原位土壤鎘銅鉛復合污染對天錫杜拉蚓（Drawida gisti）的毒性效應

慕曉泉，尹 悅，李 博，楊 楊，王 坤

（河北農業大學 資源與環境科學學院/華北作物改良與調控國家重點實驗室，河北 保定 071000）

近年來，土壤重金屬污染已造成嚴重的環境問題。根據中國生態環境狀況公報和全國土壤污染調查公報顯示，Cd 已成為影響土壤環境質量的首要污染物［1］，且Cu 和Pb 點位超標率分別達到了2.1%和1.5%［2］。河北省部分地區農田土壤重金屬超標問題也相對嚴重［3］。在自然土壤環境下，重金屬多以復合污染為主［4］。與單一重金屬脅迫相比，自然環境下復合污染更為普遍，對生物造成劇烈的毒性作用［5］。

蚯蚓作為土壤生態系統中重要的指示生物，對重金屬污染土壤有一定凈化能力。目前針對蚯蚓對重金屬污染的適應性已有大量研究［6-7］，但有關蚯蚓對土壤重金屬復合污染響應的研究鮮有報道［8］。探究蚯蚓響應復合重金屬污染的敏感性，更能體現污染對蚯蚓種群、個體水平上的影響。有關蚯蚓在生化水平上對重金屬的響應情況（如SOD、GSH、GPx、AChE 等生物標志物的響應）已有很多報道［6］，例如Wang 等［7］在高、低Cd 污染下白頸腔蚓（Metephere californica）的互換暴露試驗結果發現，原位高Cd 污染下該蚯蚓體內谷胱甘肽過氧化物酶（GPx）、還原型谷胱甘肽（GSH）被誘導，具有較強的解毒能力；原位低Cd 污染下的蚯蚓體內丙二醛（MDA）含量上升，其機體產生氧化損傷、脂質過氧化反應。Wu 等［9］發現單Pb、Cd 脅迫可導致蚯蚓體腔細胞纖維素酶活性和DNA 損傷，但在Cd-Pb復合污染下蚯蚓纖維素酶的活性被顯著抑制。

綜合生物標志物響應指數（IBR）于2002 年由Benoit beliaeff和Thierry burgeot［10］創 立，又由Wilfried sanchez 等［11］在2013 年進一步改進并推出了新的指標計算方法——IBRv2。該方法根據整合多個生物標志物的響應來評估蚯蚓暴露于污染物的狀態，用來監測蚯蚓在復合污染土壤下的響應情況。Liang 等［12］利用IBRv2 分析發現，微塑料（MPs）和Cd 復合污染增強了蚯蚓體內各項抗氧化酶（SOD、GPx 和GST）的活性，其在蚯蚓抵抗污染物脅迫中發揮著重要作用。Zhang 等［13］計算IBRv2 指數發現，阻燃劑磷酸三苯酯（TPHP）脅迫顯著影響了蚯蚓體內生物標志物的響應情況，這與TPHP 濃度和暴露時間密切相關，其中MDA 是最敏感響應指標。

針對蚯蚓種群來說，土壤重金屬污染可造成其種群結構單一、降低多樣性、敏感種逐漸消失等問題，影響農業生產與生態環境健康。在河北省原位重金屬污染土壤環境下，蚯蚓對重金屬污染響應的相關研究較少。因此，研究原位復合重金屬（Cd、Cu 和Pb）污染土壤下，蚯蚓對重金屬的富集及其體內主要生物標志物的響應，旨為明確土壤重金屬復合污染下蚯蚓的生態毒理效應和進行土壤生態風險評價與修復提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 供試蚯蚓 供試蚯蚓為天錫杜拉蚓（Drawida gisti），取自河北省保定市農田土壤，屬當地優勢野生種［14］。試驗前將蚯蚓放于清潔土（S0）中預培養7 d，選擇有環帶且生物量在1.09±0.2 g 的成蚓，進行暴露試驗。

