林芝河谷地区典型农田土壤主要性质及重金属状况初探①

孙 曦，刘合满，周 通，旦曾曲扎，李 柱，周嘉文，吴龙华*

(1 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 西藏大学农牧学院，西藏林芝 860000；3 中国科学院大学，北京 100049)



林芝河谷地区典型农田土壤主要性质及重金属状况初探①

孙 曦1,3，刘合满2，周 通1，旦曾曲扎2，李 柱1，周嘉文1,3，吴龙华1*

(1 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 西藏大学农牧学院，西藏林芝 860000；3 中国科学院大学，北京 100049)

摘 要：选择西藏林芝河谷地区代表性麦田及蔬菜大棚土壤，对其主要土壤肥力指标、重金属浓度及相应小麦及蔬菜样的重金属浓度进行了测定。结果发现：该区耕地土壤有机质、全氮、碱解氮处于中等及较缺乏水平，全磷、全钾、有效锌处于缺乏水平，速效磷、钾及有效铜处于较丰富水平；研究区土壤及作物铜、锌、镉浓度均未超出我国土壤环境质量标准，但农业生产活动造成了表层土壤铜、锌、镉的富集。研究区耕地应注重有机肥、化肥及微量元素的合理施用，同时注意农业生产活动造成的土壤酸化、重金属富集问题并加以监控，以促进该区农业的可持续发展。

关键词：林芝；土壤；植物；肥力；重金属

西藏位于我国西南边陲，地处有“世界第三极”之称的青藏高原[1]，一直被认为是受人为活动影响最少的地区，生态环境基本保持原生状态。一系列关于西藏土壤元素背景值的研究表明西藏土壤重金属浓度受人为作用的影响不大，Hg、Cu、Zn、Cd、Mn 等13种元素接近对数正态分布，其中Cu、Hg等元素浓度低于全国背景值，Zn、Mn等元素高于全国背景值[2-4]。然而，该区生态环境极其脆弱，近几年来西藏地区由于矿产资源开发[5-7]、交通排放[8-9]、设施农业[10]等人为原因而产生的土壤及农产品重金属污染问题已进入人们的视野。

林芝河谷地区位于西藏东南尼洋河-雅鲁藏布江流域中游，大致呈东西走向，海拔4 000 m以下，南北均为海拔5 000 m以上山脉，受沿雅鲁藏布江河谷深入的印度洋季风影响有着较为充足的降水，河谷地貌发育，地形较为宽阔平坦，冲积母质及洪积母质分布广泛，土层较厚，易于耕种及灌溉，有着悠久的农耕历史，是西藏重要的农区[11-13]。20世纪60年代，土壤肥力调查显示西藏海拔5 000 m以下可利用土壤养分状况普遍偏高，有机质一般＞50 g/kg、全氮＞2 g/kg；至20世纪80年代土壤肥力已有明显下降，40%～50% 的耕地有机质含量下降至20 g/kg以下，全氮也降至0.5～1 g/kg[14]；1990—2001年该区土壤肥力仍呈现下降趋势[15]。

通过历次土壤普查工作[1,16]及部分相关研究[15,17-22]，对于该区耕地土壤肥力状况已取得一定的研究工作积累，一般认为目前该区总体上土壤肥力退化较严重，且肥力因素不协调。土壤肥力状况处于动态变化之中，因此有必要对其进行调查及监控。目前关于西藏地区土壤重金属状况的报道很有限，Sheng等[23]、Li等[24]针对全区表层土壤的研究表明，西藏地区土壤重金属主要来源于成土母质，大气输入及人为活动可能是造成部分地区土壤Hg、Pb等元素污染的原因；关于已知人为污染源的土壤重金属污染研究仅限于西藏中部矿区[5-7]及公路、铁路沿线[8-9]。针对该区主要农产区耕地土壤重金属状况、重金属在土壤剖面上的分布、有效态及农作物中重金属浓度的研究鲜有报道。

