Tài liệu Tốc độ tiềm năng nitrat hoá (PNR) như một công cụ để thông báo độc tính trong đất bị ô nhiễm kim loại potx

TỐC ĐỘ TIỀM NĂNG NITRAT HOÁ (PNR) NHƯ MỘT CÔNG CỤ
ĐỂ THÔNG BÁO ĐỘC TÍNH TRONG ĐẤT BỊ Ô NHIỄM KIM LOẠI
Lê Thị Thuỷ
I. GIỚI THIỆU
Nitrat hóa là sự thay đổi của
4
NH
+

thành
2
NO
−

và sau đó thành
3
NO
−
. Sự nitrat
hoá được thực hiện bởi nhóm vi sinh vật
đặc biệt, đó là
itrosomonas
ssp, để oxy
hoá thành
2
NO
−

và
itrobacter
ssp oxy hoá

thành
3
NO
−
. Sự nitrat hoá là một quá trình
bị ảnh hưởng của những kim loại trong đất.
Ví dụ, bón Zn thấp 100 mgZn/kg sẽ giảm tỷ
lệ nitrat hoá ban đầu khoảng 65% trong đất
không được cải tạo.
Vì cảm ứng của chúng với sự ô nhiễm
kim loại và có vai trò chính trong chu trình
nitơ, nên sự nitrat hoá là một quá trình có thể
được sử dụng trong sự đánh giá nguy hại của
chất hoá học trong đất. ''Tiềm năng nitrat
hoá'' được sử dụng phổ biến cho sự nitrat
hoá trong đất ở những nồng độ chất bão hoà,
đó là sự nitrat hoá đã được quan sát ngay sau
khi bổ sung NH
4
+
. Sự tập trung nồng độ
nitrat trong đất thường được đo sau quá trình
ủ, có thể thay đổi từ một vài giờ tới 50 ngày.
Bài báo này nói về việc sử dụng tốc độ
tiềm năng nitrat hoá (PNR) đối với thông
báo độ độc trong đất bị ô nhiễm. PNR
được đo trong các chuỗi rộng của đất
không bị ô nhiễm và đất thí nghiệm bị ô
nhiễm ở điều kiện bình thường bao gồm
những đất được cho vào phòng thí nghiệm

với muối Zn và đất bị ô nhiễm ngoài đồng
ruộng (sự ô nhiễm hỗn hợp kim loại). Khả
năng thay đổi của PNR trong đất không bị
ô nhiễm đã liên quan đến những tính chất
đất và mối quan hệ này được sử dụng để
xác định PNR của đất bị ô nhiễm để chỉ ra
độ độc.
II. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP
1. Lấy mẫu đất và xử lý
Hai nhóm đất gồm 27 mẫu đất không ô
nhiễm và 15 mẫu đất bị ô nhiễm bởi các
dạng hoạt động nung chảy (đất đồng ruộng
bị ô nhiễm). Đất không bị ô nhiễm được lấy
ở Bỉ vào tháng 8/1997 (mẫu số 1 - 4) hoặc
tháng 8/1998 (mẫu số 5 - 27).
Tất cả mẫu đất đã được làm khô không
khí và nghiền (2 mm) sau đó được trữ ít
nhất cho 1 tháng trước khi thí nghiệm PNR.
Muối kim loại đã được bón vào với tỷ lệ
300, 600 và 3000 mgZn/kg trọng lượng
khô. Đất đối chứng chỉ được làm ướt với
nước loại ion và đã xử lý xa hơn tương tự
như kim loại được cho vào đất.
2. Phương pháp phân tích
Thành phần cơ giới đất được xác định
bằng phương pháp pypet sau khi tiền xử lý
mẫu đất và lọc cát. pH đất được đo trong
CaCl
2
0,01M với tỷ lệ đất/dung dịch là

