秦娟, 許克福
?
我國城市綠地土壤質(zhì)量研究綜述與展望
秦娟1, 許克福2, *
1. 安徽農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院, 合肥 230036 2. 安徽農(nóng)業(yè)大學林學與園林學院, 合肥 230036
城市綠地土壤是保護城市環(huán)境的一個重要生態(tài)屏障, 在發(fā)揮城市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能及改善環(huán)境方面具有重要作用。與自然土壤相比, 城市綠地的土壤性質(zhì)發(fā)生了顯著變化, 城市化過程不僅改變了城市綠地土壤的理化性質(zhì), 更對城市土壤的生物學屬性及土壤碳庫產(chǎn)生深刻影響, 而這些影響在城市隨著功能區(qū)及土地利用類型的差異呈現(xiàn)出較大的空間變異。文章對近年來我國城市綠地土壤質(zhì)量研究現(xiàn)狀進行了綜述, 主要從城市綠地土壤理化特性及生物學特性等方面展開論述, 并提出了未來我國城市綠地土壤質(zhì)量研究的展望, 以期為城市綠地系統(tǒng)景觀規(guī)劃及土壤環(huán)境質(zhì)量的改善提供理論參考。
城市綠地; 土壤質(zhì)量; 土壤理化特性; 土壤重金屬污染; 土壤生物學特性
城市綠地是以土壤為基質(zhì)、以植被為主體、以人類干擾為特征, 并與微生物和動物群落協(xié)同共生的人工生態(tài)系統(tǒng), 作為城市綠色生態(tài)基礎(chǔ)設(shè)施, 它通過一系列的生態(tài)效應(yīng), 在凈化城市空氣、改善城市氣候、增強城市抗災(zāi)能力、維持城市生物多樣性和改善環(huán)境等方面, 維護著城市生態(tài)系統(tǒng)的平衡, 在城市中具有不可替代的生態(tài)功能[1–2]。城市綠地土壤作為植物生長的介質(zhì), 其質(zhì)量直接影響著植物的健康生長以及生態(tài)效益、景觀功能的發(fā)揮[3], 因此, 提高城市綠地土壤質(zhì)量是充分發(fā)揮城市綠地生態(tài)效益的重要措施之一。城市化過程中, 由于人為活動的強烈干擾, 城市土壤經(jīng)常會受到持續(xù)積累的持久性有毒物質(zhì)如重金屬的影響, 因而使得城市綠地在土壤物理性質(zhì)、化學性質(zhì)及生物學特性等方面都發(fā)生了顯著變化, 使之不同于自然土壤[4–5]。隨著生態(tài)城市概念的提出, 人們?nèi)找孀⒁獾匠鞘芯G地土壤所發(fā)揮出的生態(tài)效應(yīng)及環(huán)境價值, 目前研究城市綠地土壤的生態(tài)功能已成為景觀生態(tài)學、城市綠地與景觀規(guī)劃及城市園林生態(tài)學的熱點。從20世紀90年代到現(xiàn)在, 全球范圍內(nèi)對于城市綠地的關(guān)注越來越多[6]。國外學者更多的從城市土壤的重金屬污染特性、城市綠地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能[7–8]以及城市綠地對生物多樣性的影響[9–10]等方面做了許多研究。如A. Pe?a等對西班牙的城市土壤和工業(yè)土壤的重金屬特性研究發(fā)現(xiàn), 工業(yè)區(qū)土壤重金屬濃度高于城市, 尤其是鎘、銅、鉛、鋅在Alcala城市土壤中濃度較高, 分析認為這可以歸因于交通排放, 而砷、鎳等則主要來自于工業(yè)排放[11]。為了了解城市土壤中重金屬對人類健康的潛在風險, 宜應(yīng)對城市土壤重金屬污染狀況進行定期監(jiān)測。Yang等研究發(fā)現(xiàn), 城市綠地可以有效減少地表徑流及地面徑流污染物的濃度, 對城市中的水循環(huán)具有重要影響[12]。Kabischa等對202個歐洲城市綠地從1990-2006年的分析研究發(fā)現(xiàn), 城市綠地的增加可以有效降低城市中的空氣污染、噪音等, 增加城市的休閑娛樂功能, 從而有助于保持城市居民的生活質(zhì)量[13]。日本學者也將注意力更多的關(guān)注到了城市綠地所發(fā)揮出的環(huán)境價值的評估研究[8]。相比較而言, 我國學者則主要側(cè)重城市化過程所導致的城市土壤的物理性狀、化學性狀及生物學特征的顯著改變。本文主要總結(jié)了我國現(xiàn)有城市綠地土壤質(zhì)量方面的研究, 分析目前的研究現(xiàn)狀, 并提出對未來城市綠地土壤研究的展望, 以期為我國城市綠地土壤質(zhì)量的評價及綠地系統(tǒng)的規(guī)劃及景觀功能的發(fā)揮提供理論參考。
城市綠地土壤是城市植物的生長介質(zhì)和養(yǎng)分的供給者, 是土壤微生物的棲息地, 更是城市污染物的匯集地和凈化器, 對維持良好的城市生態(tài)環(huán)境以及可持續(xù)發(fā)展具有重要意義[14]。我國城市化進程發(fā)展中, 城市的擴張以經(jīng)濟高度集中、資源高強度利用和物質(zhì)快速循環(huán)為標志, 比較注重城市發(fā)展的經(jīng)濟效應(yīng)或景觀效應(yīng)的發(fā)揮, 而缺少對城市生態(tài)功能的維護。據(jù)北京、上海、廣州、重慶等一些大中小城市對綠地土壤的研究, 我國土壤質(zhì)量普遍存在土壤pH較高, 養(yǎng)分貧瘠、容重偏高、土壤通氣性能差等缺陷[15-17], 土壤質(zhì)量已經(jīng)成為限制我國城市綠化發(fā)展的主要限制因子。
土壤物理性質(zhì)是影響植物生長發(fā)育的重要因素, 不同的土壤物理性質(zhì)會造成土壤水、氣、熱的差異, 影響土壤中礦質(zhì)養(yǎng)分的供應(yīng)狀況[18]。城市綠地土壤由于受到人為活動的長期擾動, 導致其性質(zhì)發(fā)生顯著改變, 如綠地土壤作為城市土壤的一部分, 在城市綠化建設(shè)中其土壤來源復(fù)雜, 土層分異不連續(xù), 土壤在空間上變異十分明顯, 在較短的距離內(nèi)會出現(xiàn)完全不同的土壤類型[19], 且城市土壤中表土層經(jīng)常被移走或被底層土掩埋, 土層中經(jīng)常摻入生土, 導致其土層破碎, 變異較大; 城市土壤中人工雜質(zhì)也較多, 如大量的礫石、建筑垃圾、生活廢棄物、碎磚塊、煤渣、木炭、金屬以及工業(yè)廢棄物等, 這些都直接導致了城市土壤結(jié)構(gòu)破壞、物理性質(zhì)變差, 改變了土壤原來的微生態(tài)環(huán)境。
土壤壓實和板結(jié)也是城市土壤的物理特性之一[20]。由于城市人口密度大, 綠地通常會遭到人為的踐踏, 造成土壤普遍壓實, 土壤因緊實減少了總空隙度, 降低了土壤孔隙比例, 導致土壤結(jié)構(gòu)嚴重破壞, 通氣性變差, 良好的團粒結(jié)構(gòu)被破壞, 取而代之以理化性能差的塊狀或片狀結(jié)構(gòu), 且這種影響不僅局限于表層土壤, 也會影響到深層土壤[21], 由于這種結(jié)構(gòu)不利于土壤通氣、排水及有效水分的儲存, 直接影響了綠地植物根系的生長。因土壤的壓實, 使植物根系難以深入土壤亞表層, 同時也限制了土壤動物的進入, 這樣一方面影響了城市樹木的生長, 更重要的是影響了土壤元素生物化學循環(huán), 從而對土壤碳庫產(chǎn)生負作用[22], 這種作用繼而又影響了城市土壤質(zhì)量及生態(tài)景觀功能的發(fā)揮[23]。
2.1.1 土壤容重
土壤容重通過對土壤孔隙狀況的影響調(diào)節(jié)著土壤水分入滲情況及土壤持水能力。同質(zhì)地土壤隨容重的增加, 團粒結(jié)構(gòu)失調(diào)、孔隙度減小、土壤變得緊密堅實, 從而影響水分入滲[24]。一般城市綠地土壤比農(nóng)林業(yè)土壤容重高18%—94%, 總孔隙度降低13%—52%[25], 歐洲很大一部分土壤存在壓實現(xiàn)象[26],香港城市土壤壓實嚴重, 有效水含量低, 已嚴重影響到植物的生長[27], 而上海、北京、深圳等大中城市的調(diào)查也顯示土壤物理性質(zhì)的惡化是植物生長不佳的主因[28]。
