Luận văn Thạc sĩ Kỹ thuật môi trường: Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu Carbamate trong đất dưới một số điều kiện môi trường khác nhau

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

Phạm Thị Phương Hà

NGHIÊN CƯU SỰ PHÂN HUỶ CỦA THUỐC TRỪ SÂU CARBAMATE TRONG ĐẤT DƯỚI MỘT SỐ ĐIỀU KIỆN MÔI TRƯỜNG KHÁC NHAU.

LUẬN VĂN THẠC SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

Hà Nội - 2021

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ -----------------------------

Phạm Thị Phương Hà NGHIÊN CƯU SỰ PHÂN HUỶ CỦA THUỐC TRỪ SÂU CARBAMATE TRONG ĐẤT DƯỚI MỘT SỐ ĐIỀU KIỆN MÔI TRƯỜNG KHÁC NHAU.

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường Mã số : 8 52 03 20

LUẬN VĂN THẠC SỸ : KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC Hướng dẫn 1 : TS. Trịnh Thu Hà Hướng dẫn 2 : TS. Dương Thị Hạnh

Hà Nội - 2021

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan luận văn “Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu carbamate trong đất dưới một số điều kiện môi trường khác nhau.” là do tôi thực hiện và không trùng lặp với bất kỳ công trình khoa học nào khác. Các số liệu, kết quả nêu trong luận văn là trung thực và chưa được ai công bố trong bất kỳ một công trình nghiên cứu nào. Tôi hoàn toàn chịu trách nhiệm về nội dung luận văn.

Hà Nôi, tháng 01 năm 2021

Học viên

Phạm Thị Phương Hà

iii

LỜI CẢM ƠN

Lời đầu tiên, tôi xin chân thành cám ơn Ban lãnh đạo Học viện Khoa học và Công nghệ, Viện Công nghệ Môi trường đã tạo điều kiện thuận lợi và giúp đỡ tôi để tôi có thể hoàn thành chương trình học của Học viên.

Luận án này được hoàn thành tại Học viện Khoa học và Công nghệ - Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam dưới sự hướng dẫn khoa học của TS. Trịnh Thu Hà và TS. Dương Thị Hạnh. Tôi xin chân thành cảm ơn TS. Trịnh Thu Hà và TS. Dương Thị Hạnh đã hướng dẫn, giúp đỡ và tạo mọi điều kiện thuận lợi để tôi hoàn thành bản luận án.

Tôi xin chân thành cảm ơn Quỹ Phát triển khoa học và công nghệ Quốc gia Nafosted Mã số 104.04-2017.319 đã tài trợ kinh phí cho tôi thực hiện luận văn này.

Trong quá trình nghiên cứu và hoàn thành luận văn, tôi đã nhận được sự giúp đỡ hết sức nhiệt tình và quý báu của cán bộ Phòng Hóa sinh Môi trường - Viện Hóa học, Phòng Độc chất Môi trường - Viện Công nghệ Môi trường - Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam. Tôi xin trân trọng cảm ơn.

Cuối cùng, tôi xin gửi lời cảm ơn sâu sắc nhất đến những người thân yêu trong gia đình, đồng nghiệp và bạn bè đã luôn quan tâm, động viên khích lệ, ủng hộ và giúp đỡ tôi trong suốt quá trình học tập và nghiên cứu.

Tác giả luận văn: Phạm Thị Phương Hà

MỤC LỤC DANH MỤC VIẾT TẮT………………………………………………..…vi DANH MỤC BẢNG……………………………………………………….vii DANH MỤC HÌNH……………………………………………………….viii MỞ ĐẦU .......................................................................................................... 1

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN ...................................................................................... 5 1.1. ĐỐI TƯỢNG NGHIÊN CỨU ................................................................... 5 1.1.1. Hóa chất bảo vệ thực vật ..................................................................... 5 1.1.2. Thuốc trừ sâu dùng trong nghiên cứu ............................................... 6 1.1.3. Ô nhiễm môi trường nước do sử dụng HCBVTV ở Việt Nam ..... 8 1.2. CHIẾT TÁCH VÀ PHÂN TÍCH HCBVTV TRONG NƯỚC ..................... 14 1.2.1. Phương pháp chiết tách HCBVTV trong nước ............................. 14 1.2.2. Phương pháp phân tích HCBVTV .................................................. 16 1.2.2.1. Phương pháp ELISA .............................................................................. 17 1.2.2.2. Phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC) ............................... 17 1.2.2.3. Phương pháp sắc ký khí (GC) ............................................................... 18 1.3. TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN ................ 21 1.3.1. Thuốc trừ sâu trên đất ruộng lúa ..................................................... 21 1.3.2. Các nhân tố ảnh hưởng đến nhả hấp phụ TTS trong đất ............ 22

CHƯƠNG 2. ĐIỀU KIỆN VÀ PHƯƠNG PHÁP THỰC NGHIỆM ............... 27 2.1. THIẾT BỊ VÀ HOÁ CHẤT ..................................................................... 27 2.1.1. Thiết bị .................................................................................................. 27 2.1.2. Hóa chất ................................................................................................ 27 2.2. THỰC NGHIỆM ...................................................................................... 29 2.2.1. Chiết tách và phân tích fenobucarb trong mẫu nước ................... 29 2.2.2. Chuẩn bị mẫu đất dùng cho thí nghiệm .......................................... 30

2.2.3. Thí nghiệm nhả hấp phụ fenobucarb dưới một số điều kiện môi trường ............................................................................................................. 30 2.2.3.1.Thí nghiệm phân hủy fenobucarb từ đất dưới mức pH khác nhau trong nước ................................................................................................................ 30 2.2.3.2.Thí nghiệm phân hủy fenobucarb từ đất dưới SDS trong nước ....... 30 2.3. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ............................................................ 31 2.3.1. Phương pháp định lượng mẫu trên GC/MS .................................. 31

2.3.3. Phương pháp xử lý số liệu ................................................................. 32

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ......................................................... 35 3.1. PHƯƠNG PHÁP CHIẾT TÁCH VÀ XÁC ĐỊNH FENOBUCARD TRONG NƯỚC............................................................................................... 35 3.1.1. Phương pháp định lượng fenobucarb trên GC/MS ...................... 35 3.1.1.1. Khảo sát điều kiện đo ..................................................................................... 38 3.1.1.2. Xây dựng đường chuẩn cho fenobucarb ........................................................ 39 3.1.1.3. Xác nhận giá trị sử dụng của phương pháp .................................................. 40 3.1.2. Quy trình chiết tách fenobucarb trong nước ................................. 42 3.2. NGHIÊN CỨU SỰU PHÂN HỦY CỦA FENOBUCARD TRONG HỆ ĐẤT NƯỚC DƯỚI SỰU ẢNH HƯỞNG CỦA MỘT SỐ YẾU TỐ MÔI TRƯỜNG ........................................................................................................ 47

3.2.1. Thành phần cơ giới và tích chất vật lý và hóa học của mẫu đất nghiên cứu ............................................................................................................... 47

3.2.2. Phân hủy fenobucarb trong hệ đất - nước dưới ảnh hưởng của pH ..................................................................................................................... 47

3.2.3. Phân hủy của fenobucarb trong hệ đất - nước dưới ảnh hưởng của SDS ........................................................................................................................... 52 CHƯƠNG 4. KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ............................................... 57 4.1 KẾT LUẬN ............................................................................................... 57 4.2.KIẾN NGHỊ .............................................................................................. 57 TÀI LIỆU THAM KHẢO ............................................................................ 58 PHỤ LỤC ....................................................................................................... 69

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT

CV DCM EPA

GC GC/ECD

Coefficient of variation Environmental Protection Agency Gas Chromatography Gas Chromatography – Electron Capture Detector Hệ số biến động của phép đo Dichloromethane Cơ quan Bảo vệ Môi trường Mỹ Sắc ký khí Sắc ký khí detector cộng kết điện tử

GC/EI-MS Gas chromatograph-electron

Sắc ký khí với detector ion hóa electron khối phổ Sắc ký khí lỏng Sắc ký khí khối phổ GLC GC/MS

impact-mass spectrometer gas liquid chromatography Gas chromatography–mass spectrometry Hóa chất bảo vệ thực vật HCBVTV

Sắc ký lỏng hiệu năng cao HPLC

Sắc ký lỏng Giới hạn định lượng Giới hạn phát hiện Phổ khối lượng Nồng độ phần triệu Nồng độ phần tỷ Thời gian lưu Độ lệch chuẩn tương đối Độ thu hồi Độ lệch chuẩn Sodium dodecyl sulfate Chiết pha rắn Tiêu chuẩn Việt nam

High Performance Liquid Chromatography Liquid chromatography Limit of Quatitation Limit of Detection Mass spectrometry Relative Standard Deviation Standard deviation Solid Phase Extraction Ultraviolet–visible spectroscopy Quang phổ hấp thụ phân tử LC LOQ LOD MS ppm ppb ReT RSD Rev SD SDS SPE TCVN UV/VIS

WHO World Health Organization Tổ chức Y tế thế giới

vii

DANH MỤC HÌNH

Hình 1.1. Công thức cấu tạo của fenobucarb ......................................................... 7

Hình 1.2. Sơ đồ cấu tạo của thiết bị sắc ký khí .................................................... 19

Hình 2.1. Sơ đồ thiết bị GC/MS ........................................................................... 31

Hình 3.1. Sắc ký đồ của chuẩn fenobucarb .......................................................... 38

Hình 3.2. Phổ khối của fenobucarb ...................................................................... 38

Hình 3.3. Sắc ký đồ của fenobucarb ở nồng độ chuẩn ........................................ 40

Hình 3.4. Đường chuẩn của fenobucarb ............................................................. 40

Hình 3.5. Sơ đồ quy trình chiết lỏng-lỏng mẫu nước .......................................... 46

Hình 3.6. Sự phân hủy của fenobucarb và sản phẩm chuyển hóa thích nghi với fenobucarb trong dung dịch có pH 7 trong hệ đất-nước ................................. 4649

Hình 3.7. Sự phân hủy của fenobucarb với sự có mặt của pH khác nhau ( 7 và 9) trong hệ đất - nước (a: nồng độ fenobucarb trong pha nước; b: nồng độ fenobucarb trong pha đất; c: tổng lượng tồn dư còn lại của fenobucarb) .......... 53

Hình 3.8. Hiệu suất phân hủy của fenobucarb với sự có mặt của pH (5, 7 và 9) và SDS trong dung dịch trong hệ đất-nước. .............................................................. 54

viii

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1. Tính chất vật lý và hóa học của DDT, endosulfan và fenobucarb [26] ............................................................................................................................ 7

Bảng 1.2. Các thuốc trừ sâu được sử dụng ở đồng bằng sông Hồng [17] ......... 10

Bảng 1.3. Thuốc trừ sâu thông dụng nhất sử dụng trên ruộng lúa ruộng lúa - nuôi cá ở Tiền Giang và Cần Thơ [32] ......................................................................... 12

Bảng 1.4. Một số phương pháp phân tích, chiết tách fenobucarb trong nước . 21

Bảng 2.1. Dung dịch chuẩn fenobucarb để lập đường chuẩn ............................. 28

Bảng 2.3. Bảng thời gian lấy mẫu trong các thí nghiệm ..................................... 31

Bảng 3.1. Điều kiện khảo sát để định lượng fenobucarb trên thiết bị GC/MS . 37

Bảng 3.2. Mảnh phổ chuẩn và thời gian lưu của chất phân tích ......................... 38

Bảng 3.3. Nồng độ và diện tích pic của các chất trong dung dịch chuẩn .......... 39

Bảng 3.4. LOD và LOQ của fenobucarb ............................................................. 41

Bảng 3.5. Sai số và độ lặp lại của phép đo tại các nồng độ khác nhau .............. 42

Bảng 3.6. Hiệu suất thu hồi fenobucarb của phương pháp chiết lỏng-lỏng và chiết SPE ......................................................................................................................... 43

Bảng 3.7. Hiệu suất thu hồi của fenobucarb của phương pháp chiết lỏng- lỏng ......................................................................................................................... 43

Bảng 3.8. Nồng độ trung bình, hiệu suất chiết và độ lệch chuẩn, độ chính xác của phương pháp chiết lỏng - lỏng .............................................................................. 44

Bảng 3.9. So sánh các phương pháp chiết đã khảo sát ........................................ 44

Bảng 3.10 Một số tính chất vật lý và hóa học của cột đất nghiên cứu .............. 47

Bảng 3.11. Phần trăm hiệu suất nhả phụ của fenobucarb từ đất vào nước trong hệ đất nước .................................................................................................................. 50

MỞ ĐẦU

1. Tính cấp thiết của đề tài

Hiện nay các thuốc trừ sâu thuộc nhóm carbamate được sử dụng nhiều nhất trong nông nghiệp do chúng ít độc đối với con người và thời gian bán hủy ngắn. Bên cạnh đó đặc tính hấp thụ ánh sáng của carbamate góp phần nhanh chóng trong sự phân hủy của chúng bằng các phản ứng quang hóa.

Sau khi áp dụng vào trong đất các thuốc trừ sâu carbamate có thể bị phân hủy bởi vi sinh vật, hoặc bởi thủy phân hoặc bởi quang hóa. Trong môi trường đất sản phẩm phân hủy cuối cùng của thuốc trừ sâu carbamate là amin, rượu hoặc phenol cacbon dioxit (CO2) và nước [1]. Ngoài ra có rất nhiều các sản phẩm trung gian độc hoặc ít độc hơn được tạo ra trong quá trình phân hủy này, như trường hợp aldicab tạo ra 3 sản phẩm chuyển hóa chính và 4 sản phẩm chuyển hóa phụ [2]. Một số yếu tố ảnh hưởng đến sự phân hủy của carbamate trong đất, như bay hơi, rửa trôi, độ ẩm của đất, hấp phụ, pH, nhiệt độ, chất hoạt động bề mặt, phản ứng thủy phân, phản ứng quang hóa, phân hủy sinh học và loại đất [3].

