圍墾對遼東灣北部濱海濕地土壤重金屬含量的影響及生態風險評價

閆曉露,孫才志,胡遠滿,鐘敬秋,3,*

1 遼寧師范大學海洋經濟與可持續發展研究中心, 大連 116029 2 中國科學院沈陽應用生態研究所, 沈陽 110016 3 中國科學院地理科學與資源研究所，北京 100101

濱海濕地是陸地生態系統和海洋生態系統交錯的過渡地帶,既是較為脆弱的生態敏感區,同時也是全球生物生產量最高的生態系統之一,直接或間接地影響著人類社會的生存、發展、健康和福利[1]。濱海濕地圍墾一方面是解決沿海地區用地矛盾的主要方式,另一方面也會使濱海濕地資源受到嚴重損害,主要對其水文過程、土壤以及水環境等造成一定的負面效應[2]。土壤不僅是陸地生物的物質基礎,同時也在陸地生態系統的物質循環和能量交換中扮演著重要的角色。隨著沿海地區人類活動干擾時間和強度的增加,土壤重金屬污染逐漸成為威脅土壤環境和人體健康的重要因素。因此,探究人類圍墾對濱海濕地土壤重金屬時空變化規律的影響以及產生的生態風險,對河口區域的土壤污染有效防治、科學安全合理利用濱海濕地資源具有重要的指導意義。

濱海濕地圍墾不僅使土壤的理化性質發生改變,而且由于受到水動力、沉積物吸附等因素的影響,濕地生態系統往往是重金屬元素的匯集區,加之工業化和城市化的迅猛發展,已經導致濱海濕地土壤重金屬濃度遠遠超過其環境背景值[3-4]。隨著人類圍墾活動強度的增大,特別是在農業圍墾區,無機肥料、糞便和農藥的使用使重金屬在土壤中富集,其污染會對人體健康和生態系統的穩定產生直接或間接危害[5- 8]。因此,近年來國內外研究多關注耕地土壤重金屬濃度的變化,包括它們潛在來源、空間分布,生態風險和糧食安全等方面[9- 12]。目前,一方面有關土壤環境對人類活動響應的研究多集中在某一時間尺度上,然而土壤環境同樣具有時空變異特征,如何探究人類干擾下土壤重金屬的時序演變則更為重要。圍墾歷史被認為是一種有效的“空間代時間”研究方法,該方法能夠解決土壤歷史數據難以獲取的問題,從而了解土壤功能幾十年甚至近百年的時空變異特征。另一方面,圍墾方式即土地利用是土壤物理化學特征變化的最基本、最重要的人為控制因素,也是最能夠反映當前人類活動對土壤生態系統作用的重要因素之一。然而,在長期的工農業圍墾區中,將圍墾歷史與圍墾方式進行綜合探究區域土壤重金屬時空變化、來源和潛在生態風險的研究相對較少。

遼東灣北部位于遼寧省南部的河口區域,該區域不僅是大凌河、遼河、大遼河上游工農業污染物排放的主要匯集區,而且本區域的油田開發、港口建設、海水養殖、農業開墾及城市向海拓展已經給土壤環境造成巨大威脅,影響淺海水域的生態環境[13]。2018年國務院出臺《渤海綜合治理攻堅戰行動計劃》文件中指出,遼東灣北部區是其重點治理區域之一。因此,本文分別探究圍墾歷史和圍墾方式對土壤重金屬濃度分布的影響,在來源解析基礎上進行潛在的生態風險評價,以期為遼東灣北部區的土壤環境治理和濕地資源合理利用提供科學參考。

1 研究方法與數據來源

1.1 研究區概況

遼東灣是我國緯度最高的半封閉式海灣,其北部地區(東經121°31′26″—122°10′27″,北緯 40°43′51″—41°12′42″)是由大遼河、雙臺子河(現已更名為“遼河”)與大凌河攜帶的大量泥沙入海并迅速在河口堆積形成,成為我國北方重要的典型淤泥質海岸帶之一(圖1)。研究區隸屬于盤錦市南部沿海典型圍墾區域,屬于半濕潤溫帶季風氣候,年均氣溫8.3℃,年均降水量為611.6 mm。

圖1 研究區地理位置圖、圍墾歷史分布區圖和采樣點分布圖Fig.1 Geographic location map, reclamation history map and sampling point distribution map of the study area

