林芝河谷地區典型農田土壤主要性質及重金屬狀況初探①

孫 曦，劉合滿，周 通，旦曾曲扎，李 柱，周嘉文，吳龍華*

(1 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 西藏大學農牧學院，西藏林芝 860000；3 中國科學院大學，北京 100049)

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林芝河谷地區典型農田土壤主要性質及重金屬狀況初探①

孫 曦1,3，劉合滿2，周 通1，旦曾曲扎2，李 柱1，周嘉文1,3，吳龍華1*

(1 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 西藏大學農牧學院，西藏林芝 860000；3 中國科學院大學，北京 100049)

摘 要：選擇西藏林芝河谷地區代表性麥田及蔬菜大棚土壤，對其主要土壤肥力指標、重金屬濃度及相應小麥及蔬菜樣的重金屬濃度進行了測定。結果發現：該區耕地土壤有機質、全氮、堿解氮處于中等及較缺乏水平，全磷、全鉀、有效鋅處于缺乏水平，速效磷、鉀及有效銅處于較豐富水平；研究區土壤及作物銅、鋅、鎘濃度均未超出我國土壤環境質量標準，但農業生產活動造成了表層土壤銅、鋅、鎘的富集。研究區耕地應注重有機肥、化肥及微量元素的合理施用，同時注意農業生產活動造成的土壤酸化、重金屬富集問題并加以監控，以促進該區農業的可持續發展。

關鍵詞：林芝；土壤；植物；肥力；重金屬

西藏位于我國西南邊陲，地處有“世界第三極”之稱的青藏高原[1]，一直被認為是受人為活動影響最少的地區，生態環境基本保持原生狀態。一系列關于西藏土壤元素背景值的研究表明西藏土壤重金屬濃度受人為作用的影響不大，Hg、Cu、Zn、Cd、Mn 等13種元素接近對數正態分布，其中Cu、Hg等元素濃度低于全國背景值，Zn、Mn等元素高于全國背景值[2-4]。然而，該區生態環境極其脆弱，近幾年來西藏地區由于礦產資源開發[5-7]、交通排放[8-9]、設施農業[10]等人為原因而產生的土壤及農產品重金屬污染問題已進入人們的視野。

林芝河谷地區位于西藏東南尼洋河-雅魯藏布江流域中游，大致呈東西走向，海拔4 000 m以下，南北均為海拔5 000 m以上山脈，受沿雅魯藏布江河谷深入的印度洋季風影響有著較為充足的降水，河谷地貌發育，地形較為寬闊平坦，沖積母質及洪積母質分布廣泛，土層較厚，易于耕種及灌溉，有著悠久的農耕歷史，是西藏重要的農區[11-13]。20世紀60年代，土壤肥力調查顯示西藏海拔5 000 m以下可利用土壤養分狀況普遍偏高，有機質一般＞50 g/kg、全氮＞2 g/kg；至20世紀80年代土壤肥力已有明顯下降，40%～50% 的耕地有機質含量下降至20 g/kg以下，全氮也降至0.5～1 g/kg[14]；1990—2001年該區土壤肥力仍呈現下降趨勢[15]。

通過歷次土壤普查工作[1,16]及部分相關研究[15,17-22]，對于該區耕地土壤肥力狀況已取得一定的研究工作積累，一般認為目前該區總體上土壤肥力退化較嚴重，且肥力因素不協調。土壤肥力狀況處于動態變化之中，因此有必要對其進行調查及監控。目前關于西藏地區土壤重金屬狀況的報道很有限，Sheng等[23]、Li等[24]針對全區表層土壤的研究表明，西藏地區土壤重金屬主要來源于成土母質，大氣輸入及人為活動可能是造成部分地區土壤Hg、Pb等元素污染的原因；關于已知人為污染源的土壤重金屬污染研究僅限于西藏中部礦區[5-7]及公路、鐵路沿線[8-9]。針對該區主要農產區耕地土壤重金屬狀況、重金屬在土壤剖面上的分布、有效態及農作物中重金屬濃度的研究鮮有報道。

因此，本研究選擇西藏林芝河谷內地區典型耕地土壤及農作物，測定土壤肥力現狀以及土壤、作物中重金屬濃度，比較分析該地土壤肥力變化及重金屬污染風險，以期為該區農產品安全生產提供依據，避免重蹈我國東部地區耕地退化及污染之覆轍，實現區域農業可持續發展。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