Phản ứng quang hóa là một nhân tố quan trọng ảnh hưởng đến pha của thuốc trừ sâu trên đồng ruộng. Một số nghiên cứu đã chỉ ra thuốc trừ sâu tồn tại lâu hơn trong điều kiện phòng thí nghiệm so với điều kiện thực địa [4, 5]. Mức độ quang hóa của các thuốc trừ sâu phụ thuộc vào tính hấp thụ ánh sáng của thuốc trừ sâu, điều kiện chiếu xạ (sự có mặt của dung môi) và chiều dài sóng [1, 6]. Các thuốc trừ sâu carbamate trong nước mặt tiếp xúc với ánh sáng mặt trời trong thời gian dài thì ở vùng nước có độ đục cao thì sự phân hủy quang hóa sẽ ít hơn so với vùng nước trong do độ đục làm giảm sự thâm nhập ánh sáng [7, 8]. Cacbamat hấp thụ bức xạ ánh sáng mặt trời vùng (λ = 300 nm) sẽ trải qua phản ứng quang hóa tạo ra các sản phẩm chuyển hóa khác nhau, như với carbaryl đã tìm thấy 5 sản phẩm phân hủy, trong đó một sản phẩm là 1-naphthol [1, 8]. Thuốc trừ sâu carbamat trong nước có thể bị phân hủy dưới tác dụng của bức xạ cực tím (UVR). pH của môi trường nước là một yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến tốc độ quang hóa. Như với carbaryl và propoxur quá trình quang hóa xảy ra chậm ở pH thấp và tăng lên khi pH tăng

[1]. Các chất hoạt động bề mặt có ảnh hưởng phức hợp đến hoạt động của các thuốc trừ sâu trong đất. Do tính chất bề mặt đặc biệt mà chất hoạ`t đồng bề mặt anion và nonionic có thể tăng cường khả năng hòa tan trong nước, tăng cường hoạt tính sinh học trong đất [9], và đóng vai trò như chất xúc tác trong suốt qua trình phân hủy của các thuốc trừ sâu [10].

Trong khi đó nước tưới cho ruộng lúa thường không kiểm soát được chất lượng do nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp thường đổ vào các sông ngòi tưới tiêu [11-13]. Nước thải sinh hoạt và nước lụt chứa rất nhiều các cặn lơ lửng, các chất hữu cơ hòa tan như DOC, các chất hoạt động bề mặt, các axit hữu cơ... [14, 15] mà có thể ảnh hưởng đến sự phân hủy của thuốc trừ sâu. Bên cạnh đó những nghiên cứu về ảnh hưởng của ánh sáng mặt trời, pH, các bon hữu cơ hòa tan và chất hoạt động bề mặt đến sự phân hủy thuốc trừ sâu carbamate trong đất bị ngập đã chưa được nghiên cứu nhiều ở Việt Nam. Do đó để hiểu hơn về pha của thuốc trừ sâu carbamate trong đất bị ngập và tìm ra các sản phẩm chuyển hóa của chúng dưới một số điều kiện môi trường là rất cần thiết, là cơ sở cho việc đánh giá chính xác hơn tác động môi trường của chúng.

Trong đề tài này, chúng tôi sẽ thực hiện: 1) Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu carbamate trong đất bị ngập dưới sự ảnh hưởng của DOC, pH và chất hoạt động bề mặt. 2) Tìm ra các sản phẩm chuyển hóa xuất hiện trong các quá trình phân hủy này. Thuốc trừ sâu carbamate sử dụng cho nghiên cứu này sẽ được chọn căn cứ vào kết quả phân tích các chất ô nhiễm hữu cơ trong đất ruộng bị ngập lụt.

Nội dung nghiên cứu của luận văn:

- Nghiên cứu phương pháp chiết tách và phân tích các thuốc trừ sâu nhóm

carbamate trong đất và nước trên thiết bị GC/MS.

- Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu carbamate trong đất dưới ảnh hưởng của pH của nước.

- Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu carbamate trong đất dưới ảnh hưởng của chất hoạt động bề mặt trong nước.

- Nghiên cứu xác định các sản phẩm chuyển hóa của thuốc trừ sâu trong đất xuất hiện trong quá trình phân hủy dưới ảnh hưởng của pH và chất hoạt động bề mặt.

Fenobucarb là hoá chất thuộc nhóm chất bảo vệ thực vật nhóm carbamate tôi sử dụng loại hoá chất này trong nghiên cứu của mình vì loại hoá chất nay được sử dụng rất nhiều cho lúa nước và rau.

Bố cục luận văn gồm 3 chương và kết luận

Chương 1: Tổng quan đề cập đến đối tượng nghiên cứu và tình hình

nghiên cứu trong và ngoài nước liên quan đến nội dung của luận án.

Chương 2: Nội dung và phương pháp nghiên cứu cung cấp các thông tin về các phương pháp nghiên cứu và nội dung thực nghiệm trong luận án, trong đó có các nội dung chính là:

- Nghiên cứu phương pháp chiết tách và phân tích các thuốc trừ sâu

fenobucarb trong nước trên thiết bị GC/MS.

- Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu fenobucarb trong đất dưới

ảnh hưởng của pH của nước.

- Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu fenobucarb trong đất dưới

ảnh hưởng của chất hoạt động bề mặt trong nước.

- Nghiên cứu xác định các sản phẩm chuyển hóa của thuốc trừ sâu trong đất xuất hiện trong quá trình phân hủy dưới ảnh hưởng của pH và chất hoạt động bề mặt.

Chương 3: Phần kết quả và thảo luận tập trung vào 3 nội dung kết quả

chính:

- Khảo sát các điều kiện chiết tách và phân tích thuốc trừ sâu fenobucarb

trong mẫu nước trên thiết bị GC/MS.

- Nồng độ, mức độ phân hủy và chuyển hóa của thuốc trừ sâu fenobucarb

trong đất dưới dưới ảnh hưởng của pH của nước.

- Nồng độ, mức độ phân hủy và chuyển hóa của thuốc trừ sâu fenobucarb

trong đất dưới dưới ảnh hưởng chất hoạt động bề mặt trong nước.

Chúng tôi hy vọng rằng kết quả nghiên cứu của luận văn về mặt khoa học sẽ định hướng về nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố môi trường đến sự phân hủy và chuyển hóa của thuốc trừ sâu từ môi trường đất vào nước, từ đó sẽ có những nghiên cứu thêm về sự ảnh hưởng đồng thời của các yếu tố môi trường đến sự phân hủy và chuyển hóa của thuốc trừ sâu carbamate từ đất vào nước, qua đó sẽ đóng góp những công cụ để giúp cho việc đánh giá tác động môi trường của các nhà nghiên cứu và quản lý môi trường về mặt thực tiễn.

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN

1.1. ĐỐI TƯƠNG NGHIÊN CỨU.

1.1.1. Hóa chất bảo vệ thực vật

Hóa chất bảo vệ thực vật (HCBVTV) đóng một vai trò quan trọng và là một biện pháp có tính quyết định và không thể thiếu được trong sản xuất nông nghiệp hiện đại và sản phẩm thực phẩm. Những hóa chất này được nông dân sử dụng rộng rãi để bảo vệ mùa màng diệt trừ sâu bệnh. Bên cạnh những mặt tích cực thì HCBVTV vẫn còn tính độc hại, bền vững, khó bị phân huỷ trong môi trường và dẫn đến khả năng tích tụ ngày càng nhiều trong môi trường đất, nước và động thực vật, gây ra những vấn đề nguy hại cho môi trường, sức khỏe con người và hệ sinh thái. Hậu quả của việc hấp thu và tích luỹ HCBVTV trên cơ thể con người là nguyên nhân gây ra một số bệnh nguy hiểm như các bệnh ung thư, các bệnh do những biến đổi về cấu trúc gen..., có thể gây ảnh hưởng di truyền cho các thế hệ sau. Vì vậy nó là đối tượng đã được quan tâm nghiên cứu từ rất lâu các trong lĩnh vực đời sống, nhất là trong lĩnh vực môi trường, thực phẩm.

Theo phân loại của Tổ chức Y tế Thế giới (WHO) [16], HCBVTV có thể được phân loại theo mức độ độc hại và cấu tạo hóa học. Theo mức độ độc hại HCBVTV được chia làm 3 loại như loại I: Cực kỳ độc hại, loại II: Độc hại ở mức độ vừa phải, loại III: Độc hại nhẹ. Theo cấu tạo hóa học HCBVTV được phân thành 4 nhóm chính là nhóm cơ clo, cơ phốt pho, carbamate và pyrethroid [17].

Nhóm hóa chất bảo vệ thực vật cơ clo (organochlorine): Là các dẫn xuất clo của một số hợp chất hữu cơ như diphenyletan, cyclodien, benzen, hexane. Nhóm này bao gồm những hợp chất hữu cơ rất bền vững trong môi trường tự nhiên và thời gian bán phân huỷ dài, rất ít tan trong nước, tích lũy trong mô mỡ của sinh vật và gây nên sự khuếch đại sinh học theo dây chuyền thức ăn. Trên thế giới đã cấm sử dụng các loại hóa chất này từ những năm 70 theo công ước Stockholm [18]. Việt Nam có lệnh cấm từ tháng 6/1994 [19],

nhưng đến nay chúng vẫn tồn lưu trong môi trường nước [19], trầm tích [20] và đặc biệt là đất nông nghiệp [21, 22].

Nhóm hóa chất bảo vệ thực vật cơ phốt pho (organophosphorus): Gồm các este, các dẫn xuất hữu cơ của axit photphoric. Khi sử dụng chúng tác động vào thần kinh của côn trùng bằng cách ngăn cản sự tạo thành men cholinestaza làm cho thần kinh hoạt động kém, làm yếu cơ, gây choáng váng và chết. Nhóm này có thời gian bán phân huỷ ngắn hơn so với nhóm cơ clo và được sử dụng rộng rãi hơn. Nhóm này bao gồm một số hợp chất như parathion, malathion, diclovos, clopyrifos.vv.

Nhóm hóa chất bảo vệ thực vật carbamate: Là các dẫn xuất hữu cơ của axit carbamic. Khi sử dụng chúng tác động trực tiếp vào men cholinestraza của hệ thần kinh của côn trùng và có cơ chế gây độc giống như nhóm cơ phốt pho. Nhóm carbamate gồm những hoá chất ít bền vững hơn trong môi trường tự nhiên, an toàn với cây, ít độc đối với cá hơn các HCBVTV nhóm cơ phốt pho. Chúng không tồn lưu quá lâu trên nông sản và trong môi trường. Độ độc của thuốc đối với động vật máu nóng rất khác nhau, tùy thuộc vào loại thuốc. Đại diện cho nhóm này là các thuốc trừ sâu như: carbofuran, carbaryl, carbosulfan, isoprocarb, fenobucarb, methomyl…

Nhóm hóa chất bảo vệ thực vật pyrethroid: Nhóm này là những thuốc trừ sâu có nguồn gốc tự nhiên, là hỗn hợp của các este khác nhau với cấu trúc phức tạp được tách ra từ hoa của những giống cúc. Đại diện của nhóm này gồm cypermethrin, permethrin, fenvalarate, deltamethrin....

Bên cạnh đó còn một số HCBVTV gốc vô cơ (hợp chất của đồng, thủy ngân,…) hoặc HCBVTV có nguồn gốc từ vi khuẩn, nấm và virus (thuốc trừ nấm, trừ vi khuẩn…).

1.1.2. Thuốc trừ sâu dùng trong nghiên cứu

- Fenobucarb (còn có tên là 2-sec-butylphenylN-methylcarbamate): Là thuốc trừ sâu thuộc nhóm carbamate. Fenobucarb là thuốc diệt côn trùng thông qua ức chế hoạt động của men thần kinh cholinesterase. Fenobucarb là nông

dược được xếp vào nhóm độc tính cấp II theo phân loại của WHO [23]. Nó cũng độc hại đối với con người, gây ảnh hưởng đến hệ thần kinh, bộ phận sinh sản, gây ung thư và ngộ độc cấp tính và gây hại cho động vật thủy sinh. Liều gây chết trung bình qua miệng đối với chuột là 410 mg/kg. Fenobucarb được sử dụng rộng rãi làm thuốc trừ sâu trên lúa [24, 25].

C12H 17NO2 M = 207,3g/mol

Hình 1.1. Công thức cấu tạo của fenobucarb

Công thức cấu tạo và một số tính chất vật lý và hóa học của fenobucarb

dùng trong nghiên cứu được chỉ ra ở hình 1.1 và bảng 1.1.