1/2,5 sau khi để cân bằng qua đêm. Khả
năng trao đổi cation (CEC) được đo bằng
việc sử dụng thiourea bạc như chỉ thị cation
trong độ đệm NH
4
OAC 0,1M với pH 7,0.
Tổng số cácbon được đo bằng sự cháy khô.
Nồng độ kim loại trong đất đã được đo sau
khi công phá bằng ngọn lửa quang phổ hấp
phụ nguyên tử (FAAS). Tất cả các tính chất
đất được thể hiện trên một trọng lượng khô
cơ bản 105
0
C (bảng 1 và 3).
3. Tốc độ nitrat hoá
Bổ sung 100 mgNH
4
- N/kg trọng lượng
khô (như (NH
4
)
2
SO
4
) với 200 g đất. Thêm
nưc loi ion  iu chnh  Nm t ti
60% kh năng gi nưc ca t. Trn u và
 trong thùng cha 15l ưc y kín  25
o
C

trong 7 ngày. N itrat t ưc o bng máy so
màu trong mt dch t ã ưc lc (KCl 1M,
t l t/dung dch = 1/5, lc lên xung 2h).
4. hững thống kê
PN R ã ưc tính toán như mt ưng
cong hi qui ca s nitrat hoá theo thi
gian. Hiu qu quan sát thp nht (LOED)
ưc b sung nng  kim loi có ý nghĩa
tác ng n quá trình trong t cho hoá
cht ưc xác nh trong 1 thi gian th
nghim (p < 0,05) trên PN R gia công thc
và i chng.  lch chuNn có s khác
nhau gia các giá tr PN R ưc tính toán t
 lch chuNn ca mi ưng cong. Tt c
các giá tr ca PN R  trên LOED là luôn
luôn có ý nghĩa thp hơn i chng. EC50
(nng  gây gim 50%  PN R) và 95%
khong tin cy ca chúng ã nhn ưc t
các thông s tương ng ca hàm loga và 
lch chuNn. N hng c t chính nh hưng
n PN R trong t ng rung b ô nhim
ưc xác nh s gii thích trong phn kt
qu và tho lun.
III. KT QU N GHIÊN CU
N ng  Zn tng s trong t không ô
nhim (bng 1) nm dưi ưng nng  cơ
bn ca t Flemish (ưc xác nh bi 90%
ca hơn 450 mu t tp trung t t trng
trt, t rng, t b hoang và ng c cách
xa ngun kim loi). Mu s 10 và 12 có nng

 Zn trên ưng nng  cơ bn (ưc ly 
ven sông, loi t có nng  kim loi cao).
N gưi ta không bit Zn tăng cao do tác ng
ca con ngưi hay t ngun gc t nhiên.
PN R ca 2 loi t cao nht trong t không
b ô nhim  pH tương ng, ã ch ra rng Zn
không gây ra nh hưng bt li.
Bảng 1. Một số tính chất của đất không ô nhiễm
TT

pHCaCl
2
(0,01M)

%C

% Sét

CEC (cmol
c/kg)

Cd (mg/kg)

Zn (mg/kg)

