0分析軟件,結果為平均值±標準偏差。生物體對Cd的生物富集與時間之間的關系,采用Curve Expert 1.4(版權? 2010 Daniel G. Hyams)軟件以R2為評價依據(jù),采用多項式、有理函數(shù)、Harris、Logistic、二次多項式、指數(shù)伴隨、MMF、二次倒數(shù)、Richards等模型,進行擬合驗證。

2 結果與分析

2.1 Cd在紫貽貝內臟團中的生物富集及釋放特征

不同濃度Cd暴露下,紫貽貝內臟團Cd含量與時間關系,如圖1所示。在富集階段(0～15 d),隨時間延長,內臟團中Cd富集量迅速升高,且0.32 mg/L Cd暴露富集量顯著高于0.16 mg/L Cd暴露(p<0.05)；第15 d,Cd富集量為145.56、94.29 mg/kg,分別為空白組(4.15 mg/kg)的35倍和22倍。釋放階段(2～35 d),內臟團中Cd含量無顯著性變化(p>0.05),在144.04～163.58 mg/kg(高劑量組)和70.49～91.91 mg/kg(低劑量組)范圍內。

圖1 Cd在紫貽貝內臟團中的生物富集及釋放特征Fig.1 Bio-accumulation and release characteristic of Cd in visceral mass of M. edulis

富集階段,內臟團對Cd的富集動力學參數(shù)及擬合方程,如表1所示。相同時間下,內臟團對Cd的k和BCF值,隨水體Cd含量增加而有所降低；第15 d,低劑量富集的k和BCF值為44.32和562.26,顯著高于高劑量組的34.79和441.37(p<0.05)。富集初期(0～2 d),內臟團對Cd的k值較高,隨時間延長(2～11 d)有所降低,而后期(15 d)再次升高。整個富集期內,內臟團對Cd的BCF值,呈不斷升高趨勢。內臟團富集Cd含量(Y)與時間(X)的關系,符合Harris模型(產量-密度模型,Y=1/(a+bXc)),低、高劑量組富集擬合R2依次為0.9570、0.9890。

表2 Cd在紫貽貝前、后閉殼肌中的生物富集動力學參數(shù)Table 2 Kinetic parameters of bio-accumulation of Cd in anterior and posterior adductor muscle of M. edulis

表1 Cd在紫貽貝內臟團中的生物富集動力學參數(shù)Table 1 Kinetic parameters of bio-accumulation of Cd in visceral mass of M. edulis

2.2 Cd在紫貽貝前、后閉殼肌中的生物富集及釋放特征

富集階段,紫貽貝前、后閉殼肌中Cd含量呈不斷升高趨勢,且相同時間內高劑量Cd富集量高于低劑量組(圖2)。空白組前、后閉殼肌中Cd含量為0.210～0.512、0.614～1.565 mg/kg；富集第15 d,Cd含量升高至6.724～11.826、15.173～28.143 mg/kg,分別為空白組13～56倍、9～45倍,增加幅度顯著(p<0.05)。此外,在相同時間下,后閉殼肌中Cd含量(最高28.143 mg/kg)顯著高于前閉殼肌中含量(最高11.826 mg/kg)(p<0.05)。在釋放階段,前、后閉殼肌Cd含量相對穩(wěn)定,未表現(xiàn)出顯著性降低趨勢(p>0.05)。

圖2 Cd在紫貽貝前(A)、后(B)閉殼肌中的生物富集及釋放特征Fig.2 Bio-accumulation and release characteristics of Cd in anterior(A)and posterior(B)adductor muscle of M. edulis

隨著富集時間延長,前、后閉殼肌富集Cd變化護趨勢均符合Harris模型,低、高劑量組富集擬合R2范圍為0.9580～0.9717,擬合度較高(表2)。相同時間、Cd濃度下,后閉殼肌對Cd的k值相對更高；0.16 mg/L Cd富集下,后閉殼肌k值為5.22～9.53,相比于前閉殼肌的1.80～5.46倍。此外,對于k值變化趨勢,以富集前期最大、中間期減小、后期再次升高。前、后閉殼肌對Cd的BCF值,隨著富集時間延長而逐漸升高,同樣以后閉殼肌BCF值相對較高(p<0.05)。

2.3 Cd在紫貽貝外套膜中的生物富集及釋放特征

在整個富集、釋放過程中,空白組外套膜中Cd含量范圍在0.876～2.889 mg/kg,相對穩(wěn)定(圖3)。隨時間延長(0～15 d),外套膜中Cd含量不斷身高,其高劑量組升高至22.394 mg/kg、低劑量組升高至12.488 mg/kg,且高劑量組Cd富集量始終高于低劑量組(p<0.05)。在2～35 d釋放階段,不同處理組外套膜中Cd含量,出現(xiàn)一定程度波動,但均維持在相對恒定范圍內。