研究區位于西藏自治區林芝地區米林縣及林芝縣境內，地處雅魯藏布江及其支流尼洋河流域河谷，海拔2 900～3 000 m，是西藏自治區重要農業區及商品糧生產基地之一。該區自然條件較好，屬高原溫帶半濕潤季風氣候區，全年日照充足，均溫10～15℃，該區降水量主要來源于沿雅魯藏布江河谷深入內陸的印度洋暖濕氣流，年平均降水量640～650 mm。河谷內發育著溫帶及亞熱帶濕潤型山地土壤如黃棕壤、棕壤、暗棕壤、灰化土等，部分河流低階地發育有草甸土，成土母質多為洪積沖積物，土壤質地較砂[11-12]。區域農業為一年一熟制，主要種植冬青稞和春小麥，施肥以化學肥料為主，主要為碳酸氫銨、過磷酸鈣做底肥施用，施用量約為N 120 kg/hm2和P2O5112 kg/hm2。

1.2 樣品采集及前處理

2014年7月底小麥成熟期于米林縣及林芝縣河谷內選取4個小麥田采樣區域及1個蔬菜大棚采樣點，采樣點分布如圖1。其中，樣點1～3為棕壤，1號樣點遠離米林縣城，2、3號樣點在米林縣城郊，但2號樣點沒有蔬菜地，3號樣點則大棚蔬菜較多；樣點4位于雅魯藏布江與其支流尼洋河的交匯處，為氈狀草甸土，地勢低、地下水位較高。

圖1　采樣點地理位置Fig.1 Location of sampling sites

每個樣區選取2個典型連片種植的小麥田樣地兩塊，每塊地用不銹鋼土鉆采集3個0～20 cm耕層土壤樣品(每個樣品采集間隔30 m的3點，混合成一個樣)，共采集表層土壤樣24個；并于1、3、4號采樣點各采集1 m深度系列剖面土壤樣品，每隔20 cm一層，共5個層次；同時于3號麥田采樣點附近選擇3個蔬菜大棚并采集0～20 cm耕層土壤樣品各1個。土壤取樣量約1 kg鮮樣，多余部分用四分法棄去，經室內風干后剔除異物，過20目及100目尼龍篩，備用。同時采集對應麥田的小麥全株樣品共計24份，脫粒，分為根、莖葉、麥粒，稱取各部分重量，粉碎；于蔬菜大棚采集豇豆、扁豆、辣椒、絲瓜等蔬菜的可食部分樣品各3個，稱鮮重、洗滌、烘干、稱重、粉碎，備用。

1.3 測定指標及質量控制

土壤pH、有機質、陽離子交換量、全量及有效態N、P、K的測定參照《土壤農業化化分析方法》[25]；土壤全量重金屬濃度采用HCl-HNO3消煮[26]，原子吸收光譜法[Varian SpectrAA 220FS(火焰)，220Z(石墨爐)]測定消化液中Cu、Zn、Cd濃度；土壤有效態Cu、Zn、Cd采用DTPA-TEA浸提，原子吸收法測定[25]。測定時加入空白樣品及標準土壤樣品GBW 07406進行分析質量控制。

植物樣品通過不銹鋼粉碎機粉碎后采用H2O2-HNO3消化，原子吸收光譜法測定消化液中Cu、Zn、Cd濃度。植物全量N、P、K按常規方法測定[25]。樣品測定時加入空白樣品及標準小麥樣品GBW 10011進行分析質量控制。

1.4 數據處理

對數據進行統計分析，采用方差分析(ANOVA)及Duncan檢驗法檢驗各樣點間各個測定指標差異，統計分析采用Excel 2010及SPSS 13.0軟件進行。

2 結果與分析

2.1 土壤pH及肥力性質

由各樣點土壤pH可知，該供試區農田土壤為酸性到中性，pH的95% 置信區間為6.26～7.12，且土壤pH表現出較大的空間變異性，變異系數為16.6%。其中1～2號樣點土壤呈中性，3號樣點及附近大棚土壤呈酸性。4號樣點位于尼洋河與雅魯藏布江交匯處，地下水位較高，受地下水影響使土體中碳酸鹽未被淋失，因此土壤呈微堿性(表1)。

表1　表層(0～20 cm)土壤pH及肥力性質Table 1 pH values and nutrient contents of topsoil layer(0～20 cm)