1

4,4

2,8

1

7,8

0,36

32

2

5,0

1,5

7

9,5

0,27

45

3

6,6

1,1

10

6,5

0,10

28

4

6,6

0,9

17

10,2

0,20

47

5

3,0

3,4

NM

9,0

0,10

19

6

7,0

1,6

NM

11,7

0,64

80

7

6,6

1,0

NM

6,8

0,38

39

8

7,0

1,5

NM

6,7

0,52

61

9

4,8

1,1

NM

3,9

0,
41

47

10

6,6

2,5

NM

8,8

0,91

152

11

6,9

2,8

NM

12,6

0,31

44

12

7,0

3,2

NM

11,8

0,96

166

13

7,1

1,4

NM

9,4

0,29

41

14

6,4

1,5

NM

7,8

0,32

77

15

3,1

3,1

NM

8,6

0,13

30

16

6,2

2,9

NM

8,4

0,61

99

17

5,6

0,9

NM

2,4

0,39

43

18

3,2

1,8

NM

5,6

0,14

31

19

3,5

1,4

NM

6,1

0,12

60

20

7,5

2,4

NM

7,6

0,41

67

21

5,1

1,7

NM

5,0

0,24

58

22

3,5

1,2

NM

5,4

0,05

24

23

3,7

1,3

NM

4,2

0,07

32

24

3,9

2,4

NM

6,7

0,13

34

25

4,7

1,5

NM

7,4

0,49

58

26

4,8

2,9

NM

6,3

0,80

65

27

5,9

1,0

NM

7,2

0,29

59

Ghi chú: NM = Không xác định được.
Đất đồng ruộng bị ô nhiễm được lấy ở
Bỉ trong tháng 9/1998 và bao gồm các loại
đất nông nghiệp và đất rừng khác nhau
(bảng 2).
Bảng 2. PR trong 15 mẫu đất bị ô nhiễm
TT
2
CaCl
pH

%C % Sét
CEC
(cmolc/kg)

Cd

(mg/kg)

Zn
(mg/kg)

PNR (mgN/kg d)
Quan sát
Mong đợi
(95%)
% Sự mong
đợi
1

3,6

2,7

10

2,0

7

129

0,4

0,8(7,5)

44b

2

4,2

2,8

10

1,8

10

93

0,7

2,0(7,4)

33b

3

4,3

5,9

13

1,9

11

545


-

1,1

2,1(7,4)

<0b

4

5,1

7,1

27

21,4

20

229

0,5

4,8(7,5)

10b

5

5,5

5,7

38

23,9

21

194

1,6

6,8(7,5)

23b

6

5,6

2,5

11

4,2

9

720

3,2

7,6(7,4)

41b

7

5,6

6,3

21

18,3

19

650

1,6

7,7(7,4)

21b

8

5,7

1,7

13

3,1

8

603

2,4

8,0(7,4)

30b

9

5,9

3,1

11

5,8

11

987

0,7

9,2(7,4)

7c

10

5,9

2,4

11

6,1

7

473


-

0,1

9,3(7,4)


-

1c

11

5.9

3,8

NM
d

6,1

20

326


-

0,4

9,5(7,4)


-

4c

12

6,1

6,8

30

24,6

10

160

1,5

10,3(7,4)

14c

13

6,2

3,1

10

3,1

104

34

1,2

10,8(7,4)

11c

14

6,2

2,9

10

0,7

32

3,6

0,8

10,8(7,4)

7c

15

7,0

5,0

29

16,2

5

552

2,0

17,2(7,5)

11c

Bảng 3. Ảnh hưởng của đất dựa trên tốc độ tiềm năng nitrat hoá (PR mg/kg)
trong 27 mẫu đất không ô nhiễm
TT Các chỉ tiêu R

2
thường R
2
mới
1 pH 0,77 0,77
2 %C 0,10 0,87
3 CEC (cmolc/kg)
a
PNR = - 23,4 + 4,2pH + 2,0%C + 0,6CEC 0,02 0,89

Nồng độ nitrat đất tăng sau khi bổ
sung NH
4
+
vào đất, trừ khi bón kim loại
cao, ở đây sự nitrat hoá đã hoàn thành
(mẫu số 4). Hàm lượng nitrat trong đất ở
ngày 0 trong các mẫu đất đối chứng 1, 2
và 4 là lớn hơn trong đất cho kim loại vào
(mẫu số 4). Khả năng thay đổi này hầu hết
giống kết quả của độc tố kim loại dựa vào
sự khoáng hoá - N và sự nitrat hoá trong
suốt hơn 9 tháng lưu trữ kể từ khi bổ sung
kim loại. Tỷ lệ nitrat luôn luôn được đo từ
việc tăng nồng độ nitrat trong đất suốt 4
ngày thử nghiệm và không dựa trên hàm
lượng nitrat cuối cùng sau 4 ngày. Sự
khác nhau lớn nhất trong đất nitrat ở ngày
0 giữa đất bị ô nhiễm và đất đối chứng
một lượng tới 122mgNO

