全 文 ：中国生态农业学报 2012年 8月 第 20卷 第 8期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Aug. 2012, 20(8): 1077−1082


* 土壤与农业可持续发展国家重点实验室基金项目(Y052010006)、国家自然科学基金项目(40930739, 41001342, 41125007)、江苏省普通
高校研究生科研创新计划项目(CXZZ11_0541)和江苏高校优势学科建设工程项目资助
** 通讯作者: 俞元春(1961—), 男, 博士，教授, 博士生导师, 主要从事土壤环境研究, E-mail: ycyu@njfu.edu.cn; 周东美(1967—), 男, 博
士, 研究员, 博士生导师, 主要从事土壤环境研究, E-mail: dmzhou@isas.ac.cn
周垂帆(1986—), 男, 博士研究生, 主要从事土壤环境研究。E-mail: zhouchuifan@gmail.com
收稿日期: 2012-02-08 接受日期: 2012-04-19
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2012.01077
铜和草甘膦对蚯蚓的毒性效应研究*
周垂帆1,2 王玉军2 俞元春1,3** 俞小鹏1 白玉杰1 周东美2**
(1. 南京林业大学森林资源与环境学院 南京 210037; 2. 中国科学院南京土壤研究所 中国科学院环境与污染修复重点实验
室 南京 210008; 3. 中国科学院南京土壤研究所 土壤与农业可持续发展国家重点实验室 南京 210008)
摘 要 污染物的交互作用及其生态毒理效应已成为环境科学研究的主要方向。含铜杀菌剂与除草剂草甘膦
[N-(膦酸甲基)甘氨酸]是农业生产中常见的农药, 其在土壤中共存可能造成复合污染。草甘膦中含有羧基、氨
基、磷酸基等配位基团对重金属阳离子和有机阳离子有很强的络合能力, 草甘膦可以影响重金属的生物有效
性、毒性以及重金属在生物体内的积累。本文以赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)为例, 采用室内模拟试验, 单一试
验设置 5个铜浓度 25 mg·kg−1、50 mg·kg−1、100 mg·kg−1、200 mg·kg−1和 400 mg·kg−1, 5个草甘膦浓度 25 mg·kg−1、
50 mg·kg−1、100 mg·kg−1、200 mg·kg−1 和 500 mg·kg−1, 并以去离子水做空白对照; 复合试验设置 2 个铜浓度(低
铜浓度 25 mg·kg−1 和高铜浓度 200 mg·kg−1)分别与 5 个草甘膦浓度(0、25 mg·kg−1、50 mg·kg−1、100 mg·kg−1
和 200 mg·kg−1)复合; 每个处理 3 次重复, 试验期为 35 d。研究了铜和草甘膦的单一及复合施用对蚯蚓的亚急
性毒性效应。单一毒性试验结果表明, 蚯蚓对低浓度铜的响应不敏感, 而较高浓度铜使蚯蚓生物量的相对增长
率受到显著抑制(α=0.01, r2=0.570), 且未出现死亡, 并且随着铜浓度的增加蚯蚓体内铜含量显著增加(α=0.01,
r2=0.905)。与对照相比草甘膦的添加对蚯蚓的生长无显著影响。复合毒性试验结果表明, 草甘膦和铜复合可以
降低蚯蚓对铜的吸收, 特别是当铜浓度较高时即 200 mg·kg−1, 草甘膦和铜复合可显著降低蚯蚓对铜的吸收,
并且草甘膦能够减轻铜对蚯蚓生物量相对增长率的抑制, 但差异并不显著。以上结果表明, 铜比草甘膦的毒性
大很多, 铜与草甘膦复合能够减少蚯蚓对铜的吸收, 缓解铜的毒性。因此本研究认为, 在草甘膦和重金属共存
的污染土壤中, 草甘膦能够控制重金属的生物有效性和毒性。
关键词 Cu 草甘膦 蚯蚓 生物量 复合污染 毒性
中图分类号: S154.1 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2012)08-1077-06
Cu and glyphosate toxicity to earthworm (Eisenia fetida)
ZHOU Chui-Fan1,2, WANG Yu-Jun2, YU Yuan-Chun1,3, YU Xiao-Peng1, BAI Yu-Jie1, ZHOU Dong-Mei2
(1. College of Forest Resources and Environment, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China; 2. Key Laboratory of Soil
Environment and Pollution Remediation, Chinese Academy of Sciences; Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences;