因此，本研究选择西藏林芝河谷内地区典型耕地土壤及农作物，测定土壤肥力现状以及土壤、作物中重金属浓度，比较分析该地土壤肥力变化及重金属污染风险，以期为该区农产品安全生产提供依据，避免重蹈我国东部地区耕地退化及污染之覆辙，实现区域农业可持续发展。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

研究区位于西藏自治区林芝地区米林县及林芝县境内，地处雅鲁藏布江及其支流尼洋河流域河谷，海拔2 900～3 000 m，是西藏自治区重要农业区及商品粮生产基地之一。该区自然条件较好，属高原温带半湿润季风气候区，全年日照充足，均温10～15℃，该区降水量主要来源于沿雅鲁藏布江河谷深入内陆的印度洋暖湿气流，年平均降水量640～650 mm。河谷内发育着温带及亚热带湿润型山地土壤如黄棕壤、棕壤、暗棕壤、灰化土等，部分河流低阶地发育有草甸土，成土母质多为洪积冲积物，土壤质地较砂[11-12]。区域农业为一年一熟制，主要种植冬青稞和春小麦，施肥以化学肥料为主，主要为碳酸氢铵、过磷酸钙做底肥施用，施用量约为N 120 kg/hm2和P2O5112 kg/hm2。

1.2 样品采集及前处理

2014年7月底小麦成熟期于米林县及林芝县河谷内选取4个小麦田采样区域及1个蔬菜大棚采样点，采样点分布如图1。其中，样点1～3为棕壤，1号样点远离米林县城，2、3号样点在米林县城郊，但2号样点没有蔬菜地，3号样点则大棚蔬菜较多；样点4位于雅鲁藏布江与其支流尼洋河的交汇处，为毡状草甸土，地势低、地下水位较高。

图1　采样点地理位置Fig.1 Location of sampling sites

每个样区选取2个典型连片种植的小麦田样地两块，每块地用不锈钢土钻采集3个0～20 cm耕层土壤样品(每个样品采集间隔30 m的3点，混合成一个样)，共采集表层土壤样24个；并于1、3、4号采样点各采集1 m深度系列剖面土壤样品，每隔20 cm一层，共5个层次；同时于3号麦田采样点附近选择3个蔬菜大棚并采集0～20 cm耕层土壤样品各1个。土壤取样量约1 kg鲜样，多余部分用四分法弃去，经室内风干后剔除异物，过20目及100目尼龙筛，备用。同时采集对应麦田的小麦全株样品共计24份，脱粒，分为根、茎叶、麦粒，称取各部分重量，粉碎；于蔬菜大棚采集豇豆、扁豆、辣椒、丝瓜等蔬菜的可食部分样品各3个，称鲜重、洗涤、烘干、称重、粉碎，备用。

1.3 测定指标及质量控制

土壤pH、有机质、阳离子交换量、全量及有效态N、P、K的测定参照《土壤农业化化分析方法》[25]；土壤全量重金属浓度采用HCl-HNO3消煮[26]，原子吸收光谱法[Varian SpectrAA 220FS(火焰)，220Z(石墨炉)]测定消化液中Cu、Zn、Cd浓度；土壤有效态Cu、Zn、Cd采用DTPA-TEA浸提，原子吸收法测定[25]。测定时加入空白样品及标准土壤样品GBW 07406进行分析质量控制。

植物样品通过不锈钢粉碎机粉碎后采用H2O2-HNO3消化，原子吸收光谱法测定消化液中Cu、Zn、Cd浓度。植物全量N、P、K按常规方法测定[25]。样品测定时加入空白样品及标准小麦样品GBW 10011进行分析质量控制。

1.4 数据处理

对数据进行统计分析，采用方差分析(ANOVA)及Duncan检验法检验各样点间各个测定指标差异，统计分析采用Excel 2010及SPSS 13.0软件进行。

2 结果与分析

2.1 土壤pH及肥力性质

由各样点土壤pH可知，该供试区农田土壤为酸性到中性，pH的95% 置信区间为6.26～7.12，且土壤pH表现出较大的空间变异性，变异系数为16.6%。其中1～2号样点土壤呈中性，3号样点及附近大棚土壤呈酸性。4号样点位于尼洋河与雅鲁藏布江交汇处，地下水位较高，受地下水影响使土体中碳酸盐未被淋失，因此土壤呈微碱性(表1)。