不同綠地類型對土壤容重影響顯著。合肥市區(qū)綠地表層土壤容重均值為1.42 g·cm-3, 明顯高于近郊森林公園(1.26 g·cm-3), 容重在1.3 g·cm-3以上的綠地占85.5%。其大小為: 道路>環(huán)城公園>校園≈蜀山森林公園, 分析認為這是由于人為攪動和游人頻繁踐踏, 導致道路和公園土壤緊實, 總孔隙度減少, 因而容重偏大, 而校園綠地和蜀山森林公園土壤人為踐踏較少, 所以其容重較小[29]。伍海兵研究發(fā)現(xiàn), 上海辰山植物園土壤容重均值為1.42 g·cm-3, 所取樣品中73.08%的土樣容重顯著高于綠化土壤對容重的要求(1.35g·cm-3)[30]。叢曉峰等研究發(fā)現(xiàn), 西安植物園新區(qū)土壤平均容重為1.52 g·cm-3, 土壤總孔隙度及通氣孔隙度明顯偏低[31]。重慶市主城區(qū)綠地土壤容重均值為1.42 g·cm-3, 其中土壤中有66.8%的土樣容重大于1.35g·cm-3, 還有12.9%的土壤容重超過1.60 g·cm-3, 而當土壤容重超過1.60g·cm-3時, 會嚴重影響植物根系的生長, 這說明重慶市綠地土壤存在遭受人為踐踏等壓實嚴重的問題, 土壤保水和通氣性能差, 不利于植物的生長, 而且還會影響雨水和灌溉水的入滲及其在土體中的分布[32]。
2.1.2 土壤含水率
土壤含水率對養(yǎng)分循環(huán)、植株生長、微生物活性等均產(chǎn)生重要影響。合肥市0—30 cm城區(qū)各綠地類型土壤含水率明顯低于森林公園土壤含水率, 即近郊森林公園(30.35%)>校園綠地(23.61%)>公園綠地(22.97%)>居住區(qū)綠地(22.60%)>道路綠地(22.06%)>工廠綠地(21.91%), 不同綠地類型對土壤含水率影響差異顯著[33]。Halvorson等研究表明, 壓實土壤與未壓實土壤的飽和含水率相比明顯較低[34], 土壤物理性質(zhì)的惡化不僅直接影響植物生長外, 還影響土壤水分運移, 降低土壤入滲能力, 另外加上由于裸露的土壤表面受到壓實往往會形成阻止水分滲透的結(jié)殼層, 顯著提高地表徑流, 從而導致降雨集中時造成短時間內(nèi)的洪澇。
2.2.1 土壤酸堿性及電導率
土壤酸堿性能夠影響土壤營養(yǎng)元素的賦存形態(tài)及它們對植物的有效性, 微生物的數(shù)量、組成和活性。植物適宜生長的pH 值一般為6.5—7.5, 較低的 pH 增加土壤淋溶作用, 造成土壤中Mg、P、Ca、K 等元素的流失; 高 pH 則易導致土壤微量元素 Fe、Mn、B 變?yōu)橹参镫y以吸收的狀態(tài)[35], 而高pH 值正是城市綠地土壤的共性[36, 37]。合肥城區(qū)內(nèi)97.2%的綠地土壤pH 值大都在7.5以上, 呈堿性或強堿性(道路綠地、居住區(qū)綠地、校園綠地)[33]。湖南省主要城市園林綠地平均pH 7.8 (4.8—8.9), 高于園林土壤的理想范圍pH 4.0—6.0[38]。桂林市公園土壤 pH 值平均為7. 61, 變幅為5. 45—8. 51, 土壤整體上呈弱堿性[39]。與自然土壤相比諸暨市土壤 pH 值趨向中性或堿性[40]。成都市綠地土壤pH 在7.04—7.69, 其平均值(7.54)高于成都平原第二次土壤普查中農(nóng)業(yè)土壤pH 平均值6.95, 表現(xiàn)出明顯的堿性化趨勢[41]。北京城市綠地土壤pH 值基本在7.5以上, 其中大部分在8.0—8.5之間, 部分地點土壤pH 超過9.0[42]。重慶市綠地土壤 pH 值變幅在4.5—8.8之間, 其中酸性、中性土壤只占20.2%, 其余全為石灰性土壤, pH 值在8.0以上占52.1%, 城市綠地土壤趨于石灰化[32], 出現(xiàn)這種情況可能與城市綠地土壤大部分為建筑回填土, 其中混有建筑廢棄物、水泥、磚塊或其它堿性混合物, 以及大量含碳酸鹽灰塵的沉降, 土壤中碳酸鹽與碳酸反應(yīng)形成重碳酸鹽等因素有關(guān)[43]。
土壤電導率(EC)對土壤質(zhì)地、土壤孔隙、有機質(zhì)含量及土壤養(yǎng)分可利用性等具有指示作用[44]。黃青研究表明, 合肥城區(qū)綠地0—10 cm土層土壤EC 的變幅為52.6—769.0 μS·cm-1, 平均值為189.0 μS·cm-1, 綠地植物能正常生長的土壤EC范圍為35—200 μS·cm-1, 合肥綠地表層土壤EC 高于200 μS·cm-1占29.2%, 明顯高于近郊森林公園[29]。綠地表層土壤EC 的提高主要是由于在表層土壤中混入較多的生活垃圾及建筑垃圾, 使土壤中可溶性鹽分含量增加, EC 值增大, 而EC 值過高容易造成土壤生理干旱, 導致植物長勢很差或基本死亡。
2.2.2 土壤有機質(zhì)
土壤有機質(zhì)既是植物礦物質(zhì)營養(yǎng)和有機營養(yǎng)的源泉, 也是土壤中異養(yǎng)微生物的能源物質(zhì), 城市綠地土壤中?;祀s著底土或生土, 其有機質(zhì)和養(yǎng)分(尤其速效養(yǎng)分)含量一般都很低。因為城市綠地土壤上的殘落物, 大部分都被隨時清除, 很少回歸到土壤中, 土壤和植物的養(yǎng)分循環(huán)被切斷, 這樣年復(fù)一年, 使綠地土壤的有機質(zhì)和養(yǎng)分趨于枯竭。土壤有機質(zhì)含量過低, 不但產(chǎn)生養(yǎng)分缺乏, 供肥和保肥性下降, 而且土壤的抗干擾能力也會下降。趙興征等研究表明, 杭州市城區(qū)土壤的空間異質(zhì)性明顯, 受人類活動的影響, 城市土壤有機質(zhì)含量顯著降低[45]。顏衡祁對湖南省主要城市園林綠地土壤養(yǎng)分研究發(fā)現(xiàn), SOM 范圍0.8—19.5 g·kg-1, 平均6.9 g·kg-1, 低于園林土壤SOM 的理想值10 g·kg-1[38]。李志國等對湖北省主要城市園林綠地土壤養(yǎng)分研究發(fā)現(xiàn), 湖北省城市土壤有機質(zhì)含量僅為6. 7 g·kg-1, 顯著低于園林植物所需土壤有機質(zhì)含量臨界值( 10 g·kg-1) , 且顯著低于該地區(qū)其他生態(tài)系統(tǒng)的土壤有機質(zhì)含量, 如農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)( 23 mg·kg-1) 和森林生態(tài)系統(tǒng)( 31 mg·kg-1)[36]。成兆文等對桂林市公園土壤肥力調(diào)查研究發(fā)現(xiàn), 76. 92% 的公園土壤未達到全國農(nóng)田土壤有機質(zhì)平均值(23. 72 g·kg-1)[39]。徐一鳴等對諸暨市不同綠地系統(tǒng)土壤養(yǎng)分研究發(fā)現(xiàn), 與自然土壤相比, 公園綠地和居住區(qū)綠地土壤有機質(zhì)含量都較低[40]。陳洪研究發(fā)現(xiàn), 重慶市主城區(qū)綠地土壤有機質(zhì)均值為14.4 g·kg-1, 36.5%的綠地土壤無法達到土壤有機質(zhì)含量標準(小于10 g·kg-1為土壤質(zhì)量不合格), 重慶市綠地土壤有機質(zhì)總體處于缺乏水平, 其中36.5%的土壤有機質(zhì)含量水平處于缺乏狀態(tài), 43.6%的土壤處于極度缺乏狀態(tài)[32]。
2.2.3 土壤養(yǎng)分特性
土壤養(yǎng)分水平是反映土壤供給植物必需的礦質(zhì)營養(yǎng)能力的重要指標, 不同地區(qū)各類型城市綠地土壤中氮、磷、鉀含量變異性較大。北京城區(qū)綠地土壤全氮含量多集中在0.5—1.00 g·kg-1水平, 道路綠地、防護綠地和附屬綠地全氮含量較低, 多小于0.5 g·kg-1[16]。重慶市綠地土壤全氮含量均值為 0.786 g·kg-1, 其中72.4%的綠地土壤處于氮素營養(yǎng)缺乏的水平, 48.0%的土壤處于極度缺乏[32]。合肥城區(qū)綠地0—10 cm土層土壤全氮量均值為1.43g·kg-1, 全氮量在2.50 g·kg-1以下的占 91.3%, 其全氮量最大值出現(xiàn)在蜀山森林公園, 而最小值出現(xiàn)在人為踐踏嚴重, 無凋落物層的草坪區(qū), 大小順序為: 蜀山森林公園>環(huán)城公園≈校園>道路, 分析認為這是由于森林中人為干擾較小, 植物凋落物分解的養(yǎng)分能夠及時歸還到土壤中, 而在城市綠地的土壤管理中, 由于衛(wèi)生、防火或美觀等原因, 植物的凋落物及被修剪的枝葉會被人為及時清除, 從而減少了土壤物質(zhì)的輸入[46], 使得土壤中因植物生長而消耗的養(yǎng)分得不到有效補充, 造成了土壤含氮量減少[29], 其次, 城市土壤植被覆蓋率相對較低, 降水引起的地表徑流較大, 也容易引起土壤養(yǎng)分元素的流失。