Nanjing 210008, China; 3. State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture; Institute of Soil Science, Chinese Academy of
Sciences, Nanjing 210008, China)
Abstract Interactions of pollutions are among current research focus in environmental sciences. Fungicides contained copper (Cu) and
herbicide glyphosate (GPS) are widely used in orchards and other agricultural ecosystems. Co-existence of Cu and GPS could result in
combined pollution of soil environment. GPS affects metal behaviors in water and soil systems because its functional groups such as
amine, carboxylate and phosphonate react with metal ions to form metal complexes. A laboratory experiment was therefore conducted to
investigate the interactions of GPS and Cu with respect to sub-acute toxicity to soil invertebrate earthworms. Earthworms were exposed
to spiked soil (70% garden mould and 30% dairy manure) for 35 d with different concentrations of Cu and GPS (technical-grade
glyphosate acid). Deionized water was the blank control, Cu concentrations were 25 mg·kg−1, 50 mg·kg−1, 100 mg·kg−1, 200 mg·kg−1 and
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400 mg·kg−1 and GPS concentrations were 25 mg·kg−1, 25 mg·kg−1, 100 mg·kg−1, 200 mg·kg−1 and 500 mg·kg−1 by soil dry weight in a
single toxicity test. Simultaneously, two Cu levels of 25 mg·kg−1 and 200 mg·kg−1 were mixed by adding 0 mg·kg−1, 25 mg·kg−1, 50
mg·kg−1, 100 mg·kg−1 and 200 mg·kg−1 of GPS in a complementary test. The purpose of the study was to address the possible inductions
of earthworm (Eisenia fetida) exposure to single Cu and GPS and the corresponding interactions. The relative growth rate of earthworm
biomass and Cu uptake were then measured. Results showed that the relative growth rate of earthworm biomass was significantly
inhibited by high Cu concentration (α=0.01, r2=0.570). Furthermore, earthworm Cu content significantly increased with increasing soil
Cu concentration (α=0.01, r2 =0.905). GPS had no significant effect on the relative growth rate of earthworm biomass. The
