铬污染土壤论文

铬污染土壤论文（精选5篇）

铬污染土壤论文 篇1

铬渣污染场地电阻率法探测中, 土壤温度、土壤类型、含水率、孔隙度和污染物含量都直接影响土壤的电导能力, 造成了电阻率数据解析的多解性, 这些测量结果无法准确描述土壤由于重金属污染导致的变化情况。已有铬污染土壤的电学特征实验研究表明, 土壤不仅具有电阻特性而且呈现电容特性。土壤双电层是引起土壤具有容抗的原因, 本文在已有理论基础上对数学模型进行了探讨, 用于区别盐分和含水率。

一、复电阻率Cole-Cole模型

复电阻率法污染探测来源于土壤的导电特性, 这种导电特性包括了土壤溶液电导、颗粒电导、双电层变形引起的容抗等。复电阻率法污染探测最初应用于地球物理领域, 经验证, 对于已提出的各种岩石和矿石激电响应模型反映较好的有Dias模型和Cole-Cole模型。由于Cole-Cole模型在拟合精度和参数物理意义上具有一定优势, 故采用Cole-Cole模型作为首选土壤复电阻率模型。模型的电路图如图1所示, 其中R0为未考虑激电效应的直流电阻, R1为阻塞通道中溶液和固体颗粒电阻之和, 二者单位均为Ω;电容X单位为F, 频率因子c无量纲, i为虚数单位, ω为角频率。

Cole-Cole模型复电阻率 (ρ) 表达式为式, ρ0为R0归一化后的直流电阻率, 单位Ωm ;充电率m=R0/ (R0+R1) 为无量纲参数;时间常数τ=X (R1/m) 1/c单位为s。

在上述模型中, m和c主要决定于土壤的颗粒性质和孔隙度, 而受外界因素影响很小, 而ρ0和τ由土壤性质和土壤溶液共同决定, 这就使得ρ0和τ是离子浓度和含水率的函数, 因此本文内容将是重点的推导ρ0和τ与离子浓度和含水率的关系式。复电阻率各参数分布范围大致为:m=0～0.98, τ=10E-3～5×10E+3s, c=0.1～0.6, ρ0=10E-4～10E+5 。

二、直流电阻率的推导

由阿尔奇公式[1]

可知土壤电阻率可以由孔隙度∅, 饱和度Sr, 溶液电阻率ρW计算而得。其中K、m和n为土壤相关校正系数。孔隙度、饱和度和含水率之间的关系为Sr=Wc/∅, 其中Wc为体积含水率;溶液电阻率可以由溶液摩尔电导率计算ρW=1/k=1/ (Λn0) , 其中κ为物理化学中电导率的表示方法, Λ为溶液摩尔电导率, c为离子摩尔浓度。

则式 (2) 变为:

铬元素的离子摩尔浓度与质量含量关系为:

λ为铬元素的质量含量, 单位mg/kg, γ为土壤容重, 单位g/cm3, 将式 (4) 代入式 (3) 得:

三、时间因子的推导

Cole-Cole模型中的X等效为具有F·m-1量纲的介电常数, 这种容抗特性是由土壤的双电层引起的。描述双电层的另外一个参数是微分电容C。电容通常被定义为电介质分隔的两层表面存储电荷除以表面之间的电压。另一种定义是指存储电荷除以表面之间的电压变化率。后者被称为“微分电容”, 但通常存储电荷是正比于电压, 使得两个定义描述电容是等同的。除了通常的电容形式外, 还有平行板电容。但是, 这个定义是有意义适用于任何两个领域进行, 如球体, 而不一定是相同大小的[2]。球体之间的微分电容由他们表面的相反电荷±q得到。第二种形式的微分电容是指单一孤立导体。它通常是在静电内容里出现。绝对电位取决于选择谁作为参考, 这就是所谓的自电容。由如下公式定义

以φS以表示斯特恩面的电位, 则可以使用如下公式计算双电层电容, 而以较小的C扩决定[3],

以双胶体板计算双电层电容, 式 (6) 代入式 (7) 得

将离子摩尔浓度换成质量含量

CG=Φzeundefined

式中z为负离子价位, 铬酸钠溶液取值为2;e’为电子电量, 1.6E-19库仑;n0为离子摩尔浓度, mol·L-1;λ为铬元素的质量含量, 单位mg/kg;ε为介电常数, 取值3;k为波尔兹曼常数, 1.3807E-23 J·K-1;T为热力学温度; 为电位, 可取值40E-3; 为孔隙度; 为含水率。Cole-Cole电路模型中的X在数值上与自电容相等。Cole-Cole数学模型中的定义为:

