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  土壤学报  2018, Vol. 55 Issue (2): 432-442  DOI: 10.11766/trxb201710240432
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引用本文  

白如霞, 刘海, 王玉书, 等. 四川省凉山州紫茎泽兰的重金属含量及其肥用安全性评价. 土壤学报, 2018, 55(2): 432-442.
BAI Ruxia, LIU Hai, WANG Yushu, et al. Heavy Metal Contents in Eupatorium Adenophorum in Liangshan of Sichuan, and Safeness of Using the Plant as Organic Manure. Acta Pedologica Sinica, 2018, 55(2): 432-442.

基金项目

国家重点基础研究发展计划（973）项目（2013CB127405）和四川省烟草公司科技项目（201551340027159）资助

通讯作者Corresponding author

黄建国, E-mail: huang99@swu.edu.cn

作者简介

白如霞（1993—），女，内蒙古人，硕士，主要从事植物营养学研究。E-mail: 18306038510@163.com
Contents              Abstract              Full text              Figures/Tables              PDF
四川省凉山州紫茎泽兰的重金属含量及其肥用安全性评价
白如霞1 , 刘海1,2 , 王玉书1 , 黄建国1     
1. 西南大学资源环境学院，重庆 400716;
2. 贵州省农业科技信息研究所，贵阳 550006
收稿日期：2017-10-24；收到修改日期：2017-12-27；优先数字出版日期(www.cnki.net)：2018-01-09
基金项目：国家重点基础研究发展计划（973）项目（2013CB127405）和四川省烟草公司科技项目（201551340027159）资助
作者简介：白如霞（1993—），女，内蒙古人，硕士，主要从事植物营养学研究。E-mail: 18306038510@163.com.
通讯作者Corresponding author：黄建国, E-mail: huang99@swu.edu.cn.
摘要：在中国西南地区, 紫茎泽兰(Eupatorium adenophorum)大规模侵入农田、森林和草场, 造成了巨大的经济损失和严重的生态灾难, 是我国危害最严重的入侵植物, 防除与资源化利用相结合是控制其蔓延的重要途径之一。经过生物堆肥腐熟后, 紫茎泽兰的繁殖器官死亡, 抑制植物、动物和微生物生长繁殖的有毒化感物质降解, 重金属含量成为紫茎泽兰能否作为有机肥的关键性问题。选择四川省凉山州典型矿区、农林和交通用地, 采集42个紫茎泽兰群落的土壤、植株、邻近植物和就地腐熟生产的紫茎泽兰有机肥, 测定重金属含量, 并对其肥用安全性进行评价。结果表明, 土壤和紫茎泽兰重金属含量的变幅较大, 土壤全砷(As)、二乙基三胺五乙酸(DTPA)/盐酸提取态铅(Pb)和镉(Cd)、碳酸氢钠提取态As与紫茎泽兰的重金属含量均呈显著正相关, 相关系数依次为0.528、0.337 6、0.761 2和0.313 7(n=38~42, p < 0.05)。在紫茎泽兰体内, 茎的重金属含量最低, 根系含量最高的重金属是铬(Cr)和As, 叶片含量最高的则为Pb、Cd和汞(Hg)。与12种邻近植物相比, 紫茎泽兰的重金属含量和富集系数低于它们中的绝大多数, 其平均值和最大值也显著低于或相似于邻近植物。说明在自然条件下, 紫茎泽兰吸收重金属类似普通植物, 无特别的偏嗜性, 不支持紫茎泽兰富集重金属的观点。紫茎泽兰有机肥各重金属含量均显著低于《有机肥国家标准》(NY525-2012)。因此, 在紫茎泽兰泛滥成灾的四川省凉山州, 就地腐熟紫茎泽兰做肥用不具有重金属安全风险, 且无不同区域之间的重金属迁移, 产生土壤污染的风险极小, 值得推广应用。
关键词：紫茎泽兰    重金属    有机肥    安全性    就地腐熟    

紫茎泽兰(Eupatorium adenophorum)是一种菊科多年生恶性毒草, 原产于中美洲, 20世纪40年代从中缅边境侵入中国。该植物适应能力极强, 既能在光、热、水充足的环境中迅速生长, 又耐阴、耐瘠、耐旱。此外, 紫茎泽兰种子轻小, 极易传播[1], 广泛分布于滇、黔、川、渝、桂、西藏亚热带和热带地区的农田、草场、森林、山坡、乱石缝隙等, 局部地区的危害面积超过幅员的20%, 被列为中国危害最严重的入侵植物[2]。

