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中國土壤環境質量區劃方案

中國土壤環境質量區劃方案

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文章針對土壤環境質量分區管理的重大需求,基於土壤重金屬背景值與地球化學值及有機物等污染物信息的數據挖掘、空間疊置與驗證分析,闡述了全國土壤環境質量現狀與空間格局;通過全國尺度土壤環境質量形成機制分析,構建了以土壤環境質量評價為核心的區劃指標體系,提出了土壤環境質量區劃方案,將劃分為4 個一級區, 22 個二級區,57 個三級區,為土壤環境功能區劃制定與區域風險防控提供了科學依據。

一、引 言

土壤環境總體狀況堪憂,部分地區污染較為嚴重,已成為社會經濟全面發展的突出短板之一。2014 年4 月,環境保護部和國土資源部聯合發布了《全國土壤污染調查公報》(中華人民共和國環境保護部和國土資源部,2014),從污染分佈情況看,南方土壤污染重於北方;長江三角洲、珠江三角洲、東北老工業基地等部分區域土壤污染問題較為突出,西南、中南地區土壤重金屬超標範圍較大,污染的區域性特徵明顯。 為解決全國土壤污染防治問題,2016 年5 月,國務院印發了《土壤污染防治行動計劃》(中華人民共和國國務院,2016),著重強調加強區域風險管控。

土壤作為一種重要的自然資源,區域保護和調控是土壤環境管理的核心工作,分區控制和分類治理是土壤環境管理的重要手段。是世界上較早開展現代區劃研究的國家之一,從理論到方法均開展了深入研究(景貴和,1962;黃秉維,1965;侯學煜,1988;鄭度等,2008)。20 世紀50 年代以後,黃秉維(1958)提出了《綜合自然區劃的初步草案》,揭示並肯定了地帶性規律的普遍存在,完善了經典的區劃方法論,推動了全國自然區劃工作深入。20 世紀80 年代后,與綜合自然區劃相呼應,其他種類的部門/單要素區劃同期展開,如生態區劃(傅伯傑等,2001)、土壤區劃(席承藩等,1982)、土地利用區劃(封志明,2001)、地貌區劃(李炳元等,2013)、農業區劃(全國農業區劃委員會,1981)、水文區劃(熊怡等,1995)等。

本文在傳統區劃理論的基礎上,通過對土壤重金屬背景值與地球化學值及有機物等污染物信息的數據挖掘和疊加驗證,闡明全國土壤環境質量的空間格局,分析區域環境質量的形成機制,進行全國土壤環境質量區域等級評估,構建土壤環境區劃指標體系,提出全國尺度的區劃方案,從而闡明了土壤環境區劃的框架體系及科學方法,滿足了全國土壤環境區劃的重大需求。

二、全國土壤環境質量空間格局與形成機制

目前對土壤環境質量的定義尚不統一。傳統觀點認為,土壤環境質量是指在一定時空範圍內,對人類或其他生物生存、繁衍以及社會經濟發展的適宜性,是土壤環境「優劣」的一種相對概念(陳懷滿等,2006)。它的解釋與界定會隨著污染物類型、土地利用方式等狀況而發生改變,本文以《土壤環境質量標準》(環境保護部南京環境科學研究所,1995)及相關參考值(環境保護部,2008)來量度土壤環境質量。 總體而言,土壤環境質量可分為「清潔」與「超標」兩大類,又可根據評價標準,進一步劃分質量等級,這為土壤環境質量區劃提供了量化指標。

土壤環境質量體現了自然過程和人為活動的雙重作用。土壤污染以重金屬污染為主,因此土壤環境背景值、地球化學循環和社會經濟活動等因素共同影響著全國土壤環境質量的空間分佈規律。這種規律既是土壤污染成因與環境質量形成機制的外在表現,也是區域內土壤環境質量相似性和區域間土壤環境質量變異性的內在動因,它們的對立統一奠定了土壤環境區劃的理論基礎。