1.1.2 供試土壤 供試土壤為河北省保定市原位重金屬污染土壤（3 種），類型為中壤質潮土。清潔土壤（S0）取自安新縣大利銅廠附近農田（E115°45′18″，N38°48′24″）；重金屬污染土壤（S1 和S2）取自安新縣大利銅廠附近（S1：E115°44′23″，N38°48′10″；S2：E115°43′56″，N38°48′4″），其污染源主要來自冶煉廠廢水、廢渣等。各樣點土壤樣品使用塑料鏟采集，采集深度為0～20 cm，采集方式為五點混合法，土壤樣品采集后經室內自然風干，分別過1 mm 和0.15 mm 尼龍篩備用。供試土壤化學性質如表1 所示。土壤重金屬含量如表2 和表3 所示，其中S0 土壤重金屬含量均未超過標準（GB15618—2018）［15］且內梅羅指數為0.71，屬警戒級土壤；經測定與分析后，S1 樣點下土壤Cd 和Cu 含量超標，為Cd、Cu 復合污染土壤，其內梅羅指數為3.8，屬重污染級土壤；S2 樣點下土壤Cd、Cu 和Pb 含量超標，為Cd、Cu 和Pb 復合污染土壤，內梅羅指數為11.34，屬重污染級土壤。

表1 各處理下土壤化學性質（n=3,±SD）Table 1 Soil chemical properties in each treatment (n=3,±SD)

表2 土壤重金屬（Cd、Cu 和Pb）含量及內梅羅指數（n=3,±SD）Table 2 Metal concentrations (Cd,Cu,and Pb) in different soil samples and Nemerow index (n=3,±SD)

表3 不同形態土壤重金屬（Cd、Cu 和Pb）含量（n=3,±SD）Table 3 Different fractions of soil metal (Cd,Cu,and Pb) concentrations (n=3,±SD) mg/kg

1.1.3 供試容器 供試容器為聚氯乙烯盒（PVC），長寬均為20 cm，高為10 cm。

1.2 試驗設計

本試驗設置清潔土（S0）與兩種復合污染土（S1和S2）共3 種土壤處理，每處理設9 次重復。分別稱取過1 mm 尼龍篩的3 種土壤各1.0 kg，放入聚氯乙烯盒中培養28 d。取10 條生物量大小相近（1.09± 0.2 g）且具有環帶的蚯蚓放入各供試土壤中；培養過程中，在盒上蓋一層紗布以防止蚯蚓逃逸，保持土壤最大持水量65%左右，放于（23±2）℃恒溫下培養，分別于第7、14 和28 d 時采集蚯蚓樣品。將采集的蚯蚓樣品放入有濕潤濾紙的培養皿中，在25 ℃且避光條件下吐泥24 h，后用去離子水沖洗干凈，將部分蚯蚓樣品凍干，用于測定體內重金屬含量，剩余蚯蚓樣品用液氮冷凍，后置于-80 ℃超低溫冰箱內貯存，待測生化指標。

1.3 測定項目及方法

1.3.1 土壤化學性質測定 采用電位計法【1:2.5（w/v）土/水】測定土壤pH；0.8 mol/L K2Cr2O7外加熱法測定土壤有機碳含量；凱氏定氮法測定土壤全氮含量；采用NaOH 熔融-鉬銻抗比色法測定土壤全磷含量；NaOH 熔融-火焰光度計法測定土壤全鉀含量；1 mol/L NH4OAc 交換法測定土壤陽離子交換量。

1.3.2 土壤重金屬含量測定 土壤全量重金屬（Cd、Cu 和Pb）采用HNO3-H2O2消解，土壤有效態重金屬（Cd、Cu 和Pb）采用二乙基三胺五乙酸（DTPA）—三乙醇胺（TEA）方法浸提，土壤可交換態、可還原態、可氧化態以及殘渣態重金屬（Cd、Cu 和Pb）采用BCR 連續提取法浸提，分別用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）測定樣品中Cd、Cu 和Pb 含量。每批樣品設置3 個空白對照組和3 個標準物質，標準物質使用土壤成分分析標準物質GBW07456 進行質量控制，其中Cd、Cu 和Pb 的回收率分別為96%、95%和92%。

1.3.3 蚯蚓重金屬含量測定 取凍干后的蚯蚓進行磨樣并過0.15 mm 尼龍篩，稱取0.20 g 于玻璃消解管中，加入HNO3（優級純）5 mL，使用消化爐進行消解，加熱過程中加入3 mL H2O2，待消解液基本澄清后，即視為消解完全，移出液體并定容至50 mL容量瓶中，經0.45 μm 濾膜過濾后，采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）測定蚯蚓體內Cd、Cu和Pb 含量。每批樣品設置3 個空白對照組和3 個標準物質，以GBW08571 作為蚯蚓分析標準物質進行質量控制，其中Cd、Cu 和Pb 的回收率分別為98%、97%和95%。