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

对照西藏自治区土地管理局建议的耕地肥力分级方案[16]，该区土壤有机质含量处于中等(20～30 g/kg)及较缺乏(10～20 g/kg)水平，其中1～3号样点(18.1～22.3 g/kg)低于4号样点(28.7 g/kg)。大棚土壤有机质含量较高，较相邻农田土壤高出44.2%，表明设施栽培条件下因有机肥投入量大而使土壤有机质含量上升较快。该区土壤质地为砂壤，阳离子交换量(CEC)较低，各麦田样点之间无显著差异，而蔬菜大棚土壤CEC高出其附近的3号样点麦田土壤15.9%。

土壤全氮含量总体处于中等偏下水平(＜2 g/kg)，碱解氮代表了土壤中易于植物吸收利用的氮素，该区总体上含量较缺乏(＜90 mg/kg)，大棚土壤的全氮及碱解氮含量与其附近3号样点均无显著差异。土壤全磷含量均处于缺乏水平(＜0.4 g/kg)；1、3、4号样点速效磷含量较高(＞15 mg/kg)，而2号样点缺乏(＜10 mg/kg)。大棚土壤全磷、速效磷含量均显著高于其附近的3号样点，这可能与蔬菜大棚肥料施用量较大有关。土壤全钾含量处于缺乏(＜15 g/kg)水平。1、3、4号样点的速效钾水平较为丰富(＞150 mg/kg)，2号样点处于较缺乏水平(＜100 mg/kg)。大棚土壤全钾含量高于其附近的3号样点麦田土壤。

在0～100 cm剖面层次上土壤pH变化程度不大，其中3号样点土壤pH在垂直方向变异性很小，变异系数仅为2.13%，在80～100 cm土层土壤pH较0～80 cm土层高，其中较0～20 cm土层pH高0.2单位。1号样点土壤pH表现为随着土壤深度的加深，土壤pH呈升高趋势，由0～20 cm表层的6.74增加到80～100 cm土层的7.64，土壤pH升高了0.9单位，即其酸性逐渐降低；4号样点表现为随着土壤深度的加深，土壤pH呈降低趋势，由0～20 cm土层的7.93降低到80～100 cm土层的7.32，土壤pH下降了0.61单位(图2)。

图2　剖面土壤pH、有机质及CEC变化Fig.2 pH values and organic matter contents in soil profiles

土壤有机质含量整体表现为随着土层深度的加深而呈降低趋势。其中1号和4号样点具有更加显著的下降趋势，有机质含量分别从0～20 cm土层的22.4 g/kg和19.5 g/kg下降到80～100 cm土层的3.73 g/kg 和6.43 g/kg，分别降低了71.0% 和80.9%。而3号样点在20～40 cm土层下降之后于40～60 cm土层有一定回升，之后继续下降，但表层以下高于1号及4号样点剖面土壤。

土壤CEC变化趋势与土壤有机质相似。1号和4号样点CEC分别从0～20 cm土层的5.69 cmol/kg和6.92 cmol/kg下降到80～100 cm土层的2.85 cmol/kg 和1.75 cmol/kg，分别降低了49.8% 和74.8%。与有机质相同，3号样点在20～40 cm土层下降之后于40～60 cm土层有一定回升，之后继续下降。

土壤全氮和碱解氮，全磷和速效磷含量均随深度增加而下降，呈明显表聚特征(图3)。1号及4号样点的土壤全氮、碱解氮含量较3号样点显现出更显著的下降趋势，从0～20 cm土层至80～100 cm土层全氮含量分别下降了73.4%、87.9%，碱解氮含量分别下降了82.6%、99.4%。1号及4号样点的全磷、速效磷含量下降趋势较3号样点弱，从0～20 cm土层至80～100 cm土层全磷含量分别下降了37.7%、18.6%，速效磷含量分别下降了77.3%、84.1%。3号样点的氮、磷肥力状况要优于1、4号样点，从0～20 cm土层至80～100 cm土层全氮、碱解氮、全磷、速效磷含量分别下降了39.1%、38.4%、48.7%、61.7%。表层土壤全钾含量略高于亚表层，之后随土层深度的变化不明显，1、3、4号样点80～100 cm土层全钾含量较0～20 cm土层分别减少20.1%、12.3%、12.1%。3个样点表层土壤中速效钾较亚表层土壤低，随土层深度增加先表现出一定回升之后又继续下降。