四、公式的验证

得到土壤胶体双电层电容公式后, 为了验证公式的正确性, 我们将理论推导的计算结果同实验测量的结果进行对比, 以含水率0.1和0.3的50ppm, 250ppm, 1000ppm和4000ppm四个污染浓度为例;直流电阻率选取实际测量时的电阻率, 实验测得充电率和频率因子分别选取0.138和0.4, 对比图如下:

从三个含水率不同铬浓度土壤样品的幅值对比可以看出, 实际测量值与理论计算值存在较小差距, 这种结果可以从以下方面来解释:

(1) “较小”, 因为在理论计算Cole-Cole模型数学公式时, 直流电阻率用测量值来代替, 这在一定程度上减小了理论计算和实际测量的差别。

(2) “差距”, 这种差距主要是由于时间因子τ引起的。即在中间频段时有较大差距, 而在高频时趋于一致。其差距在2%之内, 因此可以直接使用理论计算公式, 而不必引入校正系数。

从以上分析来看, 基于胶体板模型对于双电层自电容和时间因子τ的理论推导, 与实际测量是基本一致的。式 (5) 中的铬元素质量含量和含水率的指数项为同号, 而式 (9) 中则为异号, 这就解释了具有相同直流电阻率的两个不同土壤样品, 而他们的复电阻率幅值却不相同, 从而为区分铬盐污染浓度和含水率的影响提供了理论基础。

五、结语

本文选择Cole-Cole电路模型作为土壤复电阻率模型, 将土壤的电阻特性和电容特性进行统一评价。结合阿尔奇公式, 得到土壤复电阻率中对导电起主导作用的直流电阻率。土壤双电层形变是引起土壤具有容抗的原因, 基于双层胶体板模型, 得到双电层中电荷密度分布公式, 将其对电位求偏导数, 得到土壤复电阻率中具有容抗特征的双电层电容参数。将推导结果同第二章的实验数据进行对比, 偏差在2%以内, 结果证实Cole-Cole模型描述土壤阻抗特性是准确的。

参考文献

[1].李法虎.土壤物理化学[M].北京:化学工业出版社, 2006:113～140

[2].Art of Transmitting Electrical Energy Through the Natural Me-diums, Canadian Patent No:142, 352, 1906～04～17, 1912～08～13

[3].邓梅根.电化学电容器电极材料研究[M].合肥:中国科学技术大学出版社, 2009:26～27

铬污染土壤论文 篇2

沈阳市新城子铬渣堆存区土壤铬污染分布及形态研究

采用Tessier A连续提取法,研究分析了沈阳市新城子铬渣堆存区土壤中重金属铬的.污染分布和迁移转化规律.结果表明:土壤中重金属铬的5种形态分布,主要以残渣态和碳酸盐结合态为主,分别占总量的49.74%和21.40%,而有机结合态含量最低,占总铬含量的6.25%.不同的功能区域铬的形态分布有所不同.总体的分布特征是残渣态大于碳酸盐结合态大于交换态大于铁锰氧化态大于有机态.

作 者：惠秀娟 孟雪莲 徐成斌 马溪平付保荣 HUI Xiu-juan MENG Xue-lian XU Cheng-bing MA Xi-ping FU Bao-rong  作者单位：惠秀娟,徐成斌,马溪平,付保荣,HUI Xiu-juan,XU Cheng-bing,MA Xi-ping,FU Bao-rong(辽宁大学资源与环境学院,辽宁,沈阳,110036)

孟雪莲,MENG Xue-lian(辽宁大学药学院,辽宁,沈阳,110036)

刊 名：气象与环境学报 英文刊名：JOURNAL OF METEOROLOGY AND ENVIRONMENT 年，卷(期)： 25(6) 分类号：X753 关键词：土壤   铬污染   生态效应   形态分布   沈阳市新城子区  