1.3.4 生化指標測定 準確稱取蚯蚓組織1.0 g，加入9 mL 的磷酸鹽緩沖液，在冰水浴條件下研磨成10%的勻漿，于3 000 r/min 的速度下離心10 min，取上清液待測。TP 含量采用考馬斯亮藍染色法；MDA 含量檢測采用硫代巴比妥酸法；GSH 的檢測采用還原型谷胱甘肽可與二硫代二硝基苯甲酸（DTNB）反應，生成黃色化合物反應的方法；GPx 的檢測采用H2O2與還原型谷胱甘肽（GSH）反應生成H2O 及氧化型谷胱甘肽（GSSG）的方法；AChE 的檢測采用膽堿與巰基顯色劑反應生成TNB（對稱三硝基苯，Sym-Trinitrobenzene）黃色化合物的方法。以上指標測定試劑盒均購自南京建成生物工程研究所。

1.4 數據統計與計算方法

試驗數據使用 SPSS 22.0 進行統計，采用單因素方差分析（ANOVA）中的Duncan 檢驗法進行顯著性差異分析，顯著性差異水平設置為P＜ 0.05。使用Excel 2019 和 SigmaPlot 12.5 制圖。

蚯蚓體內重金屬富集系數：

式中，BAF 為生物富集系數；Mew為蚯蚓體內重金屬含量；Ms為土壤重金屬含量。

綜合生物標志物響應（IBRv2）指數計算過程為（2）～（5）［16］：（此方法需要預先確定清潔條件下的生物標志物作為對照［17］。本研究采用蚯蚓生長于土壤重金屬含量均未超過標準（GB15618—2018）的清潔土（S0）時的生化因子測定值作為對照）

式中，Yi為某生物標志物標準化值，Xi為各處理組中該生物標志物數據，X0為對照組數據的平均值。

式中，μ表示Yi的平均值，s表示Yi的標準差。

式中，A表示單個生物標志物系數的偏離指數，Zi和Z0分別為某處理組和對照組該生物標志物指數，A＞ 0 表示該生物標志物被誘導，A＜ 0 時則表示該生物標志物受到抑制。

式中，IBR表示整合生物標志物指數。

內梅羅綜合污染指數計算過程為（6）～（7）［18］：

式中，Pi為土壤重金屬元素i的環境質量指數；Ci為重金屬i的實測值；Si為重金屬i的農用地土壤污染風險篩選值。

式中，Pn為內梅羅綜合污染指數，Pave為各污染物中環境質量指數Pi的算術平均值，Pmax為各污染物中環境質量指數Pi的最大值。

2 結果與分析

2.1 不同重金屬污染土壤下天錫杜拉蚓生物量變化

各重金屬污染土壤處理（S0、S1 與S2）下不同暴露時間（7、14 和28 d 時）天錫杜拉蚓蚓的生物量變化，如圖1 所示。結果發現，在S1 和S2 處理下，隨暴露時間的增加，蚯蚓生物量均呈顯著下降趨勢（36.7%～58.2%，P＜ 0.05，圖1）。

圖1 各土壤處理下天錫杜拉蚓生物量隨暴露時間的變化情況Fig. 1 Changes of biomass of Drawida gisti with the prolonged exposure under each soil treatment

暴露7 d 時，S2 處理下蚯蚓生物量顯著降低（P＜ 0.05），S0 與S1 處理間無差異（P＞ 0.05）；14 d 時，其與暴露7 d 時結果相似，S2 處理下生物量顯著低于S0 和S1 處理（P＜ 0.05）；28 d 時，S1 處理下蚯蚓生物量高于S0 和S2 處理（P＜ 0.05）。

2.2 不同重金屬污染土壤下天錫杜拉蚓體內Cd、Cu 和Pb 含量及其富集系數

各土壤處理下，天錫杜拉蚓體內重金屬（Cd、Cu 和Pb）含量變化，如圖2 所示。

圖2 3 種重金屬污染土壤處理下天錫杜拉蚓體內Cd、Cu和Pb 含量隨暴露時間的變化情況Fig. 2 Concentrations of Cd,Cu and Pb in Drawida gisti with the exposure durations under three levels of metal contaminated soils