對照西藏自治區土地管理局建議的耕地肥力分級方案[16]，該區土壤有機質含量處于中等(20～30 g/kg)及較缺乏(10～20 g/kg)水平，其中1～3號樣點(18.1～22.3 g/kg)低于4號樣點(28.7 g/kg)。大棚土壤有機質含量較高，較相鄰農田土壤高出44.2%，表明設施栽培條件下因有機肥投入量大而使土壤有機質含量上升較快。該區土壤質地為砂壤，陽離子交換量(CEC)較低，各麥田樣點之間無顯著差異，而蔬菜大棚土壤CEC高出其附近的3號樣點麥田土壤15.9%。

土壤全氮含量總體處于中等偏下水平(＜2 g/kg)，堿解氮代表了土壤中易于植物吸收利用的氮素，該區總體上含量較缺乏(＜90 mg/kg)，大棚土壤的全氮及堿解氮含量與其附近3號樣點均無顯著差異。土壤全磷含量均處于缺乏水平(＜0.4 g/kg)；1、3、4號樣點速效磷含量較高(＞15 mg/kg)，而2號樣點缺乏(＜10 mg/kg)。大棚土壤全磷、速效磷含量均顯著高于其附近的3號樣點，這可能與蔬菜大棚肥料施用量較大有關。土壤全鉀含量處于缺乏(＜15 g/kg)水平。1、3、4號樣點的速效鉀水平較為豐富(＞150 mg/kg)，2號樣點處于較缺乏水平(＜100 mg/kg)。大棚土壤全鉀含量高于其附近的3號樣點麥田土壤。

在0～100 cm剖面層次上土壤pH變化程度不大，其中3號樣點土壤pH在垂直方向變異性很小，變異系數僅為2.13%，在80～100 cm土層土壤pH較0～80 cm土層高，其中較0～20 cm土層pH高0.2單位。1號樣點土壤pH表現為隨著土壤深度的加深，土壤pH呈升高趨勢，由0～20 cm表層的6.74增加到80～100 cm土層的7.64，土壤pH升高了0.9單位，即其酸性逐漸降低；4號樣點表現為隨著土壤深度的加深，土壤pH呈降低趨勢，由0～20 cm土層的7.93降低到80～100 cm土層的7.32，土壤pH下降了0.61單位(圖2)。

圖2　剖面土壤pH、有機質及CEC變化Fig.2 pH values and organic matter contents in soil profiles

土壤有機質含量整體表現為隨著土層深度的加深而呈降低趨勢。其中1號和4號樣點具有更加顯著的下降趨勢，有機質含量分別從0～20 cm土層的22.4 g/kg和19.5 g/kg下降到80～100 cm土層的3.73 g/kg 和6.43 g/kg，分別降低了71.0% 和80.9%。而3號樣點在20～40 cm土層下降之后于40～60 cm土層有一定回升，之后繼續下降，但表層以下高于1號及4號樣點剖面土壤。

土壤CEC變化趨勢與土壤有機質相似。1號和4號樣點CEC分別從0～20 cm土層的5.69 cmol/kg和6.92 cmol/kg下降到80～100 cm土層的2.85 cmol/kg 和1.75 cmol/kg，分別降低了49.8% 和74.8%。與有機質相同，3號樣點在20～40 cm土層下降之后于40～60 cm土層有一定回升，之后繼續下降。

土壤全氮和堿解氮，全磷和速效磷含量均隨深度增加而下降，呈明顯表聚特征(圖3)。1號及4號樣點的土壤全氮、堿解氮含量較3號樣點顯現出更顯著的下降趨勢，從0～20 cm土層至80～100 cm土層全氮含量分別下降了73.4%、87.9%，堿解氮含量分別下降了82.6%、99.4%。1號及4號樣點的全磷、速效磷含量下降趨勢較3號樣點弱，從0～20 cm土層至80～100 cm土層全磷含量分別下降了37.7%、18.6%，速效磷含量分別下降了77.3%、84.1%。3號樣點的氮、磷肥力狀況要優于1、4號樣點，從0～20 cm土層至80～100 cm土層全氮、堿解氮、全磷、速效磷含量分別下降了39.1%、38.4%、48.7%、61.7%。表層土壤全鉀含量略高于亞表層，之后隨土層深度的變化不明顯，1、3、4號樣點80～100 cm土層全鉀含量較0～20 cm土層分別減少20.1%、12.3%、12.1%。3個樣點表層土壤中速效鉀較亞表層土壤低，隨土層深度增加先表現出一定回升之后又繼續下降。

