我国城市绿地土壤质量研究综述与展望
2018-03-30秦娟许克福
秦娟, 许克福
我国城市绿地土壤质量研究综述与展望
秦娟1, 许克福2, *
1. 安徽农业大学资源与环境学院, 合肥 230036 2. 安徽农业大学林学与园林学院, 合肥 230036
城市绿地土壤是保护城市环境的一个重要生态屏障, 在发挥城市生态系统服务功能及改善环境方面具有重要作用。与自然土壤相比, 城市绿地的土壤性质发生了显著变化, 城市化过程不仅改变了城市绿地土壤的理化性质, 更对城市土壤的生物学属性及土壤碳库产生深刻影响, 而这些影响在城市随着功能区及土地利用类型的差异呈现出较大的空间变异。文章对近年来我国城市绿地土壤质量研究现状进行了综述, 主要从城市绿地土壤理化特性及生物学特性等方面展开论述, 并提出了未来我国城市绿地土壤质量研究的展望, 以期为城市绿地系统景观规划及土壤环境质量的改善提供理论参考。
城市绿地; 土壤质量; 土壤理化特性; 土壤重金属污染; 土壤生物学特性
1 前言
城市绿地是以土壤为基质、以植被为主体、以人类干扰为特征, 并与微生物和动物群落协同共生的人工生态系统, 作为城市绿色生态基础设施, 它通过一系列的生态效应, 在净化城市空气、改善城市气候、增强城市抗灾能力、维持城市生物多样性和改善环境等方面, 维护着城市生态系统的平衡, 在城市中具有不可替代的生态功能[1–2]。城市绿地土壤作为植物生长的介质, 其质量直接影响着植物的健康生长以及生态效益、景观功能的发挥[3], 因此, 提高城市绿地土壤质量是充分发挥城市绿地生态效益的重要措施之一。城市化过程中, 由于人为活动的强烈干扰, 城市土壤经常会受到持续积累的持久性有毒物质如重金属的影响, 因而使得城市绿地在土壤物理性质、化学性质及生物学特性等方面都发生了显著变化, 使之不同于自然土壤[4–5]。随着生态城市概念的提出, 人们日益注意到城市绿地土壤所发挥出的生态效应及环境价值, 目前研究城市绿地土壤的生态功能已成为景观生态学、城市绿地与景观规划及城市园林生态学的热点。从20世纪90年代到现在, 全球范围内对于城市绿地的关注越来越多[6]。国外学者更多的从城市土壤的重金属污染特性、城市绿地的生态系统服务功能[7–8]以及城市绿地对生物多样性的影响[9–10]等方面做了许多研究。如A. Peña等对西班牙的城市土壤和工业土壤的重金属特性研究发现, 工业区土壤重金属浓度高于城市, 尤其是镉、铜、铅、锌在Alcala城市土壤中浓度较高, 分析认为这可以归因于交通排放, 而砷、镍等则主要来自于工业排放[11]。为了了解城市土壤中重金属对人类健康的潜在风险, 宜应对城市土壤重金属污染状况进行定期监测。Yang等研究发现, 城市绿地可以有效减少地表径流及地面径流污染物的浓度, 对城市中的水循环具有重要影响[12]。Kabischa等对202个欧洲城市绿地从1990-2006年的分析研究发现, 城市绿地的增加可以有效降低城市中的空气污染、噪音等, 增加城市的休闲娱乐功能, 从而有助于保持城市居民的生活质量[13]。日本学者也将注意力更多的关注到了城市绿地所发挥出的环境价值的评估研究[8]。相比较而言, 我国学者则主要侧重城市化过程所导致的城市土壤的物理性状、化学性状及生物学特征的显著改变。本文主要总结了我国现有城市绿地土壤质量方面的研究, 分析目前的研究现状, 并提出对未来城市绿地土壤研究的展望, 以期为我国城市绿地土壤质量的评价及绿地系统的规划及景观功能的发挥提供理论参考。
2 城市绿地土壤理化特性研究
城市绿地土壤是城市植物的生长介质和养分的供给者, 是土壤微生物的栖息地, 更是城市污染物的汇集地和净化器, 对维持良好的城市生态环境以及可持续发展具有重要意义[14]。我国城市化进程发展中, 城市的扩张以经济高度集中、资源高强度利用和物质快速循环为标志, 比较注重城市发展的经济效应或景观效应的发挥, 而缺少对城市生态功能的维护。据北京、上海、广州、重庆等一些大中小城市对绿地土壤的研究, 我国土壤质量普遍存在土壤pH较高, 养分贫瘠、容重偏高、土壤通气性能差等缺陷[15-17], 土壤质量已经成为限制我国城市绿化发展的主要限制因子。
2.1 土壤物理特性研究
土壤物理性质是影响植物生长发育的重要因素, 不同的土壤物理性质会造成土壤水、气、热的差异, 影响土壤中矿质养分的供应状况[18]。城市绿地土壤由于受到人为活动的长期扰动, 导致其性质发生显著改变, 如绿地土壤作为城市土壤的一部分, 在城市绿化建设中其土壤来源复杂, 土层分异不连续, 土壤在空间上变异十分明显, 在较短的距离内会出现完全不同的土壤类型[19], 且城市土壤中表土层经常被移走或被底层土掩埋, 土层中经常掺入生土, 导致其土层破碎, 变异较大; 城市土壤中人工杂质也较多, 如大量的砾石、建筑垃圾、生活废弃物、碎砖块、煤渣、木炭、金属以及工业废弃物等, 这些都直接导致了城市土壤结构破坏、物理性质变差, 改变了土壤原来的微生态环境。
土壤压实和板结也是城市土壤的物理特性之一[20]。由于城市人口密度大, 绿地通常会遭到人为的践踏, 造成土壤普遍压实, 土壤因紧实减少了总空隙度, 降低了土壤孔隙比例, 导致土壤结构严重破坏, 通气性变差, 良好的团粒结构被破坏, 取而代之以理化性能差的块状或片状结构, 且这种影响不仅局限于表层土壤, 也会影响到深层土壤[21], 由于这种结构不利于土壤通气、排水及有效水分的储存, 直接影响了绿地植物根系的生长。因土壤的压实, 使植物根系难以深入土壤亚表层, 同时也限制了土壤动物的进入, 这样一方面影响了城市树木的生长, 更重要的是影响了土壤元素生物化学循环, 从而对土壤碳库产生负作用[22], 这种作用继而又影响了城市土壤质量及生态景观功能的发挥[23]。