铬污染土壤论文 篇3

关键词：电动修复,铬污染,污泥

城市污泥是指城市生活污水、工业废水处理过程中产生的固体废弃物,是污水处理厂的必然产物。污泥中含有大量有机物、丰富的氮磷等营养物、重金属以及致病菌和病原菌等。目前,污泥的处置方式主要是填埋、焚烧、填海和土地利用[1,2,3]。土地利用是最好的处置方式,它不占据土地面积,节约能源,减少处理成本,而且还可以充分利用污泥中含有的丰富氮磷等营养物[4,5,6],但高含量的重金属离子限制了污泥的土地利用,所以去除污泥中重金属离子是污泥土地利用的先决条件。目前对城市污泥中重金属的治理研究主要集中于以下几个方面[7]:化学方法、生物修复、植物修复、电动力修复。化学方法、生物修复、植物修复尽管可以去除污泥中的重金属但受技术和经济等的限制很难实现而不能被广泛应用。电动力修复技术在净化重金属、有机物等污染的低渗透性土壤和污泥具有效益高、运行时间短的特点[8]。欧美国家相继开展了电动力修复土壤和污泥方面的工作,实验室和现场研究方面均取得了进展[9,10],我国对电动修复去除污泥中重金属的研究处于起步阶段,袁华山等[11]对酸化污泥中的Cr,Zn,Cu在电动力作用下的去除率进行研究,并取得了一些成果。本文应用电动力修复技术对铬污染污泥进行了实验室研究, 研究了电动力修复技术去除铬污染污泥过程中修复电流、pH值、修复时间等因素对去除效率的影响。

1 材料和方法

1.1 实验材料

试验所用试剂均为分析纯;污泥样品取自重庆市生活污泥,烘干,研细,过80钼筛,即得实验泥样, 电动修复装置为自行设计。

1.2 实验装置

电解槽和滤纸盒(污泥)尺寸(L×W×H)分别为0.20m×0.07m×0.07m和0.15 m×0.07m×0.04 m。将污泥平分为5个截面(分别用1#~5#表示),靠近阴极的为截面1#,依次类推。

1.3 实验方法

称取需要量的重铬酸钾(所配置的模拟污染污泥中Cr(Ⅵ)浓度为1mg/mL)溶解到定量的去离子水中,加入到定量的污泥样品中,搅拌至充分混合,放置24h。为防止污泥进入电极槽,污泥装在折叠好并已放在电解槽里的滤纸盒子里。用导线把电动反应单元与直流电源连接起来,施加恒定电流。共进行9组实验,分别用S1~S9表示,各实验的初始条件如表1所示。

1.4 分析方法

通过万用表测定实验过程中的槽电压。采用二苯碳酰二肼分光光度法对各截面污泥中的六价铬进行测定,采用高锰酸钾氧化-二苯碳酰二肼分光光度法对各截面污泥中的总格进行测定。

2 实验结果及分析

2.1 修复电流对去除率的影响

电动力修复实验结束时,测得对不同截面处Cr(总)和Cr(Ⅵ)的去除率如图2、图3所示。

图2、图3显示了在其他条件相同,修复电流不同时,电修复实验完成后污泥中Cr(总)和Cr(Ⅵ)从阴极到阳极的分布。

从图2可以看出,随着修复电流的增加,去除率也增加。靠近阴极的截面去除率明显高于靠近阳极的去除率,说明了在修复过程中,有大量的铬向阳极迁移。随着修复时间的增加,污泥中的大部分铬迁移到阳极槽中,污泥中铬的含量减小。修复电流为30mA时,污泥中总铬的去除率为42.87%;修复电流为50mA时,污泥中总铬的去除率达到了62.35%。

从图3可以看出,污泥各截面Cr(Ⅵ)和Cr(总)去除率的趋势相似,但Cr(Ⅵ)的去除率比Cr(总)高,说明在实验过程中,一部分Cr(Ⅵ)被还原成Cr(Ⅲ),但主要还是以Cr(Ⅵ)的形式存在。

从图2、图3可以看出,靠近阴极的截面Cr(Ⅵ)和Cr(总)的去除率高,而靠近阳极的去除率低,铬主要集中在阳极区,说明了铬主要是以含氧阴离子形式存在,在电场的作用下,向阳极迁移。