土壤與水、大氣等介質不同,其環境質量受更複雜因素的多重影響(圖 1),包括自然的成土條件、人為污染途徑,還有它們的複合疊加過程。在區域尺度上,自然因素對土壤環境質量的影響比較明顯,尤其是成土母質和母岩。成土過程、岩石類型、礦物種類等地球化學屬性直接影響土壤中無機元素的含量。在局域範圍內,人為因素的影響更為突出。 工業、農業和生活等社會活動產生的有機和重金屬污染物,通過不同污染途徑進入土壤環境。其他因素還包括洪水、徑流等生態災害和生態過程,如洪水泛濫引發的污染物搬運、酸雨引發的重金屬活化、降塵引發的重金屬擴散,均體現出自然因素和人為因素的疊加作用。

圖1 影響土壤環境質量狀況的主要因素

2.1 土壤環境背景值

土壤環境背景值是指在不受或很少受人類活動影響、不受或很少受現代工業污染與破壞的情況下,土壤原來固有的化學組成和結構特徵。於「七五」期間在全國範圍內開展土壤環境背景值調查,獲得了鎘(Cd)、汞(Hg)、砷(As)、鉛(Pb)等12 種元素的土壤環境背景值(魏復盛,1992),弄清了土壤環境背景值區域分異規律。

布上表現出明顯的區域性特徵(鄭春江,1994)。參考全國土壤酸鹼度空間變化(農業科學院農業資源與農業區劃研究所,2014),按土壤環境質量Ⅱ級標準(GB15618-1995)(環境保護部南京環境科學研究所,1995),對土壤中Cd-Hg-As-Pb 背景值進行綜合評價

(圖 2)。由於自然原因,西南地區多種重金屬元素的背景值較高,人為活動更加劇了區域性的重金屬複合污染程度。

統計結果表明,鎘超標比例最高,且與其他元素複合,Cd-Hg-As-Pb 的複合超標地塊時有出現,絕大部分的中重度污染區(

P

ip 大於3)均為複合污染區。這些局域性的土壤污染在特定條件下易於發生污染物的遷移、擴散。因此,必須高度關注高背景地區的初始型局域性土壤污染引發的區域性土壤環境風險。

圖2 全國土壤重金屬(Cd-Hg-As-Pb)背景值評價圖

2.2 土壤地球化學值

區域地球化學過程能反映元素在環境介質中的分佈特徵和遷移循環規律,在認識環境總體特徵和相互依存關係中佔有特殊重要地位。20 世紀80 年代以來,由原地質礦產部、衛生部、科學院3 個部門聯合開展的「八五」重點攻關項目「區域地球化學及在農業和生命科學上的應用研究」。根據水系沉積物和土壤樣品的重金屬含量,繪製了《生態環境地球化學圖集》(李家熙等,1999)。

該調查結果不僅能說明當地的地球化學規律,還反映了流域性重金屬污染狀況。參照土壤環境背景值評價方法,對土壤中Cd-Hg-As-Pb 地球化學值進行綜合評價(圖 3)統計結果表明,4 種元素主要集中在西南地區,尤其在滇黔桂三地的含量較高,但在粵北-湘南也有分佈。4 種重金屬的總超標率約為10%,其中鎘的佔比最大,超標面積約為統計面積的7%。從污染物的濃度分佈來看,遷移能力較強的鎘、汞和鉛等3 種元素已經顯示出局域性→流域性→區域性的污染擴散特徵。

圖3 全國土壤重金屬(Cd-Hg-As-Pb)地球化學值評價圖

2.3 土壤有機污染

的土壤污染特徵是重金屬污染較重,有機污染較輕。但有機污染物種類極多,包括近年來陸續檢出的新興有機污染物。為便於在全國尺度上進行評估和分析,本文主要討論普遍存在、重點關注的滴滴涕(DDT)、六六六(HCH)和多環芳烴(PAHs)。前者的主要問題是污染物殘留,後者則是污染物累積。它們的環境行為能在一定程度上反映土壤有機污染的基本狀況。

DDT、HCH 殘留量根據1952 年以來全國曆年產量、使用量(Li et al .,1998;1999;1999;Weiet al .,2007) ,及根據降解動力學方程估算的土壤中殘留量,估算單位面積的殘留量。並以自測和其他研究報告公開的重要省市實測值(趙淑敏等,2002;龔鍾明,2003;陸繼龍等,2004;趙炳梓等,2005;關卉等,2006;耿存珍,2006;史雙昕等,2007;李倦生等,2008;劉漢林等,2009;孟飛等,2009;申進朝等,2009;吳志昇等,2009;張帆等,2009;張

