土壤是环境的重要组成部分,同时也是人类自然环境存续与农业生产发展的必需资源。近些年,随着全球经济的快速发展,现代工业和农业也呈现迅速发展的态势,农业化学污染物的种类和数量也逐日增加,土壤问题进一步恶化。多数发达国家和发展中国家的土壤污染问题已经影响到了农业发展,这引发了人们的广泛关注。土壤污染对于人类生存和生活质量具有重要影响,会直接导致经济损失,食品质量下降,危害人类健康,引发一系列环境问题。重金属是指密度大于6 g/cm3的金属元素(部分学者认为重金属是密度大于5 g/cm3的金属元素),例如:铜(Cu)、铅(Pb)、锌(Zn)、钴(Co)镍(Ni)、镉(Cd)、汞(Hg)、银(Ag)、铬(Cr)和其他金属元素。砷是一种准金属元素,其化学性质与环境行为与重金属较为相似。因此,研究人员认为砷属于重金属的范畴。无机重金属污染物可以通过多种途径进入土壤,例如:污水灌溉、污泥利用、以及大量使用化肥等。根据国家环保总局的统计,中国遭受重金属污染的土地面积接近2000万公顷,占耕地总面积的20%。根据中国农业部污水灌溉面积全国调查数据显示,全国约有14,000万公顷的污水灌溉面积,占重金属污染土壤总面积的34.8%,其中46.7%为轻度污染,9.7%为中度污染,8.47%为重度污染。农业土壤遭受重金属污染,这导致18.5%的农业产品无法满足卫生标准,数千万吨粮食无法达标。土壤中的重金属不可生物降解。土壤的重金属积累转化之后,就会超过一定的浓度,产生毒性,对地下水、农作物和农产品都有显著影响。重金属会通过食物链对人体健康构成威胁。对于植物来说,镉是非必要元素,但植物对其吸收和转运功能较强。当植物从土壤或空气中吸收镉元素时,其体内的生理生化过程会发生相应的变化,从而影响植物的正常生长发育。据报道,镉对植物有害,但是研究人员尚未对重金属镉在生态系统中的形态,迁移模式,毒性机制等进行研究。此外,环境条件变化以及植物种类不同对植物体内镉含量的影响尚待研究。一般来说,植物体内镉浓度越高,对植物的有害作用就越显著,低镉浓度对植物的生理代谢的影响不显著。一定浓度的镉可影响种子的物质含量和所需能量,进而抑制种子的发芽,甚至会有致畸作用;镉会促进植物的蒸腾强度,影响幼苗的水分代谢;镉可降低叶绿素含量,造成气孔开度降低,甚至关闭;植物中镉的积累会破坏叶绿素的结构,影响光合作用系统,降低酶的合成能力,最终导致光合速率下降;植物在镉的胁迫下,会产生大量的活性氧,导致膜脂过氧化,破坏细胞膜保护系统,使植物保护酶(SOD,POD,CAT)变性,失活等。生物炭(Biochar)是生物质(例如,秸秆、草、木屑、畜禽粪便等农林废弃物)的不完全燃烧或在缺氧条件下热解所产生的富含碳颗粒。生物炭在减少温室气体排放、土壤改良等应用中潜力巨大,已引起国际环境界和土壤界的极大关注。生物质转化为生物炭不仅可生产再生能源(合成气和生物油),同时能够有效降低大气中的CO2,可望成为人类应对气候变化的一条重要途径,呼吁加强生物炭人为输入土壤后的环境行为和环境效应研究。生物炭施用于土壤可改善土壤结构和性质,增加土壤保水能力和有机质含量(SOM)、改善土壤的通气条件、提高土壤p H值和阳离子交换容量(CEC);提高土壤肥力、增加作物产量;改善土壤微生物的栖息生长环境,促进土壤团聚体的形成;提高土壤C/N比,固定大气中的CO2,同时减少温室气体N2O、CH4的排放;生物炭可有效降低土壤中N、P等营养元素的淋溶。生物炭具有孔洞结构、表面电荷和表面官能团(如羧基、羟基、酚羟基、羰基等)等特征,施入土壤后不仅对土壤的结构和性质产生影响,也必将影响污染物的迁移转化行为。研究发现,生物炭具有吸附重金属的性能,向土壤中添加生物炭可减弱重金属污染物的迁移性,降低重金属污染物在植物体内的累积水平,有望成为土壤重金属污染的固定化修复途径之一。目前,有关生物炭对重金属污染土壤的固定化修复研究主要集中在以下几个方面:(1)生物炭对重金属的吸附规律、机制及其影响因素。研究表明,生物炭对重金属的吸附作用除静电作用和表面吸附外,尚可能存在沉淀作用、表面配位作用等。