合肥城區(qū)綠地0—10 cm層土壤全磷量均值為903.68 mg·kg-1, 各調(diào)查區(qū)土壤全磷含量大都在350 mg·kg-1以上, 土壤全磷含量最大值出現(xiàn)在城市行道樹下, 認為這可能與城市中建筑和生活垃圾的混入以及污水的灌溉有關(guān), 從而導致了城市綠地磷素的富集[29]。南京城市土壤趨向堿性并具有明顯的富磷特征[47]; 杭州市區(qū)土壤趨向堿性化, 城市土壤具有明顯的富磷特征[48], 國外的研究結(jié)果同樣也證實了這一點[27]。土壤中高濃度的磷素對環(huán)境會產(chǎn)生很大威脅, 當磷素的含量超過某一警戒值時, 磷素向環(huán)境的釋放量就會驟增, 從而對城市水體造成潛在的風險[49]。
湖北省主要城市土壤速效K 含量在33.7—507.3 mg·kg-1, 均值為124.8 mg·kg-1, 其城市土壤速效K含量并不缺乏, 處于中等水平, 且高于該區(qū)郊區(qū)農(nóng)田平均水平( 79.3 mg·kg-1)[50], 其中不同地形城市土壤速效K 含量差異顯著, 如平原城市綠地土壤速效K含量顯著高于山地, 但不同功能區(qū)之間差異較小[36]。湖南省主要城市園林綠地AK 含量124.9 mg·kg-1(33.8—508.6 mg·kg-1), 高于園林土壤AK的理想值78 mg·kg-1 [38]。同樣, 包兵等也曾報道, 重慶城市土壤速效K 也有此現(xiàn)象, 推測這可能與城市典型土壤環(huán)境有關(guān)[51]。因為城市土壤往往鈣離子含量較高, 而二價鈣離子比單價陽離子具有更高的表面電荷密度和陽離子交換作用, 吸附能力強[52], 可以從土壤膠體上將交換性 K 離子替換下來, 從而增加土壤 K 的有效性。成都土壤速效 K含量在25.5—186.6 mg·kg-1, 平均值為79.4 mg·kg-1, 略高于成都平原區(qū)廣漢市發(fā)育于沱江沖積物的再積黃泥水稻土0—25 cm土層速效K含量72.2 mg·kg-1[53], 認為這可能與城市土壤pH 升高有關(guān), 中性及堿性土有效K含量一般較高[41]。
2.2.4 土壤重金屬污染特性
由于重金屬是一類持久性強的有毒污染物, 進入城市土壤環(huán)境后不能被生物降解, 不僅影響到植被的生長和生物多樣性的喪失, 也會通過食物鏈循環(huán)和人體接觸等形式直接危害人體健康和城市生態(tài)系統(tǒng)[54-55]。城市土壤重金屬主要來源于城市的廢棄物處理、交通運輸、采礦和冶煉、發(fā)電廠及化石燃料燃燒等, 如城市土壤中的Pb 來源于機動車排放的尾氣, Zn 來源于機動車輪胎磨損產(chǎn)生的含Zn 粉塵, 交通和工業(yè)活動是城市土壤中Cu、Zn、Pb 污染的主要來源, Hg 污染的主要來源是工業(yè)生產(chǎn)過程中(如金屬冶煉、水泥生產(chǎn)、玻璃、陶瓷等)失散的Hg蒸汽及燃料燃燒過程中排入大氣的Hg[56]。
城市土壤重金屬污染主要涉及Cu、Zn、Pb 和Hg, 這幾種元素是典型的“城市重金屬”[57], 其他元素的富集并不明顯, 但不同功能區(qū)土壤重金屬含量有所差異。如北京城市土壤Cu、Zn、Pb 濃度均顯著高于北京市土壤背景值, 其中行道樹綠帶土壤Zn、Pb、Cr 含量較高, 居住綠地土壤Cu、Zn 含量較高, 公園綠地土壤重金屬污染相對輕于前兩類綠地; 土壤Pb 含量從市中心向四周郊區(qū)呈同心圓逐漸降低的趨勢, Cr 和Ni 的濃度, 與土壤背景值相比變化較小[42, 58]。貴陽市土壤重金屬Cd 平均含量為0.984 mg·kg-1, 顯著高于貴州省土壤背景值, 土壤中Cd 存在一定積累, 其中城市工業(yè)區(qū)土壤的Cd 含量最高(1.48 mg·kg-1), 廣場及住宅區(qū)土壤Cd 含量最低(0.645 mg·kg-1), 分析認為貴陽市土壤重金屬污染主要與工業(yè)活動、交通運輸和燃煤有關(guān)[59]。南京市土壤重金屬Pb 和Cd 在礦冶區(qū)含量最高, 而Cu 和Zn 以老居民區(qū)、商業(yè)區(qū)含量較高, 城市綠地Zn 含量較高[60]。深圳城市公園道路綠地土壤受到不同程度的Zn、Cu、Pb、Cd 污染, 其中, 土壤Zn、Cu、Pb平均含量道路綠地高于公園綠地, 而Cd含量則為公園綠地高于道路綠地, 土壤重金屬含量已達到對人體健康產(chǎn)生潛在危險的水平[61]。太原市城區(qū)周邊的土壤重金屬元素 Zn、Cr、Hg、Pb、Cd 的均值都超過了山西省土壤背景值, 其中 Hg 和 Cd 的均值分別是背景值的 4.5 倍和2.4倍, 其中化工類企業(yè)、礦石類企業(yè)是多種土壤重金屬的主要排放源[62]。重慶市城市重金屬含量變異系數(shù)大小為: Cu > Pb > Zn > Cr, 其中不同功能區(qū)土壤重金屬含量表現(xiàn)不同, 居住區(qū)土壤 Cu、Zn 和 Cr 的含量小于重慶市土壤背景值, 無明顯的積累, 未造成污染, 而 Pb 的含量略大于土壤背景值, 出現(xiàn)輕微的累積, 應(yīng)注意避免丟棄含重金屬的電池、金屬器材等日常垃圾的污染; 休閑區(qū)土壤中 Cu、Zn、Pb 和 Cr的平均含量小于土壤背景值, 土壤環(huán)境質(zhì)量好, 未出現(xiàn)重金屬污染; 交通區(qū)和商業(yè)區(qū)土壤中 Cu、Zn 和 Pb的平均含量都超過土壤背景值在土壤中已經(jīng)造成累積, 出現(xiàn)不同程度污染。這是因為如汽車尾氣排放、含鋅銅的裝飾材料和管材、鉛鋅銅電池等日常生活用品和廢棄包裝物是都市商業(yè)區(qū)污染的主要原因[63]。
與城市土壤相比, 蔡立梅對東莞市農(nóng)業(yè)土壤的重金屬含量及來源進行分析, 認為隨著工業(yè)發(fā)展, 土壤中重金屬積聚顯著, 尤其是 Hg、Cd、Pb 平均含量分別達到0.24、0.12和65.38 mg·kg-1, 遠高于背景值, 分析其來源認為主要受人類活動的影響(施用農(nóng)藥和化肥等農(nóng)業(yè)活動)及該區(qū)域周邊工業(yè)污染所致[64]。謝正苗等對杭州市郊蔬菜基地土壤重金屬含量的環(huán)境質(zhì)量評價發(fā)現(xiàn), 以土壤背景值為評價標準, Pb、Cu、Zn三種重金屬污染指數(shù)值均大于1, 說明蔬菜基地土壤均受到污染, 這說明杭州市蔬菜基地重金屬含量受人為影響而在土壤中有所積累, 分析認為這與杭州市不斷加大城市力度, 加快了城郊土壤的演化有關(guān)。特別是隨著工業(yè)區(qū)的擴大, 商業(yè)和旅游區(qū)的發(fā)展及人口的增加, 工業(yè)“三廢”、車輛排放的尾氣及生活垃圾、生活污水的增加都給杭州市區(qū)和近郊的土壤理化性質(zhì)帶來很大影響, 致使土壤中重金屬元素如 Pb 等的增加, 另外由于部分蔬菜基地常年大量施用垃圾肥、污水灌溉、污泥農(nóng)用及冶煉廠大氣和灰塵沉降等, 使得杭州市蔬菜基地3種重金屬含量在土壤中有所積累[65]。
土地利用方式對城市土壤重金屬含量及形態(tài)分布也有不同影響。上海城市綠地中, 居民辦公小區(qū)有機態(tài)Cu 含量最高, 機械制造廠類Zn 的錳氧化態(tài)含量和有機態(tài)Cr 含量最高, 試劑溶劑廠類可交換態(tài)Cd 含量最高, 而Pb 含量在上海綠地土壤中基本以惰性形態(tài)存在, 危害性相對較輕; Ni 以殘渣態(tài)為主, 鋼鐵廠類和造船廠類的鐵錳氧化態(tài)Ni 的含量遠高于機械制造廠類和居民辦公小區(qū)類[66]。