泉等,2010;方利江等,2011;潘聲旺等,2011;王秋菊等,2011;王興琴等,2011;柳敏等,2012;冉聃等,2012;畢峻奇等,2012;陳瑤,2012;賀珊珊等,2013)進行校正,估算全國土壤中殘留DDT 和HCH 的濃度空間分佈。

歷史研究(張彥旭,2010)根據實測及文獻中報道的PAHs 排放數據,估算了全國PAHs 排放量,並根據人口及相關活動的時空分佈將其插值,從而獲得了較高時空解析度的排放清單,可計算國內縣級尺度的單位面積排放量。

參照土壤背景值評價方法,對土壤中DDTHCH-PAHs 進行綜合評價(圖 4)其中PAHs 標準參考《全國土壤污染現狀調查技術規範》(環境保護部,2008)。統計結果表明,全國土壤有機污染較輕,有機氯農藥的貢獻率略大於多環芳烴。其中,六六六、滴滴涕等有機氯農藥污染問題主要體現在耕地土壤,因此其殘留程度與土地利用方式及強度有關。多環芳烴主要來源於生物質能源與化石能源,前者大多分散在農村地區,後者則相對集中在主要經濟區。上述3 類污染物的疊加污染指數分布圖表明,大面積輕微有機污染主要分佈在農業地區,尤其是黃淮海平原、山東半島、長江中下游地區、四川盆地、湘江流域、江漢平原與洞庭湖周邊;小面積較重污染主要分佈在東南沿海、京津冀、遼中南城市群、長三角與珠三角等重要經濟區。

圖4 全國主要土壤有機物污染(DDT-HCH-PAHs)評價圖

2.4 全國土壤環境質量概況

全國土壤主要重金屬污染( Cd-Hg-As-Pb)背景值評價圖(圖 2)、地球化學含量評價圖(圖 3)和主要有機物污染(DDT-HCH-PAHs)評價圖(圖 4)基本反映了全國土壤環境質量的總體狀況。將上述評價圖與全國土地利用方式(國家科技基礎條件平台,2014)進行疊置處理,可估算全國土壤環境質量概況,可並繪製基於土地利用現狀的土壤環境質量概況圖(圖 5)反映了土壤環境質量及空間格局等綜合特徵。

圖5 全國土壤環境質量概況圖

綜合評價結果表明,超過Ⅱ級標準(環境保護部南京環境科學研究所,1995)的區域主要集中在西南地區。東南地區總體尚好,但長三角、珠三角和東南沿海超標相對較多。北方地區質量總體較好,尤其是內蒙及西北地區超標率遠低於全國平均水平,環渤海地區局域超標,但尚未形成大片污染區。

下計算方法:首先確定目標區域,然後計算區域內各點的污染指數

P

ip 及其平均值

P

ave,最後評估各個區域的土壤環境質量狀況。按此方法,結果如下:(1)東北、西北地區

P 小於0.6,土壤環境質量優良,主要土地利用方式包括草地、林地和部分耕地;

ave (3)湘贛、粵黔滇等東南及西南部分地區

P 為 0.8~2.0,土壤環境質量一般,有局部超標區;

(4)桂西喀斯特低山區

P

ave

大於2.0,土壤環境質量較差,鎘、砷超標近50%,存在大面積超標區。

P ave 來評價土壤區域環境質量,體現了點位屬性與區域屬性之間的尺度轉換。不足之處是P ave 忽略了計算單元內的空間異質性,因此在分析計算污染程度及污染面積時,應考慮點位數據的統計分佈情況。

土壤環境質量受自然、人為等多因素影響,還與土壤基礎條件有關。土壤中的重金屬含量不僅和成土母質、外源輸入量有關,還與土壤類型(農業科學院農業資源與農業區劃研究所,2014)及其酸鹼度(農業科學院農業資源與農業區劃研究所,2014)、有機質(農業科學院農業資源與農業區劃研究所,2014)、陽離子代換量(朱顯謨等,1978)、黏粒(郭書海等,2014)等理化性質有關。

三、全國土壤環境質量區域特徵與成因

土壤環境質量與自然因素、人為活動及兩者的疊加結果有關。土壤環境質量的空間格局取決於背景值的空間分佈、人類活動特徵等諸多因素。按此,全國土壤環境質量在空間上可分為北方、東南、西南、青藏4 個特徵區。