2.1.1 土壤容重
土壤容重通过对土壤孔隙状况的影响调节着土壤水分入渗情况及土壤持水能力。同质地土壤随容重的增加, 团粒结构失调、孔隙度减小、土壤变得紧密坚实, 从而影响水分入渗[24]。一般城市绿地土壤比农林业土壤容重高18%—94%, 总孔隙度降低13%—52%[25], 欧洲很大一部分土壤存在压实现象[26],香港城市土壤压实严重, 有效水含量低, 已严重影响到植物的生长[27], 而上海、北京、深圳等大中城市的调查也显示土壤物理性质的恶化是植物生长不佳的主因[28]。
不同绿地类型对土壤容重影响显著。合肥市区绿地表层土壤容重均值为1.42 g·cm-3, 明显高于近郊森林公园(1.26 g·cm-3), 容重在1.3 g·cm-3以上的绿地占85.5%。其大小为: 道路>环城公园>校园≈蜀山森林公园, 分析认为这是由于人为搅动和游人频繁践踏, 导致道路和公园土壤紧实, 总孔隙度减少, 因而容重偏大, 而校园绿地和蜀山森林公园土壤人为践踏较少, 所以其容重较小[29]。伍海兵研究发现, 上海辰山植物园土壤容重均值为1.42 g·cm-3, 所取样品中73.08%的土样容重显著高于绿化土壤对容重的要求(1.35g·cm-3)[30]。丛晓峰等研究发现, 西安植物园新区土壤平均容重为1.52 g·cm-3, 土壤总孔隙度及通气孔隙度明显偏低[31]。重庆市主城区绿地土壤容重均值为1.42 g·cm-3, 其中土壤中有66.8%的土样容重大于1.35g·cm-3, 还有12.9%的土壤容重超过1.60 g·cm-3, 而当土壤容重超过1.60g·cm-3时, 会严重影响植物根系的生长, 这说明重庆市绿地土壤存在遭受人为践踏等压实严重的问题, 土壤保水和通气性能差, 不利于植物的生长, 而且还会影响雨水和灌溉水的入渗及其在土体中的分布[32]。
2.1.2 土壤含水率
土壤含水率对养分循环、植株生长、微生物活性等均产生重要影响。合肥市0—30 cm城区各绿地类型土壤含水率明显低于森林公园土壤含水率, 即近郊森林公园(30.35%)>校园绿地(23.61%)>公园绿地(22.97%)>居住区绿地(22.60%)>道路绿地(22.06%)>工厂绿地(21.91%), 不同绿地类型对土壤含水率影响差异显著[33]。Halvorson等研究表明, 压实土壤与未压实土壤的饱和含水率相比明显较低[34], 土壤物理性质的恶化不仅直接影响植物生长外, 还影响土壤水分运移, 降低土壤入渗能力, 另外加上由于裸露的土壤表面受到压实往往会形成阻止水分渗透的结壳层, 显著提高地表径流, 从而导致降雨集中时造成短时间内的洪涝。
2.2 土壤化学特性研究
2.2.1 土壤酸碱性及电导率
土壤酸碱性能够影响土壤营养元素的赋存形态及它们对植物的有效性, 微生物的数量、组成和活性。植物适宜生长的pH 值一般为6.5—7.5, 较低的 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 则易导致土壤微量元素 Fe、Mn、B 变为植物难以吸收的状态[35], 而高pH 值正是城市绿地土壤的共性[36, 37]。合肥城区内97.2%的绿地土壤pH 值大都在7.5以上, 呈碱性或强碱性(道路绿地、居住区绿地、校园绿地)[33]。湖南省主要城市园林绿地平均pH 7.8 (4.8—8.9), 高于园林土壤的理想范围pH 4.0—6.0[38]。桂林市公园土壤 pH 值平均为7. 61, 变幅为5. 45—8. 51, 土壤整体上呈弱碱性[39]。与自然土壤相比诸暨市土壤 pH 值趋向中性或碱性[40]。成都市绿地土壤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农业土壤pH 平均值6.95, 表现出明显的碱性化趋势[41]。北京城市绿地土壤pH 值基本在7.5以上, 其中大部分在8.0—8.5之间, 部分地点土壤pH 超过9.0[42]。重庆市绿地土壤 pH 值变幅在4.5—8.8之间, 其中酸性、中性土壤只占20.2%, 其余全为石灰性土壤, pH 值在8.0以上占52.1%, 城市绿地土壤趋于石灰化[32], 出现这种情况可能与城市绿地土壤大部分为建筑回填土, 其中混有建筑废弃物、水泥、砖块或其它碱性混合物, 以及大量含碳酸盐灰尘的沉降, 土壤中碳酸盐与碳酸反应形成重碳酸盐等因素有关[43]。
土壤电导率(EC)对土壤质地、土壤孔隙、有机质含量及土壤养分可利用性等具有指示作用[44]。黄青研究表明, 合肥城区绿地0—10 cm土层土壤EC 的变幅为52.6—769.0 μS·cm-1, 平均值为189.0 μS·cm-1, 绿地植物能正常生长的土壤EC范围为35—200 μS·cm-1, 合肥绿地表层土壤EC 高于200 μS·cm-1占29.2%, 明显高于近郊森林公园[29]。绿地表层土壤EC 的提高主要是由于在表层土壤中混入较多的生活垃圾及建筑垃圾, 使土壤中可溶性盐分含量增加, EC 值增大, 而EC 值过高容易造成土壤生理干旱, 导致植物长势很差或基本死亡。
2.2.2 土壤有机质