2.2 土壤中重金屬濃度

各樣點土壤全量Cu、Zn、Cd濃度均未超過《土壤環境質量標準GB15618-1995》[27]一級標準)(Cu：≤35 mg/kg，Zn：≤100 mg/kg，Cd≤0.20 mg/kg)(表2)。各樣點的土壤Cu濃度各異，各麥田樣點間全量Zn濃度無顯著差異，1、2號樣點的全量Cd濃度較低，3號與4號樣土壤全量Cd濃度略高，但也僅分別為0.11、0.14 mg/kg。大棚土壤全量Zn(90.1 mg/kg)及有效態Zn(1.81 mg/kg)濃度顯著高于其他麥田樣點，大棚樣點土壤全量Cu(28.9 mg/kg)、有效態Cu(1.69 mg/kg)、全量Cd(0.11 mg/kg)、有效態Cd(31.6 μg/kg)濃度與其附近的3號樣點麥田土壤無差異。作為植物必需微量元素，對照西藏自治區土地管理局建議的耕地肥力分級方案[16]，土壤有效Cu處于中等(0.5～1 mg/kg)至較豐富水平(1～2 mg/kg)，有效Zn處于極缺乏(＜0.5 mg/kg)至中等水平(1～2 mg/kg)之間。

圖3　剖面土壤全量及有效態氮磷鉀養分Fig.3 Total and available contents of nutrients in soil profiles

表2　表層土壤全量及有效態Cu、Zn、Cd濃度Table 2 Total and available contents of Cu,Zn and Cd in topsoil layer

從土壤剖面變化來看，全量及有效態Cu、Zn、Cd濃度大體呈隨剖面層次加深而下降的趨勢，在表層土壤中表現出一定的積累(圖4)。其中各樣點的全量Cd、有效態Cd、有效態Zn濃度隨土層深度增加呈較明顯的下降趨勢，0～20 cm土層至80～100 cm土層下降率分別為24.2%～64.0%、46.4%～71.2%、60.0%～78.0%；全量Cu、有效態Cu、全量Zn濃度在土壤剖面上的下降趨勢較弱，0～20 cm土層至80～100 cm土層下降率分別為4.1%～32.0%、-6.1%～46.1%、-3.1%～15.6%。其中有毒重金屬元素Cd在表層土壤中較土壤母質表現出明顯的積累。

2.3 作物氮磷鉀元素及重金屬濃度

小麥籽粒及蔬菜中Cd濃度均低于標準限值(面粉：＜0.1 mg/kg；蔬菜：＜0.05 mg/kg)[28]，處于食品衛生安全范圍內(表3)；目前我國不再將Cu、Zn設為食品污染物指標[29]。值得注意的是小麥籽粒中Cd的濃度與土壤中全量及有效態Cd濃度均達到顯著相關(Pearson相關系數分別為0.545**、0.780**，n=24)，表明本研究中土壤Cd濃度對小麥籽粒中Cd濃度產生直接影響；不同樣點小麥籽粒間Cu、Zn濃度差異較小，與對應土壤全量及有效態Cu、Zn濃度間未表現出顯著的相關性。不同蔬菜植物對重金屬的吸收富集能力不同，致使其可食部分Cu、Zn、Cd濃度不同。

圖4　剖面土壤全量及有效態Cu、Zn、Cd濃度Fig.4 Total and available contents of Cu,Zn and Cd in soil profiles

表3　植物全量N、P、K及Cu、Zn、Cd濃度Table 3 Total contents of N,P,K,Cu,Zn and Cd in plants

3 討論

3.1 研究區土壤肥力水平變化

本研究表明，林芝河谷麥田土壤有機質、總氮、堿解氮含量處于中等及較缺乏水平，總磷、總鉀含量處于缺乏水平；蔬菜大棚土壤有機質、鉀素及磷素狀況優于麥田土壤，但由于施肥土壤發生了一定程度的酸化。本區耕層土壤有機質與總氮、堿解氮、速效鉀含量均呈顯著正相關(r分別為0.833**、0.779**、0.418*，n = 27，其中r為Pearson相關系數，下同)，保持土壤有機質含量的穩定是保障土壤肥力的關鍵因素。該區耕作歷史雖長，但利用方式較為粗放，施肥少，缺乏田間管理，加上本區缺乏燃料，作物秸稈、畜禽糞便等農業廢棄物多以燃料形式消耗，耕種消耗的土壤養分得不到施肥、休耕措施的補償，土壤肥力呈明顯退化趨勢[14]，本研究結果進一步印證了這一點。與以往研究相比[1,14-17,22]，本區耕地土壤有機質、全氮、堿解氮、全磷含量處于下降趨勢，土壤全鉀含量基本保持穩定；速效磷、速效鉀含量有一定上升，這可能與化肥的大量施用有關。林芝地區1999年磷肥和鉀肥消費量為931 t和186 t，而到2010年為1 901 t和690 t[30]，這在一定程度上增加了農田土壤磷、鉀的殘留量，提高速效磷、鉀的含量。但有研究認為西藏土壤不僅缺肥，而且肥力不協調，施肥配比也不能滿足植物平衡養分的需求[14,31]。該區土壤微量元素的缺乏也不容忽視，方江平等[32]研究認為林芝地區Cu、Zn、Fe等微量元素處于較豐富水平。本研究則表明該區耕地土壤有效Cu較為豐富，但有效Zn處于極缺乏或缺乏水平。