Bảng 1.1. Tính chất vật lý và hóa học của DDT, endosulfan và fenobucarb [26]

Tên Fenobucarb

Phân loại Carbamate

Công thức phân tử C12H17NO2

Khối lượng phân tử 207,27g/mol

Nhiệt độ tan chảy 124,7°C

Nhiệt độ sôi (760 mmHg) 282,50C

Tỷ trọng

1,023 g/cm3 13 (25oC) 420 mg/L

Áp suất bay hơi (mPa) Độ tan trong nước (20oC) pKow 2,79

Thời gian bán hủy 17 (pH = 9)

1.1.3. Ô nhiễm môi trường nước do sử dụng HCBVTV ở Việt Nam

 Sử dụng HCBVTV ở Việt Nam

Theo ước tính của WHO [16] đã cho thấy các nước phát triển tiêu thụ khoảng 20% sản lượng thuốc trừ sâu trên thế giới [27]. Ở các nước Đông Nam Á nơi mà nông nghiệp là hoạt động kinh tế chính, HCBVTV đóng một vai trò quan trọng bởi vì hầu hết các nước ở khu vực này đang tìm kiếm để đi vào nền kinh tế toàn cầu bằng việc cung cấp các trái cây, rau tươi quanh năm và lương thực với sản lượng lớn [16]. Tuy nhiên mục tiêu này không thể đạt được nếu không gia tăng việc sử dụng HCBVTV để tăng năng suất mùa vụ. Việt Nam là nước đông dân thứ 2 trong Đông Nam Á và thu nhập phụ thuộc vào nông nghiệp, xấp xỉ khoảng 47% đất của các vùng đồng bằng châu thổ (820.800 ha) là đất nông nghiệp [28]. Cũng giống như các nước Đông Nam Á khác Việt Nam đã và đang đẩy mạnh việc sử dụng các HCBVTV để tăng năng suất mùa màng trên một diện tích trồng trọt (hecta).

Một khối lượng lớn HCBVTV đã được đưa vào Việt Nam để sử dụng, trong đó lượng thuốc trừ sâu chiếm tỷ lệ cao nhất [29]. Trước năm 1990, hằng năm cả nước nhập khẩu khoảng 13.000 đến 15.000 tấn thuốc thành phẩm qui đổi ra các loại. Theo nghiên cứu của Hội và các cộng sự vào năm 2013 ngoài lượng thuốc trừ sâu được sản xuất ra trong nước, lượng thuốc trừ sâu nhập khẩu có giá trị khoảng 500 triệu đô la Mỹ/năm [30]. Hiện nay có khoảng 1376 loại thuốc trừ sâu bệnh và nấm và 223 loại thuốc diệt cỏ đang được sử dụng trên thị trường Việt Nam [27].

Lượng tiêu thụ trung bình của HCBVTV là 5,52 kg/ha trên 1 vụ mùa cho rau; 3,34 kg/ha cho lúa; 0,88 kg/ha cho các cây trồng thực phẩm khác (ngô, khoai, cà chua); 3,34 kg/ha cho các cây công nghiệp ngắn hạn (đậu tương và lạc) và 3,08 kg/ha cho các cây công nghiệp dài ngày (chè và cà phê).

Loại và lượng HCBVTV sử dụng phụ thuộc nhiều vào loại sâu bọ phổ biến và mức độ phá hoại tiểm ẩn của chúng đối với mùa màng cũng như là quan điểm thực hiện quản lý sâu bệnh của người nông dân. Với một số quan điểm như: Xu hướng sử dụng HCBVTV như đã dùng trước đây, không đắt, không

có chứng nhận, độc hơn đối với sâu bệnh và bền vững hơn trong môi trường [31].

 Sử dụng HCBVTV trên ruộng lúa

Lúa gạo vẫn tiếp tục đóng vai trò trung tâm trong sản phẩm nông nghiệp và thực phẩm của Việt Nam, với diện tích canh tác lúa là gần 7,7 triệu ha (năm 2000), Việt Nam đứng thứ 2 thế giới về xuất khẩu gạo với gần 30 nghìn tấn (MARD 2002). Sản xuất lúa gạo ở Việt Nam được đặc trưng bởi tính đa vụ, sản xuất thâm canh nhỏ lẻ và sử dụng rộng rãi phân bón và thuốc trừ sâu. Mật độ trung bình mùa vụ lúa ở Việt Nam là 1,6. Khoảng 55% tổng diện tích canh tác lúa là 2 vụ gồm vụ Xuân - Hè và vụ Đông - Xuân, canh tác một vụ được trồng ở các vùng trũng và vùng cao.

Hóa chất bảo vệ thực vật được sử dụng trên hầu hết các ruộng lúa, theo kết quả nghiên cứu thực địa ở đồng bằng sông Hồng của Thiên và các cộng sự [17] cho thấy có khoảng 40 HCBVTV loại đang được sử dụng ở đây (bảng 1.2) trong đó một số các thuốc trừ sâu bị cấm như endosulfan, DDT vẫn được tìm thấy trong các HCBVTV sử dụng [17, 23]. Theo nghiên cứu của Berg và các cộng sự [32] về việc sử dụng thuốc trừ sâu trên ruộng lúa ở đồng bằng sông Mekong năm 1999 đã tìm thấy 64 các thuốc trừ sâu khác nhau, trong đó xấp xỉ 25% là thuốc trừ sâu bệnh, 25% thuốc trừ nấm và 25 % là thuốc diệt cỏ (bảng 1.3). Thuốc trừ sâu bệnh thông dụng nhất là fenobucarb, cartarp hydrochloride và lambdacyhalothrin.

Bảng 1.2. Các thuốc trừ sâu được sử dụng ở đồng bằng sông Hồng [17]

Được

Hạn

Không

Cấm sử

Tên thông thường

Tên thương mại

phép sử

chế sử

có trong danh

dụng

mục

Thiodan

Endosulfan

30EC

Endosulfan

Thaso dant

Isodrin

2,4 D

Qick

Pyrimex

Chlorpyrifos

20EC

Basudin

Diazinon

50EC

Wofatox

Methyl parathion

Methamidophos

Filitox 60SC

Methamidophos

Monitor

Fenitrothion

Metyl annong

Profenofos

Selecron

Methyl parathion

Wafatox

Carbendazim

Carbenzim

Thiosultap-sodium

Shachong shuang

Thiosultap-sodium

Sanedan

Fenobucarb

Bassa 50EC

*

Carbofuran

Furadan 3G

Cypermethrin

Arrivo 5EC

Cypermethrin

Sherpa

Karate

Lambda cyhalothrin

2,5EC

Deltamethrin

Decis 2,5EC

Alpha cypermethrin

Fastac 5EC

Fenvalerate+dimetho

Fenbis 25EC

ate

Sumi

alpha

Esfenvalerate

5EC

DDT

Neocid

Monocrotophos

Magic 50SL

Cartap

Padan

Imidacloprid

Conphai

Methomyl

Lannate

Copper-hydroxide

Funguran- OH

Copper-oxychloride

Vidoc- 30BTN

Sulfur

Kummulus

Abamectin

Bringtin

oil

Soka

Petroleum abamectin

Tilt super

Difenoconazole propiconazole

Sodium+nitroguaiac

Antonik

olate

Fenitrothion+

Ofatox

trichlorfon

400EC

Benvil 50SC

Disara 10WP

Kocide 53,8 DP

Bảng 1.3. Thuốc trừ sâu thông dụng nhất sử dụng trên ruộng lúa ruộng lúa - nuôi cá ở Tiền Giang và Cần Thơ [32]

Loại

Tên thương mại Thành phần hoạt tính % sử dụng bởi người dân

Validacin Validamycin A 9,6

Tilt Propiconazol 8,4

Anvil Hexaconazol 8,0

Thuốc diệt nấm (16) Fuji-one Isoprothiolane 4,4

Rovral Iprodione 3,8

Bonanza Cyprocozol 1,9

2, 4D2 2, 4D 4,1

Sofit 3,9 Pretilachlor, Fenclorim

trừ Tiller’s 3,6 Thuốc cỏ (15) Fenoxaprop-P- Ethyl,2,4 D,MCPA

Whip’s Fenoxaprop-P-Ethyl 2,6

Sirius Pyrazosulfuron Ethyl 2,2

Cantanil Butachlor, Propanil 1,9

Bassa Fenobucarb 6,0

Padan Cartap hydrochloride 4,4

Karate Lambdacyhalothrin 3,8

Decis Delthametrin 3,6 trừ

Thuốc sâu (33) Applaud 3,4 Buprofezin, Isoprocarb

Fastac Alpha-cypermethrin 2,4

Regent Fipronil 2,2

Trebon Etofenprox 2,0

Thuốc trừ sâu khác 18

Tổng số (64) 100

 Ô nhiễm môi trường nước do sử dụng HCBVTV

Hóa chất bảo vệ thực vật được ứng dụng rộng rãi trên ruộng lúa để bảo vệ và tăng năng suất mùa vụ, đặc biệt ngày càng có nhiều HCBVTV được sử dụng. Tuy nhiên, HCBVTV cũng là một nguyên nhân chính gây ô nhiễm cho môi trường nước [33-35]. Nhiều nghiên cứu tập trung vào pha, sự phân tán và vận chuyển của HCBVTV trên ruộng lúa ở khu vực trồng lúa khác nhau trên thế giới như Pháp, Nhật Bản, Việt Nam, Philipin... Kết quả cho thấy việc sử dụng HCBVTV gây ra ô nhiễm môi trường đất, nước ngầm và nước mặt [36-39].

Nghiên cứu trên ruộng lúa ở Việt Nam cũng cho thấy nồng độ tương đối cao của các HCBVTV ở trong đất và nước . Đặc biệt là một số các thuốc trừ sâu bền vững như DDT, endosulfan mặc dù đã bị cấm sử dụng [35-39] nhưng vẫn được tìm thấy trong nước và đất nông nghiệp như ở Hoàng Liệt, Minh Đại [27] với tổng DDT được tìm thấy trong nước là 16 ng/L, trong đất từ 1 đến 51ng/g khối lượng khô, ở Hợp Lý và Xuân Khê tổng DDT được tìm thấy từ 2 đến 25 ng/g khối lượng khô. Carvalho và các cộng sự [28] đã phân tích tồn dư của 70 thuốc trừ sâu phân cực và không phân cực trong các mẫu nước, trầm tích ở đồng bằng châu thổ sông Hồng, trong tất cả các hợp chất tìm thấy, tác giả đã xác định được diazinon, fenitrothion, nonyphenol và endosulfan trong hầu hết các mẫu nước với nồng độ trong phạm vi từ 0,003 – 0,043 mg/L.

Fenobucarb là một trong các thuốc trừ sâu được ứng dụng rộng rãi ở nhiều các nước trồng lúa trên thế giới trong đó có Việt Nam [27]. Nó là thành phần hóa học của nhiều loại thuốc trừ sâu cho lúa như Bassa 50EC, có tác dụng để ngăn chặn và diệt sâu, rầy nâu gây bệnh đạo ôn lúa, cháy cổ bông và vàng lùn xoắn lá [40]. Bên cạnh các mặt tích cực thì fenobucarb còn có nguy cơ gây hại cho các loại cá, hệ thủy sinh [41, 42] và gây ô nhiễm nguồn nước [43]. Các kết quả nghiên cứu trên cho thấy fenobucarb là thuốc trừ sâu được sử dụng nhiều ở các vùng trồng lúa [21, 30].

Như vậy việc chọn thuốc trừ sâu fenobucarb làm đối tượng nghiên cứu của luận văn và việc nghiên cứu sự phân hủy và chuyển hóa của chúng từ đất vào nước sẽ bảo đảm tính cần thiết và tính mới của vấn đề nghiên cứu.

1.2.CHIẾT TÁCH VÀ PHÂN TÍCH HCBVTV TRONG NƯỚC.

1.2.1. Phương pháp chiết tách HCBVTV trong nước

Để phân tích các HCBVTV trong các đối tượng mẫu trước hết cần phải tiến hành chuẩn bị mẫu hay chiết tách các chất cần phân tích ra khỏi mẫu ban đầu. Đây là một công việc rất quan trọng nó ảnh hưởng rất lớn đến phương pháp cũng như kết quả phân tích [44-46]. Sự lựa chọn kĩ thuật xử lý mẫu phụ thuộc vào dạng mẫu, khả năng bay hơi hoặc nồng độ của các chất cần xác định. Phương pháp chiết lỏng - lỏng và chiết pha rắn (SPE) là những phương pháp chính được áp dụng trong bước xử lý mẫu để phân tích các HCBVTV, các chất ô nhiễm hữu cơ trong mẫu nước.

Phương pháp chiết lỏng-lỏng không liên tục: Được thực hiện bằng cách lắc mẫu cùng với dung môi chiết và được dùng trong những trường hợp có hệ số phân bố lớn. Đây là một phương pháp đơn giản, không cần máy móc phức tạp, mà chỉ cần một số phễu chiết, việc lắc chiết có thể thực hiện bằng tay hoặc bằng máy lắc nhỏ. Phương pháp chiết này đơn giản, dễ thực hiện đã và đang được ứng dụng phổ biến và rất có hiệu quả trong lĩnh vực tách chiết phân tích và làm giầu các chất phân tích phục vụ cho việc xác định hàm lượng vết. Nhất là tách và làm giầu các kim loại, các chất hữu cơ, HCBVTV trong các mẫu nước, nước thải và nước biển...

Phương pháp chiết dòng chảy liên tục: Khi thực hiện chiết ở phương pháp này, hai pha lỏng không trộn được vào nhau (hai dung môi, có một dung môi có chứa chất phân tích) được bơm liên tục và đi ngược chiều nhau với tốc độ nhất định trong hệ chiết, như phễu chiết, hay bình chiết liên hoàn đóng kín để chúng tiếp xúc với nhau. Hoặc cũng có thể là một dung môi chuyển động còn một pha đứng yên trong bình chiết. Khi đó chất phân tích sẽ được phân bố vào hai dung môi theo tính chất của chúng để đạt đến trạng thái cân bằng. Chiết theo phương pháp này hiệu suất chiết cao. Đây là phương pháp được sử dụng nhiều trong sản xuất công nghiệp.