土壤有机质既是植物矿物质营养和有机营养的源泉, 也是土壤中异养微生物的能源物质, 城市绿地土壤中常混杂着底土或生土, 其有机质和养分(尤其速效养分)含量一般都很低。因为城市绿地土壤上的残落物, 大部分都被随时清除, 很少回归到土壤中, 土壤和植物的养分循环被切断, 这样年复一年, 使绿地土壤的有机质和养分趋于枯竭。土壤有机质含量过低, 不但产生养分缺乏, 供肥和保肥性下降, 而且土壤的抗干扰能力也会下降。赵兴征等研究表明, 杭州市城区土壤的空间异质性明显, 受人类活动的影响, 城市土壤有机质含量显著降低[45]。颜衡祁对湖南省主要城市园林绿地土壤养分研究发现, SOM 范围0.8—19.5 g·kg-1, 平均6.9 g·kg-1, 低于园林土壤SOM 的理想值10 g·kg-1[38]。李志国等对湖北省主要城市园林绿地土壤养分研究发现, 湖北省城市土壤有机质含量仅为6. 7 g·kg-1, 显著低于园林植物所需土壤有机质含量临界值( 10 g·kg-1) , 且显著低于该地区其他生态系统的土壤有机质含量, 如农田生态系统( 23 mg·kg-1) 和森林生态系统( 31 mg·kg-1)[36]。成兆文等对桂林市公园土壤肥力调查研究发现, 76. 92% 的公园土壤未达到全国农田土壤有机质平均值(23. 72 g·kg-1)[39]。徐一鸣等对诸暨市不同绿地系统土壤养分研究发现, 与自然土壤相比, 公园绿地和居住区绿地土壤有机质含量都较低[40]。陈洪研究发现, 重庆市主城区绿地土壤有机质均值为14.4 g·kg-1, 36.5%的绿地土壤无法达到土壤有机质含量标准(小于10 g·kg-1为土壤质量不合格), 重庆市绿地土壤有机质总体处于缺乏水平, 其中36.5%的土壤有机质含量水平处于缺乏状态, 43.6%的土壤处于极度缺乏状态[32]。
2.2.3 土壤养分特性
土壤养分水平是反映土壤供给植物必需的矿质营养能力的重要指标, 不同地区各类型城市绿地土壤中氮、磷、钾含量变异性较大。北京城区绿地土壤全氮含量多集中在0.5—1.00 g·kg-1水平, 道路绿地、防护绿地和附属绿地全氮含量较低, 多小于0.5 g·kg-1[16]。重庆市绿地土壤全氮含量均值为 0.786 g·kg-1, 其中72.4%的绿地土壤处于氮素营养缺乏的水平, 48.0%的土壤处于极度缺乏[32]。合肥城区绿地0—10 cm土层土壤全氮量均值为1.43g·kg-1, 全氮量在2.50 g·kg-1以下的占 91.3%, 其全氮量最大值出现在蜀山森林公园, 而最小值出现在人为践踏严重, 无凋落物层的草坪区, 大小顺序为: 蜀山森林公园>环城公园≈校园>道路, 分析认为这是由于森林中人为干扰较小, 植物凋落物分解的养分能够及时归还到土壤中, 而在城市绿地的土壤管理中, 由于卫生、防火或美观等原因, 植物的凋落物及被修剪的枝叶会被人为及时清除, 从而减少了土壤物质的输入[46], 使得土壤中因植物生长而消耗的养分得不到有效补充, 造成了土壤含氮量减少[29], 其次, 城市土壤植被覆盖率相对较低, 降水引起的地表径流较大, 也容易引起土壤养分元素的流失。
合肥城区绿地0—10 cm层土壤全磷量均值为903.68 mg·kg-1, 各调查区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现在城市行道树下, 认为这可能与城市中建筑和生活垃圾的混入以及污水的灌溉有关, 从而导致了城市绿地磷素的富集[29]。南京城市土壤趋向碱性并具有明显的富磷特征[47]; 杭州市区土壤趋向碱性化, 城市土壤具有明显的富磷特征[48], 国外的研究结果同样也证实了这一点[27]。土壤中高浓度的磷素对环境会产生很大威胁, 当磷素的含量超过某一警戒值时, 磷素向环境的释放量就会骤增, 从而对城市水体造成潜在的风险[49]。
湖北省主要城市土壤速效K 含量在33.7—507.3 mg·kg-1, 均值为124.8 mg·kg-1, 其城市土壤速效K含量并不缺乏, 处于中等水平, 且高于该区郊区农田平均水平( 79.3 mg·kg-1)[50], 其中不同地形城市土壤速效K 含量差异显著, 如平原城市绿地土壤速效K含量显著高于山地, 但不同功能区之间差异较小[36]。湖南省主要城市园林绿地AK 含量124.9 mg·kg-1(33.8—508.6 mg·kg-1), 高于园林土壤AK的理想值78 mg·kg-1 [38]。同样, 包兵等也曾报道, 重庆城市土壤速效K 也有此现象, 推测这可能与城市典型土壤环境有关[51]。因为城市土壤往往钙离子含量较高, 而二价钙离子比单价阳离子具有更高的表面电荷密度和阳离子交换作用, 吸附能力强[52], 可以从土壤胶体上将交换性 K 离子替换下来, 从而增加土壤 K 的有效性。成都土壤速效 K含量在25.5—186.6 mg·kg-1, 平均值为79.4 mg·kg-1, 略高于成都平原区广汉市发育于沱江冲积物的再积黄泥水稻土0—25 cm土层速效K含量72.2 mg·kg-1[53], 认为这可能与城市土壤pH 升高有关, 中性及碱性土有效K含量一般较高[41]。
2.2.4 土壤重金属污染特性
由于重金属是一类持久性强的有毒污染物, 进入城市土壤环境后不能被生物降解, 不仅影响到植被的生长和生物多样性的丧失, 也会通过食物链循环和人体接触等形式直接危害人体健康和城市生态系统[54-55]。城市土壤重金属主要来源于城市的废弃物处理、交通运输、采矿和冶炼、发电厂及化石燃料燃烧等, 如城市土壤中的Pb 来源于机动车排放的尾气, Zn 来源于机动车轮胎磨损产生的含Zn 粉尘, 交通和工业活动是城市土壤中Cu、Zn、Pb 污染的主要来源, Hg 污染的主要来源是工业生产过程中(如金属冶炼、水泥生产、玻璃、陶瓷等)失散的Hg蒸汽及燃料燃烧过程中排入大气的Hg[56]。