3

N/kg trọng
lượng khô (mẫu số 1, khác nhau giữa đối
chứng và tỷ lệ Zn cao nhất). Mẫu số 1
(đối chứng) luôn chứa nồng độ nitrat cao
nhất (khoảng 130mg NO
3

N/kg trọng
lượng khô) của tất cả 27 mẫu đất không bị
ô nhiễm. Tỷ lệ nitrat có nhiều khó khăn
hơn cho chất lượng đất vì nồng độ nitrat
trong đất chỉ tăng khoảng 20mgNO
3


N/trọng lượng khô trong suốt 4 ngày ủ.
Tỷ lệ nitrat giảm qua quá trình bổ sung
nitrat trước khi thí nghiệm. Bổ sung
80mgNO
3

N/trọng lượng khô (dung dịch
KNO
3
) cho mẫu số 4 giảm 38% PNR.
Trong mẫu số 2, PNR giảm 34% sau khi bổ
sung 78mgNO
3

N/trọng lượng khô.
Những thí nghiệm sơ bộ đã chỉ ra rằng,
sự nhạy cảm của việc thử nghiệm đã giảm
nếu nitrat đo được trong khoảng cách từ 0
đến 10 ngày. Điều này có thể liên quan đến
giới hạn trong chất
-
4
NH
. Phân tích hàm
lượng tổng
+
4
NH N
−
và
-
3
NO N
−
trong đất
đã phát hiện hàm lượng amon hoá bắt đầu
từ 6 ngày sau khi bổ sung NH
4
+
. Trong 4
ngày thử nghiệm, kết quả cho thấy dưới
56% nồng độ bổ sung
+

4
NH N
−
đã được
chuyển thành
-
3
NO N
−
. Wilson đã quan
trắc sự nitrat hoá trong 3 loại đất với 7 tuần
sau khi bổ sung 100 mgN/kg bởi NH
4
Cl.
Hàm lượng nitrat trong đất có ý nghĩa thấp
hơn ở 100 mgZn/kg trong suốt tuần thứ 2
và 3 sau khi bổ sung chất nền, nhưng ảnh
hưởng này không được quan sát ở khâu ủ
cuối cùng, khi mà hầu hết các chất đã được
giải phóng qua các phương pháp xử lý.
Tỷ lệ nitrat hoá cảm ứng mạnh với kim
loại, nhưng khả năng khác nhau trong PNR
giữa đất đối chứng có thể vượt quá những
ảnh hưởng của độc tố kim loại. Ảnh hưởng
của việc bổ sung Zn dựa vào PNR cho mẫu
số 4 ở 3 giá trị pH đất (pH = 6,5 - 5,9). PNR
của đất ở pH cao nhất đã giảm ý nghĩa
xuống 81% ở tỷ lệ Zn thấp nhất (300 mg/kg
trọng lượng khô). PNR của đất phi kim loại
bị acid hoá ở pH = 5,9 cũng giảm 74%, ý