2.2 土壤中重金属浓度

各样点土壤全量Cu、Zn、Cd浓度均未超过《土壤环境质量标准GB15618-1995》[27]一级标准)(Cu：≤35 mg/kg，Zn：≤100 mg/kg，Cd≤0.20 mg/kg)(表2)。各样点的土壤Cu浓度各异，各麦田样点间全量Zn浓度无显著差异，1、2号样点的全量Cd浓度较低，3号与4号样土壤全量Cd浓度略高，但也仅分别为0.11、0.14 mg/kg。大棚土壤全量Zn(90.1 mg/kg)及有效态Zn(1.81 mg/kg)浓度显著高于其他麦田样点，大棚样点土壤全量Cu(28.9 mg/kg)、有效态Cu(1.69 mg/kg)、全量Cd(0.11 mg/kg)、有效态Cd(31.6 μg/kg)浓度与其附近的3号样点麦田土壤无差异。作为植物必需微量元素，对照西藏自治区土地管理局建议的耕地肥力分级方案[16]，土壤有效Cu处于中等(0.5～1 mg/kg)至较丰富水平(1～2 mg/kg)，有效Zn处于极缺乏(＜0.5 mg/kg)至中等水平(1～2 mg/kg)之间。

图3　剖面土壤全量及有效态氮磷钾养分Fig.3 Total and available contents of nutrients in soil profiles

表2　表层土壤全量及有效态Cu、Zn、Cd浓度Table 2 Total and available contents of Cu,Zn and Cd in topsoil layer

从土壤剖面变化来看，全量及有效态Cu、Zn、Cd浓度大体呈随剖面层次加深而下降的趋势，在表层土壤中表现出一定的积累(图4)。其中各样点的全量Cd、有效态Cd、有效态Zn浓度随土层深度增加呈较明显的下降趋势，0～20 cm土层至80～100 cm土层下降率分别为24.2%～64.0%、46.4%～71.2%、60.0%～78.0%；全量Cu、有效态Cu、全量Zn浓度在土壤剖面上的下降趋势较弱，0～20 cm土层至80～100 cm土层下降率分别为4.1%～32.0%、-6.1%～46.1%、-3.1%～15.6%。其中有毒重金属元素Cd在表层土壤中较土壤母质表现出明显的积累。

2.3 作物氮磷钾元素及重金属浓度

小麦籽粒及蔬菜中Cd浓度均低于标准限值(面粉：＜0.1 mg/kg；蔬菜：＜0.05 mg/kg)[28]，处于食品卫生安全范围内(表3)；目前我国不再将Cu、Zn设为食品污染物指标[29]。值得注意的是小麦籽粒中Cd的浓度与土壤中全量及有效态Cd浓度均达到显著相关(Pearson相关系数分别为0.545**、0.780**，n=24)，表明本研究中土壤Cd浓度对小麦籽粒中Cd浓度产生直接影响；不同样点小麦籽粒间Cu、Zn浓度差异较小，与对应土壤全量及有效态Cu、Zn浓度间未表现出显著的相关性。不同蔬菜植物对重金属的吸收富集能力不同，致使其可食部分Cu、Zn、Cd浓度不同。

图4　剖面土壤全量及有效态Cu、Zn、Cd浓度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浓度Table 3 Total contents of N,P,K,Cu,Zn and Cd in plants

