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. . 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. 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