城市土壤重金属污染主要涉及Cu、Zn、Pb 和Hg, 这几种元素是典型的“城市重金属”[57], 其他元素的富集并不明显, 但不同功能区土壤重金属含量有所差异。如北京城市土壤Cu、Zn、Pb 浓度均显著高于北京市土壤背景值, 其中行道树绿带土壤Zn、Pb、Cr 含量较高, 居住绿地土壤Cu、Zn 含量较高, 公园绿地土壤重金属污染相对轻于前两类绿地; 土壤Pb 含量从市中心向四周郊区呈同心圆逐渐降低的趋势, Cr 和Ni 的浓度, 与土壤背景值相比变化较小[42, 58]。贵阳市土壤重金属Cd 平均含量为0.984 mg·kg-1, 显著高于贵州省土壤背景值, 土壤中Cd 存在一定积累, 其中城市工业区土壤的Cd 含量最高(1.48 mg·kg-1), 广场及住宅区土壤Cd 含量最低(0.645 mg·kg-1), 分析认为贵阳市土壤重金属污染主要与工业活动、交通运输和燃煤有关[59]。南京市土壤重金属Pb 和Cd 在矿冶区含量最高, 而Cu 和Zn 以老居民区、商业区含量较高, 城市绿地Zn 含量较高[60]。深圳城市公园道路绿地土壤受到不同程度的Zn、Cu、Pb、Cd 污染, 其中, 土壤Zn、Cu、Pb平均含量道路绿地高于公园绿地, 而Cd含量则为公园绿地高于道路绿地, 土壤重金属含量已达到对人体健康产生潜在危险的水平[61]。太原市城区周边的土壤重金属元素 Zn、Cr、Hg、Pb、Cd 的均值都超过了山西省土壤背景值, 其中 Hg 和 Cd 的均值分别是背景值的 4.5 倍和2.4倍, 其中化工类企业、矿石类企业是多种土壤重金属的主要排放源[62]。重庆市城市重金属含量变异系数大小为: Cu > Pb > Zn > Cr, 其中不同功能区土壤重金属含量表现不同, 居住区土壤 Cu、Zn 和 Cr 的含量小于重庆市土壤背景值, 无明显的积累, 未造成污染, 而 Pb 的含量略大于土壤背景值, 出现轻微的累积, 应注意避免丢弃含重金属的电池、金属器材等日常垃圾的污染; 休闲区土壤中 Cu、Zn、Pb 和 Cr的平均含量小于土壤背景值, 土壤环境质量好, 未出现重金属污染; 交通区和商业区土壤中 Cu、Zn 和 Pb的平均含量都超过土壤背景值在土壤中已经造成累积, 出现不同程度污染。这是因为如汽车尾气排放、含锌铜的装饰材料和管材、铅锌铜电池等日常生活用品和废弃包装物是都市商业区污染的主要原因[63]。
与城市土壤相比, 蔡立梅对东莞市农业土壤的重金属含量及来源进行分析, 认为随着工业发展, 土壤中重金属积聚显著, 尤其是 Hg、Cd、Pb 平均含量分别达到0.24、0.12和65.38 mg·kg-1, 远高于背景值, 分析其来源认为主要受人类活动的影响(施用农药和化肥等农业活动)及该区域周边工业污染所致[64]。谢正苗等对杭州市郊蔬菜基地土壤重金属含量的环境质量评价发现, 以土壤背景值为评价标准, Pb、Cu、Zn三种重金属污染指数值均大于1, 说明蔬菜基地土壤均受到污染, 这说明杭州市蔬菜基地重金属含量受人为影响而在土壤中有所积累, 分析认为这与杭州市不断加大城市力度, 加快了城郊土壤的演化有关。特别是随着工业区的扩大, 商业和旅游区的发展及人口的增加, 工业“三废”、车辆排放的尾气及生活垃圾、生活污水的增加都给杭州市区和近郊的土壤理化性质带来很大影响, 致使土壤中重金属元素如 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、污泥农用及冶炼厂大气和灰尘沉降等, 使得杭州市蔬菜基地3种重金属含量在土壤中有所积累[65]。
土地利用方式对城市土壤重金属含量及形态分布也有不同影响。上海城市绿地中, 居民办公小区有机态Cu 含量最高, 机械制造厂类Zn 的锰氧化态含量和有机态Cr 含量最高, 试剂溶剂厂类可交换态Cd 含量最高, 而Pb 含量在上海绿地土壤中基本以惰性形态存在, 危害性相对较轻; Ni 以残渣态为主, 钢铁厂类和造船厂类的铁锰氧化态Ni 的含量远高于机械制造厂类和居民办公小区类[66]。
城市绿地土壤受重金属污染的风险远高于自然土壤, 这种重金属的积累不仅影响到土壤中植物的生长, 更会引起微生物活动的异常, 当绿地土壤遭受污染后, 土壤生物活动则变得十分微弱[14]。与农业土壤相比, 城市土壤微生物的基底呼吸作用明显增强, 但微生物生物量却显著降低, 微生物的一些生理生态参数值明显升高, 对能源碳的消耗量和速度也明显提高。此外, 城市土壤表面的“固化”、生物栖息地的孤立、人为干扰与土壤污染的加重等, 也造成了城市土壤生物群落结构单一, 多样性水平降低, 生物的种类、数量和生物量远比农业土壤、自然土壤少。
3 城市绿地土壤生物学特性研究
土壤生物学指标通常分为土壤微生物指标(微生物数量、组成及微生物活性)、土壤酶活性指标和土壤动物指标[67]。土壤微生物积极参与土壤的物质转化过程, 在土壤形成、肥力演变、植物养分有效化和土壤结构的形成与改良、有毒物质降解及净化等方面起着重要作用, 它是土壤生态系统的重要组成部分, 且土壤微生物对所生存的微环境十分敏感, 因此, 微生物指标已被公认为土壤生态系统变化的预警及敏感指标, 对土壤质量研究具有重要意义[68]。
3.1 土壤微生物数量
土壤微生物数量直接影响土壤生化活性及土壤养分的组成与转化, 微生物数量多, 土壤生物活性强, 土壤有效养分供给充足。城市绿地土壤微生物的数量经常在某一时段发生巨大变化, 与其它土地利用方式相比, 城市土壤的地上部分净生物量、土壤呼吸和地下部分生物量有所增加, 这是因为城市土壤亚表层中可能含有大量的微生物且代谢活性较强, 不过其细菌组成与表层土壤存在较大的差异, 一般在城市森林中, 枯枝落叶层的真菌和无脊椎动物数量较少[69]。