nghĩa thấp hơn đất phi kim loại ở pH = 6,6.
Điều đó minh hoạ rõ ràng ảnh hưởng của pH
đất dựa vào sự nitrat hoá. Sự ứng dụng kim
loại, hơn nữa pH đất luôn giảm và điều này
hầu hết đã được thông báo trong các công
thức Zn của mẫu số 3, ở đây pH đã giảm từ
6,6 (đối chứng) xuống 5,3 ở tỷ lệ Zn cao
nhất. PNR có thể giảm 1 phần, nhưng không
hoàn toàn liên quan đến giảm pH trong đất
dựa vào việc bổ sung kim loại. pH đất ở mẫu
số 4 đã giảm từ pH 6,6 xuống pH 6,4 ở tỷ lệ
Zn thấp nhất (300 mg/kg), ở giá trị này PNR
đạt 81% thấp hơn trong đối chứng.
Những ảnh hưởng của Zn dựa vào PNR
được tìm thấy ở giá trị thấp nhất (mẫu số 2 và
số 4) hoặc thấp thứ 2 (mẫu số 1), tỷ lệ Zn ở
PNR trên 50% thấp hơn trong các công thức
đối chứng (bảng 4). Đã có 1 sự phản ứng
trong mối quan hệ giữa PNR và nồng độ Zn
trong đất ở tất cả 4 mẫu đất. Thiết lập những
giá trị EC
50
giữa 150 và 350 mgZn/kg trọng
lượng khô, hoặc một mao quản nước cơ bản
giữa khoảng 2 và 200 mgZn/L. Không có sự
chứng minh nào cho thấy Zn trong hầu hết
các đất acid (đất 1) là độc hơn trong đất pH
6,6 (mẫu đất 3 và 4). Những giá trị về nồng
độ gây giảm trung bình của Zn (EC
50

), được
phát hiện dựa vào mao quản nước là cao nhất
trong hầu hết các đất acid bởi vì tổng giá trị
EC
50
là tương tự qua đất và mao quản nước,
rõ ràng Zn tăng với pH đất giảm.
Bảng 4. PR trong Zn
Đất
PRN của đối chứng
(mgN/kg)
LOED
(mg/kg khô)
EC50 (95%Cl)
Zn tổng số (mg/kg khô) Nồng độ ô nhiễm đất (mg/L)
Zn Zn Zn
1 5,6 600 351 184
2 6,4 300 291 99
3 8,8 300 307 20
4 11,2 300 147 ND
* ND: Không xác định.
T¹p chÝ khoa häc vµ c«ng nghÖ n«ng nghiÖp ViÖt Nam
5
PNR đã đo được ở 27 mẫu đất không bị ô nhiễm để đánh giá khả năng khác nhau của
chúng. Danh giới PNR thay đổi từ giá trị có ý nghĩa khác nhau từ 2 - 21 mgN/kg/d.
Khoảng dao động lớn này của PNR đã cản trở sự phát hiện của độc tố ảnh hưởng tập
trung trên đất đồng ruộng. Mối tương quan giữa tính chất đất và PNR của đất không bị ô
nhiễm là một cách có thể xác định được để tìm ra giá trị tham khảo của PNR. Từng bước
sự qui tụ của PNR với pH đất, hàm lượng cacbon và CEC đã chỉ ra rằng pH là yếu tố đối
chứng trội hơn PNR và như thế khó trồng trọt nhưng ảnh hưởng có ý nghĩa của việc tồn

tại cacbon và CEC (bảng 3). Dưới pH 3,5 sự nitrat hoá không có ý nghĩa được phát hiện
trong vòng 4 ngày. PNR tăng khoảng 3,5 giữa pH 5,0 và 7,0. 1/4 đường cong là thích hợp
tới số liệu năng suất PNR - pH.
PNR = 9,1 - 5,9pH + 1,01pH
(R
2
= 0,81)
Giá trị PNR ở dưới khoảng cách tiên đoán thấp hơn được xác định ở đây như một giá
trị chỉ ra độc tố. Không có độc tố nào có thể được tìm thấy dưới pH 5,6 bởi vì thậm chí ở
giá trị PNR là 0 không có giá trị PNR là 95% khoảng cách tiên đoán. Những giá trị PNR
tham khảo có thể cũng được chỉ ra bằng việc dùng nhiều sự hồi qui hiện đại dựa vào C, pH
và CEC (bảng 3). Những khoảng cách về sự tiên đoán của mô hình này là nhỏ hơn của mô
hình pH cơ bản. Mô hình này không phải là sử dụng để nhận dạng độc tố trong đất đồng
ruộng bị ô nhiễm bởi vì hàm lượng C của những đất này vượt quá tỷ lệ trên với mô hình
hồi qui là thích hợp.
Tất cả PNR đều nhỏ trong 15 mẫu đất bị ô nhiễm (bảng 2). Tất cả những đất này
chứa Zn ở những nồng độ tốt trên mức nền. Hàm lượng mẫu số 40 vượt quá nồng độ Zn
cao và nó giống như đất này đã bị ô nhiễm ở pH tương ứng là 0 tới 44%, chỉ ra rằng PNR
là những ảnh hưởng trong tất cả các mẫu đất. Trong 1 mẫu đất (đất số 30) sự giảm có ý
nghĩa được quan sát trong nitrat đất từ 15 tới 10 mg
-
3
NO N
−
/kg, trong 4 ngày sau khi bổ
sung NH
4
+
. Độc tố có ý nghĩa đã được xác định đưa ra trước, được dò tìm ở 7 trong 10
mẫu đất với pH > 5,6 và ở đây độc tố có thể được nhận dạng. 3 mẫu đất khác nhau mà ở