(1)北方區

包括黑、吉、遼、京、津、冀、魯、豫、晉、陝、甘、寧、新、內蒙古等東北、華北、西北地區,共14 個省、市、自治區。水熱資源的空間分佈及其他資源條件,使環渤海地區人類活動強度較高,土壤環境質量相對較差,有局域性的中重度污染區。但總體上北方區土壤背景值遠低於全國平均水平,重金屬排放量較少,總體質量優良。

(2)東南區

包括皖、蘇、滬、浙、閩、鄂、湘、贛、粵、瓊等長江中下游及東南沿海地區,共10 個省、市。土壤背景值接近全國平均水平,土壤污染主要為上游徑流輸入和高強度人類活動疊加所致。長江三角洲及下游沿岸、珠江三角洲及下游沿岸有一定污染,特徵為輸入疊加; 湘江流域重金屬有效態高,危害較大,風險較高; 南部地區淋溶較強,土壤環境質量較好。總體質量尚可。

(3)西南區

包括桂、黔、滇、川、渝等5 個省、市、自治區,土壤背景值顯著高於全國平均水平,主要源於喀斯特石灰岩地區的內源型母質繼承和洪積平原的外源型徑流遷移。礦產活動加劇並造成了該地區的土壤重金屬污染,並向下游擴散。呈現出流域性、區域性特徵,但大部分地區土壤中重金屬的生物可利用程度仍在安全範圍內。

(4)青藏高原

包括青海、西藏2 個省、自治區,基本處於原生態狀態,大部分地區為無人區,局域地區受人類活動輕微擾動,但有證據表明該地區砷元素的背景值較高。總體屬於自然生態區。

全國土壤區域污染成因與分區見圖 6

圖6 全國土壤區域污染成因與分區

四、全國土壤環境質量區劃方案

4.1 區劃原則

全國土壤環境質量的空間格局既反映了自然過程、人為活動及相互作用的多重結果,也體現了土壤環境質量形成過程的綜合驅動力。西南諸省、長江中下游地區、環渤海地區均具有不同的污染機制及環境質量特徵,並且在未來相當長的時間內這種演化過程還會不斷延續,空間特徵可能依舊存在,這就為全國土壤環境質量分區提供了科學依據。每個分區內的不同單元受其自然條件和社會因素的影響,污染途徑和環境質量差異明顯,與土地利用方式、生態、氣候、植被狀況等因素有關,尤其受土壤類型及土壤基礎條件的影響。

根據區劃的一般原則與土壤環境的特點,土壤環境質量區劃遵循以下原則:

1

發生統一性原則

土壤環境質量的形成取決於自然、人為及疊加因素。進行區劃時必須考慮不同區域土壤環境質量的差異成因與演化過程,並以此作為區劃依據。

2

相對一致性原則

在進行土壤環境質量區劃時,必須注意區域單位內部環境質量特徵上的一致性。這種一致性既是劃分各單位的標準,也是劃分不同等級的依據。

3

主導因素原則

土壤環境質量是土壤的諸多屬性之一。但土壤環境質量區劃要在諸要素中以此為主導作用因素,作為區域劃分的依據,但同時應考慮土壤環境質量的演變趨勢。

4

綜合性原則

進行區劃時還必須分析地質地貌、水文條件、土地利用方式、土壤類型、土壤開發歷史等綜合因素,並考慮它們之間的相互影響、表現程度和作用結果。

5

區域共軛性原則

土壤環境質量區劃劃分出來的是具有個體性的、區域上完整的自然區域,它們在空間相鄰並且連續。因此,土壤環境質量區劃也遵循區域共軛性原則。

4.2 區劃指標

土壤環境質量不僅涉及污染物的種類和濃度,還包括土壤對污染物容納、吸收和凈化的能力,以及維護保障人類和動植物健康的能力。由於其內涵的複雜性,目前對土壤環境質量狀況的綜合評估尚無統一標準與方法,但已形成大量評估指標。評估指標大致可分為兩大類,一類是分析性指標,即定量指標,如以國家土壤環境質量標準為參照的環境質量因子

P

ip;另一類是描述性指標,即定性指標,如基於土壤環境影響因子的環境屬性綜合分析結果。本書在指標選擇上以定量指標為主,兼顧定性分析,參考能影響土壤環境質量的其他因素,如土壤類型與基本條件、土壤環境緩衝能力、土壤污染自凈能力等。