城市化进程中强烈的人为扰动是引起土壤微生物数量变化的主要原因, 人为扰动使土壤中分解者(真菌、线虫、微型节肢动物等)的生态群落环境受到破坏, 导致其生物多样性下降, 造成土壤肥力下降。同时, 城市化过程改变了原有植被的结构和组成, 以各种植被取代自然植被, 而这些植物中包括许多外来物种, 这些物种的消失又会造成土壤质量发生变化[70]。
3.2 土壤酶活性
酶是土壤生物化学过程的积极参与者, 对土壤中养分循环和污染物质的净化具有重要作用[71]。植物种类组成不同, 其枯落物的质、量不同, 适于微生物生长的营养源也不同, 因而由于微生物的种类和组成不同, 从而引起土壤酶活性在质、量上的差异。研究发现, 上海典型绿地土壤酶活性受不同土壤环境因子影响, 其中过氧化氢酶活性受土壤容重、pH和Cr的影响最大; 碱性磷酸酶受有机质、水解性氮、Pb和Zn的影响最大; 脱氢酶受pH、容重和水解性氮的影响较大; 水解性氮、pH和容重对脲酶活性的影响最大。过氧化氢酶、碱性磷酸酶、脱氢酶和脲酶4种土壤酶对土壤的营养状况要求高, 其中碱性磷酸酶与土壤孔隙度和有机质含量呈显著正相关, 对反映土壤的营养状况较敏感[66]。刘艳等研究发现, 北京市崇文区公园绿地土壤酶活性最高, 行道树绿带土壤酶活性最低, 街旁绿地土壤和居住绿地土壤酶活性居中且彼此间无显著差异, 由土壤酶活性可反映出不同类型绿地间土壤质量的差异, 并且认为过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶比较适于作为城市绿地土壤质量的酶学评价指标[72]。总体而言, 土壤通气孔隙度、水解性氮、有机质、有效磷等和土壤酶相关性比较大, 而这几个指标正是土壤主要的存在制约因子, 由此可见, 这些指标也是制约土壤酶活性的主要因子。
3.3 土壤动物群落结构
城市土壤动物是城市土壤环境生态系统的重要组成部分, 它在城市生态系统养分循环和能量流动中的作用不可替代[73]。土壤动物的生活史特征决定了其能够对城市土地环境变化引发的一系列生态影响并做出较为灵敏的响应[74], 可以用来指示城市土壤生态环境的污染程度, 而土壤动物也可以作为土壤健康、土壤污染和生态恢复等的指示生物[14]。
受人类干扰程度不同, 不同绿地类型土壤动物的类群、密度数量和分布也不相同。Mclntyrea等研究发现, 城市化很大程度导致了城市土壤中节肢动物多样性和丰富度的减少, 其原因为不同生境结构异质性特点导致了节肢动物种群结构变化, 土壤动物群落因该生境发生变化而变化, 不同土地利用形式下的土壤动物群落因此而形成类群、组成或数量的差异[74]。王金凤等研究发现, 上海宝钢工业区土壤动物总密度随着生产区-过渡区-办公区呈现递减趋势[75]; 上海城市绿地大幅改变了土壤动物的群落结构, 较其他小节肢类, 土壤蜱螨目对城市绿化带的适应性较强, 在恶劣的环境条件下仍能保持一定的种数和密度, 是恶劣环境评价较好的指示生物类群[76]。
除了类群数和个体数在生境中的变化, 功能群结构也是研究城市绿地土壤动物群落的重要方向。葛宝明等研究表明, 植食性和腐食性大型土壤动物是城市绿地的重要类群, 其中植食性类群在个体数上占绝对优势, 而肉食性的类群数和个体数的比例较小, 大型土壤动物的垂直分布在城市绿地中存在明显的表聚现象[77]。在功能群构成上, 城市绿地土壤动物群落与其在成熟森林土壤中有较大差异，腐食性类群的个体数和生物量在成熟森林生态系统中占优势[78], 这说明城市绿地在受到人为干扰后, 改变了城市土壤动物的功能群结构。
4 城市绿地土壤质量管理
城市绿地土壤质量是衡量城市环境质量及城市生态系统健康, 影响城市生态系统功能发挥的一个重要指标。随着我国城市化进程的日益加快, 由于不合理的人类活动的强烈干扰所引起的城市土壤质量退化, 无论是在范围上还是在程度上均比自然因子的影响要严重得多, 如不合理的城市土地利用造成土壤风蚀、水蚀, 导致土壤结构破坏、土壤养分流失、土壤生物量减少及土壤污染(化学污染、有机污染)等现象, 这些作用最终导致城市土壤生产力下降、生物多样性丧失进而危及城市的环境质量和居民的健康[79]。鉴于城市绿地土壤质量对城市生态环境及城市生态系统功能发挥的重要性, 对城市绿地土壤质量进行合理的管理及科学、客观的评价则可为城市资源的合理开发利用、城市的可持续发展和生态环境建设提供重要理论依据。世界上不少国家和地区已经致力于对城市土壤质量动态监测方法和监测系统的建设, 我国也开始重视土壤质量管理方法及技术等的研究, 如目前主要集中在土壤质量评价体系(如评价方法、评价指标与质量标准等)的建立、土壤质量演变规律及其生态环境效应研究、土壤质量的动态监测与预测、预警系统及土壤质量的管理对策等。
针对目前对城市绿地土壤质量管理的分析研究来看, 主要总结如下:
1）建立科学有效的城市绿地土壤质量评价指标体系。城市绿地的土壤质量主要是为满足绿地植物的生长需要, 因此对城市绿地土壤质量的评价也要围绕绿地土壤是否能满足绿地植物生长、发育需要的角度来进行[80]。如可从城市土壤的理化特性(土壤质地、土壤容重、土壤电导率(EC值)、土壤pH值、土壤有机质、土壤全氮、土壤有效磷及速效钾等)、绿地植物的生长特性及绿地土壤的生物学特性(土壤微生物数量、微生物多样性、微生物活性及土壤动物群落结构等)等方面来考虑, 采用科学、合理、敏感、简单易测的指标对城市绿地土壤质量各指标进行综合有效的评价。