complementation test data showed that GPS significantly decreased earthworm Cu burden when soil Cu concentration was 200 mg·kg−1.
Higher acute toxicity was noted for Cu than for GPS. To a certain degree, GPS decreased toxicity. Thus GPS was recommended in
controlling soil toxicity and bioavailability of soil heavy metals in conditions where both GPS and heavy metals co-exist.
Key words Cupper, Glyphosate, Eisenia fetida, Biomass, Combined pollution, Toxicity
(Received Feb. 8, 2012; accepted Apr. 19, 2012)
草甘膦是 20 世纪 70 年代开发的最为成功的一
种除草剂[1], 由于其杀草谱广、具有良好的内吸传导
性能, 在防除多年生恶性杂草上效果显著, 加上对
人畜安全, 不污染环境, 问世 30 多年来经久不衰,
广泛应用于农业生产, 控制一年和多年生杂草。草
甘膦常与波尔多液(硫酸铜)一起使用, 其中铜作为
杀真菌剂来控制植物的霉病, 这种使用方式可能导
致草甘膦和铜的复合污染, 对土壤生态系统的结构
和功能产生影响。作为土壤动物区系的代表类群 ,
蚯 蚓 (Eisenia fetida) 占 土 壤 总 动 物 生 物 量 的
60%~80%, 其生存、生长与繁殖受环境中污染物的
影响。土壤重金属污染及农药单一污染对蚯蚓的影
响研究比较多[2−6], 如 Spurgeon 等[2]研究了蚯蚓对
Zn 污染毒害的耐受性, Li 等[3]进行生物配体模型对
蚯蚓镉毒性响应的适用性研究, Xiao 等[4]进行了除
草剂乙草胺对蚯蚓的毒性作用, 但农药与重金属复
合污染对蚯蚓毒性毒理研究则较少。两种或多种化
学物同时作用于生物体时, 往往会引起与单一毒物
作用不完全相同甚至完全不同的毒性反应, 近年来
被引起广泛关注。由于联合毒性试验研究的复杂性,
其研究进展较为缓慢, 特别是关于重金属与有机污
染物复合毒性效应方面的报道更少。因此, 研究草
甘膦和铜单一及复合污染的蚯蚓毒性效应, 对于评
价草甘膦和铜污染的环境生态效应有重要意义。
1 材料和方法
1.1 试验材料
试剂: Cu(NO3)2·3H2O(分析纯)和草甘膦(纯度≥
95%, Sigma公司)。
试验生物: 赤子爱胜“大平二号”蚓(E. fetia)购
自南京大厂蚯蚓养殖场, 在潮湿避光的环境中培养
驯化 2 周, 每周补充 1 次牛粪作为营养物质。试验
选用生长期为 2~3 个月, 体重为 200~300 mg, 个体
相对均匀的成熟蚯蚓。
供试土壤: 采用 70%田园土加 30%的清洁牛粪
混合而成, 田园土取自南京紫金山山麓, 为黄棕壤;
牛粪取自山东农村, 风干后充分混合过 10目筛。混
合后的供试土壤基质主要性质为 : pH(H2O)为 7.1,
有机质含量为 49 g·kg−1, 总铜含量为 42.6 mg·kg−1 。
1.2 蚯蚓染毒
染毒试验前先对蚯蚓进行清肠: 挑选试验用蚯
蚓, 洗净表面泥土, 放入底部有湿润滤纸的塑料培
养皿中 , 上再覆一层润湿滤纸 , 用保鲜膜封口 , 解
剖针扎孔。将培养皿置于温度为(20±2) ℃, 湿度 80%
的人工气候箱中, 避光清肠 24 h以排除肠内容物。本
文以下所述的外源添加剂量根据预备试验的结果来
确定, 即最高测试浓度不高于铜引起蚯蚓死亡的最
低浓度。配制以下对应浓度的染毒液, 并将染毒溶液
用 NaOH调节 pH为 6.0±0.1, 按水︰土=1︰4加入到
200 g混合土壤中充分混匀, 使其在土壤中均匀分布。
平衡 48 h 后向每个盛土的塑料培养皿加入 6 条已在
人工条件中清肠 24 h 的蚯蚓, 将培养皿用纱布扎好
瓶口, 置于(20±2) ℃, 湿度为 80%, 光照为 1 333 lx(间
歇光照, 即 12 h光照, 12 h黑暗)的条件下连续光照培
养, 试验期为 35 d, 每个处理和对照设 3 个平行样,
试验过程中每 2 d调节 1次土壤含水量, 使其维持在
60%±2%。
铜单一毒性试验 : 将硝酸铜溶于去离子水中 ,
添加到土壤, 使铜含量达到 25 mg·kg−1、50 mg·kg−1、
100 mg·kg−1、200 mg·kg−1和 400 mg·kg−1, 以去离子
水做空白对照, 第 35 d 结束试验, 将蚯蚓挑出, 避
光清肠 24 h以排除肠内容物, 洗净、吸干、称重计
算生物量相对增长率并测蚯蚓体内铜含量。
草甘膦单一毒性试验: 草甘膦溶于去离子水中添加
到土壤中, 使草甘膦含量达到 25 mg·kg−1、50 mg·kg−1、