隨暴露時間的延長，分別在S1 與S2 處理下，蚯蚓體內Cd 含量均呈顯著上升趨勢（P＜ 0.05）。分別暴露至7 與14 d 時，蚯蚓Cd 含量均呈減少趨勢（P＜ 0.05）；僅在28 d 時，Cd 含量增加（P＜ 0.05）。

隨暴露時間的延長，S1 處理下蚯蚓Cu 含量顯著增加（P＜ 0.05）；S2 處理下蚯蚓Cu 含量無顯著變化（P＞ 0.05）。另外，各暴露時間下蚯蚓Cu 含量隨土壤Cu 含量的增加而增加（P＜ 0.05）。

分別在S1 與S2 處理下，蚯蚓Pb 含量隨暴露時間的增加呈顯著上升趨勢，其中14 d 時顯著增加（P＜ 0.05）。各處理下，分別在7d 與28 d 時，蚯蚓Pb 含量無顯著變化（P＞ 0.05），但14 d 時S2處理下的蚯蚓Pb 含量顯著增加（P＜ 0.05）。

各處理下天錫杜拉蚓Cd、Cu 和Pb 的富集系數（BAFCd、BAFCu和BAFPb），如表4 所示。結果發現，隨著暴露時間的增加，S1 與S2 處理下蚯蚓BAFCd均大于1（分別為5.64～7.20；1.58～2.49）；28 d時蚯蚓BAFCd呈顯著增加趨勢（分別為7.20 與2.46 g，P＜ 0.05）。另外，在各暴露時間下，蚯蚓BAFCd隨土壤Cd 含量的增加均呈顯著下降趨勢（P＜ 0.05）。

表4 天錫杜拉蚓對土壤重金屬（Cd、Cu 和Pb）的富集系數（n=3,±SD）Table 4 Bioaccumulation factor of the metals (Cd,Cu and Pb) of Drawida gisti (n=3,±SD)

S1 處理下，分別暴露至14 與28 d 時，蚯蚓BAFCu（0.42 和0.40）高 于7 d 時 的BAFCu（0.27）；S2處理下蚯蚓BAFCu無顯著差異（P＞ 0.05）。在暴露7、14 和28 d 時，蚯蚓BAFCu均呈顯著降低趨勢（范圍分別為0.21～0.85，0.29～0.66和0.27～0.67，P＜ 0.05）。

在各土壤處理下，蚯蚓BAFPb均在暴露14 d后顯著增加（P＜ 0.05）；同時，各暴露時間下蚯蚓BAFPb均顯著降低（范圍分別為0.26～1.97、0.45～2.88 和0.43～2.87）。

綜合來看，分別在S1 與S2 污染土處理下，天錫杜拉蚓對Cd、Cu 和Pb 富集能力的大小規律均表現為BAFCd＞ BAFPb＞ BAFCu，表明該蚯蚓對Cd 的富集能力最強（P＜ 0.05，表4），且S1 處理下蚯蚓BAF（Cd、Cu 和Pb）大于S2 處理下結果。

2.3 天錫杜拉蚓在生化水平上對重金屬污染的響應

土壤重金屬污染處理下，暴露7、14 和28 d 后天錫杜拉蚓體內各項生化指標，如圖3 所示。結果發現（圖3a），隨著暴露時間的增加，僅在S1 處理下暴露14 d 時蚯蚓體內 TP 含量顯著增加（P＜ 0.05），而S2 處理下TP 含量無顯著變化（P＜ 0.05）。暴露7 d時，S1 處理下蚯蚓TP 含量顯著下降（P＜ 0.05）；S1與S2 處理下暴露14 d 時，蚯蚓TP 含量顯著高于S0處理（P＜ 0.05）；28 d 時S2 處理下TP 含量高于S0與S1 處理（P＜ 0.05）。另外，S2 處理下暴露14 d 時，蚯蚓體內MDA 含量顯著低于7 d 時結果（P＜ 0.05，圖3b），其在14 與28 d 時則無顯著差異（P＞ 0.05）。各處理下，蚯蚓AChE 活性無顯著變化（P＞ 0.05，圖3c）；S1 處理下暴露至14 d 時AChE 活性低于S0與S2 處理（圖3c），但其在S1 處理下暴露28 d 時顯著高于其他處理（P＜ 0.05，圖3c）。另外，根據各土壤處理下不同暴露時間結果顯示，蚯蚓GSH 含量和GPx 活性均無顯著變化（P＞ 0.05，圖3d 和3e）。