2）制定科学合理的城市绿地土壤质量评价方法。目前土壤质量的评价方法国际上尚无统一标准, 也没有固定的方法。需要综合考虑生态系统的类型、土壤的功能及土地利用方式等, 另外与评价目的和评价尺度也有关。一般来说, 评价方法可以概括为定性评价(如土壤质量卡)和定量评价(土壤质量指数法、土壤质量模型、模糊数学法、多元线性回归及土壤相对质量法等)[81–82]。其中定量评价应用较广, 以土壤质量指数法为主, 可以评估管理措施对绿地土壤质量的影响和监测土壤质量的动态变化。
3）建立适合本区域的城市绿地土壤质量标准。以城市绿地土壤的生产力为核心, 根据不同的生产目标建立不同的绿地土壤质量标准, 如生产绿色食品的蔬菜基地与公园绿地的土壤质量标准就要有所差异, 因为蔬菜基地强调的是食物的健康、营养价值, 而公园绿地具有美化城市的作用, 它更体现游憩及美化欣赏价值, 它强调科学的规划种植和各物种间的合理配置, 从而体现城市的整体环境水平及居民的生活质量。我国地域辽阔, 土壤类型丰富, 土壤质量不一, 所以在建立城市绿地土壤质量标准时, 不能一概而论, 要从不同的生产目的、各城市发展水平及区域水平来考虑建立相应的土壤质量评价标准, 为城市绿地土壤质量管理确立相应的衡量尺度[79]。
4）采用先进的科学技术(如RS、GIS及计算机模拟技术)及手段(如GPS监测系统)对城市土壤污染进行动态监测预警及生态风险评估。及时建立城市绿地土壤质量的动态数据库及信息管理系统, 模拟预测绿地土壤质量的变化趋势, 为城市绿地土壤质量的管理提供科学依据。
5）树立城市可持续发展的思想, 将城市绿地的土壤管理纳入城市生态系统健康体系。城市绿地土壤是城市自然生产力的主体, 它直接影响着城市的发展与城市的生态环境质量, 因此绿地土壤管理必须树立土壤质量的观点, 建立在可持续发展的基础之上, 精细管理, 使有限的城市绿地土壤资源受到保护, 能够得到永续利用。另外, 应将绿地土壤质量与土壤管理纳入城市生态系统健康评价体系中, 以系统、整体的观点进行绿地土壤质量管理[79]。
6）制定合理的城市绿地土壤质量管理政策及各种法规条例, 有效保护现有有限的绿地土壤资源, 实现城市绿地土壤管理的标准化、规范化及可持续化。
5 研究展望
随着城市化水平的不断提高和人们对环境意识不断提升, 城市环境质量越来越受到人们的关注。目前, 不同学科都注意到城市土壤环境质量问题, 在这方面开展了大量的工作, 也取得了许多有意义的成果, 这些研究让我们从不同的方面获得了对城市绿地土壤变化和环境问题的新认识。而鉴于城市环境对城市生态系统影响的复杂性与多变性, 许多需要回答的问题仍然等着人们去探索, 因此, 在城市绿地土壤质量方面今后还需加强以下几方面的研究：
1）对城市绿地土壤生物学特性的研究。土壤化学和物理学指标虽然是土壤质量指标的重要组成因素, 但没有生物学性质的指标, 评价指标将缺乏完整性[83], 因此近年来对土壤质量评价的生物学指标越来越受到重视, 尤其是土壤微生物指标。土壤微生物(包括微生物生物量、土壤呼吸)是土壤质量变化最敏感的指标, 土壤动物是土壤环境质量和健康质量的重要指示特征, 特别是无脊椎动物如线虫、蚯蚓等能够敏感地反映土壤中有毒物质的含量, 很多研究建议将土壤动物研究与城市生态评价相结合, 并将其作为合理规划城市绿地布局和设计绿地类型的一项参考指标[14]。所以, 在未来的研究工作中, 我们可以采用合适的统计学方法研究城市绿地土壤微生物及土壤动物的群落结构、群落特征及其生物多样性, 为城市绿地系统的生态规划做出合理指导。
2）对城市绿地土壤-植物相互关系的研究。城市绿地是一个地上(植被)和地下(土壤)紧密连续的统一体, 土壤的理化特性会直接影响到植物的生长, 同样, 通过植物的生理生态指标也可以间接反映土壤的养分特性及质量状况。如通过植物叶片重金属的含量可以度量植物个体吸收污染物的能力, 同时反映城市土壤受污染的水平, 以说明城市植被在改善城市环境中的重要作用[84]。因此, 将土壤的基本数据与绿地植被群落的生理特征参数结合起来, 进而研究城市绿地植被与土壤的动态响应和生理反馈机制, 以此来预测未来城市绿地的土壤质量状况, 从生理生态角度为合理的城市绿地生态系统规划与建设提供理论参考。
另外, 在城市绿地植物研究中, 还应注意由于城市绿地的人为管理和规划直接导致了城市绿地植被的同质性特征, 包括物种组成的同质性和生理生态特征的相似性, 而物种的这种同质化特征不利于植物应对未来全球气候变化的能力[85], 所以在未来城市绿地评价中应该把植物的同质性特征也逐渐作为重要的评价指标, 以指导城市绿地的景观规划建设。
3）对城市绿地土壤重金属污染来源的研究。随着城市化进程的加快, 城市土壤中重金属污染问题也引起了社会的广泛关注。因此, 在未来开展的城市土壤质量研究中有必要对城市土壤重金属污染问题展开全面、系统、深入的分析。如在研究内容上开展如何鉴别城市土壤中重金属的来源, 探讨并利用新的技术, 是未来城市土壤重金属污染研究中需要解决的一个重要课题; 在研究方法上, 传统的相关分析与定性描述已不能满足进一步深入系统研究的需要[86], 而利用GIS技术结合多元统计方法, 能有效区分重金属的人为来源或自然来源[87]; 同时通过同位素地球化学指纹方法, 也可以有效追踪城市环境污染物的来源, 可以有效地进行城市土壤重金属的判源分析[87]。此外, 积极开展城市土壤重金属的潜在生态风险评价, 对城市绿地生态功能的评价与建设也具有一定的参考价值。