(1)一級區劃指標

征與形成機制,因此採用

I

B、

I

geo 兩個指標,對主要污染物進行計算,再在全國尺度上進行分區。

:土壤環境背景值與全國平均值的比值,劃出環境容量較低的高背景區域;:地質累積指數,劃出本底與外源輸入共存的疊加型區域。

(2)二級區劃指標

其分區指標需反映土壤環境屬性的本質表徵,因此採用土壤環境指數

P

ip 的平均值

P

ave 。

ave:反映區域的土壤環境狀況,根據其數值大小可劃分為清潔、基本清潔、局部超標、大面積超標等不同質量狀況。

(3)三級區劃指標

明確每個單元的土壤環境質量等級。因此選擇能反映區域質量的點位

P

ip 分位值

P

n 作為劃分指標。首先對點位的土壤環境質量指數

P

ip (GB15618-1995)進行空間聚類,再以概率預測方法(離析克力格)確定該單元的土壤環境質量等級,以此對三級區劃單元進行質量等級賦值,如Ⅰ級、Ⅱ級和Ⅲ級。

4.3 區劃邊界

影響全國土壤環境質量的主要重金屬與有機物存在空間差異性,在多因子污染評價的綜合質量空間差異基礎上(圖 5),分析土壤環境質量與地貌進行相關性,探索全國尺度上土壤污染格局與地理特徵的關係(圖 7)結果表明,同一地貌單元內的土壤環境質量具有較好的相關性,其原因是在陸地環境中地貌對地表物質和能量具有再分配作用,如喀斯特地貌與鎘濃度高度相關; 其次,地形地貌影響土地的利用方式,如黃淮海、成都、江漢等平原地區均為糧食種植基地,是六六六、滴滴涕和多環芳烴等有機污染物的殘留區、累積區。由此可見,地貌影響土壤環境質量,並表現為區域內的一致性和區域間的差異性,即土壤環境質量與地貌單元具有較好的相關性,其區域劃分的邊界可參考地貌區劃。

圖7 全國土壤環境質量與地貌相關性分析

4.4 區劃命名

土壤環境質量區劃命名是不同區劃單元與屬性的具體體現與標識。本文對土壤環境質量區劃的三級單元採用相同的命名原則:① 準確體現各區域的土壤環境質量狀況; ② 明確區域所在的地理空間位置;③ 同一級別區劃的名稱相互對應; ④ 區劃越深入,各區域地理位置與土壤環境質量狀況越具體。各區劃單元具體名字詳見區劃結果(表 3)。

4.5 區劃結果

(1)一級區劃

為指標,對鎘、汞、砷、鉛等4 種污染物分別進行計算,最後獲得綜合指數,

I

B≥2.0,為高背景值區;

I

geo≥2,為輸入疊加區。

最後,以上述結果進行製圖,考慮綜合地理因素及其他區劃邊界,將全國分為北方低背景區、東南輸入疊加區、西南高背景區、青藏高原自然生態區4 個一級區(圖 8)

圖8 全國土壤環境質量區劃

① 北方低背景區

該地區土壤背景值遠低於全國平均水平。因此全地區的土壤環境質量總體較好,但存在局域中重度污染,主要為人類活動所致,集中體現在土壤污染與重化工業程度高度一致。污染區多數位於水熱資源豐富、社會發展程度較高的環渤海經濟圈。總體而言,該地區的土壤污染與區域人類活動強度指數H 呈正相關(郭書海等,2014)。主要影響因子有氣溫、降水、人口密度、單位面積GDP和單位面積資源消耗等。主要污染途徑有工業生產、社會活動和農業污灌。由於土壤背景值較低,且土壤pH 值多在6.8 以上,中輕度重金屬污染土壤易於修復。絕大部分耕地達到Ⅱ級水平,是土壤環境質量最佳的地區。