紫茎泽兰体内含单萜类、倍萜类、三萜类、苯丙素类、黄酮类及各种衍生物等100多种化学物质, 大部分具有多环芳烃结构, 具有植物、动物和微生物毒性[3]。在紫茎泽兰侵入过程中, 这些化学物质产生化感效应, 排除其他植物, 形成单优群落, 给农业、林业、畜牧业造成巨大危害。目前, 人们主要采用化学、生物、人工和机械拔除等方法防除紫茎泽兰。但是, 漫山遍野的紫茎泽兰需要大量施用化学除草剂, 不仅造成环境污染, 而且还不能彻底杀灭其根系[4]; 泽兰实蝇、旋皮天牛和链格孢菌等抑制紫茎泽兰生长的效果有限, 防效欠佳[5-7]。防除与资源化利用相结合有益于控制紫茎泽兰蔓延, 但紫茎泽兰做饲料有毒, 造纸纤维太短, 作建材和家具的强度不够, 做燃料热值不高, 尚无有效的利用方法[8-10]。因此, 在紫茎泽兰的人工和机械防除过程中, 大量堆砌的植物残体急需无害化处理和资源化利用。值得注意的是, 紫茎泽兰分布广, 生长快, 生物量大, 富含有机质, 氮、磷、钾含量高于玉米、小麦、水稻等禾本科作物秸秆。经生物堆制腐熟后, 紫茎泽兰的繁殖器官死亡, 对植物、动物和微生物有毒的化感物质降解[8, 11], 是一种潜在的优良有机肥源。在农业生产中, 施用有机肥和秸秆还田可均衡补充氮、磷、钾及微量元素, 保持或提高土壤有机质含量, 改善土壤物理结构, 增强微生物活性, 提高养分生物有效性[12-14]。

据报道, 紫茎泽兰富集重金属能力强, 镉(Cd)和铅(Pb)含量高[15-16], 做肥料存在污染土壤的风险[17]。但是, 植物对重金属的富集能力与土壤中重金属含量和生物有效性密切相关, 故紫茎泽兰的重金属含量可能因地域和土壤类型而异[18-19]。在重金属背景值较低的土壤和区域, 紫茎泽兰存在做有机肥源的可能性。四川省凉山州是紫茎泽兰侵入的重灾区[20], 因此, 本研究在当地采集不同紫茎泽兰群落的土壤、植株、邻近植物和就地腐熟的有机肥, 测定Pb、汞(Hg)、砷(As)、铬(Cr)、Cd含量, 了解土壤-紫茎泽兰-有机肥的重金属含量及相关性, 并对紫茎泽兰的肥用安全性做出评价。

1 材料与方法 1.1 研究区域概况

凉山州(100°15′E~103°53′E, 26°03′N~29°27′N)位于四川省西南部, 川、黔、滇交界处, 全州辖1市16县, 属印度洋季风气候, 年均气温14~17℃, 年日照2 000~2 400 h, 年降水1 000~1 100 mm, 年蒸发量2 352 mm, 无霜期230~306 d。当地地形地貌多样, 气候类型复杂, 具有南亚热带至温带的多种气候类型, 水、热、光照充足, 适宜多种植物生长, 是中国紫茎泽兰分布最多的地区之一, 7-9月紫茎泽兰生物量最大。

1.2 样品采集与测定

2016年8月, 根据紫茎泽兰在凉山州的分布状况, 分别在7个主要分布的县(市), 选择具有代表性的矿区、农林和交通用地, 采集42个紫茎泽兰群落的土壤、植株和邻近植物(表 1), 并同步在当地县(市)采集野外就地腐熟生产的紫茎泽兰有机肥各1个样品。

表 1 样地基本情况 Table 1 Basic information of the sampling sites

土壤、植物、有机肥样品制备:在室内风干, 除去土壤中的石块、植物根系和凋落物等, 制备出过2 mm、1 mm和0.149 mm筛土样, 分别用于测定土壤pH、提取态重金属含量和重金属全量。用自来水清洗植物表面黏附的土壤之后, 再用去离子水淋洗3遍, 80℃烘干、粉碎, 制备出过2 mm筛植物样用于重金属含量测定。取紫茎泽兰有机肥, 制备出过1 mm筛风干有机肥样品, 用于测定重金属含量。