4）对城市绿地生态系统服务功能的研究。因为城市绿地的土壤质量直接影响着城市绿地植被, 而城市土壤和植被对城市环境生态功能的发挥及城市生态系统服务功能的调节(水、营养物质、碳排放及能量等)又具有重要支持作用。所以目前国内外许多学者越来越重视城市绿地在城市生态系统中所发挥的重要生态服务功能, 如城市绿地的增长对城市小气候的影响以及城市中不同土地利用类型的变化对保持城市发展及提高城市人口生活质量的影响[88]; 一些学者利用GIS技术对我国城市土壤重金属的污染水平采用生态风险评估, 以此来评价城市土壤质量状况及土壤重金属(如Cu、Zn、Pb、Cd、Ni等)污染的空间分布特征[89]; Obade和Lal 认为精确的土壤质量评价对于可持续农业政策的设计、退化土壤的恢复、土壤有机碳模型的建立及环境的质量改善至关重要, 采用RS数据集和GIS技术建立土壤质量预测模型可为分析不同土壤性质及不同空间尺度土壤质量预测提供新的方法和机遇[90]; M’Ikiugu等利用GIS技术通过使用城市的景观指标以及潜在的识别城市绿色空间的扩张趋势来判别城市绿色空间的增长对城市人口生活质量的影响[91]; 还有学者提出通过采用一些先进的管理决策支持系统对城市绿地生物多样性进行合理的保护和管理, 以确保城市居民高质量的生活保障[10]。由此可见, 未来对城市绿地的研究已不仅仅局限于对城市中的土壤、植物或微生物等单一特性的研究, 而是更加注重采用先进的技术和科学合理的土地管理来保障城市土壤质量和城市居民的健康, 强调城市生态系统整体服务功能的发挥[92]及城市的可持续发展。
[1] 苏泳娴, 黄光庆, 陈修治, 等. 城市绿地的生态环境效应研究进展[J]. 生态学报, 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] 张甘霖, 朱永官, 傅伯杰. 城市土壤质量演变及其生态环境效应[J]. 生态学报, 2003, 23(3): 539–546.
[15] 朱纯, 熊咏梅, 贺漫媚, 等.广州绿地土壤理化特性及其相关性[J]. 生态环境学报, 2010, 19(8): 1868–1871.
[16] 邹明珠, 王艳春, 刘燕. 北京城市绿地土壤研究现状及问题[J]. 中国土壤与肥料, 2012, (3): 1–6.
[17] 郝瑞军, 方海兰, 沈烈英. 上海城市绿地土壤有机碳、全氮分布特征[J]. 南京林业大学学报:自然科学版, 2011, 35(6): 49–52.
[18] 李潮海, 王群, 郝四平. 土壤物理性质对土壤生物活性及作物生长的影响研究进展[J]. 河南农业大学学报, 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] 崔晓阳, 方怀龙. 城市绿地土壤及其管理[M]. 北京:中国林业出版社, 2001.
[24] 杨金玲, 张甘霖, 赵玉国, 等. 城市土壤压实对土壤水分特征的影响--以南京市为例[J]. 土壤学报, 2006, 43(1): 33–38.
[25] 陈立新. 城市土壤质量演变与有机改土培肥作用研究[J]. 水土保持学报, 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] 项建光, 方海兰, 杨意, 等. 上海典型新建绿地的土壤质量评价[J]. 土壤, 2004, 36(4): 424–429.
[29] 黄青. 合肥城市绿地土壤特性研究[D]. 合肥: 安徽农业大学, 2009:13–17.
[30] 伍海兵. 城市绿地土壤物理性质特征及其改良研究[D]. 南京: 南京农业大学, 2013: 13–14.
[31] 丛晓峰, 刘立成, 王宇超, 等. 不同干扰对城市绿化用地土壤物理性质的影响[J]. 中国农学通报, 2015, 31(28): 166–172.
[32] 陈洪. 重庆市主城区城市绿地土壤质量评价研究[D]. 重庆: 西南大学, 2013: 25–27.
[33] 陶晓. 城市绿地土壤碳储量及碳通量研究[D]. 合肥: 安徽农业大学, 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] 乔红波, 张慧, 高瑞, 等. 三门峡烟区土壤 pH 时空变异特征[J]. 中国烟草科学, 2010, 31(4): 48–51.
[36] 李志国, 张过师, 刘毅, 等. 湖北省主要城市园林绿地土壤养分评价[J]. 应用生态学报, 2013, 24(8): 2159–2165.
[37] 张甘霖, 赵玉国, 杨金玲, 等. 城市土壤环境问题及其研究进展[J]. 土壤学报, 2007, 44(5): 925–933.
[38] 颜衡祁. 湖南省主要城市园林绿地土壤养分评价[J]. 中国农学通报, 2015, 31(22): 213–217.
[39] 成兆文, 孙晓杰, 李冬秀, 等. 桂林市公园土壤肥力调查与评价[J]. 桂林理工大学学报, 2015, 35(2) : 370–375.
[40] 徐一鸣, 张超, 库伟鹏, 等. 诸暨市不同绿地系统群落学特征与土壤养分的比较[J]. 浙江农林大学学报, 2015, 32( 4) : 537–544.
[41] 袁大刚, 付帅, 冯丕, 等. 成都西部不同交通环线区域绿地土壤肥力特征比较研究[J]. 土壤, 2015, 47(1): 55–62.
[42] 刘艳. 北京市崇文区绿地表层土壤质量研究与评价[D]. 北京: 中国林业科学研究院, 2009 : 46–48.