城市綠地土壤受重金屬污染的風險遠高于自然土壤, 這種重金屬的積累不僅影響到土壤中植物的生長, 更會引起微生物活動的異常, 當綠地土壤遭受污染后, 土壤生物活動則變得十分微弱[14]。與農(nóng)業(yè)土壤相比, 城市土壤微生物的基底呼吸作用明顯增強, 但微生物生物量卻顯著降低, 微生物的一些生理生態(tài)參數(shù)值明顯升高, 對能源碳的消耗量和速度也明顯提高。此外, 城市土壤表面的“固化”、生物棲息地的孤立、人為干擾與土壤污染的加重等, 也造成了城市土壤生物群落結(jié)構(gòu)單一, 多樣性水平降低, 生物的種類、數(shù)量和生物量遠比農(nóng)業(yè)土壤、自然土壤少。
土壤生物學指標通常分為土壤微生物指標(微生物數(shù)量、組成及微生物活性)、土壤酶活性指標和土壤動物指標[67]。土壤微生物積極參與土壤的物質(zhì)轉(zhuǎn)化過程, 在土壤形成、肥力演變、植物養(yǎng)分有效化和土壤結(jié)構(gòu)的形成與改良、有毒物質(zhì)降解及凈化等方面起著重要作用, 它是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分, 且土壤微生物對所生存的微環(huán)境十分敏感, 因此, 微生物指標已被公認為土壤生態(tài)系統(tǒng)變化的預(yù)警及敏感指標, 對土壤質(zhì)量研究具有重要意義[68]。
土壤微生物數(shù)量直接影響土壤生化活性及土壤養(yǎng)分的組成與轉(zhuǎn)化, 微生物數(shù)量多, 土壤生物活性強, 土壤有效養(yǎng)分供給充足。城市綠地土壤微生物的數(shù)量經(jīng)常在某一時段發(fā)生巨大變化, 與其它土地利用方式相比, 城市土壤的地上部分凈生物量、土壤呼吸和地下部分生物量有所增加, 這是因為城市土壤亞表層中可能含有大量的微生物且代謝活性較強, 不過其細菌組成與表層土壤存在較大的差異, 一般在城市森林中, 枯枝落葉層的真菌和無脊椎動物數(shù)量較少[69]。
城市化進程中強烈的人為擾動是引起土壤微生物數(shù)量變化的主要原因, 人為擾動使土壤中分解者(真菌、線蟲、微型節(jié)肢動物等)的生態(tài)群落環(huán)境受到破壞, 導致其生物多樣性下降, 造成土壤肥力下降。同時, 城市化過程改變了原有植被的結(jié)構(gòu)和組成, 以各種植被取代自然植被, 而這些植物中包括許多外來物種, 這些物種的消失又會造成土壤質(zhì)量發(fā)生變化[70]。
酶是土壤生物化學過程的積極參與者, 對土壤中養(yǎng)分循環(huán)和污染物質(zhì)的凈化具有重要作用[71]。植物種類組成不同, 其枯落物的質(zhì)、量不同, 適于微生物生長的營養(yǎng)源也不同, 因而由于微生物的種類和組成不同, 從而引起土壤酶活性在質(zhì)、量上的差異。研究發(fā)現(xiàn), 上海典型綠地土壤酶活性受不同土壤環(huán)境因子影響, 其中過氧化氫酶活性受土壤容重、pH和Cr的影響最大; 堿性磷酸酶受有機質(zhì)、水解性氮、Pb和Zn的影響最大; 脫氫酶受pH、容重和水解性氮的影響較大; 水解性氮、pH和容重對脲酶活性的影響最大。過氧化氫酶、堿性磷酸酶、脫氫酶和脲酶4種土壤酶對土壤的營養(yǎng)狀況要求高, 其中堿性磷酸酶與土壤孔隙度和有機質(zhì)含量呈顯著正相關(guān), 對反映土壤的營養(yǎng)狀況較敏感[66]。劉艷等研究發(fā)現(xiàn), 北京市崇文區(qū)公園綠地土壤酶活性最高, 行道樹綠帶土壤酶活性最低, 街旁綠地土壤和居住綠地土壤酶活性居中且彼此間無顯著差異, 由土壤酶活性可反映出不同類型綠地間土壤質(zhì)量的差異, 并且認為過氧化氫酶、脲酶和堿性磷酸酶比較適于作為城市綠地土壤質(zhì)量的酶學評價指標[72]??傮w而言, 土壤通氣孔隙度、水解性氮、有機質(zhì)、有效磷等和土壤酶相關(guān)性比較大, 而這幾個指標正是土壤主要的存在制約因子, 由此可見, 這些指標也是制約土壤酶活性的主要因子。
城市土壤動物是城市土壤環(huán)境生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分, 它在城市生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)和能量流動中的作用不可替代[73]。土壤動物的生活史特征決定了其能夠?qū)Τ鞘型恋丨h(huán)境變化引發(fā)的一系列生態(tài)影響并做出較為靈敏的響應(yīng)[74], 可以用來指示城市土壤生態(tài)環(huán)境的污染程度, 而土壤動物也可以作為土壤健康、土壤污染和生態(tài)恢復(fù)等的指示生物[14]。
受人類干擾程度不同, 不同綠地類型土壤動物的類群、密度數(shù)量和分布也不相同。Mclntyrea等研究發(fā)現(xiàn), 城市化很大程度導致了城市土壤中節(jié)肢動物多樣性和豐富度的減少, 其原因為不同生境結(jié)構(gòu)異質(zhì)性特點導致了節(jié)肢動物種群結(jié)構(gòu)變化, 土壤動物群落因該生境發(fā)生變化而變化, 不同土地利用形式下的土壤動物群落因此而形成類群、組成或數(shù)量的差異[74]。王金鳳等研究發(fā)現(xiàn), 上海寶鋼工業(yè)區(qū)土壤動物總密度隨著生產(chǎn)區(qū)-過渡區(qū)-辦公區(qū)呈現(xiàn)遞減趨勢[75]; 上海城市綠地大幅改變了土壤動物的群落結(jié)構(gòu), 較其他小節(jié)肢類, 土壤蜱螨目對城市綠化帶的適應(yīng)性較強, 在惡劣的環(huán)境條件下仍能保持一定的種數(shù)和密度, 是惡劣環(huán)境評價較好的指示生物類群[76]。
除了類群數(shù)和個體數(shù)在生境中的變化, 功能群結(jié)構(gòu)也是研究城市綠地土壤動物群落的重要方向。葛寶明等研究表明, 植食性和腐食性大型土壤動物是城市綠地的重要類群, 其中植食性類群在個體數(shù)上占絕對優(yōu)勢, 而肉食性的類群數(shù)和個體數(shù)的比例較小, 大型土壤動物的垂直分布在城市綠地中存在明顯的表聚現(xiàn)象[77]。在功能群構(gòu)成上, 城市綠地土壤動物群落與其在成熟森林土壤中有較大差異,腐食性類群的個體數(shù)和生物量在成熟森林生態(tài)系統(tǒng)中占優(yōu)勢[78], 這說明城市綠地在受到人為干擾后, 改變了城市土壤動物的功能群結(jié)構(gòu)。
城市綠地土壤質(zhì)量是衡量城市環(huán)境質(zhì)量及城市生態(tài)系統(tǒng)健康, 影響城市生態(tài)系統(tǒng)功能發(fā)揮的一個重要指標。隨著我國城市化進程的日益加快, 由于不合理的人類活動的強烈干擾所引起的城市土壤質(zhì)量退化, 無論是在范圍上還是在程度上均比自然因子的影響要嚴重得多, 如不合理的城市土地利用造成土壤風蝕、水蝕, 導致土壤結(jié)構(gòu)破壞、土壤養(yǎng)分流失、土壤生物量減少及土壤污染(化學污染、有機污染)等現(xiàn)象, 這些作用最終導致城市土壤生產(chǎn)力下降、生物多樣性喪失進而危及城市的環(huán)境質(zhì)量和居民的健康[79]。鑒于城市綠地土壤質(zhì)量對城市生態(tài)環(huán)境及城市生態(tài)系統(tǒng)功能發(fā)揮的重要性, 對城市綠地土壤質(zhì)量進行合理的管理及科學、客觀的評價則可為城市資源的合理開發(fā)利用、城市的可持續(xù)發(fā)展和生態(tài)環(huán)境建設(shè)提供重要理論依據(jù)。世界上不少國家和地區(qū)已經(jīng)致力于對城市土壤質(zhì)量動態(tài)監(jiān)測方法和監(jiān)測系統(tǒng)的建設(shè), 我國也開始重視土壤質(zhì)量管理方法及技術(shù)等的研究, 如目前主要集中在土壤質(zhì)量評價體系(如評價方法、評價指標與質(zhì)量標準等)的建立、土壤質(zhì)量演變規(guī)律及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究、土壤質(zhì)量的動態(tài)監(jiān)測與預(yù)測、預(yù)警系統(tǒng)及土壤質(zhì)量的管理對策等。