圖3 不同重金屬污染土壤處理下天錫杜拉蚓體內總蛋白含量、丙二醛含量、乙酰膽堿酯酶活性、還原型谷胱甘肽含量和谷胱甘肽過氧化物酶活性隨暴露時間的變化Fig. 3 Changes of total protein content,malondialdehyde content,acetylcholinesterase activity,glutathione content and glutathione peroxidase activity with the exposure time in Drawida gisti under different levels of metal contaminated soils

2.4 綜合生物標志物響應指數（IBRv2）評價

采用綜合生物標志物響應指數法（IBRv2），綜合評價天錫杜拉蚓體內不同生化指標對重金屬污染的響應情況（圖4）。結果發現，與基線（S0）相比，S1 處理下暴露7 d 時，天錫杜拉蚓體內AChE活性和MDA 含量升高，TP 含量、GSH 含量和GPx 活性均被抑制；S2 處理下MDA 含量、TP 含量以及GPx 活性增加，AChE 活性抑制，GSH 降低（圖4a）。暴露14 d 時，S1 處理下TP 含量升高，AChE 及GPx 活性抑制，MDA 降低；同時S2 處理下，MDA 含量降低，GPx 活性抑制（圖4b）。分別在S1 和S2 處理下暴露28 d 時，蚯蚓體內GPx 活性、AChE 活性與GSH 含量呈增加趨勢，TP 含量下降；S2 處理下MDA 含量增加（圖4c）。

圖4 不同重金屬污染土壤處理下天錫杜拉蚓暴露至7、14、28 d 時各生物標志物響應星狀圖Fig. 4 The values of IBRv2 index of the biomarker responses of Drawida gisti after 7,14,and 28 exposure days under different levels of metal contaminated soils,respectively.

各處理下天錫杜拉蚓的綜合生物標志物（IBRv2）系數，如圖5 所示。結果表明，分別在S1 和S2 處理下分別暴露至第7、14 和28 d 時，蚯蚓IBRv2 指數呈現先升后降的趨勢，其中14 d 時S1 與S2 污染土處理下的IBRv2 指數響應最高（分別為6.9 與4.7）。

圖5 S1 和S2 處理下天錫杜拉蚓暴露7、14、28 d 時綜合生物標志物響應指數（IBRv2）Fig. 5 Integrated biomarker response index version 2(IBRv2) of Drawida gisti under treatments of S1 and S2 after 7,14 and 28 exposure days

3 討論

3.1 天錫杜拉蚓生物量變化及其重金屬（Cd、Cu和Pb）富集分析

根據本研究結果，S1 與S2 污染土壤下，天錫杜拉蚓生物量隨重金屬污染程度的升高呈顯著降低，表明Cd-Cu 和Cd-Cu-Pb 污染顯著抑制了該蚯蚓的生物量，這與前人研究結果一致［19］。根據天錫杜拉蚓對重金屬的富集結果發現，S1 和S2 處理下暴露14 d 時蚯蚓Cd 含量、28 d 時Cu 含量及S2 處理下28 d 時Pb 含量均有所降低（P＞ 0.05），這與前人研究不同［20］。其主要原因可能是重金屬污染對蚯蚓有較強的生物毒性，抑制了其活性，導致其機體的富集能力下降。其次，Guhra 等［21］發現，蚯蚓體表所分泌出的粘液含有一定量的營養物質及金屬元素。因此，本試驗中Cd 和Cu 離子或將隨蚯蚓體腔粘液的分泌而排出。另外，在具有較高有效性重金屬的污染土壤下，蚯蚓表皮與消化系統易受到損傷［22］，腸道吸收重金屬的能力下降，部分金屬離子隨蚓糞排出體外，這或許是天錫杜拉蚓體內重金屬含量下降的因素之一，但其機理需進一步探究。