[43] STROGANOVA M N. Soils of Moscow and Urban Environment[M]. Moscow: Russian Federation, 1998.
[44] 刘广明, 杨劲松. 土壤含盐量与土壤电导率及水分含量关系的实验研究[J]. 土壤通报, 2001, 32(z1): 85–87.
[45] 赵兴征, 朱国营, 刘晨峰, 等. 杭州城市区域土壤性状的空间变异[J]. 城市环境与城市生态, 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] 卢瑛, 龚子同, 张甘霖. 南京城市土壤磷的形态和吸附-解吸特征[J]. 土壤通报, 2003, 34(1): 40–43.
[48] 王美青, 章明奎. 杭州市城市和郊区各功能区土壤的性质比较[J]. 浙江农业学报, 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, 吴丹, 胡艳燕, 等. 重庆主城区市街绿地土壤肥力质量评价及管理对策[J]. 西南大学学报:自然科学版, 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] 秦鱼生, 涂仕华, 冯文强, 等. 成都平原水旱轮作种植下土壤养分特性空间变异研究[J]. 土壤学报, 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] 卢德亮, 乔璐, 陈立新, 等. 哈尔滨市区绿地土壤重金属污染特征及植物富集[J]. 林业科学, 2012, 48(8): 16–24.
[58] 李晓燕, 陈同斌, 雷梅, 等. 不同土地利用方式下北京城区土壤的重金属累积特征[J]. 环境科学学报, 2010, 30 (11): 2285–2293.
[59] 杨杰, 李宁. 不同土地利用下城市土壤Cd 重金属累积特征—以贵阳市为例[J]. 贵州科学, 2015, 33( 4) : 65–68.
[60] 吴新民, 潘根兴. 城市不同功能区土壤重金属分布初探[J]. 土壤学报, 2005, 42 (3): 513–517.
[61] 史正军, 吴冲, 卢瑛. 深圳市主要公园及道路绿地土壤重金属含量状况比较研究[J]. 土壤通报, 2007, 38 (1): 133–136.
[62] 高鹏, 刘勇, 苏超. 太原城区周边土壤重金属分布特征及生态风险评价[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(5): 866–873.
[63] 徐福银, 胡艳燕. 重庆市不同功能区城市绿地土壤重金属分布特征与评价[J]. 土壤通报, 2014, 45(1): 227–231.
[64] 蔡立梅, 马瑾, 周永章, 等. 东莞市农业土壤重金属的空间分布特征及来源解析[J]. 环境科学, 2008, 29(12): 3496–3502.
[65] 谢正苗, 李静, 徐建明, 等. 杭州市郊蔬菜基地土壤和蔬菜中 Pb、Zn 和 Cu 含量的环境质量评价[J]. 环境科学, 2006, 27(4): 742–747.
[66] 徐福银. 上海典型城市绿地土壤污染特征分析[D]. 哈尔滨: 东北林业大学, 2011:14–27.
[67] 唐玉姝, 魏朝富, 颜廷梅, 等. 土壤质量生物学指标研究进展[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] 卢瑛, 冯宏, 甘海华. 广州城市公园绿地土壤肥力及酶活性特征[J]. 水土保持学报, 2007, 21(1): 160–163.
[72] 刘艳, 王成, 彭镇华, 等. 北京市崇文区不同类型绿地土壤酶活性及其与土壤理化性质的关系[J]. 东北林业大学学报, 2010, 38 (4): 66–70.
[73] 王振中, 张友梅, 邢协加. 土壤环境变化对土壤动物群落影响的研究[J]. 土壤学报, 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] 王金凤, 由文辉, 易兰. 上海宝钢工业区凋落物中土壤动物群落结构及季节变化[J]. 生物多样性, 2007, 15(5): 463–469.
[76] 刘漫萍, 刘武惠, 崔志兴, 等. 上海城市绿化带土壤蜱螨目群落结构与生物指标[J]. 生态学杂志, 2007, 26(10): 1555–1562.
[77] 葛宝明, 张代臻, 张华彬, 等. 盐城市春季几种城市绿地大型土壤动物群落结构与功能群[J]. 生态学杂志, 2012, 31(1) : 87–92.
[78] 黄丽荣, 张雪萍. 大兴安岭北部森林生态系统土壤动物的功能类群及其生态分布[J]. 土壤通报, 2008, 39(5) : 1017–1022.
[79] 张海林. 土壤质量与土壤可持续管理[J]. 水土保持学报, 2002, 16(6): 119–122.
[80] 方海兰, 陈玲, 黄懿珍, 等. 上海新建绿地的土壤质量现状和对策[J]. 林业科学, 2007, 43(s1): 89–94.
[81] 房全孝. 土壤质量评价工具及其应用研究进展[J]. 土壤通报, 2013, 44(2): 496–504.
[82] 黄勇, 杨忠芳. 土壤质量评价国外研究进展[J]. 地质通报, 2009, 28(1): 130–136.
[83] 方海兰. 园林土壤质量管理的探讨-以上海为例[J]. 中国园林, 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] 毛齐正, 罗上华, 马克明, 等. 城市绿地生态评价研究进展[J]. 生态学报, 2012, 32(17): 5589–5600.
[86] 李晓庆, 胡雪峰, 孙为民, 等. 城市土壤污染的磁学监测研究[J]. 土壤, 2006, 38(1): 66–74.
[87] 常向阳, 朱炳泉, 陈毓蔚, 等. 元素－同位素示踪在环境科学研究中的应用[J]. 广州大学学报: 自然科学版, 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
安徽农业大学校人才科研启动基金(2014-6); 安徽省自然科学基金资助项目(1408085QC57); 安徽省教育厅高校省级优秀青年人才基金项目(2012SQRL058)。
秦娟(1979—), 女, 陕西华县人, 博士, 讲师, 主要从事植物及土壤生态学研究, E-mail: qjj814@126.com
许克福, 男, 博士, 教授级高级工程师, 主要从事风景园林规划设计及森林城市规划与绿地系统规划研究, E-mail:xkf69@163.com
10.14108/j.cnki.1008-8873.2018.01.027
秦娟, 许克福. 我国城市绿地土壤质量研究综述与展望[J]. 生态科学, 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.