針對目前對城市綠地土壤質(zhì)量管理的分析研究來看, 主要總結(jié)如下:
1)建立科學有效的城市綠地土壤質(zhì)量評價指標體系。城市綠地的土壤質(zhì)量主要是為滿足綠地植物的生長需要, 因此對城市綠地土壤質(zhì)量的評價也要圍繞綠地土壤是否能滿足綠地植物生長、發(fā)育需要的角度來進行[80]。如可從城市土壤的理化特性(土壤質(zhì)地、土壤容重、土壤電導率(EC值)、土壤pH值、土壤有機質(zhì)、土壤全氮、土壤有效磷及速效鉀等)、綠地植物的生長特性及綠地土壤的生物學特性(土壤微生物數(shù)量、微生物多樣性、微生物活性及土壤動物群落結(jié)構(gòu)等)等方面來考慮, 采用科學、合理、敏感、簡單易測的指標對城市綠地土壤質(zhì)量各指標進行綜合有效的評價。
2)制定科學合理的城市綠地土壤質(zhì)量評價方法。目前土壤質(zhì)量的評價方法國際上尚無統(tǒng)一標準, 也沒有固定的方法。需要綜合考慮生態(tài)系統(tǒng)的類型、土壤的功能及土地利用方式等, 另外與評價目的和評價尺度也有關(guān)。一般來說, 評價方法可以概括為定性評價(如土壤質(zhì)量卡)和定量評價(土壤質(zhì)量指數(shù)法、土壤質(zhì)量模型、模糊數(shù)學法、多元線性回歸及土壤相對質(zhì)量法等)[81–82]。其中定量評價應(yīng)用較廣, 以土壤質(zhì)量指數(shù)法為主, 可以評估管理措施對綠地土壤質(zhì)量的影響和監(jiān)測土壤質(zhì)量的動態(tài)變化。
3)建立適合本區(qū)域的城市綠地土壤質(zhì)量標準。以城市綠地土壤的生產(chǎn)力為核心, 根據(jù)不同的生產(chǎn)目標建立不同的綠地土壤質(zhì)量標準, 如生產(chǎn)綠色食品的蔬菜基地與公園綠地的土壤質(zhì)量標準就要有所差異, 因為蔬菜基地強調(diào)的是食物的健康、營養(yǎng)價值, 而公園綠地具有美化城市的作用, 它更體現(xiàn)游憩及美化欣賞價值, 它強調(diào)科學的規(guī)劃種植和各物種間的合理配置, 從而體現(xiàn)城市的整體環(huán)境水平及居民的生活質(zhì)量。我國地域遼闊, 土壤類型豐富, 土壤質(zhì)量不一, 所以在建立城市綠地土壤質(zhì)量標準時, 不能一概而論, 要從不同的生產(chǎn)目的、各城市發(fā)展水平及區(qū)域水平來考慮建立相應(yīng)的土壤質(zhì)量評價標準, 為城市綠地土壤質(zhì)量管理確立相應(yīng)的衡量尺度[79]。
4)采用先進的科學技術(shù)(如RS、GIS及計算機模擬技術(shù))及手段(如GPS監(jiān)測系統(tǒng))對城市土壤污染進行動態(tài)監(jiān)測預(yù)警及生態(tài)風險評估。及時建立城市綠地土壤質(zhì)量的動態(tài)數(shù)據(jù)庫及信息管理系統(tǒng), 模擬預(yù)測綠地土壤質(zhì)量的變化趨勢, 為城市綠地土壤質(zhì)量的管理提供科學依據(jù)。
5)樹立城市可持續(xù)發(fā)展的思想, 將城市綠地的土壤管理納入城市生態(tài)系統(tǒng)健康體系。城市綠地土壤是城市自然生產(chǎn)力的主體, 它直接影響著城市的發(fā)展與城市的生態(tài)環(huán)境質(zhì)量, 因此綠地土壤管理必須樹立土壤質(zhì)量的觀點, 建立在可持續(xù)發(fā)展的基礎(chǔ)之上, 精細管理, 使有限的城市綠地土壤資源受到保護, 能夠得到永續(xù)利用。另外, 應(yīng)將綠地土壤質(zhì)量與土壤管理納入城市生態(tài)系統(tǒng)健康評價體系中, 以系統(tǒng)、整體的觀點進行綠地土壤質(zhì)量管理[79]。
6)制定合理的城市綠地土壤質(zhì)量管理政策及各種法規(guī)條例, 有效保護現(xiàn)有有限的綠地土壤資源, 實現(xiàn)城市綠地土壤管理的標準化、規(guī)范化及可持續(xù)化。
隨著城市化水平的不斷提高和人們對環(huán)境意識不斷提升, 城市環(huán)境質(zhì)量越來越受到人們的關(guān)注。目前, 不同學科都注意到城市土壤環(huán)境質(zhì)量問題, 在這方面開展了大量的工作, 也取得了許多有意義的成果, 這些研究讓我們從不同的方面獲得了對城市綠地土壤變化和環(huán)境問題的新認識。而鑒于城市環(huán)境對城市生態(tài)系統(tǒng)影響的復(fù)雜性與多變性, 許多需要回答的問題仍然等著人們?nèi)ヌ剿? 因此, 在城市綠地土壤質(zhì)量方面今后還需加強以下幾方面的研究:
1)對城市綠地土壤生物學特性的研究。土壤化學和物理學指標雖然是土壤質(zhì)量指標的重要組成因素, 但沒有生物學性質(zhì)的指標, 評價指標將缺乏完整性[83], 因此近年來對土壤質(zhì)量評價的生物學指標越來越受到重視, 尤其是土壤微生物指標。土壤微生物(包括微生物生物量、土壤呼吸)是土壤質(zhì)量變化最敏感的指標, 土壤動物是土壤環(huán)境質(zhì)量和健康質(zhì)量的重要指示特征, 特別是無脊椎動物如線蟲、蚯蚓等能夠敏感地反映土壤中有毒物質(zhì)的含量, 很多研究建議將土壤動物研究與城市生態(tài)評價相結(jié)合, 并將其作為合理規(guī)劃城市綠地布局和設(shè)計綠地類型的一項參考指標[14]。所以, 在未來的研究工作中, 我們可以采用合適的統(tǒng)計學方法研究城市綠地土壤微生物及土壤動物的群落結(jié)構(gòu)、群落特征及其生物多樣性, 為城市綠地系統(tǒng)的生態(tài)規(guī)劃做出合理指導。
2)對城市綠地土壤-植物相互關(guān)系的研究。城市綠地是一個地上(植被)和地下(土壤)緊密連續(xù)的統(tǒng)一體, 土壤的理化特性會直接影響到植物的生長, 同樣, 通過植物的生理生態(tài)指標也可以間接反映土壤的養(yǎng)分特性及質(zhì)量狀況。如通過植物葉片重金屬的含量可以度量植物個體吸收污染物的能力, 同時反映城市土壤受污染的水平, 以說明城市植被在改善城市環(huán)境中的重要作用[84]。因此, 將土壤的基本數(shù)據(jù)與綠地植被群落的生理特征參數(shù)結(jié)合起來, 進而研究城市綠地植被與土壤的動態(tài)響應(yīng)和生理反饋機制, 以此來預(yù)測未來城市綠地的土壤質(zhì)量狀況, 從生理生態(tài)角度為合理的城市綠地生態(tài)系統(tǒng)規(guī)劃與建設(shè)提供理論參考。
另外, 在城市綠地植物研究中, 還應(yīng)注意由于城市綠地的人為管理和規(guī)劃直接導致了城市綠地植被的同質(zhì)性特征, 包括物種組成的同質(zhì)性和生理生態(tài)特征的相似性, 而物種的這種同質(zhì)化特征不利于植物應(yīng)對未來全球氣候變化的能力[85], 所以在未來城市綠地評價中應(yīng)該把植物的同質(zhì)性特征也逐漸作為重要的評價指標, 以指導城市綠地的景觀規(guī)劃建設(shè)。
3)對城市綠地土壤重金屬污染來源的研究。隨著城市化進程的加快, 城市土壤中重金屬污染問題也引起了社會的廣泛關(guān)注。因此, 在未來開展的城市土壤質(zhì)量研究中有必要對城市土壤重金屬污染問題展開全面、系統(tǒng)、深入的分析。如在研究內(nèi)容上開展如何鑒別城市土壤中重金屬的來源, 探討并利用新的技術(shù), 是未來城市土壤重金屬污染研究中需要解決的一個重要課題; 在研究方法上, 傳統(tǒng)的相關(guān)分析與定性描述已不能滿足進一步深入系統(tǒng)研究的需要[86], 而利用GIS技術(shù)結(jié)合多元統(tǒng)計方法, 能有效區(qū)分重金屬的人為來源或自然來源[87]; 同時通過同位素地球化學指紋方法, 也可以有效追蹤城市環(huán)境污染物的來源, 可以有效地進行城市土壤重金屬的判源分析[87]。此外, 積極開展城市土壤重金屬的潛在生態(tài)風險評價, 對城市綠地生態(tài)功能的評價與建設(shè)也具有一定的參考價值。