Phương pháp chiết lỏng - lỏng trên cột: Là một phương pháp chiết lỏng-lỏng khác được sử dụng nhiều trong thời gian gần đây, chiết lỏng-lỏng

trên cột cũng dựa vào định luật phân bố của chất tan giữa hai pha không trộn lẫn vào nhau. Trong phân tích các chất kị nước ở trong các mẫu có nền phức tạp như các dịch cơ thể, các mẫu môi trường và phân tích tồn lượng. Việc chuẩn bị mẫu bằng phương pháp chiết thông thường (dùng phễu chiết) thường gặp những điều bất lợi như sự hình thành nhũ, sự tách pha không tốt, tiêu tốn nhiều dung môi và thời gian. Phương pháp chiết lỏng- ỏng trên cột trong trường hợp ở này tỏ ra hiệu quả hơn, tránh được những điều bất lợi nêu trên, không cần làm khô dung môi thu được và độ thu hồi cao.

Phương pháp chiết đối dòng: Chiết đối dòng cho phép tách các chất có hệ số phân bố gần nhau, tuy nhiên hiện nay ít dùng vì phương pháp này đòi hỏi thiết bị chuyên dùng đắt tiền và không cho phép tách những hỗn hợp phức tạp [45].

Phương pháp chiết pha rắn (Solid Phase Extraction SPE): Khi xử lý mẫu, dung dịch chất mẫu được chuyển vào cột chiết. Lúc này pha tĩnh (cột chiết) sẽ tương tác với các chất và giữ một nhóm chất cần phân tích lại trên cột chiết, còn các nhóm chất khác và các chất cản trở sẽ đi ra khỏi cột cùng với dung môi hòa tan trong mẫu. Nhóm chất cần phân tích sẽ ở lại trên cột chiết, sau đó dùng một dung môi thích hợp hòa tan tốt các chất phân tích để rửa giải chúng ra khỏi cột chiết để thu được dung dịch có chất cần phân tích và xác định chúng theo một phương pháp phù hợp đã chọn. Phương pháp này có ưu điểm là hiệu suất thu hồi cao, khả năng làm sạch và làm giàu chất phân tích lớn, kỹ thuật tương đối an toàn, đơn giản dễ sử dụng, có thể tiến hành hàng loạt và tự động hóa, tiết kiệm được thời gian. Nhược điểm của chiết pha rắn là cần lượng mẫu lớn (cỡ 100 đến 1000 lít mẫu khí hoặc vài đến 1000 mL mẫu lỏng), phải sử dụng lượng dung môi rửa giải lớn, các dung môi này thường có độc tính cao như dichloromethane, hexane... và điều kiện phân tích phức tạp...Tuy nhiên do độ chính xác ổn định nên nó phổ biến trong các phòng thí nghiệm hiện nay, nên đây vẫn là kỹ thuật rất tốt để làm mẫu kiểm chứng cho các kỹ thuật nghiên cứu mới [47-52].

Việc chọn kỹ thuật chiết tách và làm sạch phụ thuộc vào đối tượng mẫu, độ chính xác cần đạt được, điều kiện của phòng thí nghiệm. Trong lĩnh vực

phân tích dư lượng HCBVTV, với một số phương pháp chiết tách cổ điển, các cơ quan, tổ chức chuyên nghành như Cơ quan Bảo vệ môi trường Mỹ (EPA), Tổ chức Tiêu chuẩn hóa quốc tế (ISO), vv.. đã tập hợp các nghiên cứu, soạn thảo quy trình và ban hành thành các tiêu chuẩn hướng dẫn để các tổ chức, cá nhân tham khảo và áp dụng. Ở Việt Nam, các tiêu chuẩn tương tự như vậy cũng được ban hành thành tiêu chuẩn quốc gia (TCVN). Một số các kết quả nghiên cứu xác định dư lượng , fenobucarb trong mẫu môi trường bằng phương pháp chiết lỏng-lỏng và phương pháp chiết SPE ở Việt Nam và trên thế giới như:

Fenobucarb và 8 thuốc trừ sâu khác thuộc các nhóm carbamate, cơ phốt pho, chloronitrile... trong các mẫu nước mặt đã được chiết tách bằng phương pháp SPE: mẫu nước được chiết bởi cột Supelclean TM ENVI-Carb TM (GCB, 100 m2/g, 500 mg), sau đó được rửa giải lần lượt bằng 1,4 mL methanol, 10 mL aceton, 15 mL hỗn hợp CH2Cl2/MeOH (tỷ lệ 9:1 về thể tích) và 30 mL tert-butyl methyl ether (TBME). Sau đó mẫu được cho bay hơi đến cạn dung môi, cặn được hòa tan lại trong hỗn hợp dung môi cyclohexan toluen (tỷ lệ thể tích 9:1) và được phân tích bởi thiết bị sắc kí khí với detector nitrogen - phosphorus (GC/NPD). Độ thu hồi đạt được của phương pháp đạt được từ 70% - 120% [53].

Fenobucarb và 9 thuốc trừ sâu khác với độ hòa tan trong nước khác nhau (từ 10-2 đến 10+6 mg/L), đã được chiết tách bởi phương pháp SPE bằng cột chiết Supelclean TM ENVI-Carb TM (GCB, 100 m2/g, 500 mg), sau đó cột chiết này được rửa giải với 2 mL methanol; 6 mL hỗn hợp dichlomethane : methanol với tỷ lệ thể tích (9:1). Cất quay chân không đến cạn, hòa tan cặn bằng 1 mL toluen và đem đo trên thiết bị sắc ký khí với detector ion hóa electron khối phổ (GC/EI - MSD). Độ thu hồi của phương pháp > 90%, các thuốc trừ sâu có giới hạn phát hiện từ 0,001 đến 0,013 µg/L [43].

1.2.2. Phương pháp phân tích HCBVTV

Có rất nhiều phương pháp để xác định các HCBVTV khác nhau nhưng một số phương pháp chính được sử dụng hiện nay là: phương pháp ELISA, phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC), phương pháp sắc ký khí

(GC) trong đó có sắc kí khí detector công kết điện tử (GC/ECD), sắc kí khí detector khối phổ (GC/MS) là phương pháp phân tích được sử dụng thông dụng nhất.

1.2.2.1. Phương pháp ELISA

ELISA (Enzym Linked Immuno Sorbent Assay) là phương pháp hấp phụ miễn dịch gắn enzym, trong đó chất đánh dấu là các cộng hợp enzym. Cộng hợp enzym có một đầu với cấu trúc tương tự như chất cần phân tích để có thể phản ứng với kháng thể, một đầu khác chứa enzym phục vụ cho phản ứng tạo màu. Mức độ liên kết của cộng hợp enzym với kháng thể phục thuộc vào nồng độ của chất phân tích. Cộng hợp enzym đã liên kết với kháng thể này có khả năng chuyển hóa cơ chất thích hợp thành hợp chất có màu. Do vậy hàm lượng chất cần phân tích có trong mẫu có thể định lượng thông qua độ hấp thụ quang của các hợp chất có màu này. Mẫu nước có thể được phân tích trực tiếp bởi kít thử ELISA với thời gian phân tích nhanh, đơn giản hiệu quả. Khi sử dụng phương pháp này mỗi phân tích chỉ phân tích được một loại thuốc trừ sâu.

1.2.2.2. Phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC)

Khi tiến hành chạy sắc ký, các chất phân tích được phân bố liên tục giữa pha động và pha tĩnh. Trong hỗn hợp các chất phân tích, do cấu trúc phân tử và tính chất hóa lý, ái lực với pha động và pha tĩnh của các chất khác nhau, nên khả năng tương tác của chúng với pha tĩnh và pha động khác nhau. Do vậy, chúng di chuyển với tốc độ khác nhau và tách ra khỏi nhau. Tín hiệu được truyền đến detector để nhận dạng, tùy thuộc vào bản chất hóa lý của chất phân tích mà lựa chọn detector cho phù hợp như: Detector quang phổ hấp thụ phân tử (UV/VIS), detector huỳnh quang (RF), detector độ dẫn, và detector khối phổ (MS). Phương pháp HPLC là một phương pháp thông dụng để xác định các hợp chất hữu cơ. Tuy nhiên, phương pháp có độ nhạy kém khi sử dụng detector quang phổ hấp thụ phân tử, còn khi sử dụng detector huỳnh quang phương pháp có độ nhạy tốt hơn nhưng chỉ có thể nhận biết chất phân tích thông qua thời gian lưu. Đối với những nền mẫu phức tạp, các chất phân

tích rất dễ bị ảnh hưởng bởi nền mẫu, nếu chỉ dựa vào thời gian lưu sẽ rất khó để có thể khẳng định chất cần phân tích.

Trong nghiên cứu trước đây của Elvira Grou và các cộng sự [54] 10 TTS thuộc nhóm carbamate trong đó có fenobucarb trong các mẫu đất và nước đã được xác định bằng phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao sử dụng detector quang phổ hấp thụ phân tử (HPLC/UV) ở bước sóng 254 nm, các mẫu nước được chiết lỏng-lỏng với dichloromethane, các mẫu đất được làm sạch bằng cột florisil. Dịch chiết sau đó được đem cô quay đến cạn, hòa cặn bằng 1mL methanol, sau đó chuyển sang vial và đo trên HPLC/UV. Giới hạn phát hiện của phương pháp này là từ 0,005 - 0,01 µg/L đối với mẫu nước, từ 0,05 - 0,1 µg/g đối với mẫu đất. Tác giả Feng Tang và cộng sự [55] đã xác định dư lượng thuốc trừ sâu nhóm carbamate trong rau bằng phương pháp sắc

ký lớp mỏng hiệu năng cao (HPLC) tại 2 bước sóng  = 243 nm và  = 207

nm. Phương pháp có hiệu suất thu hồi từ 70,13 - 103,7% tại nồng độ 1 - 5 µg/g. Feride và các cộng sự [56] đã sử dụng phương pháp HPLC detector huỳnh quang để xác định đồng thời các chất carbamate như aldicarb, propoxur, carbofuran, carbaryl và methiocarb trong mật. Mẫu được chiết bằng methanol và cho qua cột florisil để làm sạch. Sử dụng dung môi dicloromethane : hexane = 1 : 1 để rửa giải các chất carbamate ra khỏi cột.

Dịch rửa giải cô quay ở 40C đến cạn và hòa cặn bằng 1mL acetonitrile và đo

trên HPLC. Phương pháp có giới hạn phát hiện thấp từ 4 - 5 µg/g và độ thu hồi tương đối cao từ 72,02 - 92,02% ứng với nồng độ từ 50 - 200 ng/g.

1.2.2.3. Phương pháp sắc ký khí (GC)

Sắc ký khí là một kỹ thuật sắc ký mà trong đó pha động là khí. Các hợp chất với áp suất hơi đủ cao có thể được phân tách, bất cứ các hợp chất nào được đun sôi mà không phân hủy ở nhiệt độ dưới 3500C thì có thể tách được bởi GC. Ba cấu tử chính của sắc ký khí là: Hệ bơm mẫu, cột tách và detector (hình 1.4). Nguyên tắc hoạt động là dòng khí mang được cấp liên tục từ bộ phận cấp khí qua cổng bơm mẫu, tại đây mẫu được bơm vào dưới dạng lỏng hoặc khí, nhờ nhiệt độ cao các chất đều được hóa hơi và dòng khí mang đưa toàn bộ mẫu hoặc một phần đi vào cột tách. Tại cột tách nhờ lực tương tác

khác nhau với các pha tĩnh trong thành cột (với cột mao quản) và các hạt pha tĩnh (với cột nhồi) mà các chất ra khỏi cột đến detector với những khoảng thời gian khác nhau. Tại detector mỗi chất đều được nhận biết bằng việc thay đổi thế điện hoặc nhiệt so với dòng khí mang ổn định khi không có chất. Mỗi sự thay đổi này đều được chuyển thành tín hiệu điện và được khuếch đại, lưu trữ thông qua bộ xử lý số liệu và được đưa ra dưới dạng sắc ký đồ [45].

Hình 1.2. Sơ đồ cấu tạo của thiết bị sắc ký khí

 Sắc ký khí detector cộng kết điện tử (GC/ECD)

Detector cộng kết điện tử (Electron Capture Detector: ECD): Làm việc trên nguyên tắc ion hóa các hợp chất đã được tách ra bởi tia phóng xạ β (3H, 63Ni). Hầu hết các chất hữu cơ đều có khả năng ion hóa bởi các điện tử tự do trong pha khí, và khả năng này phụ thuộc vào cấu tạo của hợp chất (khả năng phản ứng của các điện tử của hidrocacbon no < các hidrocacbon không no < các dẫn xuất halogen).