100 mg·kg−1、200 mg·kg−1和 500 mg·kg−1, 第 35 d结
束试验, 将蚯蚓挑出, 避光清肠 24 h 以排除肠内容
物, 洗净、吸干、称重计算生物量相对增长率。
第 8期 周垂帆等: 铜和草甘膦对蚯蚓的毒性效应研究 1079


不同浓度草甘膦对赤子爱胜蚯蚓体内铜含量的
影响试验: 铜设置 2个浓度(低铜浓度 25 mg·kg−1和
高铜浓度 200 mg·kg−1)分别与 0、25 mg·kg−1、50
mg·kg−1、100 mg·kg−1和 200 mg·kg−1的草甘膦混合,
第 35 d 结束试验, 将蚯蚓挑出, 避光清肠 24 h以排
除肠内容物, 洗净、吸干、称重计算生物量相对增
长率, 并测定蚯蚓体内铜含量。
草甘膦对赤子爱胜蚯蚓体内铜含量动态的影响
试验: 以去离子水做对照(O), 低铜浓度(25 mg·kg−1)
分别与浓度为 0和 200 mg·kg−1的草甘膦混合成处理
S1和 S2, 高铜浓度(200 mg·kg−1)分别与浓度为 0和
200 mg·kg−1的草甘膦混合成处理 T1 和 T2, 分别在
第 0 d、3 d、7 d、14 d、28 d和 35 d取蚯蚓样以测
蚯蚓体内铜含量。
1.3 蚯蚓体中铜的测定
将蚯蚓清肠 24 h后, 去离子水清洗, 在 70 ℃下
烘干 48 h, 称干重后将样品消化, 铜的测定采用原
子吸收分光光度法测定[3]。
1.4 数据处理及统计
用 SPSS 17.0 进行单因素方差分析 (One-way
ANOVA)和多重比较, 用Duncan法对处理间数据进行
差异显著性分析, 绘图用 Origin 8.0进行。计算蚯蚓生
物量相对增长率(M)参照公式: M=(Wt−W0)/W0 ×100%。
其中, W0为试验开始时蚯蚓的质量, Wt为处理 t天后蚯
蚓的质量。数据结果采用Mean±SD的形式表示。
2 结果与分析
2.1 铜和草甘膦单一及复合施用对赤子爱胜蚯蚓
生长的影响
图 1A 结果表明, 随着铜浓度的增加蚯蚓生物
量相对增长率下降, ANOVA分析表明铜处理组间差
异极显著(F=8.6, P< 0.01)。当浓度大于 50 mg·kg−1
时, 各处理与对照差异显著(P<0.05)。对照处理蚯蚓
生物量的相对增长率为 10.1%, 当铜的浓度达到 100
mg·kg−1 时生物量相对增长率为 4.8%, 蚯蚓生长明
显受到抑制。当铜浓度达到 400 mg·kg−1时, 蚯蚓生
物量的相对增长率仅为 3.3%。进一步分析表明, 蚯
蚓的相对增长率与铜浓度呈显著负相关 (α=0.01,
r2=0.570)。蚯蚓相对增长率与药物浓度表现出较好
的剂量−效应关系。
ANOVA 分析表明, 草甘膦处理组间蚯蚓生物
量无显著差异(F=1.0, P>0.05)。不同浓度的草甘膦对
蚯蚓生物量的相对增长率无显著影响(图 1B), 即使
草甘膦浓度达到 500 mg·kg−1, 蚯蚓生物量的相对增
长率(7.9%)与对照值(10.1%)差异不显著(P>0.05), 草
甘膦含量与蚯蚓生物量相对增长率没有明显相关性。
不同浓度草甘膦与铜联合作用下蚯蚓生物量的
相对增长率如图 1C所示。结果表明, 与铜单独处理
相比, 草甘膦和铜复合处理 35 d后蚯蚓生物量相对
增长率的变化不明显。当铜为 25 mg·kg−1时草甘膦
的添加未引起生物量相对增长率的明显变化。而当
铜为 200 mg·kg−1, 只有草甘膦为 100 mg·kg−1和 200
mg·kg−1 时, 蚯蚓生物量相对增长率才有所增加(分
别为 6.8%和 7.2%), 但与对照(6.07%)相比差异不显
著(P>0.05)。
2.2 铜单一施用时赤子爱胜蚯蚓对铜的吸收
随着土壤中铜浓度增加, 蚯蚓体内的铜含量不
断增加, 由 18.8 mg·kg−1增加到 67.6 mg·kg−1(图 2)。
暴露在污染土壤中的蚯蚓体内铜含量与对照之间差
异极显著(F=59.8, P<0.01)。土壤中的铜浓度与蚯蚓
体内铜的含量极显著相关(α=0.01, r2=0.905), 二者
表现出很好的剂量 效应关系。
2.3 铜和草甘膦复合对赤子爱胜蚯蚓体内铜含量
的影响
草甘膦与铜复合处理下蚯蚓体内铜含量的动态



图 1 铜(A)、草甘膦(B)和草甘膦与铜复合处理(C)对蚯蚓生物量相对增长率的影响
Fig. 1 Effects of Cu (A), glyphosate (B) and composite treatment of Cu and glyphosate (C) on relative growth rates of E. fetida biomass
不同小写字母表示处理间差异在 0.05水平显著; 下同。Different small letters indicate significant difference among treatments (Duncan, P <
0.05). The same below.