從富集系數上看，該種蚯蚓對Cd、Cu 和Pb 富集大小規律為BAFCd＞ BAFPb＞ BAFCu，表明其對Cd 的富集能力最強。在生物地球化學的遷移轉化過程中，土壤中的Cd 具有活性較高、易遷移，易被生物富集且較難排除體外等特點［23］。另外，隨著土壤重金屬含量的增加，蚯蚓對Cd、Cu 和Pb 的富集能力均呈下降趨勢（P＜ 0.05）（表4），這與高濃度的重金屬對蚯蚓毒性作用較大有關，抑制了蚯蚓的活性及其解毒能力，減少了蚯蚓對金屬的富集。

3.2 天錫杜拉蚓在生化水平上的響應

在土壤重金屬污染（Cd-Cu 和Cd-Cu-Pb）下隨著暴露時間的增加，天錫杜拉蚓體內MDA 含量呈先升后降趨勢，表明在重金屬污染脅迫下，該蚯蚓體內抗氧化系統在早期響應顯著，脅迫環境使機體無法及時清除ROS 導致細胞脂質損傷；暴露時間增加時，其機體為緩解氧化脅迫，調動GSH 和GPx等參與了調節與解毒過程，機體逐漸恢復穩態。其中，GSH 主要由甘氨酸、谷氨酸和半胱氨酸為前體合成物質，富含巰基（-SH），易與重金屬離子結合，減輕金屬離子毒性，起到解毒作用［7］。本研究中，S1 與S2 土壤下蚯蚓GSH 含量和GPx 活性在28 d時上升（圖4a），表明Cd、Cu 和Pb 污染誘發了蚯蚓機體產生氧化應激，即污染脅迫激活了抗氧化系統，協同消除ROS，減緩蚯蚓脂質損傷［24］。另外，蚯蚓體內總蛋白（TP）含量變化指示著其體內調節與響應情況［25］。S2 處理下蚯蚓TP 含量呈先升后降趨勢，這與竇晶晶［26］的研究一致，但S1 處理下的結果與其相反，這可能由于S1 污染較S2 輕，蚯蚓在重金屬脅迫下并未生成急性時相蛋白和一些病理性蛋白，而是將蛋白質分解提供能量來維持生存［27］。另外，AChE 作為生物神經傳導中的一種關鍵性酶，能保證神經信號在生物體內的正常傳遞。本研究中，在S1 與S2 污染土下的蚯蚓AChE 活性抑制，暴露后期略有升高，表明暴露初期，脅迫刺激神經沖動傳導過度，神經纖維處于興奮狀態，產生神經毒性，隨暴露時間延長，其體內AChE 受抑制效果減弱，機體逐漸達到正常生理平衡狀態［28］。

根據IBRv2 綜合指數來看，天錫杜拉蚓在兩種污染土下的IBRv2 值均呈先升后降趨勢。暴露至14與28 d 時，S1 污染土下的IBRv2 指數均高于S2 處理，表明該蚯蚓對Cd-Cu 污染（S1 處理）的響應隨暴露時間的增加呈顯著應激反應，這或許與S1 與S2 土壤重金屬污染對蚯蚓的強烈生物毒性有關。綜合來看，隨著暴露時間的增加，Cd-Cu 復合污染土壤下天錫杜拉蚓在生化水平上的毒性效應表現更強。

4 結論

隨暴露時間的增加，原位重金屬（Cd-Cu 與Cd-Cu-Pb）復合污染土壤抑制了天錫杜拉蚓生物量（P＜ 0.05）。該蚯蚓體內重金屬（Cd、Cu 和Pb）含量隨暴露時間及重金屬污染程度的增加呈上升趨勢；各處理下該蚯蚓對Cd、Cu 和Pb 的富集能力表現為Cd ＞ Pb ＞ Cu，且S1 處理下Cd、Cu 和Pb 的有效性影響了其對重金屬的富集。在生化水平上，S1 與S2 處理下，早期暴露（7 d）時蚯蚓體內MDA、GPx、GSH 與AChE 各項指標均響應顯著；隨著暴露時間的增加（14 和28 d 時），蚯蚓體內TP、GPx、GSH 與AChE 較為敏感。IBRv2 指數顯示，暴露14 d 時，天錫杜拉蚓在生化水平上呈顯著應激狀態，Cd-Cu 復合污染對天錫杜拉蚓的毒性效應表現更強。