通過查閱《盤錦市水利志》《大洼縣志》[14- 15]等資料及多次實地走訪可知,從第四紀冰期地質年代來看,遼東灣北部區由于海面下降,渤海海底暴露,在海潮淹沒和排水不良的作用下,形成大面積的鹽堿沼澤地帶,屬于退海之地。亙古以來,在這片一望無際、荒涼的鹽堿海灘上,人跡罕至,在歷史上被稱為東北著名的“南大荒”。自清代移民入墾到 1922 年,境內耕地全系旱田且集中于大洼縣東北部、 大遼河的河邊,然而大洼縣境內的中、西部地區則荒地較多、耕地極少、并且夾雜著大量鹽堿地塊,形成“云彩地”和潮溝淤成的“溝地”?？v觀遼寧省的開發歷史,大洼縣是最晚地區,也是盤錦百年水稻種植歷史的一個縮影。1906年,境內已經開始種植水稻,但是不具規模。真正形成和發展濱海濕地圍墾還是近七十年的事情,大體可以分為三個階段。第一階段,民國軍墾與解放初期(1930s—1960s)：據《營口縣志》[16]記載：1924年在今大洼縣境內的南至榮興有雁溝村,北至小鹽灘,東至魏家溝,西至平安河的地域內開墾荒地和退海荒灘。1926年得到張作霖批準,定名營田股份公司。1931年9月,日本帝國主義侵占了我東三省,主要在今大洼縣的榆樹鎮、王家鄉、新建鄉、新立鄉和新開鎮搶占土地,強征中國勞工,進行農田水利建設,開發水田 23000 hm2(230 km2)；第二階段,國營農墾全方位大發展時期(1960s—1990s)：1956 年盤錦農墾局的成立,使國營農場進入大規模開發建設時期。根據兩次野外調查實地走訪當地群眾,將清水鎮、新興鎮和趙圈河鄉作為這一開發階段的具有代表性區域；第三階段,綜合大開發階段(1990s—至今)：雙臺子河入海處左岸三角洲臨海地帶,在縣轄區的西南部,面臨渤海遼東灣,是一片廣闊的退海灘涂和資源豐富的處女地。1988年8月國家計委下發計農經字(88)419 號文件,列為全國重點農業開發項目。因此,根據以上資料搜集并結合遙感影像,最終確定圍墾邊界(圖1)。

1.2 數據來源與處理

1.2.1土地利用數據

本文采用2014年的Landsat OLI遙感影像數據,首先在ENVI 5.1軟件中進行遙感影像預處理；其次采用面向對象與目視解譯相結合的方式進行土地利用類型劃分(14種用地類型,如圖1)；最后,運用誤差矩陣,結合2015年兩次野外考察中記錄的189個地面控制點,進行分類圖的精度評價,結果表明分類精度和Kappa系數分別為85%以上和0.90,分類精度較好。

1.2.2土壤樣品采集與測試分析

按照樣品可獲得性、代表性和均勻性原則,充分考慮區域不同的圍墾歷史、土地利用方式、植被覆蓋與土壤類型等特點,土壤樣品于2015年10月中旬(水稻收割排水后)進行采集,并用精度為3—5 m的GPS記錄實地坐標(圖1)。在每個采樣點附近,每隔50—100 m進行取樣三次并充分混合形成一個完整的土壤樣本。所有土壤樣品都用聚乙烯袋包裝,同時相關信息(景觀類型、土壤類型、植被覆蓋)被詳細記錄下來,將樣品帶回實驗室自然條件下風干。試驗共采集129個表層(0—20 cm)供試樣品,其中33個樣品來自于1930s開發區域,27個樣品來自于1960s開發區域,33個樣品來自于1990s開發區域,30個樣品來自于蘆葦沼澤濕地以及6個樣品來自于潮間帶灘涂地區。

土壤金屬共選取8個指標,分別是錳(Mn)、鐵(Fe)、銅(Cu)、鉻(Cr)、鎘(Cd)、鎳(Ni)、鋅(Zn)和鉛(Pb),其中鐵和錳主要受巖石和土壤風化作用,其含量在自然界是十分豐富的,常被選取作為消除自然過程對重金屬空間分異影響的標準化元素。經過0.149 mm尼龍篩篩選出來的土壤樣品,經過硝酸、氫氟酸和高氯酸混合物的高溫消解6 h后,采用電感耦合等離子體原子發射光譜法(HITACHI P- 4010,日本生產)進行測定[3,6]。對于測定結果,實驗采用平行檢驗和標準對照(中國計量科學研究院GBW-07401)對質量保證和控制進行了評價,標準回收率為95.12%—104.47%,分析結果符合國家環境保護總局《土壤環境監測技術規范》HJ/T 166- 2004的標準要求。