đó độc tố có thể được tìm thấy nhưng ở đó PNR không có ý nghĩa khác từ đất không độc
được ủ mẫu đất có pH tới 5,6 đó là ngưỡng pH ở dưới, không độc tố nào có thể xác định
được.
PNR trong 15 mẫu đất đồng ruộng bị ô nhiễm là không có ý nghĩa tương quan với
tổng số nồng độ Zn, nồng độ Zn trong dung dịch đất (tất cả nồng độ đã thử nghiệm sau sự
vận chuyển loga) hoặc tới pH đất, nhiệt độ C, hoặc CEC.
Trong đất nhiễm kim loại, PNR đã giảm tương tự từ 50 tới 80% ở liều lượng thấp
nhất của Zn 300 mgZn/kg trọng lượng khô (4,6 mmol/kg trọng lượng khô). Điều này đã
chỉ ra rằng những ảnh hưởng bất lợi của Zn đến tỷ lệ nitrat là không khác nhau cơ bản về
trọng lượng hoặc phân tử.
Nồng độ Zn tổng số trong đất đồng ruộng bị ô nhiễm, ở đó độc tố được tìm thấy từ
160 tới 34,100 mgZn/kg trọng lượng khô và hầu hết các mẫu chứa Zn nhiều hơn EC
50
của
đất spiked Zn. Sự ức chế của PNR trong đất nhiễm kim loại gần như cao hơn trong đất,
nơi những kim loại ổn định trong một giai đoạn rất dài.
IV. THẢO LUẬN
Ngay cả khi dưới các điều kiện phòng thí nghiệm được đối chứng, PNR chứng minh
một thông số quá khác nhau ảnh hưởng đến sự nhận dạng các độc tố trong đất đồng ruộng
bị ô nhiễm.
T¹p chÝ khoa häc vµ c«ng nghÖ n«ng nghiÖp ViÖt Nam
6
Không có dữ liệu đồng ruộng nào sẵn có để chỉ ra rằng tỷ lệ nitrat hoá làm suy yếu
bởi vì kim loại thí nghiệm PNR nên được coi như một thử nghiệm để chỉ ra tồn tại của
một nhân tố chính trong đất. Tuy nhiên, những tồn tại không cơ bản bởi nó chỉ ra những
ảnh hưởng sinh thái của việc giảm PNR trong đất. Sự đánh giá của thí nghiệm này với tỷ
lệ nitrat hoá đồng ruộng là yêu cầu ít nhất trước khi số liệu của thí nghiệm PNR có thể
được thông qua để rút ra sự chỉ dẫn về chất lượng đất.
DNCH TỪ TÀI LIỆU
1 Erik Smolders, Kris Brans, Filip Coppens and Roel Merckx (Laboratory of soil Fertility

and Soil Biology, Katholieke Universiteit Leuven, Kolsteelpart Arenberg, 20, 3001
Leuven, Belguium). Potential itrification Rate as a tool for screening toxicity in
metal contaminated soils. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol.20. No.11.
pp. 2469 - 2474, 2001 SETAC. Printed in the USA.