② 東南輸入疊加區

該地區土壤背景值略低於全國平均水平,土壤污染區域集中於長江中下游流域及長江三角洲、珠江流域及珠江三角洲經濟區,主要為上游輸入的污染物與本地排放的污染物疊加所致。長江上游高背景區的外源重金屬鎘輸入,造成了江漢泛濫平原的面狀污染和下游沿岸的帶狀污染。西北江上游均位於南嶺成礦帶,土壤環境背景值較高,礦業活動強度大,向下游地區的重金屬污染物輸入量較高。兩個三角洲地區又是經濟社會最發達地區,污染物綜合排放強度和人口密度均居全國之首,工業污染較重。該地區降水量大,土壤淋溶作用較強,尤其是南部強淋溶區,有利於重金屬污染物的淋失。東南地區土壤環境總體質量尚可。

③ 西南高背景區

該地區土壤背景值顯著高於全國平均水平,部分源於喀斯特石灰岩地區的內源母質繼承,部分源於洪積平原的徑流遷移。該地區水熱資源豐富,生態狀況較好,但土壤環境容量較低,具有潛在風險。有色金屬礦冶開發地區的土壤環境質量整體較差,局域性污染嚴重,並且逐漸演化為流域性和區域性的複合型重金屬污染,人為活動與自然背景的疊加作用非常明顯。礦產活動不僅造成並加劇了該地區的土壤重金屬污染,而且通過水體向下游輸出擴散,成為長江中下游地區和珠三角地區的重金屬污染物輸送源。以土壤污染指數分析,該地區約有1 /3 面積超過土壤Ⅱ級標準,但從重金屬的生物有效性來看,桂黔滇的可交換態比例較低,風險相對易控。

④ 青藏高原高背景自然生態區

青藏高原位於第一級階梯,高原面平均海拔4000~5000 m。基本處於原生態狀態,大部分地區為無人區,自然生態系統保存完好,只有局域地區受人類活動輕微擾動。雖然該地區污染物排放很少,但部分地區土壤中重金屬含量較高。青藏高原的某些元素背景值較高,且青藏高原是許多大江大河的發源地,有可能造成重金屬的遷移,如橫斷山脈及江河源頭地區的鎘,可能通過長江等水系向中下游地區遷移,但目前尚缺乏足夠證據(成杭新等,2005)。

(2)二級區劃

參考地貌、土壤等其他區劃,將4 個一級區進一步劃為22 個二級區

(圖 8)

,並分為清潔區、基本清潔區、局部超標區和大面積超標區4 種質量狀況。區劃指標是土壤污染指數

P

ip 的平均值

P

,具體劃分標準

見表 1

① 北方低背景清潔區續分為5 個二級區,包括東北平原山地清潔區、華北華東低平原清潔區、黃土高原清潔區、內蒙古高原-河谷清潔區、甘新高山-盆地清潔區。劃分依據還參考了土地開發歷史、利用強度、農業種植模式、城市化發展程度等方面的差異。東北平原山地開發歷史較短,農業和林業用地各佔一半左右,平原地區城市化程度較高。華北平原丘陵區水熱條件較好,開發歷史較長,利用強度較高;以農業為主,複種指數最大,有機污染最重。內蒙古高原以牧業為主,黃土高原為半乾旱地區,以農業為主,土地利用強度較低。甘新區地廣人稀,人為干擾程度很低,耕地比例較小,污染指數最低。

② 東南輸入疊加區續分為4 個二級區,包括長江中下游平原基本清潔區、東南沿海山地局部超標區、浙閩中低山清潔區、粵桂低山平原基本清潔區。劃分依據還參考了區域間的地貌特徵、污染物的輸入差異及人類活動特點。長江中下游平原區的重金屬污染物主要來自長江上游輸入及歷史性積累,有機污染物與高強度人類活動有關。東南沿海山地區和浙閩中低山區以重金屬污染為主,與背景值和成礦帶導致的污染有關,具有一定的流域性污染特徵。粵桂低山平原區降水較多,屬於強淋溶地區,有利於重金屬污染物的脫附淋失,但土壤比較粘重,部分地區有機污染物累積較多。同時,珠三角地區受西、北江污染物輸入影響較大,疊加污染嚴重。

③ 西南高背景風險區續分為7 個二級區,包括秦嶺-大巴山局部超標區、四川盆地基本清潔區、粵黔滇中山山地局部超標區、川西南-滇中中高山盆地局部超標區、滇西南高中山地清潔區、桂西喀斯特低山大面積超標區、桂湘贛中低山地局部超標區。劃分依據參考了土壤背景值和污染物種類。如四川盆地既有重金屬高背景的特點,又有高濃度、多種類有機污染物積累殘留的特徵。桂西喀斯特低山盆地是典型的高pH、高鎘地區,生物可利用性較差,具有一定的風險控制基礎。桂湘贛中低山地雖然重金屬元素的背景值略低,但易於活化,風險較高。