(2)生物炭对黄土中重金属的吸附-固定化机理、构效关系、稳定性及影响因素。一般地,生物炭施入土壤可显著增强土壤对重金属的吸附能力,降低重金属有效态含量,减弱其生物有效性。(3)生物炭对土壤-植物系统中重金属迁移的阻控作用机制、时效性及影响因素。研究表明,土壤中添加一定比例的生物炭,可明显提高土壤p H值、有机质含量、阳离子交换容量等,可阻控重金属向植物体内迁移,降低重金属对制物的毒害作用,提高作物产量。然而,目前有关生物炭对重金属植物有效性的研究多集中在植物的生长期和成熟期,对于不同重金属胁迫下生物炭对种子发芽的影响研究鲜见。一定浓度的重金属(如Cd)对种子发芽具有明显的抑制作用,那么是否可以通过施加生物炭,以吸附-固定化作用降低体系内重金属的有效浓度,提高种子的发芽率,改善幼苗的生长状况?再者,环境条件对于种子发芽影响很大。生物炭本身作为外源物质,其施入后可明显提升体系的p H值、CEC值、SOM、电导率(EC)等,那么变化后的环境条件对种子的发芽影响如何?这些问题尚待研究。因此,本文以西北地区常见的农业废弃物-棉花秸秆、玉米秸秆和猪粪为生物质,分别在300 oC和500 oC下限氧热解制得生物炭(分别标记为:棉花秸秆生物炭BCM300和BCM500;玉米秸秆生物炭BCY300和BCY500;猪粪生物炭BCZ300和BCZ500),采用培养皿试验、浸泡试验和盆栽试验,研究了不同Cd(II)污染浓度下,施加不同比例的生物炭对种子(白菜、胡萝卜、玉米和小麦)发芽率及芽根长的影响,并考察分析相关的影响因素,以期初步探究不同重金属胁迫下生物炭对种子萌发的影响。论文的主要研究内容和结果如下:(1)不同Cd浓度下生物炭对种子发芽的影响(培养皿试验)将50粒经消毒处理的种子置于底衬定性滤纸的培养皿(8.5 cm)中,施入不同量的生物炭(0,0.1,0.5和1.0 g/皿),加入20 m L含Cd(II)溶液(0,1,5和10 mg/L,分别标记为Cd0,Cd1,Cd5和Cd10),将样品置于培养箱中进行发芽试验(温度20±2°C;光照16/8 h;湿度80-90%)。不同处理条件下,体系p H值、电导率(EC)和NH4+呈现不同变化。培养皿中体系的p H值较生物炭的p H值降低(<8)。体系EC值随着生物炭的施用量增加而增大,以BCM300为例,其施加量分别为0.1、0.5和1.0 g/皿时,体系的EC值分别为265、990和1285μS/cm;高温条件下(500°C)制备的生物炭引起体系EC值升高的幅度较低温条件下(300°C)制备的生物炭为高,例如,1.0 g BCY500时的EC值为5230μS/cm,而1.0 g BCY300的EC值仅为3120μS/cm。随着加入Cd(II)溶液浓度的增大,体系EC值升高,以0.5 g/皿BCZ300为例,加入Cd0、Cd1、Cd5和Cd10后体系EC值分别为927、2060、4880和7670μS/cm。生物炭制备温度与体系EC值亦相关。在1.0 g/皿BCM300+Cd1、1.0 g/皿BCM500+Cd1和BCY300体系中NH4+有较明显的检出,其余体系下NH4+浓度极低或未检出。生物炭施加体系下,溶液中有效Cd(II)浓度随着生物炭的施加量增大而降低,例如BCZ500+Cd5体系下,有效Cd(II)浓度随BCZ500施加量(0.1、0.5和1.0 g/皿)的增大依次下降为46.07、45.63和44.14?g/m L。在生物炭施加量较低的情况下(0.1 g/皿),其对白菜(Brassica rapa L.)和胡萝卜(Daucus carota L.)种子发芽无影响或略有促进,但在高施加量的情况下(0.5和1.0 g/皿),白菜和胡萝卜种子发芽率降低。例如,0.1 g/皿BCM500下,白菜的发芽率较对照(94%)提高至98%;0.1 g/皿BCZ500和BCY300下,胡萝卜的发芽率较对照(68%)分别提高至70%和76%,但0.1 g/皿BCM500对胡萝卜发芽率无显著影响;1.0 g/皿BCY500下,胡萝卜的发芽率最低。