Bộ phận chính của detector là buồng ion hóa, các chất sau khi rửa giải khỏi cột đi vào giữa hai điện cực có một bề mặt phóng xạ nơi phát xạ các electron năng lượng cao (hạt β) với tốc độ 108 - 109 hạt/giây. Các electron này

bắn phá khí mang tạo ra các ion dương, các gốc và các electron nhiệt bởi hàng loạt các va chạm đàn hồi và không đàn hồi. Quá trình này xảy ra nhanh (< 0,1 giây). Các electron nhiệt được gia tốc nhờ đặt một hiệu điện thế vào buồng detector, sẽ được chuyển động về phía anot tạo thành dòng điện nền của detector (tín hiệu đường nền) khi chỉ có khí mang đi qua. Các hợp chất hấp phụ electron trong dòng khí mang đi ra từ cột tách phản ứng với các electron nhiệt này tạo thành các ion âm có khối lượng lớn hơn. Tốc độ tổ hợp giữa các ion dương và ion âm nhanh hơn nhiều lần so với giữa các electron nhiệt và ion dương. Như vậy sự giảm dòng điện của detector (sự sụt thế đường nền) gây ra bởi sự khử các electron nhiệt do tái tổ hợp khi có mặt chất thu electron, tạo ra cơ sở định lượng cho sự vận hành detector vì mức độ suy giảm phụ thuộc vào hàm lượng cấu tử các chất phân tích đi qua và được thể hiện bằng píc sắc kí đặc trưng cho chất đó trên sắc kí đồ [45].

Hiện nay kỹ thuật này được sử dụng nhiều trong định lượng các hợp chất hữu cơ nhóm cơ clo. Thời gian phân tích ngắn, độ nhạy cao nhờ detector ECD, thể tích mẫu phân tích nhỏ. Tuy nhiên, với các hợp chất có nền mẫu phức tạp, có chứa nhiều nguyên tố có độ âm điện cao sẽ không loại trừ hết được ảnh hưởng của nền mẫu.

 Sắc ký khí detector khối phổ (GC/MS)

Là thiết bị phân tích dựa trên cơ sở xác định khối lượng phân tử của các hợp chất hóa học bằng việc phân tách các ion phân tử theo tỉ số giữa khối lượng và điện tích (m/z) của chúng. Các ion có thể tạo ra bằng cách thêm hay bớt điện tích của chúng như loại bỏ electron, proton hóa, vv. Các ion tạo thành này được tách theo tỉ số m/z và được phát hiện, từ đó có thể cho thông tin về khối lượng hoặc cấu trúc phân tử của hợp chất. Cấu tạo của detector khối phổ gồm 3 phần chính: buồng ion hóa, bộ lọc khối và detector được đặt trong chân không (khoảng 10-3 - 10-4 Pa). Chất phân tích sau khi ra khỏi cột tách được dẫn vào buồng ion hóa, từ một sợi kim loại đốt nóng các electron sẽ bắn phá các phân tử chất dưới hiệu điện thế khoảng 10 - 100eV. Các phần tử chất sẽ bị bật ra một electron và chuyển thành ion phân tử (M+) hoặc cũng có thể các ion phân tử đó bị bắn phá tiếp để hình thành các ion nhỏ hơn và các phân tử

nhỏ. Tổng các ion và phân tử nhỏ này qua bộ lọc ion để cho các ion đi tiếp còn các phân tử nhỏ đi ra ngoài theo bơm hút chân không. Sau đó các ion này đi qua bộ phận phân tách để thu được các mảnh ion có khối lượng (m/z) thích hợp đi vào detector. Tại detector các ion này sẽ gây tín hiệu điện và được khuếch đại, sau đó truyền đến bộ phận xử lý số liệu và được đưa ra dưới dạng sắc ký đồ và khối phổ.

Một số phương pháp chiết tách, phân tích và giới hạn phát hiện của

fenobucarb trong các nghiên cứu trước đây được tóm ở bảng 1.4.

Bảng 1.4. Một số phương pháp phân tích, chiết tách fenobucarb trong nước

Xử lý mẫu Phương pháp

Hiệu suất thu hồi

Giới hạn phát hiện của chất

Công trình công bố [54] HPLC/UV 0,01

bằng 0,005- µg/L fenobucarb

lỏng-lỏng với làm florisil, dung môi

[55]

Chiết dichloromethane sạch chuyển methanol

HPTLC

1 - 5 µg/g fenobucarb 70 - 103,7% fenobucarb

[57, 58] Chiết hấp phụ thanh TD/GC/MS

3,4ng/L fenobucarb 98% fenobucarb

khuấy (SBSE)

1.3. TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

1.3.1. Thuốc trừ sâu trên đất ruộng lúa

Các nghiên cứu trước đây đã nghiên cứu về HCBVTV trên ruộng lúa ở Việt Nam và chủ yếu tập trung vào các ruộng lúa thông thường ở đồng bằng sông Hồng và sông Mekong [22, 59-61] và một số ruộng lúa ở khu vực vùng cao miền núi phía bắc [62]. Hầu như chưa có các nghiên cứu về các HCBVTV trên ruộng lúa ở khu vực bị ngập lụt như khu vực miền Trung. Trong khi đó

khu vực miền Trung thường xuyên bị ngập vào các mùa mưa bão hàng năm [63] và tình trạng ngập lụt này thường xảy ra vào khoảng từ tháng 7 đến tháng 9 đây là giai đoạn giữa vụ lúa thường diễn ra việc sử dụng HCBVTV trên ruộng lúa do đó dẫn đến tăng nguy cơ ô nhiễm nước ngầm và nước mặt cho khu vực. Bên cạnh đó, do tập quán sinh sống và canh tác nông nghiệp mà các khu dân cư thường ngay sát với các vùng đất canh tác nông nghiệp. Nên khi xảy ra lũ lụt, nước lụt có thể sẽ gây ra sự phân tán các chất ô nhiễm từ chất thải của các khu dân cư, các hóa chất bảo vệ thực vật từ các vùng đất nông nghiệp vào trong nước lụt.

1.3.2. Các nhân tố ảnh hưởng đến nhả hấp phụ TTS trong đất

Khi thuốc trừ sâu ở trong đất nó sẽ đi theo một trong ba hướng sau: Di chuyển vào đất với nước, gắn vào các phân tử đất, và chuyển hóa bởi các vi sinh vật và các enzim tự do có trong đất. Hoạt tính của TTS trong đất được coi như là khả năng di chuyển qua đất, nó phụ thuộc vào cơ chế, và động học hấp phụ và nhả hấp phụ từ các phân tử đất. Khi ở trong đất tồn dư của thuốc trừ sâu có thể xảy ra nhả hấp phụ dưới các điều kiện sẵn có. Do đó nó làm tăng sự di chuyển của thuốc trừ sâu ra khỏi đất bởi bay hơi, phân hủy, rửa trôi vào lớp đất sâu hơn hay chảy đi. Thậm trí chúng có thể được hấp thu bởi các rễ cây trồng nhờ khả năng vận chuyển đến các phần cây trồng trên mặt đất.

Hấp phụ và nhả hấp phụ của TTS vào đất là những đặc trưng hóa lý quan trọng của TTS trong môi trường. Nó là kết quả của tương tác giữa TTS và các phân tử đất. Hấp phụ TTS trong đất được thể hiện bởi hệ số hấp phụ từng phần (KOC) là tỷ lệ của nồng độ TTS trong pha hấp phụ (phần liên kết với các phân tử đất) và pha dung dịch (phần hòa tan trong nước):

C1: nồng độ hấp phụ, C2: nồng độ hòa tan, C: % cacbon hữu cơ trong đất. Giá trị KOC cao chỉ thị xu hướng TTS bị hấp phụ bởi các phần tử đất hơn là giữ lại trong dung dịch đất. Vì TTS liên kết chủ yếu với đất hoặc cacbon

hữu cơ, sự phân chia bởi phần trăm cacbon hữu cơ trong đất tạo ra tính chất riêng biệt của hệ số hấp phụ TTS và nó phụ thuộc vào loại đất.

Cơ chế hấp phụ của TTS có thể được phân chia thành pha nhanh và pha chậm. Pha hấp phụ nhanh bao gồm các quá trình bề mặt, trong khi pha hấp phụ chậm liên quan đến sự phân tán vào bên trong và bên ngoài các chất humic. Quá trình phân tán này rất chậm và dẫn đến sự rửa giải rất chậm các TTS mà đã được hấp phụ vào bên trong nền humic trở lại dung dịch đất. Đất được coi như là một chất hấp phụ kép mà trong đó các chất hữu cơ đất có chức năng như là vách trung gian và các phần khoáng như là các chất hấp phụ thông thường. Hơn nữa, sự hấp phụ của các chất hữu cơ bởi các phần khoáng được giữ lại bởi các phân tử nước bao xung quanh vì các phân tử nước ưu tiên cộng kết với các vị trí hấp phụ trên các bề mặt khoáng. Giả thiết này cũng có giá trị cho các chất hữu cơ không phân cực và các chất chứa các nhóm chức phân cực nhẹ. Tuy nhiên các hợp chất có chứa các nhóm chức phân cực bình thường và phân cực mạnh như nhiều TTS thì diễn ra cơ chế hấp phụ phức tạp. Nó bao gồm hấp phụ phần chất tan vào trong chất hữu cơ đất như là tương tác đặc biệt với các phần khoáng như là các đất sét. Trong một số trường hợp các phần khoáng có thể góp phần nhiều hơn các chất hữu cơ đất để giữ lại các chất ô nhiễm hữu cơ trung tính và các TTS. Các hợp chất chứa các nhóm chức phân cực tương tác với các phần sét thông qua một cơ chế đa dạng. Chúng bao gồm tương tác với các cation có khả năng trao đổi điện tích trên bề mặt sét theo những tương tác ion lưỡng cực, và với bề mặt siloxane (hợp chất của oxi và silic) theo cơ chế hấp phụ bề mặt.

Trong môi trường đất bị ngập, một số các nhân tố có thể ảnh hưởng đến pha và sự nhả hấp phụ của các chất ô nhiễm hữu cơ, TTS và vô cơ như thành phần cơ giới và cấu trúc của đất, đặc tính hóa học của các chất ô nhiễm và tải trọng, chế độ thủy văn và dòng chảy của nước lụt, sự thay đổi điều kiện khử [64], hàm lượng cacbon hữu cơ, các chất hoạt động bề mặt và các axit hữu cơ.v.v.

Thành phần cơ giới (phần trăm cát, mùn, và sét) và cấu trúc đất đóng một vai trò lớn trong quá trình vận chuyển của TTS. Đất mà nhiều cát sẽ cho

phép nước di chuyển qua chúng nhanh, không gắn kết dễ dàng với TTS, và nhìn chung không chứa nhiều các vi sinh vật đất như các loại đất khác. Đất giầu chất hữu cơ hoặc sét hấp phụ TTS nhiều hơn đất cát, bởi vì chúng sẽ làm chậm sự di chuyển của nước, có nhiều các vị trí mà TTS có thể liên kết, và có nhiều các vi sinh vật có thể chuyển hóa TTS. Đất ướt có xu hướng hấp phụ ít TTS hơn đất khô bởi vì các phân tử nước cạnh tranh với TTS các vị trí liên kết trên sét và các chất hữu cơ. Các nghiên cứu đã cho thấy các chất hữu cơ tự nhiên, các axit humic tăng cường sự hòa tan hoặc linh động của các chất ô nhiễm kỵ nước cao như polychlorophenol, PAHs, một số TTS. Hấp phụ giảm khi nhiệt độ của đất tăng lên. Nhả hấp phụ của TTS cũng bị ảnh hưởng bởi tính chất tự nhiên của nó. Một số TTS liên kết rất chặt chẽ, trong khi đó những chất khác liên kết yếu và sẵn sàng hấp phụ hay rửa giải trở lại dung dịch đất, nó phụ thuộc vào cấu trúc phân tử, điện tích, độ hòa tan...

Ảnh hưởng của chất hoạt động bề mặt: Các chất hoạt động bề mặt được sử dụng như là các rào cản để ngăn chặn sự linh động của các chất ô nhiễm từ các điểm nguồn ô nhiễm [65] hoặc làm tăng sự hòa tan của các chất ô nhiễm hữu cơ [66]. Ảnh hưởng của các chất hoạt động bề mặt đến sự nhả hấp phụ của các TTS cũng đã được nghiên cứu đến như tăng cường sự hòa tan và nhả hấp phụ của các chất hữu cơ bởi các chất hoạt động bề mặt non-ionic và anionic cũng đã được chỉ ra trong các nghiên cứu trước đây của Cheng và các cộng sự [67, 68], nhả hấp phụ của TTS phụ thuộc vào nồng độ chất hoạt động bề mặt và TTS.

Nhả hấp phụ các chất ô nhiễm hữu cơ, các TTS phụ thuộc vào rất nhiều yếu tố như đã nói đến ở trên, mà các nghiên cứu về ảnh hưởng của các yếu tố đến nhả hấp phụ của chất ô nhiễm hữu cơ ở Việt Nam cũng như trên thế giới mới chỉ tập trung trên từng đối tượng riêng rẽ [33, 69]. Trong khi đó nước lũ lụt ở các vùng trồng lúa (có thể bị ảnh hưởng bởi các nước thải từ các khu dân cư), và đôi khi cả nước thải sinh hoạt cũng được dùng cho ruộng lúa, hay các mương sông ngòi tưới tiêu nơi bị nhận các nguồn nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp mà có thể là nguồn của các chất hoạt động bề mặt, các cặn lơ lửng, các hợp chất hữu cơ hòa tan, vv [70], các axit hữu cơ thoát ra từ rễ cây lúa và các cây ngập nước. Vì vậy, cần thiết phải có các nghiên cứu về ảnh

hưởng đồng thời của các yếu tố trên đến nhả hấp phụ của TTS từ đất vào nước để thấy được nguy cơ gây ô nhiễm môi trường nước mặt cũng như nước ngầm của chúng.