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图 2 铜单一处理时蚯蚓体内的铜含量
Fig. 2 Cu content in the body of E. fetida under different Cu
concentrations

变化见图 3A 所示。对照土壤(处理 O)中, 蚯蚓体内
铜含量无明显变化。只加入 25 mg·kg−1铜的土壤(处
理 S1)中, 第 3 d时蚯蚓体内铜含量达到 23.1 mg·kg−1,
是对照的 1.2 倍。但随时间延长蚯蚓体内铜含量差
异有缩小趋势, 试验结束时为 24.6 mg·kg−1。加入铜
25 mg·kg−1、草甘膦 200 mg·kg−1的土壤(处理 S2)中,
第 3 d时蚯蚓体内铜含量达到 21.3 mg·kg−1, 与处理
S1 相比, 蚯蚓体内铜含量降低, 随时间延长铜含量
有所上升, 试验结束时为 22.9 mg·kg−1。加入铜 200
mg·kg−1的土壤(处理 T1)中, 在第 3 d 时蚯蚓体内铜
含量达到 42.1 mg·kg−1, 随时间延长到第 7 d左右蚯
蚓体内铜含量基本已达到平衡，至试验结束时达到
53.2 mg·kg−1。加入铜 200 mg·kg−1 和草甘膦 200
mg·kg−1的土壤(处理 T2)中, 第 3 d 时蚯蚓体内铜含
量只有 28.6 mg·kg−1, 是 T1的 68.2%, 随时间延长蚯
蚓体内铜含量缓慢上升, 试验结束时为 48.8 mg·kg−1,
是 T1的 82.4%。
不同浓度草甘膦与高铜浓度(200 mg·kg−1)和低
铜浓度(25 mg·kg−1)复合对蚯蚓体内铜含量的影响见
图 3B 所示。25 mg·kg−1的 Cu 中加入不同浓度的草
甘膦 35 d 后, 草甘膦降低了蚯蚓体内铜含量, 但差
异不显著。而在较高剂量铜中加入不同浓度草甘膦
则显著降低了蚯蚓体内铜含量, 经 ANOVA 分析表
明 , 随着草甘膦浓度的增加更为明显 (F=5.4,
P<0.05), 分别是对照的 103.2%、77.1%、87.4%和
82.1%。



图 3 草甘膦与铜复合对蚯蚓体内铜含量的影响
Table 3 Effect of composite treatment of Cu and glyphosate on Cu content in the body of E. fetida
O: 去离子水对照 CK of deionized water; S1, S2: Cu浓度为 25 mg·kg−1, 草甘膦浓度分别为 0和 200 mg·kg−1 Cu concentration is 25 mg·kg−1,
glyphosate concentrations are 0 and 200 mg·kg−1; T1, T2: Cu浓度为 200 mg·kg−1, 草甘膦浓度分别为 0和 200 mg·kg−1 Cu concentration is 200
mg·kg−1, glyphosate concentrations are 0 and 200 mg·kg−1.

3 讨论
3.1 铜对赤子爱胜蚯蚓的毒性效应
铜是土壤中广泛分布的一种重金属, 与其他重
金属不同, 铜是生物体必需的营养成分, 然而当铜
含量过高时, 又会对生物体造成致命影响[5]。蚯蚓在
食物链中起污染物传递的桥梁作用, 影响农田生态
系统中的物质循环和能量流动, 研究重金属对蚯蚓
的毒性作用及其机理具有十分重要的理论和实践意
义。大量研究表明, 蚯蚓对重金属元素具有很强的
吸收积累作用, 当蚯蚓生长的土壤受到重金属污染
时, 蚯蚓体内重金属元素的浓度会显著增加, 生长
受到抑制甚至死亡, 引起蚯蚓种群数量下降, 从而
对土壤生态系统产生影响[2,6]。本试验中, 35 d的毒
性试验结果表明, 随铜浓度增加, 蚯蚓体内铜含量
明显增加, 生物量相对增长率受到明显抑制, 但并
第 8期 周垂帆等: 铜和草甘膦对蚯蚓的毒性效应研究 1081


未出现个体死亡。而蚯蚓生长趋于缓慢的原因可能
与蚯蚓的一种生存策略有关 , 即 : 减少食物摄取 ,
减低新陈代谢率来适应不良环境。说明蚯蚓对重金