2.2 pH对去除率的影响

图4、图5显示了其他条件相同,改变背景pH值和控制阴极pH值后,污泥各截面Cr(总)和Cr(Ⅵ)的去除率。

从图4、图5可以看出,用柠檬酸改变背景pH值(实验S4)后,各截面总铬的去除率没有明显的提高,截面3#、4#、5#均还有大量的铬。用醋酸对阴极液进行中和(实验S5)后,Cr(总)的去除率可以提高至61.04%,用柠檬酸对阴极液进行中和(实验S6)后,Cr(总)的去除率升高到85.88%。究其原因,主要是由于电动修复过程中,仅用柠檬酸改变背景pH值,虽柠檬酸可以和铬形成稳定的配位化合物,但加入的酸不足以中和阴极产生的OH-,所以去除率没有明显的增加;通过用醋酸和柠檬酸控制阴极液pH值,使整个污泥体系保持酸性,在酸性环境下铬主要以离子的形式存在有利于铬的迁移,去除率有所增加。醋酸和柠檬酸相比较而言,柠檬酸的效果更好,主要原因是柠檬酸可以和铬形成稳太且在较宽pH范围内可溶的配位化合物,这就增强了污泥中铬的迁移从而可以达到很高的去除率。

2.3 修复时间对去除率的影响

图6、图7为其他条件相同,修复时间不同时Cr(总)和Cr(Ⅵ)的去除率。从图6可以看出,处理时间越长,去除率越高。特别是截面4#和5#。修复时间为4h时,截面5#的去除率仅为4.20%,修复时间为6h时,截面5#的去除率达到87.29%。修复时间的增加,主要提高了截面4#、5#的去除率,从而提高铬的总去除率。从图6可以看出,只要处理时间充分,Cr(Ⅵ)都会向阳极迁移,最终进入阳极槽。同时比较图6和图7,发现Cr(Ⅵ)在电迁移过程中部分还原为Cr(Ⅲ),一部分形成沉淀。

3 结 论

从本研究可以得到如下结论:

(1) 电动力修复可有效去除污泥中的铬,去除率随修复电流和修复时间的增加而增加,去除率最高达到90.49%。

(2) 污泥各截面去除率相差很大,越靠近阳极的截面去除率越低,说明了Cr(Ⅵ)主要以含氧阴离子形式存在,在电动修复过程中向阳极区域迁移,并有部分还原为Cr(Ⅲ)。

(3) 在pH值影响的实验中,调节背景pH值和控制阴极液pH值两类方法相比较,控制阴极液pH的方法是提高铬去除率的有效途径,而其中以添加柠檬酸等螯合剂的效果更加明显。

(4)电动力修复污泥中的铬,其pH值是影响去除率的最主要因素,应深入研究控制阴极液pH值的其他方法,寻找可以高效、安全地去除污泥中的重金属。

参考文献

[1]牛樱,陈季华.剩余污泥处理技术进展[J].工业用水与废水,2000,31(5):4-6.

[2]陈涛,熊先哲.污泥的农林处置与利用[J].环境保护科学,2000,26(3):32-34.

[3]Nagaoka T,Umezu K,Kouno K,et al.Selective inhibitors of germina-tion of legume seeds in activated sludge compost[J].Plant Growth Reg-ulation,1996,20:295-302.

[4]Ahlberg G,Gustafsson O,Wedel P.Leachingof metals fromsewage sludgeduring one year and their relationship to particle size[J].EnvironmentalPollution,2006,144:545-553.

[5]Veeken AHM,Hamelers HVM.Removal of heavy metals from sewagesludge by extraction with organic acids[J].Water Science Technology,1999,40(1):129-136.

[6]Babel S,Dacera D,del M.Heavy metal removal from contaminatedsludge for land application:A review[J].Waste Management,2006,26:988-1004.

[7]Soon-Oh Kim,Kyoung-Woong Kim,Doris Stuben.Evaluation ofElectrokinetic Removal of Heavy Metals from Tailing Soils[J].Journalof Environmental Engineering,2002,128(8):705-715.

[8]邓昌芬,周东美,仓龙.铜尾矿砂电动增强处理过程研究[J].农业环境科学学报,2005,24(1):55-59.

[9]周东美,仓龙,邓昌芬.络合剂和酸度控制对土壤铬电动过程的影响[J].中国环境科学,2005,25(1):10-14.

铬污染土壤论文 篇4

1 实验部分

1.1 仪器

721可见分光光度计（上海欣茂仪器公司）；FA2004N电子天平（上海精密科学仪器有限公司）；PHS—3C型精密pH计（上海精密科学仪器有限公司）；SHA-C恒温振荡器（常州国华电器有限公司）。

1.2 材料

粉末活性炭（竹炭，粒径0.75mm，比表面积1000m2/g）；重铬酸钾、二苯碳酰二肼、丙酮、硫酸、磷酸、氢氧化钠、盐酸均为分析纯。

1.3 实验方法

称取一定量PAC置于250mL碘量瓶中，加入100 m L重铬酸钾溶液，在恒温水浴振荡器中振荡一定时间。反应后过滤，采用二苯碳酰二肼分光光度法测定剩余溶液中的Cr(VI)浓度。