1.3 研究方法

1.3.1土壤數據統計分析方法

描述性統計可以用來計算土壤理化性質和金屬元素的統計參數,以評估數據的分布特征。Kolmogorov-Smirnov(K-S)檢驗用來驗證土壤變量概率分布的正態性。當這些變量在0.05顯著性水平上不通過正態檢驗時,均采用對數變換或Box-Cox轉換使其符合正態分布。皮爾森相關分析和因子分析用來評價土壤理化性質和重金屬元素之間的關系以及污染源的識別。最后,本文采用多元方差分析方法(Multivariate Analysis of Variance,MANOVA)探究重金屬濃度在不同圍墾歷史區與不同土地利用方式下的分布規律。所有的統計分析均是在SPSS 13.0軟件中完成,數據轉換、統計制圖分別應用MiniTab 17.0軟件和Origin 8.6軟件。

1.3.2土壤重金屬潛在生態風險評價

Hakanson[18]的潛在生態風險指數法綜合考慮了多種重金屬元素的環境背景值、毒性響應系數、污染水平以及環境敏感性等因素,是目前國內外有關重金屬生態風險最常用的評價方法,其計算公式為：

(1)

表1 重金屬潛在生態風險等級劃分標準

為了確定土壤重金屬潛在生態風險的空間分布特征并識別污染高值點,本研究應用反距離權重(Inverse Distance Weighting, IDW)方法進行插值,以ArcGIS 10.1軟件中的地統計分析(Geostatistical Analyst)模塊進行處理并出圖。

2 結果與分析

2.1 土壤數據的描述性統計

土壤理化性質和重金屬濃度的描述性統計見表2。土壤顆粒組成的統計結果表明,研究區的土壤質地主要由粉質壤土和沙質壤土組成；土壤pH值變化范圍從6.65到8.80,呈弱酸性至弱堿性；土壤鹽度變化范圍為0.01—0.62 ms/m,變異系數高達97.33%,空間變異較為顯著；反映土壤養分情況的土壤有機碳、硝態氮和速效磷含量變化范圍分別為0.05%—2.88%、0.25—10.72、0.72—26.46 mg/kg,根據全國第二次土壤普查養分分級標準,研究區土壤養分總體處于較低水平；遼寧省典型污染重金屬元素Cu、Cr、Cd、Ni、Zn和Pb的含量范圍分別為4.55—31.67、50.65—275.79、0.26—3.46、20.87—59.34、53.40—149.50、2.95—19.57 mg/kg,參照遼寧省土壤背景值[20]和國家二級標準[21],只有Pb的平均值低于土壤背景值,Cu、Cr、Cd、Ni和Zn均高于遼寧省土壤背景值,除Cd高于國家標準,其他都低于國家標準。土壤重金屬元素的變異系數在12.63%—58.23%范圍內變化。其中,Cd、Cr、Cu、Mn和Pb重金屬元素的濃度都具有較高的變異系數(>30%),表明它們的分布可能受人為活動的影響。Fe,Ni和Zn元素具有較低的變異系數(<30%),表明它們在研究區分布得較為均勻,可能受土壤本底值的影響較大。

2.2 土壤數據的相關性

根據表3所示,6種重金屬(Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn)表現為彼此的顯著正相關(P<0.01)。其中,Cu與Ni、Zn的濃度密切相關(0.52和0.71),Cr和Ni,Cr和Zn以及Ni和Zn的相關系數分別為0.71、0.52和0.57,表明這些金屬可能來自于相同的人為活動。Pb與Cu、Ni和Zn呈顯著相關(P<0.01),但與Cd和Cr表現為較弱的相關性,暗示Cd、Cr和Pb可能有不同的來源。Turer 等[22]研究表明大氣沉降是土壤和沉積物中Pb的重要來源。Fe和Mn的濃度分布呈顯著正相關(P<0.01),表明這兩種元素具有相似的化學行為,在自然界中部分以氧化形式存在,部分以氫氧化物的形式存在[23]。