Trong môi trường nước, pH của môi trường đóng vai trò quan trọng đối với sự phân hủy của thuốc trừ sâu carbamat do phản ứng thủy phân và quang phân. Các thuốc trừ sâu nhóm carbamate ổn định ở các giá trị pH trung tính (5-8) nhưng thủy phân nhanh trong môi trường kiềm (pH 9). Chất hoạt động bề mặt có ảnh hưởng phức hợp đến hoạt động của thuốc trừ sâu trong đất. Các chất hoạt động bề mặt anion và không ion có thể tăng cường khả năng hòa tan thuốc trừ sâu, tăng cường hoạt động sinh học trong đất nhờ các đặc tính bề mặt đặc biệt của nó, và hoạt động như một chất xúc tác trong quá trình phân hủy của chúng (Haigh 1996). Cácbon hữu cơ hòa tan (DOC) từ các nguồn hữu cơ đã được nghiên cứu chỉ ra để tăng cường quá trình nhả hấp phụ các chất ô nhiễm hữu cơ và quần thể vi sinh vật cũng như hoạt động của chúng trong đất. Ở Việt Nam, ruộng lúa thường ở gần với các khu dân cư. Nước tưới cho ruộng lúa thường là các kênh, sông thủy lợi nơi thường tiếp nhận các nguồn nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp chưa qua xử lý. Các nguồn nước tưới này có thể ảnh hưởng đến quá trình hấp phụ - nhả hấp phụ và phân hủy hóa chất bảo vệ thực vật do nó chứa các chất hữu cơ lơ lửng như chất hữu cơ hòa tan, chất hoạt động bề mặt, axit hữu cơ… Ngoài ra, các nghiên cứu về sự phân hủy carbamate trong đất trồng lúa với các điều kiện môi trường khác nhau vẫn còn hạn chế.

Vì vậy, mục tiêu của nghiên cứu này là đánh giá ảnh hưởng của các yếu tố môi trường này như pH và chất hoạt động bề mặt natri dodecyl sulfat (SDS) trong nước đến sự phân hủy của fenobucarb trong hệ thống đất-nước như đất trồng lúa và xác định các sản phẩm chuyển hóa trung gian (2-secbutylphenol) xuất hiện trong các quá trình phân hủy này. Các thí nghiệm được thực hiện đối với đất có bơm fenobucarb với các dung dịch pH 7, pH 9, DOC và SDS. Sau thời gian thí nghiệm fenobucarb và 2-secbutylphenol được phân tích trong nước và trong đất.

Kết luận phần tổng quan

Căn cứ trên các tổng quan về đối tượng, phương pháp nghiên cứu và tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước, chúng tôi chọn luận án nghiên cứu là: “Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu carbamate trong đất dưới một số điều kiện môi trường khác nhau”.

Mục tiêu của luận văn là: (1) Xây dựng quy trình chiết tách và phân tích thuốc trừ sâu fenobucarb trong nước trên GC/MS. (2) Nghiên cứu ảnh hưởng của một số yếu tố môi trường (pH, chất hoạt động bề mặt) đến sự phân hủy của thuốc trừ sâu fenobucarb từ đất vào nước.

CHƯƠNG 2. NGUYÊN VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIỆM CỨU

2.1. THIẾT BỊ VÀ HOÁ CHẤT

2.1.1. Thiết bị

- Hệ thống thiết bị sắc ký khí kết nối khối phổ GC/MS (TRACE GC 2000) với hệ lấy mẫu tự động, cột mao quản ZB5MSi (dài 30m, đường kính trong 0,25mm, lớp hấp phụ pha tĩnh dày 0,25μm) (Phenomenex). Khí mang Heli với độ tinh khiết 99,9999%.

- Máy lắc Vortex 4 basic/ digital do IKA sản xuất

- Máy li tâm MIKRO 22R.

- Cân phân tích (có độ chính xác 0,1mg và 0,001mg).

- Hệ thống cất quay chân không Buchi R - 200 với hệ điều khiển V-800.

- Thiết bị đo pH điện cực thủy tinh (Metrohm, 6.0228.000).

2.1.2. Hóa chất

- Các dung môi: Methanol, acetone, hexane, dichloromethane đều thuộc loại tinh khiết dùng cho GC/MS của Merck. NaCl, Na2SO4 với độ tinh khiết > 99,5% của Merck, nước cất 2 lần.

- Dung dịch fenobucarb chuẩn gốc 10 g/L (10.000 mg/L) (A) (Sigma-

Aldrich): 0,25 g fenobucarb thêm acetonitril và định mức lên 25 mL.

+ Dung dịch chuẩn fenobucarb100 mg/L (B): Hút 1mL dung dịch chuẩn gốc B (fenobucarb 10.000 mg/L) cho vào bình định mức và định mức lên 100 mL.

+ Dung dịch chuẩn fenobucarb 10 mg/L (C): Hút 1 mL dung dịch chuẩn B (fenobucarb 100 mg/L) cho vào bình định mức 10 mL (đã có sẵn khoảng 2 mL acetonitril) rồi định mức lên đến vạch bằng acetonitril.

+ Dung dịch chuẩn fenobucarb 1 mg/L (D): Hút 1 mL dung dịch chuẩn C (fenobucarb 10 mg/L) cho vào bình định mức 10 mL (đã có sẵn khoảng 2 mL acetonitril) rồi định mức lên đến vạch bằng acetonitril.

+ Dung dịch chuẩn làm việc fenobucarb nồng độ 0,2; 0,4; 0,6; 0,8 mg/L

Chuyển các dung dịch chuẩn làm việc đã pha vào vial thủy tinh mầu

nâu để phân tích trên GC/MS.

Bảng 2.1. Dung dịch chuẩn fenobucarb để lập đường chuẩn

Nồng độ Định mức 1 mL bằng hexan

Thể tích hút (V mL) từ dung dịch D

0,2 mg/L 0,2 1 mL

0,4 mg/L 0,4 1 mL

0,6 mg/L 0,6 1 mL

0,8 mg/L 0,8 1 mL

- Sodium dodecyl sulfate (SDS) 1 cmc (trong đó 1 cmc của SDS là 2,4 g/L

[71]): cân 2,4 g SDS (của Merck) hòa tan trong 100 mL nước cất.

- Cột chiết SPE C18: Sep-pak C18 1cc Vac Cartridge, 50mg sorbent

per cartridge, hãng sản xuất Waters.

2.2. THỰC NGHIỆM

2.2.1. Chiết tách và phân tích fenobucarb trong mẫu nước

Cũng như các quy trình định lượng khác, phương pháp chiết tách đóng vai trò rất quan trọng trong quy trình định lượng hỗn hợp fenobucarb trong mẫu nước. Có nhiều phương pháp chiết tách riêng rẽ từng chất fenobucarb bằng các phương pháp chiết lỏng-lỏng hay chiết SPE đã được chỉ ra ở bảng 1.6. Để phục vụ cho phần nghiên cứu tiếp theo của luận án chúng tôi phải tiến hành khảo sát, xác định các điều kiện chiết tách để có được quy trình chiết tách fenobucarb sao cho phương pháp khả thi về kinh tế nhưng vẫn đảm bảo hiệu suất và độ lặp lại cao, phù hợp với trang thiết bị phòng thí nghiệm. Trên cơ sở đó, hai phương pháp chiết lỏng - lỏng và chiết pha rắn được khảo sát để lựa chọn phương pháp phù hợp với đối tượng nghiên cứu.

 Phương pháp chiết lỏng-lỏng

Quy trình chiết lỏng-lỏng trong mục 2.2.2 dùng để chiết tách gần 950 chất ô nhiễm hữu cơ có độ phân cực khác nhau từ kém phân cực đến rất phân cực trong mẫu nước, trong đó có fenobucarb. Do đó chúng tôi tiến hành tách chiết hỗn hợp fenobucarb ra khỏi nền mẫu bằng phương pháp chiết lỏng-lỏng, dự kiến quy trình được tiến hành như trong mục 2.2.2.

 Phương pháp chiết pha rắn

Để chiết tách fenobucarb trong mẫu nước bằng phương pháp SPE chúng tôi sử dụng phương pháp mà Gonzalez và các cộng sự [69] đã xây dựng theo quy trình như sau:

Lấy 1000 mL mẫu nước được điều chỉnh tới pH = 7 bằng 1 mL dung dịch đệm photphate, sau đó chiết trên cột C18 (sau khi hoạt hóa lần lượt với 3 mL dichloromethane:3 mL methanol:3 mL H2O) với tốc độ dòng 8 mL/phút trên hệ chiết mẫu lỏng tự động. Sau đó cột C18 được thổi khô 30 phút, và rửa giải bằng 2 mL dichloromethane (3 lần), tiếp đến rửa giải với 2 mL hỗn hợp dichloromethane:hexane (tỷ lệ 1:1) (3 lần), cuối cùng rửa

giải với 2 mL hexane (3 lần). Dung dịch rửa giải được đông khô ở -800C, sau đó pha hữu cơ còn lại đươc cất quay chân không, phần cặn được hòa tan trong 1 mL hexane và phân tích trên thiết bị GC/MS.

2.2.2. Chuẩn bị mẫu đất dùng cho thí nghiệm

Mẫu đất được lấy ở lớp đất mặt trên diện tích 5 m2 từ ruộng lúa ở khu vực nghiên cứu. Mẫu đất được sấy khô, nghiền mịn qua rây 2 mm. Sau đó trộn thuốc trừ sâu vào trong đất: Lấy 50 g đất trộn với 20 mL acetone để tạo thành dung dịch đất, sau đó bơm vào 10 mL dung dịch chuẩn fenobcarb (100 mg/L), để bay hơi acetone sau 48 giờ trong tủ hút. Tiếp theo mẫu đất đã bơm thuốc trừ sâu này được nghiền mịn và trộn đều với khoảng 150 g đất và định lượng đến 200 g để đạt được nồng độ ban đầu của thuốc trừ sâu fenobucarb trong mẫu đất này là 5 µg/g khối lượng khô. Bảo quản ở -4oC cho đến khi thí nghiệm.

Mẫu đất ban đầu được phân tích để xác định thành phần cơ giới, tính chất vật lý và hóa học. Mẫu đất cững được phân tích để xác định xem có sự tồn tại của fenobucarb trong mẫu đất nghiên cứu hay không. Kết quả các phân tích này được trình bày trong phần Kết quả và thảo luận. 2.2.3. Thí nghiệm nhả hấp phụ fenobucarb dưới một số điều kiện môi trường

2.2.3.1.Thí nghiệm phân hủy fenobucarb từ đất dưới mức pH khác

nhau trong nước

Cân 2 g đất cho vào lọ thủy tinh, thêm vào 20 mL dung dịch nước có các pH =5; 7; 9. Để vào máy lắc và lắc mẫu ở nhiệt độ phòng với tốc độ 150 rpm. Sau mỗi khoảng thời gian thí nghiệm, mẫu sẽ được lấy ra và ly tâm tách riêng 2 phần đất và nước để chiết tách và xác định fenobucarb trong đất và nước.

2.2.3.2.Thí nghiệm phân hủy fenobucarb từ đất dưới SDS trong nước

Cân 2 g đất cho vào lọ thủy tinh, thêm vào 20 mL dung dịch SDS 1 cmc, đậy nắp. Để vào máy lắc và lắc mẫu ở nhiệt độ phòng với tốc độ 150 rpm. Sau mỗi khoảng thời gian thí nghiệm, mẫu sẽ được lấy ra và tách riêng 2 phần đất và nước để chiết tách và xác định fenobucarb trong đất và nước.

Bảng 2.3. Bảng thời gian lấy mẫu trong các thí nghiệm

TT Thời gian Thí nghiệm 2.2.3.1 Thí nghiệm 2.2.3.1 Thí nghiệm 2.2.3.2 Thí nghiệm 2.2.3.3

pH = 5 pH = 7 pH = 9 SDS

1 2 giờ

Lấy mẫu, chiết tách, phân tích Lấy mẫu, chiết tách, phân tích Lấy mẫu, chiết tách, phân tích Lấy mẫu, chiết tách, phân tích

2 1 ngày -#- -#- -#- -#-

3 2 ngày -#- -#- -#- -#-

4 3 ngày -#- -#- -#- -#-

5 4 ngày -#- -#- -#- -#-

6 5 ngày -#- -#- -#- -#-

2.3. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.3.1. Phương pháp định lượng mẫu trên GC/MS

Các phép đo được thực hiện trên thiết bị GC/MS, Thermo Trace GC 1310 tại phòng Hóa sinh môi trường, Viện Hóa học. Cột HP5-MS (Agilent, Joa Kỳ) với các thông số như sau: chiều dài 30m, đường kính trong 0,25mm, lớp hấp phụ pha tĩnh dày 0,25μm được sử dụng cho phân tách các hợp chất. Detector MS đơn tứ cực với nguồn ion hóa va chạm electron (electron impact –EI). Sơ đồ thiết bị được mô tả ở Hình 2.1.

Hình 2.1. Sơ đồ thiết bị GC/MS

Khí mang: Heli với độ tinh khiết 99.999%, dung môi: Hexane. Thư viện phổ NIST 2017 được sử dụng để so sánh các thông tin thu được. Chương trình nhiệt, các thông số hoạt động của GC và MS được thiết lập với các điều kiện như sau:

Chương trình nhiệt độ lò cột: Nhiệt độ 400C/2 phút. Tăng 310°C với tốc độ

Tổng thời gian phân tích: 8°C/phút, giữ 3100C/4 phút 39,75 phút

Nhiệt độ cổng bơm: 250 °C

Thể tích mẫu bơm vào: 1 μL, không chia dòng (splitless)

Tốc độ khí mang:

Nhiệt độ ion source:

Nhiệt độ Interface:

Thời gian cắt dung môi 1,2 mL/phút 200 0C 300 0C 6 phút

Khoảng quét 33 - 600 amu

Tốc độ quét 0,35 s/scan

2.3.3. Phương pháp xử lý số liệu

Nghiên cứu sử dụng phương trình hồi quy và phân tích tương quan để xác định mối liên quan giữa các đại lượng nghiên cứu thông qua hệ số tương quan R2 bằng các sử dụng phần mềm trợ giúp Microsolf Excel 2007, Modde 8.2.