4)對城市綠地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的研究。因為城市綠地的土壤質(zhì)量直接影響著城市綠地植被, 而城市土壤和植被對城市環(huán)境生態(tài)功能的發(fā)揮及城市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的調(diào)節(jié)(水、營養(yǎng)物質(zhì)、碳排放及能量等)又具有重要支持作用。所以目前國內(nèi)外許多學者越來越重視城市綠地在城市生態(tài)系統(tǒng)中所發(fā)揮的重要生態(tài)服務(wù)功能, 如城市綠地的增長對城市小氣候的影響以及城市中不同土地利用類型的變化對保持城市發(fā)展及提高城市人口生活質(zhì)量的影響[88]; 一些學者利用GIS技術(shù)對我國城市土壤重金屬的污染水平采用生態(tài)風險評估, 以此來評價城市土壤質(zhì)量狀況及土壤重金屬(如Cu、Zn、Pb、Cd、Ni等)污染的空間分布特征[89]; Obade和Lal 認為精確的土壤質(zhì)量評價對于可持續(xù)農(nóng)業(yè)政策的設(shè)計、退化土壤的恢復(fù)、土壤有機碳模型的建立及環(huán)境的質(zhì)量改善至關(guān)重要, 采用RS數(shù)據(jù)集和GIS技術(shù)建立土壤質(zhì)量預(yù)測模型可為分析不同土壤性質(zhì)及不同空間尺度土壤質(zhì)量預(yù)測提供新的方法和機遇[90]; M’Ikiugu等利用GIS技術(shù)通過使用城市的景觀指標以及潛在的識別城市綠色空間的擴張趨勢來判別城市綠色空間的增長對城市人口生活質(zhì)量的影響[91]; 還有學者提出通過采用一些先進的管理決策支持系統(tǒng)對城市綠地生物多樣性進行合理的保護和管理, 以確保城市居民高質(zhì)量的生活保障[10]。由此可見, 未來對城市綠地的研究已不僅僅局限于對城市中的土壤、植物或微生物等單一特性的研究, 而是更加注重采用先進的技術(shù)和科學合理的土地管理來保障城市土壤質(zhì)量和城市居民的健康, 強調(diào)城市生態(tài)系統(tǒng)整體服務(wù)功能的發(fā)揮[92]及城市的可持續(xù)發(fā)展。
[1] 蘇泳嫻, 黃光慶, 陳修治, 等. 城市綠地的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究進展[J]. 生態(tài)學報, 2011, 31(23): 7287–7300.
[2] CARRUS G, SCOPELLITI M, LAFORTEZZA R, et al. Go greener, feel better? The positive effects of biodiversity on the well-being of individuals visiting urban and peri–urban green areas[J]. Landscape and Urban Plan, 2015, 134: 221–228.
[3] VRSCAJ B, POGGIO L, AJMONE-MARSAN F. A method for soil environmental quality evaluation for its management and planning in urban areas[J]. Landscape and Urban Planning, 2008, 88: 81–94.
[4] AJMONE-MARSAN F, BIASIOLI M. Trace elements in soils of urban areas[J]. Water Air & Soil Pollution, 2010, 213:121–143.
[5] ELLIS E C. Anthropogenic transformation of the terrestrial biosphere[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society A, Mathematical, Physical, and Engineering Sciences, 2011, 369: 1010–1035.
[6] KIMPE D, MOREL C R, LOUIS J. Urban soil management: A growing concern[J]. Soil Science, 2000, 165(1): 31–40.
[7] KABISCH N. Ecosystem service implementation and governance challenges in urban green space planning—the case of Berlin, Germany[J]. Land Use Policy, 2015, 42: 557–567.
[8] TSURUMI T, MANAGI S. Environmental value of green spaces in Japan: An application of the life satisfaction approach[J]. Ecological Economics, 2015, 120: 1–12.
[9] MALLER C, TOWNSEND M, PRYOR A, et al. Healthy nature healthy people: “Contact with nature” as an upstream health promotion intervention for populations[J]. Health Promotion International, 2006, 21(1): 45–54.
[10] LOPUCKI R, KIERSZTYN A. Urban green space conservation and management based on biodiversity of terrestrial fauna – A decision support tool[J]. Urban Forestry & Urban Greening, 2015, 14: 508–518.
[11] A.PENA F M C, LOBO B M J, GONZALEZ M. Annual and seasonal variability of metals and metalloids in urban and industrial soils in Alcala de Henares (Spain)[J]. Environmental Research, 2015, 136: 40–46.
[12] YANG Hanbae, DICK W A, MCCOY E L, et al. Field evaluation of a new biphasic rain garden for storm water flow management and pollutant removal[J]. Ecological Engineering, 2013, 54: 22–31.
[13] KABISCH N, HAASE D. Green spaces of European cities revisited for 1990-2006[J]. Landscape and Urban Planning, 2013, 110: 113–122.
[14] 張甘霖, 朱永官, 傅伯杰. 城市土壤質(zhì)量演變及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)[J]. 生態(tài)學報, 2003, 23(3): 539–546.