土壤、植物、有机肥样品的预处理方法:土壤pH采用土:水=1:2.5电极法测定。土壤As和Hg全量采用反王水(HNO3︰HCl=3︰1)法消化; 土壤Pb、Cd全量采用王水(HNO3︰HCl=1︰3)-高氯酸法消煮; 土壤Cr全量采用二苯基碳酰二肼比色法测定; 土壤提取态As和Hg采用碳酸氢钠法提取; 土壤提取态Pb和Cd采用DTPA(pH≥6.5)/盐酸(pH＜6.5)法提取; 土壤提取态Cr采用醋酸铵法提取; 植物重金属采用硝酸-高氯酸(HNO3︰HClO4=5︰1)法消化; 有机肥重金属采用湿灰化法(HNO3︰HClO4=5︰1)消化。试验用品均经稀硝酸浸泡, 试验用水均为去离子水, 试验药品均为优级纯。

土壤、植物、有机肥样品重金属测定:非色散原子荧光光度计(普析PF6-3型, 北京普析通用仪器有限公司)测定As和Hg; 原子吸收分光光度计(Hitachi Z-5000型, 日立仪器有限公司, 日本)测定Pb、Cr和Cd[21]。

1.3 数据处理

用Excel 2010和SPSS19.0进行基本计算和统计分析, 多重比较采用最小显著差异(LSD)法, 显著水平设置为p＜0.05。

重金属富集系数(Enrichment coefficient)能更好反映植物对重金属富集程度的高低或富集能力的强弱, 其计算公式如下:

$ 重金属富集系数 = \frac{{植物体内重金属含量}}{{土壤中重金属全量}} $
2 结果 2.1 凉山州紫茎泽兰样地土壤重金属含量

全量:紫茎泽兰群落不同, 土壤重金属全量亦不同(表 2)。Pb、Cr、Cd、As和Hg的变幅(mg kg-1)分别为9.55~1474、6.96~456.9、0.00~25.19、2.36~22.72和0.00~1.90, 平均含量(mg kg-1)分别为73.45、57.27、1.90、8.78和0.32, 变异系数(%)分别为305.9、118.7、266.8、51.74和99.99。

表 2 样地土壤重金属含量 Table 2 Heavy metal contents in soil relative to sampling site

提取态:土壤提取态重金属也因群落不同而异(表 2)。DTPA/HCl提取态Pb和Cd、NaHCO3提取态As和Hg, 以及NH4Ac提取态Cr的变幅(mg kg-1)分别为0.00~42.86、0.000~6.575、0.067~0.673、0.000 0~0.159 3和0.003 7~0.053 2, 平均含量(mg kg-1)分别为4.424、0.459、0.263、0.028 9和0.019 1, 变异系数(%)分别为166.7、229、53.09、108.4和74.93。

2.2 紫茎泽兰的重金属含量、分布和积累

表 3可见, 紫茎泽兰群落不同, 植株重金属含量亦不同:植株整体的平均含量(mg kg-1)分别为14.17(Cr) > 4.55(Pb) > 1.47(Cd) > 0.167(As) > 0.021(Hg), 对应变幅(mg kg-1)为1.01~86.01、0.48~15.30、0.19~6.57、0.015~0.495和0.000~0.054, 变异系数(%)相应为121.21、87.75、89.75、71.87和58.27(表 3)。

表 3 紫茎泽兰根、叶、茎及植株重金属含量 Table 3 Heavy metals contents in roots, leaves, and stems and whole plants of E. adenophorum (mg kg-1)

在紫茎泽兰茎中, 各重金属含量最低(Cd例外, 低于叶片, 但与根系无显著差异), 各重金属在根叶中的含量为茎的2.88倍~5.48倍(Pb)、1.66倍~3.59倍(Cr)、1.17倍~2.68倍(Cd)和2.14倍~3.58倍(As)、1.80倍~2.73倍(Hg)。此外, Cr和As在根系中的含量最高; Pb、Cd和Hg在叶片内的含量最高(表 3)。