圖3 Cd在紫貽貝外套膜中的生物富集及釋放特征Fig.3 Bio-accumulation and release characteristics of Cd in mantle of M. edulis

在富集階段,外套膜中Cd含量隨時間變化情況,同樣符合Harris模型(R2范圍為0.9286～0.9647)(表3)。相同時間下,外套膜對Cd的k、BCF值,低劑量組略高于高劑量組,但差異性并不顯著(p>0.05)。外套膜k值變化范圍3.89～8.23,BCF值變化范圍為16.09～64.22,同內臟團、閉殼肌中的變化趨勢基本一致。

表3 Cd在紫貽貝外套膜中的生物富集動力學參數(shù)Table 3 Kinetic parameters of bio-accumulation of Cd in mantle of M. edulis

2.4 Cd在紫貽貝鰓中的生物富集及釋放特征

在富集及釋放階段,空白組鰓中Cd含量范圍2.483～5.717 mg/kg(圖4)。隨富集時間延長,鰓中Cd含量不斷升高；第15 d,含量達66.113 mg/kg(高劑量組)、47.276 mg/kg(低劑量組)。在釋放階段,鰓中Cd含量同樣出現(xiàn)一定幅度波動(高劑量組60.801～81.784 mg/kg、低劑量組33.982～51.107 mg/kg),但未出現(xiàn)顯著性下降趨勢(p>0.05)。

圖4 Cd在紫貽貝鰓中的生物富集及釋放特征Fig.4 Bio-accumulation and release characteristics of Cd in gill of M. edulis

在富集階段,不同Cd暴露下鰓中Cd富集量變化趨勢,符合Harris模型,其擬合R2范圍為0.9584～0.9685。對于鰓對Cd的k值范圍為:低劑量13.48～20.85、高劑量10.00～19.78。鰓對Cd的BCF值,隨富集時間延長而逐漸升高,第15 d,分別達到264.12(低劑量)和190.92(高劑量),同樣以低濃度Cd的BCF較高。

表4 Cd在紫貽貝鰓中的生物富集動力學參數(shù)Table 4 Kinetic parameters of bio-accumulation of Cd in gill of M. edulis

3 討論

研究表明,貝類對重金屬富集量與污染濃度、暴露時間、外界環(huán)境因子等密切關系[7]。王曉麗等[8]應用半靜態(tài)雙箱模型,研究牡蠣對As、Hg及Cd的生物富集效應,發(fā)現(xiàn)牡蠣富集重金屬含量隨水體金屬濃度增大而增大,且呈顯著正相關關系。王麗麗等[9]發(fā)現(xiàn)海水中Cd可不斷被蝦夷扇貝富集,其富集量隨暴露時間增加而增大。本實驗結果發(fā)現(xiàn),紫貽貝體內Cd富集量隨時間、水體Cd濃度增加而不斷增大,其富集量符合常規(guī)貝類富集變化趨勢。此外,富集第15 d,紫貽貝內臟團、前閉殼肌、后閉殼肌、外套膜和鰓中,Cd含量依次為145.56、11.826、28.143、22.394、66.113 mg/kg,即內臟團>鰓>后閉殼肌>外套膜>前閉殼肌。有研究發(fā)現(xiàn),牡蠣不同器官對重金屬富集規(guī)律,以鰓、殼組織富集含量最高,而閉殼肌、直腸、外套膜中含量較低[10]。四角蛤蜊對Cd的富集分布,在鰓、外套膜和內臟團中含量最低[11]。而對于青蛤,斧足和肝胰腺是重金屬富集主要器官[12]。由此可見,當貝類動物種類不同時,其重金屬Cd選擇性富集的器官也存在較大差異,其原因可能與貝類生理、代謝類型及等有關。

優(yōu)化擬合結果發(fā)現(xiàn),在0.16、0.32 mg/L Cd下,紫貽貝內臟團、前閉殼肌、后閉殼肌、外套膜和鰓中Cd含量與富集時間之間的關系,均符合Harris模型(產量-密度模型,Y=1/(a+bXc)),且擬合R2較高。研究表明,對于雙殼貝類體內重金屬的富集過程,受多方面因素影響,如金屬種類、狀態(tài)及吸收途徑、貝類生理、外界環(huán)境因子、食物鏈及其他理化因子等[13]。本研究在固定實驗條件下,應用篩選多項式、有理函數(shù)、Harris、Logistic、二次多項式、指數(shù)伴隨、MMF、二次倒數(shù)即Richards等多種模型,進行擬合量化研究,對于了解紫貽貝與重金屬Cd之間的關系提供參考。