对于小麦,施加少量生物炭(0.1 g/皿)均提升了其发芽率,较对照(48%)而言,0.1 g/皿BCZ300,BCZ500,BCM300,BCM500和BCY500存在下,发芽率分别为60%,56%,68%,64%和68%。对于玉米,0.1 g/皿生物炭对其发芽率没有显著影响或有略微的降低。例如,对照条件下玉米发芽率为92%,0.1g/皿BCZ300、BCZ500、BCY300、BCM300、BCM500和BCY500条件下,玉米发芽率分别为92%、90%、92%、86%、84%和84%。随着生物炭施加量增大(0.5和1.0 g/皿),玉米发芽率显著降低。随着Cd(II)浓度增大,不同种子的发芽率均降低,例如Cd5条件下,玉米种子发芽率极低,Cd10条件下,玉米种子无发芽。随着Cd(II)浓度从1.0 mg/L增大至10 mg/L时,白菜芽根长缩短;在BCZ500体系下,胡萝卜根长随着Cd(II)浓度(1,5和10 mg/L)的增大而缩短。在0.1 g/皿BCY300、BCY500和Cd(II)浓度分别为1,5和10 mg/L体系下,白菜根长较无生物炭情况下增长,但仍不及对照条件下的根长。这表明,生物炭的施入可减弱Cd(II)对种子根长的影响,但生物炭自身对芽根长的影响不可忽略。Pearson相关系数结果显示,白菜、胡萝卜的发芽率和根长与体系p H值、EC值、有效Cd(II)浓度和NH4+浓度之间的相关性强度较低(r<0.2)。(2)不同Cd浓度下生物炭对种子发芽的影响(浸泡试验)将50粒经消毒处理的白菜(或小麦Triticum aestivum L.)种子置入塑料瓶中,以相对于溶液质量0,0.5%,1%和2%的量施入生物炭,加入50 m L的去离子水(或10 mg/L的Cd(II)溶液),将样品置于温度20±2?C和湿度约50%的室内进行发芽试验。无Cd(II)存在下,体系的p H值在6.54-9.07范围内,生物炭和Cd(II)同时存在下,体系的p H值降低至5.28-7.01的范围内;总体上,随着生物炭加入量的增大,体系p H值升高。类似地,随着生物炭加入量的增大,体系EC值升高。例如,0.5%、1%和2%的BCZ300体系的EC值分别为1253、1805和3772μS/cm。10 mg/L Cd(II)存在下,体系EC值明显升高(例如,0.5%BCM300 1430μS/cm,1%BCM300 2410μS/cm,2%BCM300 2960μS/cm,而0.5%BCM300+Cd10 12460μS/cm,1%BCM300+Cd10,12230μS/cm,2%BCM300+Cd10 11980μS/cm)。无Cd(II)条件下,加入生物炭,体系中NH4+均有检出,且随着生物炭加入量的增大,NH4+浓度增大。但是,Cd(II)和生物炭共存时,体系中NH4+无检出。随着生物炭施用量的增大,体系中有效Cd(II)浓度下降(例如,0.5%BCM300+Cd10=49.01μg/m L,1%BCM300+Cd10=48.47μg/m L,2%BCM300+Cd10=45.20μg/m L)。无Cd(II)时,随着生物炭加入量的增大,白菜和小麦的发芽率及根长均减小。例如,0.5,1.0和2.0%BCM300下,白菜芽的根长分别为68%,52%和18%。在Cd10存在下,这种变化趋势依然存在,而且Cd10会进一步降低发芽率及根长。以白菜大发芽情况为例,0.5%BCZ500时为80%,而2%BCZ500+Cd10时仅为18%;以白菜芽根长情况为例,0.5%BCZ500时为70.4 cm,而2%BCZ500+Cd10时仅为11.3 cm。当Cd10存在、且生物炭用量较大时,根长状况最差,如白菜1%BCZ300+Cd10 12.5 cm,小麦1%BCZ300+Cd10 10.6 cm;白菜2%BCZ500+Cd10 11.3,小麦2%BCZ500+Cd10 10.4cm;白菜2%BCM500+Cd10 10.5 cm,白菜2%BCY500+Cd10 8.8 cm。