[15] 朱純, 熊詠梅, 賀漫媚, 等.廣州綠地土壤理化特性及其相關(guān)性[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2010, 19(8): 1868–1871.
[16] 鄒明珠, 王艷春, 劉燕. 北京城市綠地土壤研究現(xiàn)狀及問題[J]. 中國土壤與肥料, 2012, (3): 1–6.
[17] 郝瑞軍, 方海蘭, 沈烈英. 上海城市綠地土壤有機碳、全氮分布特征[J]. 南京林業(yè)大學學報:自然科學版, 2011, 35(6): 49–52.
[18] 李潮海, 王群, 郝四平. 土壤物理性質(zhì)對土壤生物活性及作物生長的影響研究進展[J]. 河南農(nóng)業(yè)大學學報, 2002, 36 (1): 32–37.
[19] BURGHARDT W. Soils in the urban and industrial environment[J]. Zeitschrift Fur Pflanzenernahrung Und Bodenkunde, 1994, 157: 205–214.
[20] POUYAT R V, YESILONIS I D, RUSSELL–ANELLI J, et al. Soil chemical and physical properties that differentiate urban land-use type and cover types[J]. Soil Science Society of America Journal, 2007, 71(3): 1010–1019.
[21] LEHMANN A, STAHR K. Nature and significance of anthropogenic urban soils[J]. Journal of Soils Sediments, 2007, 7(4): 247–256.
[22] POUYAT R, GROFFMAN P, YESILONIS I, et al. Soil carbon pools and fluxes in urban ecosystems[J]. Environmental Pollution, 2002, 116: S107–S118.
[23] 崔曉陽, 方懷龍. 城市綠地土壤及其管理[M]. 北京:中國林業(yè)出版社, 2001.
[24] 楊金玲, 張甘霖, 趙玉國, 等. 城市土壤壓實對土壤水分特征的影響--以南京市為例[J]. 土壤學報, 2006, 43(1): 33–38.
[25] 陳立新. 城市土壤質(zhì)量演變與有機改土培肥作用研究[J]. 水土保持學報, 2002, 16(3): 36–39.
[26] HAMAZ M A, ANDERSON W K. Soil compaction in cropping systems: A review of the nature, causes and possible solutions[J]. Soil & Tillage Research, 2005, 82: 121–145.
[27] JIM C Y. Physical and chemical properties of a Hong Kong roadside soil in relation to urban tree growth[J]. Urban Ecosystems, 1998, 2: 171–181.
[28] 項建光, 方海蘭, 楊意, 等. 上海典型新建綠地的土壤質(zhì)量評價[J]. 土壤, 2004, 36(4): 424–429.
[29] 黃青. 合肥城市綠地土壤特性研究[D]. 合肥: 安徽農(nóng)業(yè)大學, 2009:13–17.
[30] 伍海兵. 城市綠地土壤物理性質(zhì)特征及其改良研究[D]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學, 2013: 13–14.
[31] 叢曉峰, 劉立成, 王宇超, 等. 不同干擾對城市綠化用地土壤物理性質(zhì)的影響[J]. 中國農(nóng)學通報, 2015, 31(28): 166–172.
[32] 陳洪. 重慶市主城區(qū)城市綠地土壤質(zhì)量評價研究[D]. 重慶: 西南大學, 2013: 25–27.
[33] 陶曉. 城市綠地土壤碳儲量及碳通量研究[D]. 合肥: 安徽農(nóng)業(yè)大學, 2012: 17–20.
[34] HALVORSON J J, MCCOOL D K, KING L G. Overwinter changes to tracked vehicle ruts, Yakima Training Center, Washington[J]. Journal of Terramechanics, 2001, 38(7): 133–151.
[35] 喬紅波, 張慧, 高瑞, 等. 三門峽煙區(qū)土壤 pH 時空變異特征[J]. 中國煙草科學, 2010, 31(4): 48–51.
[36] 李志國, 張過師, 劉毅, 等. 湖北省主要城市園林綠地土壤養(yǎng)分評價[J]. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2013, 24(8): 2159–2165.
[37] 張甘霖, 趙玉國, 楊金玲, 等. 城市土壤環(huán)境問題及其研究進展[J]. 土壤學報, 2007, 44(5): 925–933.
[38] 顏衡祁. 湖南省主要城市園林綠地土壤養(yǎng)分評價[J]. 中國農(nóng)學通報, 2015, 31(22): 213–217.
[39] 成兆文, 孫曉杰, 李冬秀, 等. 桂林市公園土壤肥力調(diào)查與評價[J]. 桂林理工大學學報, 2015, 35(2) : 370–375.
[40] 徐一鳴, 張超, 庫偉鵬, 等. 諸暨市不同綠地系統(tǒng)群落學特征與土壤養(yǎng)分的比較[J]. 浙江農(nóng)林大學學報, 2015, 32( 4) : 537–544.
[41] 袁大剛, 付帥, 馮丕, 等. 成都西部不同交通環(huán)線區(qū)域綠地土壤肥力特征比較研究[J]. 土壤, 2015, 47(1): 55–62.
[42] 劉艷. 北京市崇文區(qū)綠地表層土壤質(zhì)量研究與評價[D]. 北京: 中國林業(yè)科學研究院, 2009 : 46–48.
[43] STROGANOVA M N. Soils of Moscow and Urban Environment[M]. Moscow: Russian Federation, 1998.
[44] 劉廣明, 楊勁松. 土壤含鹽量與土壤電導率及水分含量關(guān)系的實驗研究[J]. 土壤通報, 2001, 32(z1): 85–87.
[45] 趙興征, 朱國營, 劉晨峰, 等. 杭州城市區(qū)域土壤性狀的空間變異[J]. 城市環(huán)境與城市生態(tài), 2011, 24(3): 23–25, 29.
[46] CRAUL P J. Urban soils: applications and practices[M]. New York, USA: John Wiley & Sons Inc, 1999.
[47] 盧瑛, 龔子同, 張甘霖. 南京城市土壤磷的形態(tài)和吸附-解吸特征[J]. 土壤通報, 2003, 34(1): 40–43.
[48] 王美青, 章明奎. 杭州市城市和郊區(qū)各功能區(qū)土壤的性質(zhì)比較[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學報, 2004, 16(6): 377–380.
[49] ZHANG Ganlin, BURGHARDT W, YANG Jinling. Chemical criteria to assess risk of phosphorus leaching from urban soils[J]. Pedosphere, 2005, 15(1): 72–77.
[50] CHEN Fang, LU Jianwei, ZHANG Mingchu, et al. Mulberry nutrient management for silk production in Hubei Province of China[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 2009, 172(2): 245–253.
[51] 包兵, 吳丹, 胡艷燕, 等. 重慶主城區(qū)市街綠地土壤肥力質(zhì)量評價及管理對策[J]. 西南大學學報:自然科學版, 2007, 29 (11) : 100–105.
[52] CYNTHIA C A, RAYMOND Y N. Aspects of kaolinite characterization and retention of Pb and Cd[J]. Applied Clay Science, 2002, 22: 39–45.
[53] 秦魚生, 涂仕華, 馮文強, 等. 成都平原水旱輪作種植下土壤養(yǎng)分特性空間變異研究[J]. 土壤學報, 2008, 45(2): 355–359.
[54] GRZEBISZ W, CIESLA L, KOMISAREK J, et al. Geochemical assessment of heavy metals pollution of urban soils[J]. Polish Journal of Environmental Studies, 2002, 11(5): 493–499.
[55] MALIK R N, JADOON W A, HUSAIN S Z. Metal contamination of surface soils of industrial city Sialkot, Pakistan: a multivariate and GIS approach[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2010, 32: 179–191.
[56] LI Xiangdong, POON C S, LIU Puisum. Heavy metal contamination of urban soils and street dusts in Hong Kong[J]. Applied Geochemistry, 2001, 16(11/12): 1361–1368.
[57] 盧德亮, 喬璐, 陳立新, 等. 哈爾濱市區(qū)綠地土壤重金屬污染特征及植物富集[J]. 林業(yè)科學, 2012, 48(8): 16–24.
[58] 李曉燕, 陳同斌, 雷梅, 等. 不同土地利用方式下北京城區(qū)土壤的重金屬累積特征[J]. 環(huán)境科學學報, 2010, 30 (11): 2285–2293.
[59] 楊杰, 李寧. 不同土地利用下城市土壤Cd 重金屬累積特征—以貴陽市為例[J]. 貴州科學, 2015, 33( 4) : 65–68.