2 结果与讨论

2.1 PAC对六价铬的吸附速率曲线

用蒸馏水配制0.5mg/L（超标10倍，根据《地表水环境质量标准》III类水质标准）、1.5 mg/L（超标30倍）、2.5 mg/L（超标50倍）六价铬溶液（pH=5.8），投加0.05g粉末活性炭，在90r/min的振荡速度下考察5℃（代表水源地冬季水体温度）、15℃（代表春、秋季水体温度）、25℃（代表夏季水体温度）三个温度下PAC对六价铬的吸附平衡时间。

由图1、2、3可知，在三个温度下，PAC对超标10倍（0.5mg/L）的六价铬1h就能达到吸附平衡，且去除率达到80%左右；而对超标30倍（1.5mg/L）、50倍（2.5mg/L）的六价铬而言，随着温度的升高，吸附平衡时间延长，去除率下降。5℃时，吸附1.5mg/L、2.5mg/L的六价铬分别需要4h、5h，去除率分别为71.13%和60.8%；而15℃、25℃时，平衡分别需要达到5h、6h，在25℃时，对1.5mg/L、2.5mg/L六价铬的去除率下降至64.4%、49.88%。由分析可知，在春秋季和夏季应急处理高超标倍数的突发六价铬污染时，可通过加大PAC投加量来缩短吸附时间和提高吸附去除率。

2.2 振荡速度对吸附效果的影响

实验条件：T=25℃，C0=0.5mg/L,t=1h,W=0.05g,pH=5.8

PAC对六价铬的吸附去除率先随着振荡速度的增大而增大，在90r/min时达到最大，但随着振荡速度的继续增大，去除率又开始下降。主要是因为为提高振荡速度，加速了溶液中离子的运动，有利于六价铬向固液界面扩散；但随着振荡速度的继续，PAC表面吸附Cr(VI)的会产生脱附现象，使得去除率下降。

2.3 吸附等温线的测定

实验条件：t=6h,W=0.05g,pH=5.8，振荡速度90r/min

Freundlich等温模型线性表达式为：

Langmuir等温吸附模型的线性数学表达式[9]为：

由表1、2可见，Freundlich和Langmuir等温吸附模型可以很好的拟合PAC对六价铬的吸附规律。

参考文献

[1]阮仁良,张勇.黄浦江上游水源地突发性水污染事故应急处置预案探讨[J].上海水务,2006,22(3):1-4.

[2]张勇,徐启新,杨凯,等.城市水源地突发性水污染事件研究述评[J].环境污染治理技术与设备,2006,7(12):421-424.

铬污染土壤论文 篇5

1 研究意义和现状

1.1 研究意义

重金属的污染已成为较突出的环境问题之一。虽然有些重金属是人体所必须的微量元素, 但当它们的浓度或体内积蓄量达到一定阈值时, 就会对人体产生毒害。此外, 重金属一旦进入人体, 不会发生分解, 而是积蓄在体内, 对人体造成潜在性的危害。例如致畸、致癌和致突变等。

重金属铬是植物生长所必需元素, Cr3+和Cr6+都有毒性, 且Cr6+毒性较强, Cr6+还有腐蚀性, 对皮肤和粘膜表现为强烈的刺激和腐蚀作用, 还对全身有毒性作用。铬对种子萌发, 作物生长会产生毒害作用, Cr6+比Cr3+易溶, 更容易被植物吸收, 对植物的毒性较强。蔬菜受重金属污染后, 不仅严重影响其产量和品质, 而且会进一步通过食物链进入人体, 危害人类健康。

随着人民生活水平的不断提高, 对事物的需求由数量转向质量, 食物质量的优劣直接关系到人们的身体健康, 人们对于无污染的绿色食品的要求越来越强烈, 但同时作物中的重金属污染却变得越来越严重。本文主要研究Cr6+对三种叶类蔬菜种子萌发和生长的影响, 铬对植物的伤害首先会表现在种子的萌发和幼苗的生长的变化上, 种子萌发时期的生长状况直接影响作物以后的生长和产量。因此, 研究种子在萌发阶段受重金属污染的影响, 将对防治、预防蔬菜铬污染, 保证蔬菜产量、品质及指导生产具有重大的理论意义和现实意义。