3.2 各肥力指標在土壤剖面層次上的變化規律

土壤有機質主要來源于生物殘體和有機肥施用，集中于表層土壤。研究區土壤有機質含量隨剖面深度增加而下降。土壤氮、磷、鉀均顯現出了表聚性，可能原因是植物從土壤中吸收同化的氮磷鉀營養元素，在其死亡后隨根茬積累于土壤表層；或人為施用的肥料使養分在表層土壤產生積累。西藏地區生態環境脆弱，地形起伏較大，土壤質地較粗，除有機質積累緩慢外，易發生水土流失導致土壤營養元素的流失[33-34]，有機肥施用、秸稈還田等措施增加土壤有機質外還可改善土壤質地、結構，減少水土流失[35-36]。因此，要保障研究區耕地土壤肥力，最有效的方法是增加有機肥施用，并通過休耕等措施對作物收獲所帶走的養分加以補償，同時按所需求的配比及用量施用化肥。

3.3 土壤重金屬濃度及其農作物吸收特性

Cu、Zn、Cd三種元素都是親Cu成礦元素，內生元素化學行為接近，與成巖過程有緊密聯系[37]。本文中耕層土壤全量Cu、Zn濃度呈顯著相關(r = 0.527**，n = 27)，表明研究區土壤Cu、Zn來源相似。一般認為土壤pH、有機質狀況對土壤中重金屬分布及有效性有重要影響[38-40]：在大多數土壤中，pH升高使土壤膠體和碳酸鈣吸附的Cu、Zn、Cd增加，有效態濃度下降；土壤有機質對重金屬有強烈的固定作用，形成有機配合物。本研究中，有效Zn、總Zn、總Cu濃度均與土壤pH均呈極顯著負相關(r 分別為-0.555**、-0.582**、-0.736**，n = 27)，有效Cd與土壤pH呈顯著負相關(r = -0.415*，n = 27)；全量Cd與有機質含量呈極顯著相關(r = 0.595**，n = 27)。表明在外界影響下，Cd在本區土壤中的遷移、轉化和集散程度受到土壤有機質的影響。土壤有效Cu與CEC呈顯著相關(r = 0.404*，n = 27)，表明本區土壤有效Cu濃度受CEC影響較大。土壤有效Cu、Zn濃度與全量Cu、Zn濃度均無顯著相關性，表明全量Cu、Zn濃度高低并不主導其有效性；有效Cd與全量Cd濃度呈極顯著正相關(r = 0.622**，n = 27)，表明本區土壤Cd有效性受其全量濃度影響較大。

研究區蔬菜大棚土壤全量Zn、Cd濃度均高于其附近3號樣點的土壤，可能是蔬菜大棚的施肥量較大造成了土壤Zn、Cd兩種重金屬的累積。值得注意的是在供試樣點中蔬菜大棚土壤酸堿度(pH 4.96)最低，呈強酸性反應，明顯低于其附近3號樣點麥田土壤，呈酸化趨勢，即設施蔬菜栽培在一定程度上有使土壤酸化的趨勢，這應與設施農業生產過程中大量施用氮肥，導致土壤酸化加重有關。蔬菜大棚土壤酸化可能會通過增強重金屬的有效性而引起更大的風險。蔬菜大棚土壤Cd濃度的升高雖未造成蔬菜可食部分Cd濃度的超標，但應當注意大棚蔬菜的種植方式引起土壤及作物重金屬積累的潛在風險。