表2 土壤性質和土壤重金屬含量的描述性統計

土壤有機質、pH、鹽度和土壤質地可以直接或者間接地影響沉積物中重金屬元素的遷移和溶解[24]。相關矩陣分析表明(表3),除Cr(P<0.01)和Ni外(P<0.05),沒有其他金屬元素與鹽度表現出顯著的相關性。Cd、Cr、Cu、Ni和Zn(除Pb外)濃度與土壤有機碳、黏粒、粉粒含量呈極顯著正相關(P<0.01),而與砂含量呈極顯著負相關(P<0.01)。相關研究表明,土壤有機質和細顆粒(黏粒和粉粒)的強吸收能力有利于重金屬元素的匯集[25]。然而,Fe、Mn和土壤有機碳之間沒有顯著相關性,表明土壤有機碳的輸入可能是受到外界因素影響。

表3 土壤性質與重金屬濃度的皮爾森相關分析

2.3 土壤數據的因子分析

對于土壤中分布的重金屬元素,若用參考元素對其進行標準化可以消除自然過程的影響,從而人為因素能夠被定量描述。Fe主要來自于巖石和土壤的風化作用,通常較少受到人為影響[17]。根據表2和表3所示,Fe的濃度有較低的變異系數,并且與其他土壤金屬呈顯著正相關,表明Fe可作為標準化數據的參考元素并且能夠校正土壤粒徑對金屬分布的影響。因此對原始數據和Fe標準化數據(Cu、Cr、Cd、Ni、Zn和Pb分別與Fe的比值)進行因子分析,以進一步確定土壤理化性質和重金屬之間的關系以及重金屬元素的來源(圖2,表4)。

圖2 土壤理化性質和重金屬旋轉因子負荷矩陣散點圖(原始數據和Fe標準化數據)Fig.2 Scatter plots of rotated component matrix for soil properties and heavy metals (Raw data and Fe-normalization)Salinity: 土壤鹽分;Clay: 黏粒;Silt: 粉粒;Sand： 砂粒;SOC:土壤有機質Soil organic matter;AP: 有效磷Available phosphorus

對于原始數據,總共有四個因子被提取,占總方差的61.69%。旋轉因子負荷矩陣表明,第一個因子(F1)占總方差的19.61%,包括Cr、Cu、Ni、Zn、土壤顆粒組成和土壤有機碳,這一結果也印證了相關矩陣分析的結果。第二因子(F2)主要包括鹽度、pH和硝態氮,因子負荷均大于0.60。Fe和Mn是第三因子(F3)的主控因子,因子負荷均大于0.7,表明Fe和Mn兩種金屬元素可能受土壤母質的影響。占總方差11.12%的第四因子中密切相關的指標有重金屬Cd,Pb和土壤速效磷(因子負荷分別為0.64、0.78和0.64)。對于Fe標準化數據,同樣也有四個因子被提取,并且解釋總方差的60.12%。第一個因子只包括土壤粒徑(負荷> 0.80),第二個因子包括Fe標準化的Cr、Cu、Ni和Zn,負荷均大于0.60。這表明,Fe標準化后土壤粒徑對重金屬的影響變小。盡管負荷系數是不同的,但從Fe標準化數據中提取的第三個和第四個因子所包含的指標與從原始數據中提取的第二和第四個因子所包含的指標是相同的?？傮w來看,土壤顆粒組分對土壤理化性質和重金屬的分布具有顯著影響。一般而言,Cr和Ni主要源于成土母質。但研究區Cr和Ni的平均含量遠超遼寧省土壤背景值,因此根據因子分析結果可推測Cr、Cu、Ni和Zn主要受人為因素影響。遼東灣北部區每年有大量的化工、造紙、石油開采及加工等行業的廢水匯入遼河,人類活動特別是工業活動可能是造成這4種重金屬元素富集的主要原因之一[26]。Cd、Pb和速效磷含量之間的關系表明,研究區化肥和農藥的使用可能是增加土壤中Cd、Pb含量的主要原因之一[27]。在歐美部分發達國家,磷肥中鎘含量被立法限制,并持續削減鎘含量標準,施用量更被嚴格控制。然而,遼寧省磷肥施用并未受到嚴格控制,磷肥使用面臨巨大濫用問題[28]。根據遼寧農業統計公報顯示,2011—2017年遼寧省化肥施用量約425萬t/a,其中磷肥施用量達43.5萬t/a,按照抽樣實驗數據磷肥的鎘含量計算,遼寧省僅磷肥一項年均鎘伴肥施用量約達261—274.05 kg,逐年累加結果更是觸目驚心。對于元素Pb,農藥的投入可能增加表層土壤重金屬Pb的濃度,但是隨著圍墾時間的增加,灌溉水的排灌容易導致該元素發生遷移,因此表層土壤的Pb含量較低,這與描述性統計中Pb含量大部分低于背景值的結果相吻合。