1.2 研究现状

目前各种研究成果, 在一定程度上指出了重金属污染的严重性, 而且也充分认识到了铬对植物的毒性作用。杨和连的研究成果表明, 重金属铬对西葫芦种子的发芽势、发芽率影响不大, 但在一定程度上延迟了发芽;对活力指数抑制作用较大;对西葫芦的苗鲜重、主根生长、侧根发生和下胚珠生长的抑制作用均极显著【1】。郑爱珍的研究则表明, 六价铬污染对辣椒幼苗生长产生明显的抑制作用。当六价铬的浓度为10mg∕L时, 幼苗株高与对照相相比具有显著性差异;随着六价铬浓度的升高, 根冠比干重呈现升高的趋势;辣椒幼苗中无论是叶绿素a、叶绿素b的含量, 还是叶绿素总量都呈下降的趋势。

这些研究大多是针对水稻、茄果类蔬菜、豆类等植物幼苗的生理生化特性的影响【2】—【6】, 对于Cr6+对叶类蔬菜种子萌发和生长的影响的研究报道尚不多见。因此, 本试验具有一定的研究意义。

2 试验材料与方法【7】

2.1 实验材料与仪器

供试验的蔬菜品种为二号四季白梗小白菜、抗热上海青605和四季抗热甜芥菜, 共三种, 类型为叶类蔬菜。处理液Cr6+处理液由重铬酸钾 (K2Cr2O7) 配制而成。培养箱为广东医疗器械厂制造的人工气候培养箱。电子分析天平为SX225A型电子分析天平。

2.2 实验方法设计

挑选饱满一致、无虫害、无破损的种子作为试验材料, 用10%次氯酸钠表面消毒10min后用蒸馏水冲洗多次。试验用K2Cr2O7配制不同浓度的Cr6+处理液, Cr6+处理液浓度分别为0.5mg∕L, 1.0 mg∕L, 2.0 mg∕L, 5.0 mg∕L, 10.0 mg∕L.共五个梯度。

试验的步骤为:在洗净烘干的培养皿里垫一层滤纸, 分别移取相应的Cr6+处理液浸湿滤纸 (本试验处理液的用量为5ml) , 然后均匀摆入消毒后经挑选好的种子, 每皿培养30粒种子, 每个处理均为3个重复, 摆放完毕后置于27℃的人工气候箱内培养, 早晚各补水一次, 每天光照时间为12小时。

培养的第3天记录各皿发芽的种子数, 发芽以胚根长至种子一半长时为标准, 并计算发芽势。发芽7天后最末一颗种子至24小时候不再发芽为止, 记录发芽种子数, 测其幼苗长度和根长, 并计算发芽势、发芽率、发芽指数、活力指数。将所得数据进行回归分析、方差分析、多重比较, 结合试验结论, 分析铬对叶类蔬菜种子萌发、根伸长与幼苗生长的影响。

2.3 测定方法

三种试供蔬菜种子的发芽势在处理后第3天测定, 发芽率在处理后第7天测定, 各种蔬菜的根长与苗高的测定以每皿中各植株的平均值计算。

2.4 统计分析

将所有的数据分别利用Excel软件系统进行方差分析和回归分析

3 结果与分析

3.1 铬污染对蔬菜种子萌发的影响

3.1.1 铬污染对小白菜种子萌发的影响

结合表1和图1可知, Cr6+对小白菜种子萌发的影响, 当Cr6+浓度为0.5 mg∕L时, 发芽势比对照的要高, 说明Cr6+浓度为0.5 mg∕L对小白菜的发芽势有促进作用;随着Cr6+浓度的不断增大, 小白菜种子的发芽势则逐渐减小, 表现为抑制作用。Cr6+对小白菜种子的发芽率有影响, 随着Cr6+浓度的增大, 发芽率越来越低, 即Cr6+抑制小白菜种子的萌发。

3.1.2 铬污染对上海青种子萌发的影响

从表1和图2可知, Cr6+对上海青种子的影响, 总体表现为抑制作用, 但当Cr6+浓度为1.0mg∕L和2.0mg∕L时, 上海青的发芽势最大, 但总比对照的小, 随着Cr6+浓度的增大, 发芽势则逐渐减少。当Cr6+浓度为0.5mg∕L时, 上海青种子的发芽率稍有提高;而当Cr6+浓度逐渐增大时, 上海青种子的发芽率则随Cr6+浓度的增大而减少, 即Cr6+对上海青种子萌发表现为抑制作用。