与12种邻近植物的平均值相比, 紫茎泽兰重金属含量和富集系数的平均值和最大值显著低于或相似于邻近植物(表 4)。其中, 紫茎泽兰的Pb、Cr、Cd、As和Hg含量分别低于或相似于8、4、7、9和9种邻近植物, 其富集系数分别低于或相似于8、5、5、9和8种邻近植物。此外, 紫茎泽兰对重金属的富集系数Cd最高(x=3.356), As最低(x>=0.022), Cr、Pb、Hg变化于二者之间, 变异系数(%)分别为108.1(Cd)、37.9(As)、98.35(Cr)、88.55(Pb)和118.6(Hg)。

表 4 紫茎泽兰与邻近植物体的重金属含量和富集系数 Table 4 Contents and enrichmentcoefficients of heavy metals in E. denophorum and neighboring plants
2.3 土壤-紫茎泽兰重金属含量的相关性

图 1可见, 在紫茎泽兰生长的土壤中, 全As与植株含量呈显著正相关(r=0.528*, n=42)。此外, 土壤NaHCO3提取态As、DTPA/HCl提取态Pb和Cd等与紫茎泽兰植株含量也呈显著正相关, 相关系数依次为0.3137、0.3376、0.7612(p < 0.05, n=38~42)。

图 1 紫茎泽兰的重金属含量和土壤重金属含量的相关性 Fig. 1 Relationships between E. adenophorum and soil of heavy metal content (n=32~42)
2.4 紫茎泽兰有机肥重金属含量

在紫茎泽兰有机肥中, Cr和Pb含量较高, 平均值分别为21.04和8.15 mg kg-1, Cd次之(x=1.71 mg kg-1), As和Hg最低, 平均值依次为0.30和0.13 mg kg-1。此外, 紫茎泽兰有机肥的重金属含量变幅较大, 最大值为最小值的2.4倍(Pb)、2.26倍(Cr)、2.58倍(Cd)、1.35倍(As)、1.70倍(Hg)(表 5)。

表 5 紫茎泽兰有机肥的重金属含量 Table 5 Heavy metals in organic manure of composted E. adenophorum(mg kg-1, n=7)
3 讨论

本研究采集的紫茎泽兰群落包括了紫色土、黄壤和红壤等当地主要土壤类型, 以及农用地、林地、交通用地和矿区土壤, 各样地的重金属含量变异较大。其中, 稀土矿区的Pb和Cd、废弃堆煤场的Hg、铅锌矿区的Pb达到严重污染水平, 显著高于农林用地, 说明人类活动影响土壤重金属含量, 与前人研究[22]一致。与土壤重金属含量相似, 紫茎泽兰的重金属含量变异也较大, 变异系数58.27%~121.2%, 说明土壤环境影响紫茎泽兰吸收重金属。统计分析表明, 紫茎泽兰的重金属含量与土壤全As、DTPA/HCl提取态Pb和Cd、NaHCO3提取态As和Hg以及NH4OAc提取态Cr等均呈显著正相关, 相关系数为0.3137~0.7612(p < 0.05, n=38~42), 类似前人在烤烟、玉米等植物上的研究结果[23-24]。因此, 土壤上述形态的重金属可指示其有效性, 一定程度上反映紫茎泽兰对重金属的吸收。但值得注意的是, 在前人的培养试验中, 人为向土壤添加Cd、Zn、Pb和Cu之后, 紫茎泽兰吸收增加[15]。但本研究中, 稀土矿区土壤中的Pb和Cd、废弃煤场的Hg、铅锌矿区的Pb远高于总体平均值, 而紫茎泽兰的重金属含量却低于平均值。因此, 在自然条件下, 紫茎泽兰吸收重金属不随土壤全量增加而提高; 在人为设置的土壤污染试验中, 紫茎泽兰对重金属的吸收难以反映自然吸收的真实情况。