表4 土壤性質與重金屬旋轉平方載荷的總和

2.4 圍墾歷史對土壤重金屬濃度的影響

由于農業、工業和交通基礎設施建設等圍填?；顒訌姸鹊脑龃?世界上許多國家沿海地區發生了嚴重的土壤和水環境重金屬污染問題[29]。在農業圍墾區中,土壤重金屬濃度一般會隨著圍墾時間的延長而逐漸增加[6],但是研究區并不是所有重金屬元素都表現出相同的變化趨勢。在不同圍墾歷史區中,Fe標準化的重金屬濃度和顯著性差異如圖3所示。對于Fe標準化的Cd、Cr和Cu三種重金屬元素,在圍墾初期(1990s)均展示了顯著下降的趨勢(P<0.05),而在1960s和1930s的圍墾區又表現出顯著增加的趨勢。隨著開墾年限的增加,Fe標準化的Ni表現為下降趨勢,并且在濕地與圍墾區(1960s和1930s)中存在顯著性差異(P<0.05)。對于Zn和Pb,從早期的濕地圍墾到1960s圍墾區中呈上升趨勢,然而Zn和Pb的含量在1930s圍墾區中(P<0.05)卻顯著下降。研究表明,Cd、Zn和Pb的濃度與磷肥施用有關[30],圍墾歷史較長的區域(1930s)速效磷含量較低,導致這一區域Zn和Pb的濃度也較低。此外,淋溶灌溉作用促進土壤重金屬從表層向土壤深層遷移,其中遷移最多的是Pb,其次為Zn[31]。

在1990s圍墾區中,6種Fe標準化重金屬的濃度均低于天然濕地區,表明早期開墾對其分布具有顯著影響。在圍墾初期,由于水分蒸發形成大面積的鹽漬土,其中大部分用于水產養殖,或者被廢棄。蘆葦在廢棄地上廣泛生長,通過土壤養分的富集,有效地改善了土壤的質量,吸附了一定濃度的土壤重金屬元素。然而,由于農業開發,淋溶和土壤侵蝕等方式引起土壤的快速脫鹽過程,累積在濕地中的重金屬會在圍墾初期大量流失,導致有機物質和可溶性金屬被釋放[32]。隨著圍墾歷史的增加(1960s —1990s),淋溶過程已經在年輕的圍墾區中完成,除重金屬Ni以外,持續農業活動和工業生產可能是導致Cd、Cr、Cu、Pb和Zn濃度在老圍墾區增加的主要原因。

圖3 在不同圍墾歷史區中Fe標準化土壤重金屬分布的多元方差分析Fig.3 Multiple comparison analysis of ANOVA and box plots for Fe-normalized heavy metal concentrations in different zones

2.5 圍墾方式對土壤重金屬濃度的影響

土壤環境對人類活動的響應除表現在時間尺度上,在空間尺度即當前的土地利用方式同樣具有顯著效應。因此,基于上述圍墾歷史的影響分析,在不同圍墾方式下,6種Fe標準化的重金屬濃度以及顯著性差異如圖4所示。總體來看,Cr表現出最高的中位數值,其次是Zn、Ni、Cu、Pb和Cd。然而,盡管Fe標準化的Pb在水產養殖地的濃度遠遠高于其他土地利用方式,但是方差分析表明,Fe標準化的Cu、Zn和Pb的濃度在6種土地利用水平之間沒有顯著性差異(P>0.05)。Fe標準化的Cr在灘涂地區為229.52 mg/g,顯著高于建設用地的110.99 mg/g。同樣Fe標準化的Ni在灘涂(56.98 mg/g)顯著高于農業和建成區(41.17 mg/g和36.84 mg/g)。關于Fe標準化的Cd,在水產養殖區其濃度最高(2.48 mg/g),明顯高于灘地(1.52 mg/g)和建設用地(0.76 mg/g)?？傮w來看,除Fe標準化的Cd和Pb在水產養殖區有較高的濃度外,Fe標準化的Cr、Ni、Cu和Zn的濃度均在自然區域(灘地和蘆葦)高于人類活動區域(水產養殖、耕地、建設用地)。