3.1.3 铬污染对甜芥菜种子萌发的影响

Cr6+对甜芥菜种子的萌发的影响从图3可知, 对甜芥菜发芽势来讲, 当Cr6+浓度为0.5—2.0 mg∕L时, 对甜芥菜种子的萌发有促进作用, 2.0 mg∕L时, 发芽势达到最大;而随着Cr6+浓度的继续增大, 甜芥菜种子的发芽势随其浓度的增大而减少表现为抑制作用。当Cr6+浓度为1.0 mg∕L时, 甜芥菜种子的发芽率最大, 表现为促进作用;当Cr6+浓度达到5.0 mg∕L时, 甜芥菜种子的发芽受到抑制, 发芽率随着Cr6+浓度的增大而减少。即低浓度的Cr6+对甜芥菜种子的萌发有促进作用, 而高浓度的Cr6+对甜芥菜种子的萌发则表现为抑制作用。

3.2 铬污染对蔬菜根伸长与苗高的影响

从表2可知, 不同浓度Cr6+对小白菜和上海青的根和苗的生长表现为抑制作用, 随着Cr6+浓度的逐渐增大, 根和苗的生长受到的抑制作用比较大。对甜芥菜来讲, 低浓度的Cr6+对甜芥菜根和苗的生长有促进作用, 当浓度为2.0 mg∕L时, 甜芥菜的根和苗的生长都受到了抑制, 且随着Cr6+浓度的增大, 受到抑制作用也越大。

3.2.1 铬污染对蔬菜根伸长的影响

对不同浓度的Cr6+对小白菜、上海青、甜芥菜的根伸长影响的实验结果进行方差分析。从表3的方差分析结果分别可以看出不同浓度Cr6+对三种试供蔬菜根伸长的影响差异显著 (P<0.05) 。

分别对三种蔬菜的根长和Cr6+浓度利用Excel进行系统分析得到如下的回归方程:

小白菜:y=-0.1342x+1.0638, R2=0.5506 (1)

上海青:y=-0.0954x+0.7608, R2=0.6987 (2)

甜芥菜:y=-0.1163x+0.992, R2=0.7544 (3)

方程 (1) 中, y表示的是小白菜的根长, x表示的是实验中Cr6+的浓度;方程 (2) 中, y表示的是上海青的根长, x表示的是实验中Cr6+的浓度;方程 (3) 中, y表示的是甜芥菜的根长, x表示的是实验中Cr6+的浓度。

由以上的回归方程可知, 这三个函数都是一次函数, 图像是直线, 斜率分别是-0.1342、-0.0954和-0.1163, 为减函数, 因此Cr6+浓度与三种蔬菜的根长呈负相关关系。

不同浓度的Cr6+对小白菜根伸长的影响较大, 而且对侧根的影响较主根的要大。当Cr6+浓度为1.0 mg∕L时, 小白菜的侧根受到抑制, 当Cr6+浓度为5.0 mg∕L时, 小白菜的主根受到抑制, 并且随着Cr6+浓度的逐渐增大, 小白菜根受抑制的作用越来越大。

不同浓度的Cr6+对上海青的根生长有抑制作用, 但是差异性不明显, 当Cr6+浓度为5.0 mg∕L时, 上海青的根受到的抑制最大, 具体表现为主根短小, 并且没有侧根。

对于甜芥菜来说, 当Cr6+浓度为0.5 mg∕L和1 mg∕L时, Cr6+对甜芥菜根的生长表现为促进作用, 主根较长, 侧根量也较多;当Cr6+浓度为2.0mg∕L时, 甜芥菜的主根和侧根都受到了抑制, 并且随着Cr6+浓度的增大, 抑制作用也越来越明显。

总的来说, 随着Cr6+浓度的增大, 三种蔬菜的根生长都越来越短, 即三种蔬菜的根长受到抑制作用越来越大。其中, 小白菜受到的抑制作用最明显, 其次是甜芥菜, 上海青受到的影响最小。

3.2.2 铬污染对蔬菜苗生长的影响

从表2可以看出, 不同浓度的Cr6+对蔬菜苗生长的胁迫作用, 当Cr6+浓度为0.5 mg∕L时, 小白菜的苗高与对照的相同, 说明Cr6+浓度为0.5 mg∕L对小白菜的苗生长没有影响;当Cr6+浓度增大时, 小白菜的苗高随着Cr6+浓度的增大而逐渐变矮。当Cr6+浓度为5.0 mg∕L时, 小白菜的植株明显矮小;当Cr6+浓度为10.0 mg∕L时, 小白菜的植株及叶面都严重卷曲, 即随着Cr6+浓度的增大, 小白菜的苗的生长受到的抑制作用越来越明显。