属铜有一定忍耐和富集能力, 这与 Lukkari 等 [7]和
Helling等[8]的结果相似。
3.2 草甘膦对赤子爱胜蚯蚓的毒性效应
草甘膦, 化学名 N-(膦酸甲基)甘氨酸, 是一种
有机酸, 是农用除草剂的有效成分, 对植物有很高
的毒性, 而对非靶标生物的毒性很低。其致毒机理
主要是进入植物体内, 抑制植物体内的 EPSP酶, 而
动物体内并不存在这种酶, 使植物不能合成其生存
所必需的氨基酸, 最终导致植物死亡。本试验结果
表明, 生长在含高浓度草甘膦环境中的蚯蚓没有出
现死亡现象, 且身体和行为并未出现异常, 草甘膦
的存在对蚯蚓生物量相对增长率未产生明显抑制作
用。已有研究表明, 草甘膦为低毒有机物, 不会造成
环境污染与毒害现象, 而产生毒性的原因是农药中
添加的表面活性剂如牛脂胺聚氧乙烯等, 而草甘膦
的毒性要比这些表面活性剂的毒性小得多。如
Folmar 等[9]研究了纯草甘膦、草甘膦异丙胺盐和除
草剂制品农达, 以及农达中添加的表面活性剂对 4
种水生无脊椎动物和 4 种鱼的毒性, 结果表明, 表
面活性剂的毒性和农药农达类似, 毒性较强, 而草
甘膦相比之下毒性很低。Bernal等[10]的研究表明, 暴
露于草甘膦中的蝌蚪未受到毒害, 而暴露在草甘膦
和表面活性剂配合物中的蝌蚪却受到了毒害, 暴露
在聚乙氧基牛脂表面活性剂和农达除草剂中的蝌蚪
均出现尾部生长畸形, 变态成功率减少, 青蛙雌雄
同体的百分比增加。Howe 等[11]又用草甘膦和 5 种
草甘膦制品以及表面活性剂聚乙氧基牛脂对 4 种北
美青蛙进行急性毒性研究, 结果表明, 聚乙氧基牛
脂的毒性最强, 草甘膦毒性最低。此外草甘膦具有
较强的酸性, 会引起试验介质 pH 降低, 从而可能
会对非靶标生物产生一定危害。在酸性毒物的毒性
测试中 , 由于自然土壤和水体通常比试验介质的
pH 缓冲能力要强得多, 因此试验中要考虑 pH 缓冲
剂的添加或调整 pH, 以消除 pH 减低所诱导产生的
毒性。
3.3 草甘膦与重金属铜复合后对赤子爱胜蚯蚓的
毒性效应
蚯蚓吸收重金属的主要途径有: 1)食入被污染
的土壤或食物颗粒; 2)通过表皮被动吸收溶解在土
壤间隙水中的重金属; 3)食入被污染的土壤溶液。蚯
蚓最显著的吸收途径是通过表皮被动吸收溶解在土
壤间隙水中的重金属。而草甘膦中含有羧基、氨基、
磷酸基等配位基团对重金属阳离子和有机阳离子有
较强络合能力[12], 会影响重金属的生物有效性、毒
性以及对重金属的积累。Wang等[13]的研究表明, 草
甘膦增加了红壤对 Cu2+的吸附, 而 Cu2+的存在可以
降低草甘膦在土壤上的吸附。Morillo等[14]用计算机
模型模拟了 GPS-Cu2+络合物的形态: Cu2+、CuG −、
CuG24−、CuHG、GH2−、GH2−、GH3等, 其中 CuHG︰
CuG−的比例是 1︰1。Morel[15]认为如果只有自由态
离子或者有效态离子产生毒性, 那么多数金属离子
会被草甘膦螯合形成无效态的或基本不可用的形态,
从而降低毒性。另外, 王米道等[16]研究表明, 当 Cu2+
和草甘膦共存产生复合污染时, 由于铜和草甘膦络
合使得 Cu2+在一定程度上降低草甘膦对植物的毒
性。而本试验中由于赤子爱胜只能利用有效态铜中
的自由态铜, 而蚯蚓对重金属的吸收则主要以皮肤
吸收为主 [17], 铜和草甘膦络合后形成稳定的
Cu-GPS复合体[18−19], 蚯蚓表皮难以吸收, 所以试验
前期草甘膦明显降低了对铜的吸收从而缓解了对蚯
蚓的毒性, 这与 Tsui 等[20]的研究结果类似。而一般
情况下, 土壤中草甘膦的降解半衰期约 20~60 d 左
右, 数月后约 90%降解为水和二氧化碳等[21−22]。所
以随时间延长, 草甘膦可能不断分解, 将铜重新释
放出来, 所以蚯蚓对铜的富集随时间延长而增加。
这也在一定程度上解释了为什么试验结束后草甘膦
减缓了铜对蚯蚓生长的抑制。因此,在草甘膦和重金
属共存的污染土壤中, 草甘膦能够控制重金属的生
物有效性和毒性。
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