重金属种类不同, 紫茎泽兰富集系数也不同。结果表明, 在重金属由土壤向紫茎泽兰迁移的过程中, Cd容易, As较难, Cr、Pb、Hg介于二者之间。此外, 重金属富集系数的变化较大, 类似土壤质地对蔬菜Cd和Hg富集系数的影响[25-27]。但与邻近植物相比, 紫茎泽兰的Pb、Cr、Cd、Hg和As含量及富集系数(它们的平均值和最大值)均低于或相似于绝大多数邻近植物。在废弃堆煤场、稀土和铅锌矿区, 尽管土壤中的某些重金属全量较高, 但它们与紫茎泽兰的重金属含量无显著相关。据报道, 铅锌矿区的土壤Cd含量较高, 紫茎泽兰的含Cd量1.68 mg kg-1[15], 接近本研究供试42个紫茎泽兰样品的平均值(1.47 mg kg-1)。众所周知, 香根草(Vetiveria zizanioides)、蜈蚣草(Pteris vittata)、小鳞苔草(Carex gentilis)、天蓝遏蓝菜(Thlaspi caerulescens)、印度芥菜(Brassica juncea)等大多数重金属富集植物生长缓慢, 生物量小, 生态适应性差[28-30], 而紫茎泽兰则相反, 生长迅速, 年产鲜嫩茎叶10.86 t hm-2[31], 且分布广泛, 泛滥成灾。因此, 在自然条件下, 紫茎泽兰对重金属的吸收类似普通植物, 无特别的偏嗜性, 不支持紫茎泽兰是重金属富集植物的观点[16, 32]。

防除与资源化利用相结合是控制紫茎泽兰蔓延的有效途径之一。据报道, 经过生物堆肥腐熟后, 紫茎泽兰的繁殖器官死亡, 浸提液对小鼠安全无毒[8], 抑制植物和微生物生长繁殖的化感物质降解, 促进辣椒等作物的种子发芽和幼苗生长, 提高产量、品质[33-34]。因此, 重金属含量成为紫茎泽兰能否作为有机肥的关键性问题。根据NY525-2012《有机肥国家标准》[35], 在42个紫茎泽兰植株样品中, 除3个样品的Cd含量超标之外, 其余的重金属含量远低于规定标准。在腐熟紫茎泽兰过程中, 有机质分解, 重金属可能浓缩, 为此, 本研究进一步测定了肥料重金属含量。结果表明, 其最大值和平均值均显著低于国家标准, 推测其原因可能是紫茎泽兰整个植株的重金属含量较低, 茎的重金属含量远低于根系。此外, 在农业生产中, 就地腐熟施用紫茎泽兰有机肥无不同区域之间的重金属迁移, 出现土壤重金属污染的风险极小。紫茎泽兰属菊科, 生长迅速, 富含氮、磷、钾及微量元素[33-34, 36], 所制备的有机肥优于禾本科作物秸秆。因此, 在我国紫茎泽兰泛滥成灾的西南地区, 就地腐熟施用紫茎泽兰生产有机肥是防除与资源化利用相结合的重要途径之一。

4 结论

紫茎泽兰的重金属含量和富集系数低于或相似于绝大多数邻近植物, 体内重金属含量与土壤全As、DTPA/HCl提取态Pb和Cd、NaHCO3提取态As和Hg以及NH4OAc提取态Cr等均呈显著正相关, 紫茎泽兰有机肥各重金属含量的最大值和平均值显著低于国家有机肥标准。就地腐熟施用紫茎泽兰有机肥无不同区域之间的重金属迁移, 产生土壤污染的风险极小, 值得推广应用。