在试验所设的Cr6+浓度范围内, 上海青苗的生长没有受到胁迫作用, Cr6+浓度为0.5-2.0mg∕L时对上海青的苗高表现出促进生长的现象。但是当Cr6+浓度为5.0 mg∕L时, 上海青的植株及叶面都显现出卷曲的症状。即Cr6+不影响上海青苗长高, 但是会影响植株和叶面的正常发育。

对于甜芥菜来讲, Cr6+浓度小于5.0 mg∕L时, 甜芥菜的苗高与对照的相同, 说明Cr6+浓度小于5.0 mg∕L时对甜芥菜没有影响。但当Cr6+浓度达到10.0 mg∕L时, 甜芥菜也显现出植株、叶面卷曲的症状。

总体比较三种蔬菜, Cr6+对其苗生长产生的胁迫作用大小为:小白菜>甜芥菜>上海青。

对不同浓度的Cr6+对小白菜、上海青、甜芥菜的苗生长影响的实验结果进行方差分析。从表4的方差分析结果分别可以看出, 不同浓度Cr6+对小白菜苗高的影响差异显著 (P<0.05

) , 不同浓度Cr6+对上海青和甜芥菜苗高的影响差异无显著性 (P>0.05) 。

对试供的三种蔬菜的苗高和Cr6+浓度利用Excel进行系统分析得到如下的回归方程:

小白菜:y=-0.0368x+0.7967, R2=0.5879 (4)

上海青:y=-0.0079x+0.6742, R2=0.3011 (5)

甜芥菜:y=-0.013x+0.54, R2=0.6164 (6)

方程 (4) 中。y表示的是小白菜的苗高, x表示的是实验中Cr6+的浓度;方程 (5) 中, y表示的是小白菜的苗高, x表示的是实验中Cr6+的浓度;方程 (6) 中, y表示的是小白菜的苗高, x表示的是实验中Cr6+的浓度。

由回归方程 (4) 、 (5) 和 (6) 同样可以看出, 这三个函数也都是一次函数, 图像也是直线, 斜率分别为-0.0368、-0.0079和-0.013, 为减函数, 因此Cr6+浓度与小白菜、上海青和甜芥菜的苗高也呈负相关关系。随着Cr6+浓度的增大, 小白菜的苗高就越来越矮小, 即小白菜苗的生长受到抑制作用就越来越大。但对于上海青和甜芥菜来说, 由于其斜率非常接近0, 因此, 函数相关的差异性并不明显, 即受到的影响不大。

3.3 铬污染对蔬菜种子发芽指数和活力指数的影响

发芽指数和活力指数可以反映Cr6+对种子萌发的胁迫情况。由表5可知, 对小白菜和上海青来讲, 随着Cr6+浓度的增大, 发芽指数的数值越来越小, 说明Cr6+对小白菜和上海青的发芽指数有影响, 但是幅度不是很大;随着Cr6+浓度的增大, 活力指数也越来越小, 降低的幅度比较大, 说明小白菜和上海青品质较差。

对于甜芥菜来讲, Cr6+浓度为0.5~2.0 mg∕L时, 发芽指数和活力指数的数值都比对照的大, 说明在此浓度下, Cr6+对甜芥菜的萌发有促进作用。但随着Cr6+浓度的继续增大, 发芽指数和活力指数的数值越来越小, 但是幅度不大, 即甜芥菜的品质良好。

4 结论

从Cr6+胁迫小白菜、上海青和甜芥菜种子萌发和幼苗生长的影响可以看出, Cr6+对小白菜、上海青和甜芥菜种子萌发、根长和苗高均有影响。对于小白菜和上海青来讲, 种子的发芽率、根长及苗高都随着Cr6+浓度的增大而逐渐减小;而对于甜芥菜、种子的发芽势、发芽率、根长及苗高在低浓度的Cr6+处理影响下有促进的作用, Cr6+浓度增大到一定阈值后, 又开始降低。Patra等把这种现象解释为低浓度重金属对植物有积极的“刺激作用”, 但这种刺激作用受到浓度的限制【8】。由此可见, Cr6+对叶类蔬菜种子萌发和幼苗生长有一定的影响, 而影响程度与Cr6+浓度有关。

参考文献

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