Pearson相关系数结果显示,白菜发芽率及根长与体系的p H值呈现弱正相关(0.2<r>0.29),白菜、小麦的发芽率及根长与体系的EC值和有效Cd(II)浓度分别呈较强的负相关(0.40<r>0.69),而与NH4+浓度相关系较差(0<r>1.9)。(3)不同Cd浓度下生物炭对种子发芽的影响(盆栽试验)以黄土为受试土壤,过2 mm筛,混匀。将土壤填装入直径14 cm高8 cm的塑料花盆中,倒入500 m L 10 mg/L的Cd Cl2溶液,混匀,放置过夜;以质量比0,0.5%,1%和2%的比例加入生物炭,混匀(以S标记土壤)。将50粒经消毒处理的白菜(或小麦)种子置入花盆中,定期补充水分,控制室温19±2?C,12天后观测种子发芽率及根长。随生物炭施入量的增大,体系p H值呈现升高的趋势。例如,SBCZ500 0.5%=7.46,SBCZ500 1%=7.58,SBCZ500 2%=7.73,SBCZ500 0.5%+Cd10=6.98,SBCZ500 1%+Cd10=7.07,SBCZ500 2%+Cd10=7.21。体系EC值亦呈现相同的变化趋势。例如,SBCY300 0.5%=350μS/cm,SBCY300 1%=680μS/cm,SBCY300 2%=763μS/cm;SBCY300 0.5%+Cd10=5480μS/cm,SBCY300 1%+Cd10=6290μS/cm,SBCY300 2%+Cd10=6979μS/cm。生物炭制备温度升高,相应地土壤EC值也高(如SBCZ300 1%=365μS/cm,SBCZ500 1%=742μS/cm)。除SBCZ300和SBCM300(Cd10存在或不存在)外,其余样品中NH4+均有检出。土壤浸提液(以去离子水)中Cd(II)浓度随生物炭施入量增大有降低的趋势。例如,SBCZ500 0.5%+Cd10=39.15μg/m L,SBCZ500 1%+Cd10=39.01μg/m L,SBCZ500 2%+Cd10=35.21μg/m L。发芽率与根长的结果表明,在Cd(II)污染条件下,随着生物炭施加量的增大,白菜和小麦的发芽率和根长均增大。例如,对于小麦,其最大根长与发芽率(G)出现在生物炭+Cd10的情况下。例如,SBCZ500 2%+Cd10=62.3(G 70%),SBCM500 2%+Cd10=59.70(G 70%),SBCY500 2%+Cd10=62.50(G 64%)。对于白菜,则有SBCZ5002%+Cd10=12.8(G 30%),SBCY500 2%+Cd10=16.6(G 30%)。Pearson相关系数结果显示,种子发芽率与根长与体系p H值呈现弱负相关(-0.2<r>-0.29),与EC值和Cd(II)浓度呈现较强正相关(0.40<r>0.69),与NH4+浓度相关系较差(0<r>-0.19)。总结了以下结论:1)反应温度是控制碳原材料性质的重要因素,温度越高,原料分解越充分,生物质炭的产量下降,其碳含量越高,在高温下形成的孔隙结构相对稳定,PH值也有所增加;2)生物炭中含有大量植物生长所必需的元素,特别是碳。同时,添加生物质炭对种子萌发的抑制作用不明显,从数据中,实验组的芽长和发芽率下降(在无土培养皿实验和水),可能是由于以下因素:生物炭添加可附着在种子表面,种子的呼吸作用的影响,并一定程度上抑制种子萌发;生物量碳主要是酸性或碱性,在种子萌发阶段可能有或多或少的影响。上述因素都能影响植物种子萌发的因素,由于本试验的水平有限,未能对各因素进行分离的实验分析,因此不能排除这些因素的影响;3)所有生物炭没有对种子萌发和早期生长有显著影响,这表明生物炭可以作为一个合格的土壤修复材料;改性生物质碳由于表面官能团添加重金属的吸附后使重金属的毒性显著降低,从而降低土壤中重金属的毒性,这本身对植物没有显著影响,说明重金属污染土壤修复效果好;基于发现干碳量影响种子发芽和根长度的实验研究,但生物炭明显降低(在无土培养皿实验和水)和增加(与土壤盆栽)这些指标。可以推断,生物炭对植株的生长有消极和积极的影响,在相同的碳量是合格的土壤修复剂,可应用于土壤和水。