Phương pháp xử lý số liệu thống kê được dùng để đánh giá độ lặp, độ

tin cậy của phép đo. Một số đại lượng thống kê sử dụng trong xử lý số liệu:

- Giá trị trung bình (2.1) :

- Độ lệch chuẩn S của phép đo (SD): (2.2)

- Độ lệch chuẩn tương đối (relative standard deviation) Sr

(2.3)

- Giới hạn phát hiện (LOD) [72]: (2.4)

Cmin: Nồng độ nhỏ nhất mà chiều cao tín hiệu pic của chất phân tích gấp

3 lần tín hiệu đường nền. S/N: Tín hiệu nền

- Giới hạn định lượng (LOQ) [72]: (2.5)

- Độ chính xác của phép đo: Theo ISO, độ chính xác của phép đo được đánh giá qua độ đúng và độ chụm. Độ chụm là mức độ gần nhau của các giá trị riêng lẻ của các phép đo lặp lại. Độ đúng là mức độ gần nhau của giá trị phân tích với giá trị thực. Độ đúng được biểu diễn dưới dạng sai số tuyệt đối hoặc sai số tương đối. Sai số được tính theo công thức:

(2.6) (2.7)

Trong đó: %X: Sai số phần trăm tương đối.

Si : giá trị đo được tại mỗi lần đo i.

St : giá trị tìm được theo lý thuyết (đường chuẩn).

n: số lần đo.

+ Độ lặp lại của phép đo: Được xác định theo các đại lượng S2, CV.

(2.8) (2.9)

Trong đó: Stb: Nồng độ trung bình, n: số lần đo, S: độ lệch

chuẩn

CV: hệ số biến động của phép đo.

+ Khoảng tin cậy: hay

Với cơ số mẫu bé, σ chính là S hoặc SRD.

Trong nghiên cứu này với xác suất tin cậy là 96%, tương ứng với Z = 2

(quy tắc 2σ) được sử dụng để đánh giá độ tin cậy của phép đo [73].

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. PHƯƠNG PHÁP CHIẾT VÀ TÁCH FENOBUCARD TRONG NƯỚC

3.1.1. Phương pháp định lượng fenobucarb trên GC/MS

3.1.1.1. Khảo sát các điều kiện đo

Hợp chất fenobucarb thuộc nhóm HCBVTV carbamate để có phương pháp xác định hợp chất này dùng cho các nghiên cứu trong luận văn và để phù hợp với trang thiết bị của phòng thí nghiệm. Chúng tôi sẽ nghiên cứu xác định các điều kiện tối ưu để định lượng hợp chất này trên thiết bị GC/MS.

Khảo sát các điều kiện đo trên thiết bị GC/MS (Trace 2000, Thermo) với hệ lấy mẫu tự động để xác định hợp chất fenobucarb được căn cứ trên các nghiên cứu trước đây [74].

- Với các điều kiện cố định: 1 µL mẫu được bơm (ở chế độ không chia dòng), chất phân tích được tách trên cột sắc ký ZB5MSi (dài 30m, đường kính trong 0,25mm, lớp hấp phụ pha tĩnh dày 0,25μm) (Phenomenex). Khí Heli được sử dụng làm khí mang với chế độ tuyến tính (liner velocity flow control mode).

- Các điều kiện được nghiên cứu khảo sát: Nhiệt độ lò cột, nhiệt độ

bơm mẫu, nhiệt độ detector, tốc độ khí mang.

- Các mẫu dùng để khảo sát: Dung dịch chuẩn hợp chất của thuốc trừ sâu fenobucarb với nồng độ mỗi chất là 1 ppm, và mẫu chiết từ nước cất vào chuẩn hợp chất fenobucarb. Kết quả đã khảo sát chế độ đo với các điều kiện được đưa ra ở bảng 3.1, thời gian lưu và giá trị mảnh phổ của các chất được chỉ ra ở bảng 3.2

+ Lần khảo sát thứ 1: Khi đo dung dịch chuẩn fenobucarb, thời gian lưu của fenobucarb là 5,21 phút. Khi tiến hành đo mẫu chiết từ nước sông thì các pic tách nhau không rõ và chân pic không đối xứng. Như vậy điều kiện nhiệt độ cột đẳng nhiệt không tách được hợp chất fenobucarb.

+ Lần khảo sát thứ 2: Hạ nhiệt độ cột GC xuống 40oC (thấp hơn nhiệt độ sôi của fenobucarb) giữ trong 1 phút, sau đó tăng nhiệt độ lên 280°C với tốc độ 8°C/phút, và giữ ở nhiệt độ cuối cùng 5 phút. vẫn giữ nhiệt độ bơm mẫu, nhiệt độ nguồn ion, và nhiệt độ detector tương ứng là 250oC, 200°C, và 300oC. Kết quả, thời gian lưu của fenobucarb là 5,52 phút và trên sắc đồ của mẫu có xuất hiện các pic phụ trước đó. Tuy nhiên, khi đo mẫu chiết từ mẫu nước sông, sắc ký đồ có nhiều pic phụ cạnh pic fenobucarb với chân pic rộng. Phương pháp này dùng để định lượng fenobucarb trong mẫu nước ở các nghiên cứu sau nên điều kiện này cũng không được lựa chọn.

+ Lần khảo sát thứ 3: Giữ nguyên chương trình nhiệt độ GC như lần 2, nhưng thay đổi chương trình nhiệt độ MS, tăng nhiệt độ nguồn ion lên 220oC. Kết quả thu được cho thấy ở chế độ này các chất có trong mẫu được tách tốt hơn nhưng vẫn còn nhiễu nền, đồng thời pic sắc ký của fenobucarb cân, đều và thời gian lưu là 6,28 phút.

+ Lần khảo sát thứ 4: Giữ nguyên chương trình nhiệt độ GC, MS như lần 3, nhưng giảm tốc độ khí mang xuống 1,15 mL/phút. Kết quả thu được cho thấy ở chế độ này các chất có trong mẫu được tách tốt hơn, đồng thời các pic sắc ký của fenobucarb cân, đều và thời gian lưu là 6,28 phút.

+ Lần khảo sát thứ 5: Giữ nguyên chương trình nhiệt độ MS, tốc độ khí mang như lần 4, tăng nhiệt độ ban đầu GC lên 90oC. Kết quả thu được cho thấy ở chế độ này chất có trong mẫu vẫn được tách tốt, pic sắc ký cân và đều. Thời gian phân tích rút ngắn là 7 phút. Thời gian lưu của fenobucarb là 6,28 phút (hình 3.1), phổ khối của các chất được chỉ ra ở hình 3.2.

Bảng 3.1. Điều kiện khảo sát để định lượng fenobucarb trên thiết bị GC/MS

TT GC MS

Tốc độ dòng khí mang

Chương trình nhiệt độ cột Nhiệt độ bơm mẫu

Nhiệt độ nguồn ion

Nhiệt độ detector

400C/2 phút, tăng đến 310°C với tốc độ 8°C/phút giữ ở nhiệt độ cuối cùng 4 phút AIQS- DB 250oC 200oC 300oC 1,2 mL/phút

Lần 1 1400C 250oC 200oC 300oC 1,2 mL/phút

Lần 2 250oC 200oC 300oC 1,2 mL/phút

Lần 3 250oC 220oC 300oC 1,15 mL/phút

Lần 4 250oC 220oC 300oC 1,15 mL/phút

400C/ 2 phút, tăng đến 2800C, tốc độ 80C/phút, giữ ở nhiệt độ cuối cùng 5 phút 400C/2 phút, tăng đến 2800C, tốc độ 80C/phút, giữ ở nhiệt độ cuối cùng 5 phút 900C/2 phút, tăng đến 3000C, tốc độ 80C/phút, giữ ở nhiệt độ cuối 4 phút 900C/2 phút, tăng đến 3000C, tốc độ 80C/phút, giữ ở nhiệt độ cuối 4 phút Lần 5 250oC 220oC 300oC 1,15 mL/phút

Hình 3.1. Sắc ký đồ của chuẩn fenobucarb

Bảng 3.2. Mảnh phổ chuẩn và thời gian lưu của chất phân tích

Mảnh phổ (m/z) Thời gian lưu (phút)

chính Lần 1 Lần 2 Lần 3 Lần 4 Lần 5 phụ

Fenobucarb 150 5,21 5,52 6,28 6,28 6,28 121

Hình 3.2. Phổ khối của fenobucarb

Kết quả nghiên cứu đã tiến hành khảo sát được các điều kiện để định

lượng hợp chất fenobucarb trên thiết bị GC/MS được xác định như sau:

Mẫu được bơm với thể tích 1 µL ở chế độ không chia dòng (splitless) với hệ lấy mẫu tự động và bộ bơm mẫu tự động. Chất phân tích được tách trên cột sắc ký J&W DB5 MS (chiều dài 30 m, đường kính trong 0.25 mm và bề dày lớp pha tĩnh 0.25 µm). Khí Heli được sử dụng làm khí mang với tốc độ 1,15 mL/phút ở chế độ tuyến tính (liner velocity flow control mode). Chương trình nhiệt độ cột được cài đặt ở 90oC giữ trong 2 phút trước khi tăng đến 300oC với tốc độ 8oC/phút, giữ ở nhiệt độ cuối cùng này trong 4 phút. Chương trình nhiệt độ MS với nhiệt độ bơm mẫu, nhiệt độ nguồn ion, và nhiệt độ detector là 250, 220 và 300oC. Áp suất đầu cột là 72 kPa.

3.1.1.2. Xây dựng đường chuẩn cho fenobucarb

Sử dụng điều kiện vừa được xác định ở trên để xây dựng đường chuẩn cho phép định lượng fenobucarb bằng phương pháp ngoại suy. Các dung dịch chuẩn fenobucarb với nồng độ là 0,2; 0,4; 0,6; 0,8 µg/L trong dung môi hexane được đo trên thiết bị GC/MS với các điều kiện đo đã chọn.

Kết quả phân tích các mẫu chuẩn được chỉ ra ở bảng 3.3. Từ nồng độ mẫu chuẩn và diện tích pic, dựng đồ thị tương quan giữa hai đại lượng này, phương trình tương quan có dạng y = ax + b.

Bảng 3.3. Nồng độ và diện tích pic của các chất trong dung dịch chuẩn

Diện tích pic

Nồng độ (µg/L) (6,28 phút)

0 0

0,2 1572000

0,4 3118162

0,6 4664323

0,8 6210485

Từ kết quả ở bảng 3.3 dựng đường chuẩn và phương trình tương quan giữa diện tích tích pic và nồng độ chuẩn. Kết quả đồ thị các đường chuẩn và sắc ký đồ được chỉ ra ở hình 3.3.

fenobucarb: y = 7730,6x + 25838 (3.1) R2 = 0,9982

Hình 3.3. Sắc ký đồ của fenobucarb ở nồng độ chuẩn

Hình 3.4. Đường chuẩn của fenobucarb

Đường chuẩn này được sử dụng để tính toán nồng độ các chất trong các

nghiên cứu tiếp theo của luận văn.

3.1.1.3. Xác nhận giá trị sử dụng của phương pháp

 Xác định giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lượng (LOQ)

Để xác định LOD, một dung dịch fenobucarb với nồng độ là 0,5 µg/L được dùng để phân tích. Sau tiến hành pha loãng và đo mẫu đến các nồng độ 0,1; 0,05; 0,02; 0,01 µg/L...Ở nồng độ 0,02 µg/L cho kết quả chiều cao của pic chất phân tích gấp 3 lần tín hiệu đường nền, ở nồng độ 0,01 µg/L không nhìn thấy pic của fenobucarb, do đó nồng độ 0,02 µg/L là nồng độ thấp nhất mà chiều cao tín hiệu pic của các chất phân tích gấp 3 lần tín hiệu đường nền. Từ các kết quả thu được xử lý thống kê để xác định LOD, LOQ theo mục 2.3.3, kết quả chỉ ra ở bảng 3.4.

Bảng 3.4. LOD và LOQ của fenobucarb

Các thông số Fenobucarb

0,021 Cmin1 Cmin

0,021 Cmin2

0,020 Cmin3

S/N 13,41 S/N1

13,53 S/N2

13,41 S/N3

0,021 Cmintb

13,45 S/Ntb

SD 0,0006

RSD (%) 2,8

LOD µg/L) 0,005

LOQ (µg/L) 0,015

Kết quả thu được giới hạn phát hiện của fenobucarb là 0,005 µg/L. Giới

hạn định lượng của fenobucarb là 0,015 µg/L.

 Độ chính xác của phép đo

Để đánh giá sai số và độ lặp lại của phép đo, tiến hành dựng đường chuẩn, pha 3 mẫu có nồng độ ở điểm đầu, điểm giữa và điểm cuối của khoảng tuyến tính là (0,3; 0,6 và 0,9 µg/L), thực hiện đo mỗi mẫu 4 lần. Các kết quả được chỉ ra ở bảng 3.5.