小麥籽粒的Cd濃度與土壤全量及有效態Cd濃度均達到極顯著正相關(r 分別為0.545**、0.780**，n=24)，表明小麥籽粒的Cd直接受土壤中Cd濃度所控制，雖然現在Cd濃度處于安全限值，但如果土壤受到Cd等重金屬的污染，則可直接通過作物吸收，危害人類健康。西藏一直被認為是受人為活動影響最少的地區，土壤幾乎未受人為污染，一系列的地表元素地球化學背景值的研究在此展開。然而隨著經濟社會的發展，人類活動的加劇，西藏土壤及農產品重金屬污染問題已進入人們的視野。有研究顯示，藏中礦區表層土壤由于采礦活動已受到Cu、Zn、Cd等重金屬污染，土壤微生物活性已受到不良影響[5-6]。高強度的農業活動也是西藏土壤及作物重金屬污染的重要原因，旦增等[10]研究發現拉薩市區大棚蔬菜樣品Pb、As、Cd、Cr四種元素的超標率在11.4%～63.6%。交通源造成的土壤重金屬污染也不容忽視，王冠星等[8]的研究表明，青藏高原G214、G109、S308國(省)道部分路段路側土壤重金屬平均濃度均超過土壤背景值，并隨路側距離增加下降，已產生一定富集。本研究中，土壤及作物樣品重金屬含量均未超出相關標準，但研究表明人類農業生產活動可能一定程度上造成了表層土壤Cu、Zn、Cd的富集，尤其是蔬菜大棚的種植方式造成了土壤Zn、Cd兩種重金屬濃度的增加。西藏生態環境脆弱，土壤對重金屬污染的承載力較低[41]，一旦受到污染后果極其嚴重，對西藏主要農產區土壤重金屬污染狀況進行監控顯得尤為重要。

4 結論

1)西藏林芝河谷地區耕地土壤有機質、全氮、堿解氮含量處于中等及較缺乏水平，全量磷鉀含量處于缺乏水平，速效態磷、鉀含量處于較豐富水平；土壤有效銅含量較高，有效鋅含量處于極缺乏或缺乏水平。

2)土壤及作物樣品中Cu、Zn、Cd濃度均未超出我國土壤環境質量標準。重金屬濃度隨土壤深度增加而下降，人類農業生產活動一定程度上造成了表層土壤Cu、Zn、Cd的富集。

3)與相鄰麥田土壤相比，蔬菜大棚土壤pH較低，有機質、全量及速效態磷、全鉀含量較高，全量Zn、Cd濃度較高。蔬菜大棚的施肥一定程度上改善了土壤肥力，但導致了土壤酸化及重金屬Zn、Cd的積累。

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Preliminary Study on Soil Fertility and Heavy Metal Concentrations of Croplands in Nyingchi Valley of Tibet

SUN Xi1,3,LIU Heman2,ZHOU Tong1,Danzengquzha2,LI Zhu1,ZHOU Jiawen1,3,WU Longhua1*
(1 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation,Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences,Nanjing 210008,China; 2 Agriculture and Animal Husbandry College,Tibet University,Nyingchi,Tibet 860000,China; 3 University of Chinese Academy of Sciences,Beijing 100049,China)

Abstract:Nyingchi Valley is one of the most important agricultural areas on the Tibetan Plateau,and soil degradation has become more and more severe there with the development of agriculture.Fertility indexes and heavy metal concentrations of soil samples from the representative fields in Nyingchi Valley and heavy metal concentrations in corresponding wheat and vegetable samples were investigated.The results showed that soil organic matter,alkali-hydro nitrogen and total nitrogen were from moderate to low levels.The concentrations of total phosphorous,potassium and bioavailable zinc were at low level,but bioavailable phosphorous,potassium and copper were abundant.Soil organic matter played a key role in the preservation of soil fertility.The concentrations of copper,zinc and cadmium in both soil and plant were all lower than the corresponding national standards.However,the accumulation of copper,zinc and cadmium occurred in topsoil in Nyingchi Valley and could be attributed to over farming.

Key words:Nyingchi; Soil; Plant; Fertility; Heavy metal

作者簡介：孫曦(1991—)，男，云南昆明人，博士研究生，主要從事土壤污染與修復研究。E-mail:xisun@issas.ac.cn

* 通訊作者(lhwu@issas.ac.cn)

基金項目：①國家高技術研究發展計劃項目(2012AA01402-2)和國家自然科學基金項目(41325003，41161052)資助。

DOI:10.13758/j.cnki.tr.2016.01.020

中圖分類號：S158；X58