④ 青藏高原自然生態區續分為6 個二級區,包括橫斷山、喜馬拉雅、江河源頭上游、祁連山-昆崙山、柴達木-黃湟盆地、羌塘高原。劃分依據還參考了地形地貌,以及光、熱、水分等自然條件,兼顧了高背景重金屬元素的種類,總體上以自然區的分異為主。

(3)三級區劃

選取土壤污染指數的分位值

P

(n = 80)作為定量指標

(表 2)

,進行區域等級評估,再綜合考慮土壤類型、土壤有機質、土壤酸鹼性、土壤黏粒、土壤陽離子代換量、土壤環境容量、土地利用方式、區域生態環境等因素,將22 個二級區進一步劃分為57 個三級區

(表 3 和圖 8)

在具體劃分上,三級分區參考並借鑒了自然地理區劃(黃秉維,1958)、土壤區劃(傅伯傑等,2001)、全國土地利用區劃(封志明,2001)、地貌區劃(李炳元等,2013)、綜合農業區划(全國農業區劃委員會,1981)和水文區劃(熊怡等,1995)。

4.6 討論與展望

與大氣、水環境不同,土壤環境的背景值在空間上具有顯著性差異,質量評價結果只是基於環境本底的相對值。因此,在土壤環境區劃時,首先要進行土壤環境質量區劃,以充分反映土壤環境質量的背景、現狀及成因。這也是本文進行土壤環境質量區劃的理論基礎,但尚需在區劃指標、區劃單元等方面進行深入討論與完善。

(1)土壤環境質量區劃是土壤環境區劃體系的核心。土壤環境區劃從層次上來講,分為土壤環境質量區劃、土壤環境功能區劃、土壤環境污染防治規劃。現有土壤環境功能區劃也進行了質量評價,但缺少土壤環境質量的成因分析(杜立宇等,2012;吳運金等,2014;賈琳等,2015),導致功能區劃單元尺度不一、功能定位不明確、功能級別不對等、保護與控制方案缺乏針對性等問題。

(2)土壤環境質量區劃是隨著土壤環境質量界定而變的。土壤環境質量是一個相對概念,土壤環境質量的「優劣」及空間分異規律也會隨著科學認知而改變。隨著《農用地土壤環境質量標準(三次徵求意見稿)》(環境保護部,2016)等新標準的制定與逐步發布,對於土壤中污染物超標與否、土壤環境質量「優劣」的界定將會繼續深入討論與調整,這將直接影響土壤環境質量區劃的最終結果。

(3)土壤環境質量區劃工作在局部地區還有待細化,為社會需求提供更有力的科學支撐。隨著《土壤污染防治行動計劃》(中華人民共和國國務院,2016)的逐步落實,全國土壤環境質量詳查將提供更加詳實的數據基礎,有利於土壤環境質量區劃體系的完善,進而為全國主體功能區規劃(中華人民共和國國務院,2010)的具體實施提供技術支撐。

(4)土壤環境質量區劃是土壤環境區域管理的基礎。《土壤污染防治行動計劃》(中華人民共和國國務院,2016)強調土壤環境管理重點在分類管理與區域風險管控,而土壤環境質量決定了土壤環境功能分類的定位和適宜程度評價,以及污染地區的治理對策與風險區域的管控策略。因此,全國尺度土壤環境質量區劃對區域性土壤環境保護開發、風險防控、修復治理等政策制定與工作落地具有重要理論與指導意義。

五、結 論

針對土壤環境分區管理的重大需求,本文通過對土壤重金屬背景值與地球化學值及有機物等污染物信息的疊加分析,形成了全國土壤環境質量的空間格局,闡明了區域環境質量的形成機制,構建了土壤環境區劃指標體系,提出了全國尺度的土壤環境質量區劃方案,具體為4 個一級區,22 個二級區, 57 個三級區,初步建立了土壤環境區劃的框架體系及科學方法,為全國土壤環境功能區劃制定與區域風險防控提供了科學依據。來源:農業環境科學,版權歸原作者所有,如有侵權請聯繫我們處理,謝謝。

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