[60] 吳新民, 潘根興. 城市不同功能區(qū)土壤重金屬分布初探[J]. 土壤學報, 2005, 42 (3): 513–517.
[61] 史正軍, 吳沖, 盧瑛. 深圳市主要公園及道路綠地土壤重金屬含量狀況比較研究[J]. 土壤通報, 2007, 38 (1): 133–136.
[62] 高鵬, 劉勇, 蘇超. 太原城區(qū)周邊土壤重金屬分布特征及生態(tài)風險評價[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2015, 34(5): 866–873.
[63] 徐福銀, 胡艷燕. 重慶市不同功能區(qū)城市綠地土壤重金屬分布特征與評價[J]. 土壤通報, 2014, 45(1): 227–231.
[64] 蔡立梅, 馬瑾, 周永章, 等. 東莞市農(nóng)業(yè)土壤重金屬的空間分布特征及來源解析[J]. 環(huán)境科學, 2008, 29(12): 3496–3502.
[65] 謝正苗, 李靜, 徐建明, 等. 杭州市郊蔬菜基地土壤和蔬菜中 Pb、Zn 和 Cu 含量的環(huán)境質(zhì)量評價[J]. 環(huán)境科學, 2006, 27(4): 742–747.
[66] 徐福銀. 上海典型城市綠地土壤污染特征分析[D]. 哈爾濱: 東北林業(yè)大學, 2011:14–27.
[67] 唐玉姝, 魏朝富, 顏廷梅, 等. 土壤質(zhì)量生物學指標研究進展[J]. 土壤, 2007, 39 (2): 157–163.
[68] ROGERS B F, TATE R L. Temporal analysis of the soil microbial community along a top sequence in Pine land soils[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2001, 33(10):1389–1401.
[69] PATAKI D E, ALIG R J, FUNG A S, et al. Urban ecosystems and the North American carbon cycle[J]. Glob Change Biology, 2006, 12(11): 1–11.
[70] BYRNE L B. Habitat structure: a fundamental concept and framework for urban soil ecology[J]. Urban Ecosystems, 2007, 10: 255–274.
[71] 盧瑛, 馮宏, 甘海華. 廣州城市公園綠地土壤肥力及酶活性特征[J]. 水土保持學報, 2007, 21(1): 160–163.
[72] 劉艷, 王成, 彭鎮(zhèn)華, 等. 北京市崇文區(qū)不同類型綠地土壤酶活性及其與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系[J]. 東北林業(yè)大學學報, 2010, 38 (4): 66–70.
[73] 王振中, 張友梅, 邢協(xié)加. 土壤環(huán)境變化對土壤動物群落影響的研究[J]. 土壤學報, 2002, 39(6): 892–897.
[74] MCINTYRE N E, RANGO J, FAGAN W F, et al. Ground arthropod community structure in a heterogeneous urban environment[J]. Landscape and Urban Planning, 2001, 52(4):257–274.
[75] 王金鳳, 由文輝, 易蘭. 上海寶鋼工業(yè)區(qū)凋落物中土壤動物群落結(jié)構(gòu)及季節(jié)變化[J]. 生物多樣性, 2007, 15(5): 463–469.
[76] 劉漫萍, 劉武惠, 崔志興, 等. 上海城市綠化帶土壤蜱螨目群落結(jié)構(gòu)與生物指標[J]. 生態(tài)學雜志, 2007, 26(10): 1555–1562.
[77] 葛寶明, 張代臻, 張華彬, 等. 鹽城市春季幾種城市綠地大型土壤動物群落結(jié)構(gòu)與功能群[J]. 生態(tài)學雜志, 2012, 31(1) : 87–92.
[78] 黃麗榮, 張雪萍. 大興安嶺北部森林生態(tài)系統(tǒng)土壤動物的功能類群及其生態(tài)分布[J]. 土壤通報, 2008, 39(5) : 1017–1022.
[79] 張海林. 土壤質(zhì)量與土壤可持續(xù)管理[J]. 水土保持學報, 2002, 16(6): 119–122.
[80] 方海蘭, 陳玲, 黃懿珍, 等. 上海新建綠地的土壤質(zhì)量現(xiàn)狀和對策[J]. 林業(yè)科學, 2007, 43(s1): 89–94.
[81] 房全孝. 土壤質(zhì)量評價工具及其應(yīng)用研究進展[J]. 土壤通報, 2013, 44(2): 496–504.
[82] 黃勇, 楊忠芳. 土壤質(zhì)量評價國外研究進展[J]. 地質(zhì)通報, 2009, 28(1): 130–136.
[83] 方海蘭. 園林土壤質(zhì)量管理的探討-以上海為例[J]. 中國園林, 2000, 16(6): 85–87.
[84] GRATANI L, CRESCENTE M F, VARONE L. Long-term monitoring of metal pollution by urban trees[J]. Atmospheric Environment, 2008, 42 (35): 8273–8277.
[85] 毛齊正, 羅上華, 馬克明, 等. 城市綠地生態(tài)評價研究進展[J]. 生態(tài)學報, 2012, 32(17): 5589–5600.
[86] 李曉慶, 胡雪峰, 孫為民, 等. 城市土壤污染的磁學監(jiān)測研究[J]. 土壤, 2006, 38(1): 66–74.
[87] 常向陽, 朱炳泉, 陳毓蔚, 等. 元素-同位素示蹤在環(huán)境科學研究中的應(yīng)用[J]. 廣州大學學報: 自然科學版, 2002, 1(3): 67–70.
[88] BUYADI S N A, MOHD W M N W, MISNI A. Green Spaces Growth Impact on the Urban Microclimate[J]. Procedia–Social and Behavioral Sciences, 2013, 105: 547–557.
[89] WANG Meie, BAI Yanying, CHEN Weiping, et al. A GIS technology based potential eco-risk assessment of mentals in urban soils in Beijing, China[J]. Environmental Pollution, 2012, 161: 235–242.
[90] OBADE V D P, LAL R. Assessing land cover and soil quality by remote and sensing and geographical information systems (GIS)[J]. Catena, 2013, 104(5): 77–92.
[91] M’IKIUGU M M, KINOSHITA I, TASHIRO Y. Urban Green Space Analysis and Identification of its Potential Expansion Areas[J]. Procedia–Social and Behavioral Sciences, 2012, 35(35): 449–458.
[92] LI Feng, LIU Xusheng, ZHANG Xiaoling, et al. Urban ecological infrastructure: an integrated network for ecosystem services and sustainable urban systems[J]. Journal of Cleaner Production, 2016, 2: 1–7.
Research summary and prospect of urban green space soil quality in China
QIN Juan1, XU Kefu2, *
1. School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China 2. School of Forestry and Landscape Architecture, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China
The urban green soil is an important ecological barrier to protect the urban environment, and it plays an important role in the urban ecosystem service function and the improvement of the environment. Compared with the natural soil, the soil properties of urban green soil had changed remarkably. The urbanization process not only changed the physical and chemical properties of urban green space soil, but also had a profound impact on the biological properties and soil carbon pool.However, the spatial variability of these impacts in urban areas varied with functional areas and land use types. In this paper, the research status of soil quality in urban green space is reviewed in recent years, and discussed mainly from the physicochemical properties and biological properties of the urban green soil. And the prospect for future study on soil quality of urban green space was put forward, in order to provide a theoretical reference for landscape planning of urban green space system and improvement of soil environmental quality.
urban green space; soil quality; soil physical and chemical properties; soil heavy metal pollution; soil biological characteristics
S157.2
A
1008-8873(2018)01-200-11
2016-05-12;
2016-06-04
安徽農(nóng)業(yè)大學校人才科研啟動基金(2014-6); 安徽省自然科學基金資助項目(1408085QC57); 安徽省教育廳高校省級優(yōu)秀青年人才基金項目(2012SQRL058)。
秦娟(1979—), 女, 陜西華縣人, 博士, 講師, 主要從事植物及土壤生態(tài)學研究, E-mail: qjj814@126.com
許克福, 男, 博士, 教授級高級工程師, 主要從事風景園林規(guī)劃設(shè)計及森林城市規(guī)劃與綠地系統(tǒng)規(guī)劃研究, E-mail:xkf69@163.com
10.14108/j.cnki.1008-8873.2018.01.027
秦娟, 許克福. 我國城市綠地土壤質(zhì)量研究綜述與展望[J]. 生態(tài)科學, 2018, 37(1): 200-210.
QIN Juan, XU Kefu. Research summary and prospect of urban green space soil quality in China[J]. Ecological Science, 2018, 37(1): 200-210.