3 讨论

3.1 研究区土壤肥力水平变化

本研究表明，林芝河谷麦田土壤有机质、总氮、碱解氮含量处于中等及较缺乏水平，总磷、总钾含量处于缺乏水平；蔬菜大棚土壤有机质、钾素及磷素状况优于麦田土壤，但由于施肥土壤发生了一定程度的酸化。本区耕层土壤有机质与总氮、碱解氮、速效钾含量均呈显著正相关(r分别为0.833**、0.779**、0.418*，n = 27，其中r为Pearson相关系数，下同)，保持土壤有机质含量的稳定是保障土壤肥力的关键因素。该区耕作历史虽长，但利用方式较为粗放，施肥少，缺乏田间管理，加上本区缺乏燃料，作物秸秆、畜禽粪便等农业废弃物多以燃料形式消耗，耕种消耗的土壤养分得不到施肥、休耕措施的补偿，土壤肥力呈明显退化趋势[14]，本研究结果进一步印证了这一点。与以往研究相比[1,14-17,22]，本区耕地土壤有机质、全氮、碱解氮、全磷含量处于下降趋势，土壤全钾含量基本保持稳定；速效磷、速效钾含量有一定上升，这可能与化肥的大量施用有关。林芝地区1999年磷肥和钾肥消费量为931 t和186 t，而到2010年为1 901 t和690 t[30]，这在一定程度上增加了农田土壤磷、钾的残留量，提高速效磷、钾的含量。但有研究认为西藏土壤不仅缺肥，而且肥力不协调，施肥配比也不能满足植物平衡养分的需求[14,31]。该区土壤微量元素的缺乏也不容忽视，方江平等[32]研究认为林芝地区Cu、Zn、Fe等微量元素处于较丰富水平。本研究则表明该区耕地土壤有效Cu较为丰富，但有效Zn处于极缺乏或缺乏水平。

3.2 各肥力指标在土壤剖面层次上的变化规律

土壤有机质主要来源于生物残体和有机肥施用，集中于表层土壤。研究区土壤有机质含量随剖面深度增加而下降。土壤氮、磷、钾均显现出了表聚性，可能原因是植物从土壤中吸收同化的氮磷钾营养元素，在其死亡后随根茬积累于土壤表层；或人为施用的肥料使养分在表层土壤产生积累。西藏地区生态环境脆弱，地形起伏较大，土壤质地较粗，除有机质积累缓慢外，易发生水土流失导致土壤营养元素的流失[33-34]，有机肥施用、秸秆还田等措施增加土壤有机质外还可改善土壤质地、结构，减少水土流失[35-36]。因此，要保障研究区耕地土壤肥力，最有效的方法是增加有机肥施用，并通过休耕等措施对作物收获所带走的养分加以补偿，同时按所需求的配比及用量施用化肥。

3.3 土壤重金属浓度及其农作物吸收特性

Cu、Zn、Cd三种元素都是亲Cu成矿元素，内生元素化学行为接近，与成岩过程有紧密联系[37]。本文中耕层土壤全量Cu、Zn浓度呈显著相关(r = 0.527**，n = 27)，表明研究区土壤Cu、Zn来源相似。一般认为土壤pH、有机质状况对土壤中重金属分布及有效性有重要影响[38-40]：在大多数土壤中，pH升高使土壤胶体和碳酸钙吸附的Cu、Zn、Cd增加，有效态浓度下降；土壤有机质对重金属有强烈的固定作用，形成有机配合物。本研究中，有效Zn、总Zn、总Cu浓度均与土壤pH均呈极显著负相关(r 分别为-0.555**、-0.582**、-0.736**，n = 27)，有效Cd与土壤pH呈显著负相关(r = -0.415*，n = 27)；全量Cd与有机质含量呈极显著相关(r = 0.595**，n = 27)。表明在外界影响下，Cd在本区土壤中的迁移、转化和集散程度受到土壤有机质的影响。土壤有效Cu与CEC呈显著相关(r = 0.404*，n = 27)，表明本区土壤有效Cu浓度受CEC影响较大。土壤有效Cu、Zn浓度与全量Cu、Zn浓度均无显著相关性，表明全量Cu、Zn浓度高低并不主导其有效性；有效Cd与全量Cd浓度呈极显著正相关(r = 0.622**，n = 27)，表明本区土壤Cd有效性受其全量浓度影响较大。