k值作為描述生物體對Cd富集能力重要參數(shù),其大小直接反映了富集能力強弱。由結果可知,紫貽貝4種組織器官對Cd的k值,隨外界Cd濃度增加而減小。在0.32 mg/L Cd下,內臟團、前閉殼肌、后閉殼肌、外套膜、鰓k值范圍依次為23.61～34.79、1.97～3.79、4.89～8.86、3.89～8.23、10.00～19.88,即內臟團>鰓>后閉殼肌>外套膜>前閉殼肌。該結果驗證了前面富集量結果,也從k值角度說明了紫貽貝4種器官對Cd富集能力的強弱。此外,紫貽貝4種器官對Cd的k值變化趨勢也基本一致,即在富集初期較高,中間期有所減弱,后期再次升高。張少娜等[14]以0.10 mg/L Cd進行紫貽貝富集后,測定貝軟體組織(整體)對Cd的k值為8.747。李學鵬等[15]以泥蚶為實驗動物,測定其對Cd的k值范圍為7.32～29.93。研究表明,翡翠貽貝能夠根據(jù)海水中金屬污染程度改變集體生化和生理狀態(tài),從而引起生物吸收率和積累量的迅速改變[16]。本實驗中獲得紫貽貝4種器官對Cd的k值,與文獻報道數(shù)值有一定差異,主要是由于選用實驗生物種類、大小、養(yǎng)殖環(huán)境、生物富集濃度及測定部位等不同而造成。此外,本實驗中出現(xiàn)的k值變化,可能是暴露初期由Cd誘導機體產生大量金屬硫蛋白類物質[17],并與之結合而促使吸收速率較高；當機體被Cd快速飽和后,引發(fā)機體毒性作用而出現(xiàn)吸收速率度降低；而后貽貝面對外界Cd脅迫表現(xiàn)出較強的調節(jié)、適應能力[18],通過機體生理調節(jié)再次促進了Cd的吸收。

BCF為生物體Cd含量與水體中Cd含量比值,能較好指示生物體對污染元素富集能力。由結果可知,紫貽貝4種組織器官對Cd的BCF值,均隨外界Cd濃度增加而減小。0.32 mg/L Cd下,內臟團、前閉殼肌、后閉殼肌、外套膜、鰓BCF值依次為67.82～441.37、7.42～36.31、17.31～71.59、16.09～59.94、31.27～190.92,即內臟團>鰓>后閉殼肌>外套膜>前閉殼肌。其他貝類結果表明,菲律賓蛤仔對0.02 mg/L Cd BCF值(16 d)為25.81[19]、褶牡蠣對0.10 mg/L Cd BCF值(15 d)為60.06[20]等。Cd在其他幾種貝類中,BCF值大小依次為翡翠貽貝>近江牡蠣>菲律賓蛤仔；隨時間延長,菲律賓蛤仔BCF逐漸升高,而翡翠貽貝 BCF 變化則相對穩(wěn)定[21]。由以上結果可知,由于受試貝類種類不同、外界暴露Cd濃度不同,紫貽貝相比于其他貝類,對Cd的BCF值有較大差異。此外,Cd在紫貽貝不同組織中富集程度不同,其在內臟團中富集程度最高,其原因主要是與內臟團中金屬硫蛋白、類金屬硫蛋白、含氨雜環(huán)水分子化合物、離子或低分子絡合離子等物質結合[22]。

貝類種類及外界因子不同,也導致其對Cd釋放規(guī)律存在差異。富集Cd的蝦夷扇貝轉入清潔海水10 d后,發(fā)現(xiàn)內臟團、鰓、外套膜和貝柱中,Cd含量隨時間延長逐漸下降,排出率為55.95%～87.02%,釋放速率為貝柱>鰓>外套膜>內臟[9]。翡翠貽貝體內Cd、Pb、Hg含量,隨時間推移呈下降趨勢,但排放曲線均較為平緩,表明翡翠貽貝自然釋放重金屬的能力較弱[23]。本實驗中,紫貽貝4種器官對富集Cd的釋放趨勢基本一致,在0～35 d釋放期內,Cd含量均無顯著性下降趨勢(p>0.05),表明紫貽貝對Cd的富集能力較強,而自然代謝釋放能力較弱,這可能是紫貽貝對Cd的解毒策略即Cd誘導金屬巰蛋白合成,并結合于巰基組氨酸三甲基內鹽上,過量Cd激發(fā)大量巰基組氨酸三甲基內鹽生成而與之結合的緣故[24]。雙殼貝類對重金屬的富集,實際上取決于金屬進出生物體的速率,相對速率變化決定了該生物對特定金屬的積累情況[25]。由上可知,紫貽貝對于Cd的吸收速率顯著高于排出速率,為典型的凈積累型生物。