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Heavy Metal Contents in Eupatorium Adenophorum in Liangshan of Sichuan, and Safeness of Using the Plant as Organic Manure
BAI Ruxia1 , LIU Hai1,2 , WANG Yushu1 , HUANG Jianguo1     
1. College of Resources and Environment, Southwest University, Chongqing 400716, China;
2. Guizhou Institute of Agricultural Science and Technology Information, Guiyang 550006, China
Foundation item: Supported by the National Basic Research Program(973) of China(No.2013CB127405) and the Technology Project of Tobacco Company in Sichuan Province of China(No.201551340027159)
Abstract: 【Objective】 Eupatorium adenophorum, an alien perennial plant of Compositae, native of Central America invaded China extensively via Myanmar in the 1940s. The invasive plant is now widespread in farmlands, forests, and pastures in tropical and subtropical areas of Southwest China, such as Yunnan, Guizhou, Guangxi, Sichuan and Tibet, covering as high as about 20% of the total land in certain regions and causing enormous economic loss and serious ecological calamities, because of its strong ability to adapt various environments. Therefore, E. adenophorum is considered to be the most harmful invasive plant in this country. To control overspreading of the invasive plant, prevention in combination with utilization could be one of the most economical and effective ways. It is necessary to point out that E. adenophorum is no good to be used as pulp, building materials, fuel, and animal food because this plant is short of fiber, weak in rupture strength, and low in combustion value, and contains chemicals noxious to animals. However, this harmful plant is rich in organic matter and mineral nutrient, such as nitrogen, phosphorus, potassium, and microelements. Bio-composting of the plant through inoculation of certain specific microbes can kill the reproductive organs of the plant and decompose the chemicals contained in E. adenophorum noxious to animals, microbes, and other plants. Its content of heavy metals is the critical issue for the plant to be used as source of organic manure.【Method】 Samples of E. adenophorum plants, soils, neighboringplants and in-situ bio-composted E. adenophorum plants were collected from 42 E. adenophorum colonies in lands of mining, agriculture, forestry and transportation typical of Liangshan, Sichuan for analysis of contents of Pb, Cd and Cr using an atomic absorption spectrophotometer, and contents of Hg and As using an atomic fluorescence spectrophotometer in order to evaluate safeness of utilizing E. adenophorum as source of organic manure.【Result】 Results show that heavy metals in the plants varied sharply, exhibiting a sequence of Cr (X=14.17 mg kg-1) > Pb (X=4.55 mg kg-1) > Cd (X=1.47mg kg-1) > As (X=0.167 mg kg-1) > Hg (X=0.021 mg kg-1), and they did too in the soils, with variation coefficient of Hg, Pb, Cr, Cd and As (%) being 99.99, 305.9, 118.7, 266.8 and 51.74 in the soils, and 58.27, 87.75, 121.2, 87.75 and 71.87 in the plants, respectively, which suggests that absorption of heavy metals by E. adenophorum plants is subject to soil environment. Contents of heavy metals in E. adenophorum plants are positively related to total As, DTPA/HCl extractable Pb, DTPA/HCl extractable Cd, and NaHCO3 extractable As in the soils, with correlation coefficient being 0.528, 0.337 6, 0.761 2 and 0.313 7 (n=38~42), respectively. Among the organs of the plant, stem is the lowest in heavy metal content, root the highest in Cr and As content and leaf the highest in Pb, Cd and Hg content. In the plant Cr and As is not so movable as Pb, Cd and Hg, which move easily from roots to leaves. Compared to most of the 12 plants growing near the E. adenophorum colonies, E. adenophorum plants were lower or similar in heavy metal content, accumulation coefficient and mean and maximum content, which indicates that in the nature E. adenophorum behaves similarly like common plants and does not have any special preference in nutrient or heavy metal absorption and doesn't support the conclusion drawn by scientists in the past that E. adenophorum is a heavy metal accumulator. Furthermore, heavy metals in the composted E. adenophorum, stems and leaves, were obviously lower than the criteria set in the National Standard for Organic Manure (NY525-2012).【Conclusion】 E. adenophorum is not a heavy metal accumulator. In E. adenophorum infested areas, the utilization of in-situ composted E. adenophorum plants as organic manure does not pose any heavy metal toxication risk and the risk of translocation of heavy metals between regions and generation of siol pollution is very limited. So this technique is worth extrapolating.
Key words: Eupatorium adenophorum    Heavy metals    Organic manure    Safeness    Composting in situ    
表 1 样地基本情况 Table 1 Basic information of the sampling sites
表 2 样地土壤重金属含量 Table 2 Heavy metal contents in soil relative to sampling site
表 3 紫茎泽兰根、叶、茎及植株重金属含量 Table 3 Heavy metals contents in roots, leaves, and stems and whole plants of E. adenophorum (mg kg-1)
表 4 紫茎泽兰与邻近植物体的重金属含量和富集系数 Table 4 Contents and enrichmentcoefficients of heavy metals in E. denophorum and neighboring plants
图 1 紫茎泽兰的重金属含量和土壤重金属含量的相关性 Fig. 1 Relationships between E. adenophorum and soil of heavy metal content (n=32~42)
表 5 紫茎泽兰有机肥的重金属含量 Table 5 Heavy metals in organic manure of composted E. adenophorum(mg kg-1, n=7)
四川省凉山州紫茎泽兰的重金属含量及其肥用安全性评价
白如霞 , 刘海 , 王玉书 , 黄建国