圖4 在不同土地利用方式下土壤重金屬的多元方差分析Fig.4 Multiple comparison analysis of ANOVA and box plots for Fe-normalized heavy metal concentrations in different land use

2.6 土壤重金屬潛在生態風險評價

從重金屬潛在生態風險的空間分布來看(圖5),研究區土壤重金屬空間分布規律明顯。除Cd外,其余5種重金屬無論是在不同的圍墾歷史區還是在不同的圍墾方式下,均表現出低風險值。盡管如此,Cr、 Ni 及 Zn在遼河入?？趨^域卻分布相對較高的風險值。Cd的極高生態風險是遼東灣北部區最嚴重的重金屬污染形式,特別是在水產養殖和農業地區。近30年來,越來越多的濱海濕地圍墾用于農業種植和文蛤漁業養殖。長期施肥可提高土壤肥力并增加土壤有機質含量。然而,土壤有機質具有強大的吸附重金屬的能力。因此,化肥的廣泛施用不僅會造成表層土壤重金屬的污染,而且會增加重金屬引起的潛在食品安全風險。人類攝入Cd的主要途徑是食用食品,因此,從食品安全角度出發,應該特別注意Cd元素在海產品和水稻中的生物富集研究。

表5 單項潛在生態風險與綜合潛在生態風險

圖5 土壤重金屬單項潛在生態風險與綜合潛在生態風險指數的空間分布Fig.5 Spatial distribution of single potential ecological risk and comprehensive potential ecological risk (PERI) of heavy metals

3 討論

濱海濕地位于遼河的終點,是遼河入海的必經之地。上游地區的農業,工業和生活污水對遼河的排放,引起了沉積物中顯著的重金屬富集,并對河口生態環境帶來嚴重負面影響。除受到人為因素的干擾,細小土壤顆粒組成和濕地厭氧條件也是造成重金屬吸附在沉積物中的主要環境因素。河口海岸區對我國海灣及沿海區域經濟發展意義重大,其特殊的沉積背景及過度的人類干擾,將會導致濕地土壤中的重金屬累積到有毒水平,從而造成人居環境和健康的巨大風險,最終影響區域自然資源的可持續利用。要解決問題,先要追根溯源。因此,在未來的研究中,將會增加更為詳細的工農業生產活動方式下土壤重金屬的樣品采集與分析,運用更為科學的來源解析方法,發現小尺度下土壤重金屬的空間變異特征,以期揭示更為準確的干擾因素,從而為區域生態環境修復提供有利科學參考。

4 結論

(1)研究區測得的6種典型污染重金屬,只有Pb的平均值低于土壤背景值,Cu、Cr、Cd、Ni和Zn均高于遼寧省土壤背景值,除Cd高于國家標準,其他都低于國家標準。土壤顆粒組成是控制重金屬濃度分布的主要物理因素。Cr、Cu、Ni和Zn可能有共同的人為活動來源,特別是工業活動的影響。持續的農業施肥可能會增加土壤中Cd、Pb的含量。

(2)圍墾歷史能夠較好地反映重金屬濃度的演化過程。圍墾初期(1990s),土壤侵蝕和淋洗脫鹽對土壤重金屬分布具有顯著影響。隨著開墾年限的延長(1960s),持續的農業施肥、工業活動(如造紙、石油開采)和城市擴建,都大大增加了土壤重金屬含量的累積。

(3)不同的圍墾方式影響下,除Fe標準化的Cd和Pb在水產養殖區有較高的濃度外,Fe標準化的Cr、Ni、Cu和Zn的濃度均在自然區域(灘地和蘆葦)高于人類活動區域(水產養殖、耕地、建設用地)。

(4)Cd的極高生態風險是遼東灣北部區最嚴重的重金屬污染形式,且分布趨勢與綜合潛在生態風險空間分布趨于一致,特別是在水產養殖和農業地區。增加生態用地,發展生態農業(如稻蟹養殖),重點地區建設自然保護區、定期疏浚溝渠等措施可以有效減少重金屬進入河流的可能性,從而減少重金屬對研究區水環境的威脅。另外,過量Cd的富集可能會導致健康問題,從食品安全角度出發,應該特別注意Cd元素在海產品和水稻中的生物富集。