4 結論

以紫貽貝不同組織器官為研究對象,采用原子吸收光譜法檢測Cd含量,研究了暫養(yǎng)過程中紫貽貝不同組織器官對暴露Cd的生物富集效應及釋放特征。結果表明,紫貽貝內臟團對Cd的生物富集能力最強,其次依次為鰓、后閉殼肌、外套膜和前閉殼肌,且不同器官中的Cd富集量與暴露時間呈現(xiàn)高度的相關性。在代謝釋放階段,不同器官中的Cd含量未出現(xiàn)顯著性下降的趨勢。可見,紫貽貝不同器官與Cd的結合能力較強,而自然代謝排出能力較弱。

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[23]馬勝偉,林欽,陳海剛,等. 混合重金屬對翡翠貽貝的積累與排放規(guī)律研究[J]. 南方水產科學,2008,4(6):78-82.

[24]Roesijadi G. Metallothioneins in metal regulation and toxicity in aquatic animals[J]. Aquatic Toxicology,1992,22(2):81-113.

[25]Rainbow PS. The significance of trace metal concentrations in marine invertebrates[J]. Ecotoxicology of Metals in Invertebrates,1993:3-23.

《食品工業(yè)科技》擴增審稿專家的通知

首先感謝廣大讀者和作者對《食品工業(yè)科技》雜志的支持與幫助。

近年來《食品工業(yè)科技》雜志投稿量大幅增加，并且由于食品科學稿件覆蓋面廣，交叉學科多，現(xiàn)有審稿專家很難滿足讀者希望稿件及時審回的要求。為了進一步縮短審稿時間，及時發(fā)布稿件評審情況，本刊擬增加審稿專家，希望得到相關領域專業(yè)人士的支持。

審稿專家需同時符合以下基本條件：

1、 食品、生物、營養(yǎng)、化學、分析檢測及相關專業(yè)。

2、 具有較高的專業(yè)英文水平。

3、 高級職稱。

4、 以第一作者或通訊作者在中文核心期刊發(fā)表論文5篇以上。

5、 能及時將稿件審回。

請有意者提供真實姓名、出生年、職稱、學歷、單位、聯(lián)系電話、電子信箱、詳細通信地址及自己最擅長的研究方向，并列舉五篇最能體現(xiàn)您學術水平的論文。

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《食品工業(yè)科技》雜志社

Bio-accumulation and release characteristic of Cd inMytilusEdulis

WANG Xiao-ling1,ZHANG Bin1,*,SHI Zhou-rong1,YU Xiao-wen1,LUO Hai-jun2

(1.Zhejiang Provincial Key Laboratory of Health Risk Factors for Seafood,Zhejiang Ocean University,Zhoushan 316000，China;2.Fisheries Research Institute of Zhoushan,Zhoushan 316000,China)

The aim of this paper was to explore the bio-accumulation and release characteristic of Cd in different organs ofMytilusEdulis. In this paper,the Cd concentrations in organs were assayed by using the method of atomic absorption spectroscopy. The results indicated that the content of Cd in visceral mass,anterior and posterior adductor muscle,mantle and gill ofM.eduliswere 145.56,11.826,28.143,2.394 and 66.113 mg/kg respectively,after 15 day’s accumulation. The value of uptake rate constant(k)of different organs was high during the early accumulation,then was decreased during intermediate period,and increased again during the later period. While,the bio-accumulation factor(BCF)was decreased with the increasing concentration of Cd in water during the whole accumulation. The order of k and BCF values were visceral mass,gill,posterior adductor muscle,mantle and anterior adductor muscle,whenM.eduliswere under the same exposed time. Correlation and multivariate analysis showed a significant time-dependent relationship between the accumulated content of Cd(Y)and the exposed time(X),withR2=0.9286～0.9890 values of Harris model(Y=1/(a+bXC). However,the content of Cd in four organs ofM.eduliswas not declined significantly during the whole releasement. The obtained results indicated thatM.edulisas the net accumulated biological could not release a large amount of heavy metals.

Mytilusedulis;Cd;uptake rate constant;bio-accumulation factor;release

2014-12-08

王曉玲(1988-)，女，碩士研究生，研究方向：水產品加工及貯藏，E-mail：abcwangxiaoling@126.com。

*通訊作者:張賓(1981-)，男，博士，副教授，研究方向：水產品加工及貯藏，E-mail：zhangbin_ouc@163.com。

國家自然科學基金青年科學基金項目(31201452)；舟山市科技計劃項目(2013C41015)。

TS254.1

A

1002-0306(2015)19-0101-06

10.13386/j.issn1002-0306.2015.19.012