研究区蔬菜大棚土壤全量Zn、Cd浓度均高于其附近3号样点的土壤，可能是蔬菜大棚的施肥量较大造成了土壤Zn、Cd两种重金属的累积。值得注意的是在供试样点中蔬菜大棚土壤酸碱度(pH 4.96)最低，呈强酸性反应，明显低于其附近3号样点麦田土壤，呈酸化趋势，即设施蔬菜栽培在一定程度上有使土壤酸化的趋势，这应与设施农业生产过程中大量施用氮肥，导致土壤酸化加重有关。蔬菜大棚土壤酸化可能会通过增强重金属的有效性而引起更大的风险。蔬菜大棚土壤Cd浓度的升高虽未造成蔬菜可食部分Cd浓度的超标，但应当注意大棚蔬菜的种植方式引起土壤及作物重金属积累的潜在风险。

小麦籽粒的Cd浓度与土壤全量及有效态Cd浓度均达到极显著正相关(r 分别为0.545**、0.780**，n=24)，表明小麦籽粒的Cd直接受土壤中Cd浓度所控制，虽然现在Cd浓度处于安全限值，但如果土壤受到Cd等重金属的污染，则可直接通过作物吸收，危害人类健康。西藏一直被认为是受人为活动影响最少的地区，土壤几乎未受人为污染，一系列的地表元素地球化学背景值的研究在此展开。然而随着经济社会的发展，人类活动的加剧，西藏土壤及农产品重金属污染问题已进入人们的视野。有研究显示，藏中矿区表层土壤由于采矿活动已受到Cu、Zn、Cd等重金属污染，土壤微生物活性已受到不良影响[5-6]。高强度的农业活动也是西藏土壤及作物重金属污染的重要原因，旦增等[10]研究发现拉萨市区大棚蔬菜样品Pb、As、Cd、Cr四种元素的超标率在11.4%～63.6%。交通源造成的土壤重金属污染也不容忽视，王冠星等[8]的研究表明，青藏高原G214、G109、S308国(省)道部分路段路侧土壤重金属平均浓度均超过土壤背景值，并随路侧距离增加下降，已产生一定富集。本研究中，土壤及作物样品重金属含量均未超出相关标准，但研究表明人类农业生产活动可能一定程度上造成了表层土壤Cu、Zn、Cd的富集，尤其是蔬菜大棚的种植方式造成了土壤Zn、Cd两种重金属浓度的增加。西藏生态环境脆弱，土壤对重金属污染的承载力较低[41]，一旦受到污染后果极其严重，对西藏主要农产区土壤重金属污染状况进行监控显得尤为重要。

4 结论

1)西藏林芝河谷地区耕地土壤有机质、全氮、碱解氮含量处于中等及较缺乏水平，全量磷钾含量处于缺乏水平，速效态磷、钾含量处于较丰富水平；土壤有效铜含量较高，有效锌含量处于极缺乏或缺乏水平。

2)土壤及作物样品中Cu、Zn、Cd浓度均未超出我国土壤环境质量标准。重金属浓度随土壤深度增加而下降，人类农业生产活动一定程度上造成了表层土壤Cu、Zn、Cd的富集。

3)与相邻麦田土壤相比，蔬菜大棚土壤pH较低，有机质、全量及速效态磷、全钾含量较高，全量Zn、Cd浓度较高。蔬菜大棚的施肥一定程度上改善了土壤肥力，但导致了土壤酸化及重金属Zn、Cd的积累。

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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

作者简介：孙曦(1991—)，男，云南昆明人，博士研究生，主要从事土壤污染与修复研究。E-mail:xisun@issas.ac.cn

* 通讯作者(lhwu@issas.ac.cn)

基金项目：①国家高技术研究发展计划项目(2012AA01402-2)和国家自然科学基金项目(41325003，41161052)资助。

DOI:10.13758/j.cnki.tr.2016.01.020

中图分类号：S158；X58