Bảng 3.5. Sai số và độ lặp lại của phép đo tại các nồng độ khác nhau

Nồng độ

Dung dịch chuẩn Nồng độ ban đầu Xtb (%) CV (%) Đo lần 1 Đo lần 2 Đo lần 3 Đo lần 4

0,30 (µg/L) 0,30 0,28 0,29 0,29 0,30 0,29 4,90

0,60 (µg/L) 0,60 0,59 0,59 0,58 0,60 0,59 2,40

0,90 (µg/L) 0,90 0,88 0,89 0,88 0,90 0,89 2,00

Nhận xét: Phần trăm sai số và hệ số biến thiên CV của phép đo tại 3 mức nồng độ 0,3; 0,6; 0,9 µg/L có giá trị từ 1,6 - 8,2% đều nằm trong giới hạn cho phép của EPA [48]. Do đó các thông số phương pháp đo này được sử dụng để phân tích mẫu trong các nghiên cứu tiếp theo của luận văn.

3.1.2. Quy trình chiết tách fenobucarb trong nước

Hai phương pháp chiết lỏng - lỏng và chiết pha rắn được khảo sát để xác định hiệu suất thu hồi của fenobucarb trong mẫu nước. Trên cơ sở đó lựa chọn phương pháp chiết phù hợp với nội dung nghiên cứu của luận văn.

 Khảo sát hiệu suất thu hồi của phương pháp chiết lỏng - lỏng

Thí nghiệm được tiến hành theo quy trình mục 2.2.2. Lấy 2 mL dung dịch chuẩn 500 µg/L fenobucarb hòa tan trong 5 mL acetone và thêm vào trong 1000 mL nước cất. Thực hiện quy trình chiết mẫu và định lượng trên thiết bị GC/MS để đánh giá hiệu suất. Tiến hành 2 mẫu song song. Kết quả xác định hiệu suất thu hồi của fenobucarb trong mẫu nước thêm chuẩn được đưa ra ở bảng 3.6.

 Khảo sát hiệu suất thu hồi của phương pháp chiết SPE

Tiến hành thí nghiệm theo quy trình ở mục 2.2.3. Lấy 2 mL dung dịch chuẩn 500 µg/L của fenobucarb hòa tan trong 5 mL acetone và thêm vào trong 1000 mL nước cất. Thực hiện quy trình chiết mẫu và định lượng trên thiết bị GC/MS để đánh giá hiệu suất. Tiến hành 2 mẫu song song. Kết quả xác định

hiệu suất thu hồi của fenobucarb trong mẫu nước thêm chuẩn được đưa ra ở bảng 3.6.

Bảng 3.6. Hiệu suất thu hồi fenobucarb của phương pháp chiết lỏng-lỏng và chiết SPE

Phương pháp Nồng độ

Nồng độ đo được (µg/L) đầu suất bình

ban (µg/L) Hiệu trung (%) Mẫu 1 Mẫu 2

Lỏng- lỏng 1,00 0,95 0,94 94,50

SPE 1,00 0,91 0,92 91,50

Từ kết quả hiệu suất thu hồi của các chất theo 2 phương pháp chiết ở trên, chúng tôi chọn phương pháp chiết lỏng - lỏng cho nghiên cứu của luận văn, bởi hiệu suất chiết cao hơn, trang thiết bị đơn giản phù hợp với điều kiện phòng thí nghiệm.

Tiến hành đánh giá độ lặp lại và độ đúng của phương pháp chiết lỏng – lỏng so với các giới hạn trong các tài liệu EPA [48]. Tiến hành lặp lại 6 thí nghiệm trên cùng 1 mẫu nước thêm chuẩn theo quy trình chiết lỏng - lỏng ở mục 2.2.2. Kết quả hiệu suất chiết 6 mẫu nước thêm chuẩn được thống kê ở bảng 3.7. Xử lý thống kê số liệu ở các bảng 3.7 theo phương pháp xử lý số liệu ở mục 2.3.3 các kết quả được chỉ ra ở bảng 3.8.

Bảng 3.7. Hiệu suất thu hồi của fenobucarb của phương pháp chiết lỏng-lỏng

TT Nồng độ xác định được (µg/L)

Thuốc trừ sâu

MC1 MC2 MC3 MC4 MC5 MC6 Nồng độ ban đầu (µg/L) Hiệu suất (%)

1 0,60

fenobucarb

0,58 0,58 0,57 0,59 0,60 0,57 96,9

Bảng 3.8. Nồng độ trung bình, hiệu suất chiết và độ lệch chuẩn, độ chính xác của phương pháp chiết lỏng - lỏng

TT

Thuốc trừ sâu

Nồng độ trung bình (µg/L)

Hiệu suất trung bình (%)

RSD (%)

Độ chính xác (quy tắc 2δ)

1 fenobucarb

0,58

96,9

2,01

96,9 ± 4,02

Nhận xét: Hiệu suất chiết trung bình của fenobucarb trên 90% và độ

lệch chuẩn tương đối là 2,01% .

Bảng 3.9. So sánh các phương pháp chiết đã khảo sát

Thông số chung Chiết lỏng - lỏng Chiết SPE

Thời gian chiết trung bình (giờ) 0,75 1

Cột chiết C18 Không Có

Cất quay chân không Có Có

Rửa giải Không Có

Đông khô -80oC Không Có

Hiệu suất chiết Cao Cao

Chi phí Trung bình Cao

Dung môi sử dụng (mL)

DCM: 90 mL hexane: 20 mL DCM: 20 mL hexane: 20 mL

 So sánh quy trình chiết fenobucarb trong mẫu nước bằng 2 phương pháp

chiết lỏng - lỏng và chiết SPE:

Từ kết quả thu được ở bảng 3.6, bảng 3.8 và bảng 3.9 rút ra các nhận xét sau:

- Hiệu suất chiết của 2 phương pháp chiết đều cao, nhưng phương pháp

chiết lỏng-lỏng cao hơn so với chiết SPE.

- Phương pháp chiết lỏng-lỏng tốn nhiều dung môi, nhưng thời gian

chiết, chi phí và trang thiết bị đơn giản hơn so với chiết SPE.

- Độ chính xác của phương pháp chiết lỏng-lỏng cho fenobucarb với mẫu thêm chuẩn là 96,9% nằm trong khoảng tiêu chuẩn EPA 617 là 91 - 101% [48] nên có thể áp dụng phương pháp chiết trên để xác định mẫu thực tế.

Với các kết quả trên, chúng tôi chọn phương pháp chiết lỏng-lỏng cho quy trình định lượng fenobucarb trong mẫu nước bằng thiết bị GC/MS với cách tiến hành như sau:

Mẫu nước được đưa về nhiệt độ phòng trước khi phân tích. Lấy 1L mẫu nước cho vào phễu chiết dung tích 2L, thêm 30 g muối NaCl. pH của mẫu được điều chỉnh tới pH = 7 bằng 1 mL dung dịch đệm photphat. Tiến hành chiết mẫu 3 lần bằng dung môi dichloromethane với thể tích lần lượt là 50, 30, 10 mL. Sau khi chiết, dịch chiết được loại nước bằng 10 g Na2S04 khan, sau đó dịch chiết được cô đặc về 2 - 3 mL bằng máy cất quay chân không. Chuyển dung môi bằng cách thêm 10 mL hexane vào dịch chiết, rồi cô còn 5 mL. Dịch chiết cuối cùng được làm giàu chính xác về l mL bởi sử dụng dòng khí N2, đo mẫu trên thiết bị GC/MS.

Định lượng fenobucarb trên GC/MS được xác định như sau: 1 µL mẫu được bơm ở chế độ không chia dòng. Chất phân tích được tách trên cột sắc ký ZB5MSi (dài 30m, đường kính trong 0,25mm, lớp hấp phụ pha tĩnh dày 0,25μm) (Phenomenex). Khí Heli được sử dụng làm khí mang với tốc độ 1,15 mL/phút ở chế độ tuyến tính. Chương trình nhiệt độ cột được cài đặt ở 90oC giữ trong 2 phút trước khi tăng đến 300oC với tốc độ 8oC/phút, giữ ở nhiệt độ

cuối cùng này trong 4 phút. Chương trình nhiệt độ MS với nhiệt độ bơm mẫu, nhiệt độ nguồn ion, và nhiệt độ detector tương ứng là 250, 230 và 300oC. Áp suất đầu cột là 72 kPa

Phễu chiết: 1000 mL mẫu

+{Thêm chuẩn} + DCM: 50, 30, 10 mL + NaCl: 30g Lắc: 15 phút

Chiết mẫu

Thêm hexane: 10 mL, 10mL

Loại nước: dùng 10g Na2SO4 khan

Cất quay chân không: đến 5 mL

Thổi khi nitơ đến:1 mL

Chuyển sang vial

GC/MS

Hình 3.5. Sơ đồ quy trình chiết lỏng - lỏng mẫu nước

3.2. NGHIÊN CỨU SỰ PHÂN HỦY CỦA FENOFUCARD TRONG HỆ ĐẤT- NƯỚC DƯỚI SỰ ẢNH HƯỞNG CỦA MỘT SỐ YẾU TỐ MÔI TRƯỜNG

3.2.1. Thành phần cơ giới và tích chất vật lý và hóa học của mẫu

đất nghiên cứu

Bảng 3.10 Một số tính chất vật lý và hóa học của cột đất nghiên cứu

Giá trị

5,06 Thông số pH(KCl)

Khả năng trao đổi catrion (CEC) 11,48 meq/100 g

Hàm lượng các bon hữu cơ (OC) 1,82%

Tổng Ni tơ (TN) 0,21%

Hàm lượng nước 41,35%

Tỷ trọng 1,45 g/L

Hàm lượng cát 7%

Hàm lượng mùn 65%

Hàm lượng sét 28,5%

Cấu trúc Cát pha mùn

Kết quả phân tích không tìm thấy sự có mặt của fenobucarb trong mẫu đất nghiên cứu. Thành phần cơ giới và tích chất vật lý và hóa học của mẫu đất được trình bày trong bảng 3.10. Mẫu đất nghiên cứu có cấu trúc cát pha mùn, và không có mặt fenobucarb trong mẫu đất nghiên cứu này

3.2.2. Phân hủy fenobucarb trong hệ đất – nước dưới ảnh hưởng của pH Nồng độ của fenobucarb và nồng độ của chất chuyển hóa (2-giây- butylphenol) trong pha đất, pha nước và tổng lượng tồn dư trong hệ đất-nước với pH 7 được biểu thị và thể hiện trong Hình 1 dưới dạng hàm số của thời gian. Lượng còn lại là tổng lượng fenobucarb hoặc 2 giây-butylphenol trong cả pha rắn và pha nước của hệ thống đất - nước. Nồng độ Fenobucarb trong pha đất của hệ thống đất - nước giảm nhanh trong 2 giờ, sau đó giảm rất chậm trong khoảng thời gian 2 - 20 giờ (hình 3.7 a). Trong pha nước, quá trình giải hấp fenobucarb từ đất đạt đến trạng thái cân

bằng trong 2 giờ và sau đó giữ gần như không đổi cho đến 20 giờ (hình 3.7b). Nồng độ của fenobucarb là 0,317 mg/kg; 0,379 mg/L và 5,05 μg trong pha nước, pha đất và tổng lượng còn lại trong hệ thống đất-nước, tương ứng sau 20 giờ. Sau đó, nồng độ fenobucarb giảm nhanh trong cả pha nước và đất, gần một nửa số fenobucarb tan biến sau 48 giờ. phần trăm phân hủy của fenobucarb lần lượt là 12, 41, 80 và 91% sau 24, 48, 72 và 144 giờ. Có nghĩa là trong khi, 2- sec-butylphenol được tìm thấy trong cả pha nước và đất của hệ đất-nước. 2- sec-butylphenol tăng lúc đầu (0-20 giờ) sau đó giảm xuống. Sau khoảng thời gian 20 giờ, nồng độ của 2-sec-butylphenol lần lượt là 0,017 mg/kg, 0,016 mg/L và 0,225 μg trong pha đất, pha nước và tổng lượng tồn dư trong hệ đất-nước. 2-sec-butylphenol giảm nhanh trong khoảng thời gian 20-24 giờ và giảm dần trong cả pha nước và đất, sau 48 giờ nồng độ của 2-sec-butylphenol là 0,01 mg/kg, 0,01 mg/L và 0,09 μg trong pha đất, pha nước và tổng lượng trong hệ thống đất-nước, tương ứng. Sự biến mất liên tục của fenobucarb với sự có mặt của 2-sec-butylphenol trong suốt thời gian thí nghiệm chỉ ra rằng vi sinh vật có khả năng phân hủy fenobucarb đã sử dụng với fenobucarb trong hệ thống đất - nước. Trong đó vi khuẩn sử dụng fenobucarb làm nguồn cacbon và năng lượng, sản phẩm thủy phân trung gian của fenobucarb là thích nghi với fenobucarb, sau đó chất chuyển hóa này được chuyển hóa thành carbon dioxide và nước [77]. Trong nghiên cứu của Kim [77] cũng cho thấy trong môi trường nuôi cấy thích nghi với fenobucarb tăng lên trong khoảng thời gian 20 giờ, và nó bị phân huỷ hoàn toàn sau 27 giờ ủ. Các nghiên cứu trước đây cũng cho thấy đất là một nguồn chính của vi sinh vật có thể phân hủy thuốc trừ sâu, khả năng của vi sinh vật đất sử dụng thuốc trừ sâu carbamate và một số chất chuyển hóa của nó như một nguồn cacbon và nitơ để tăng trưởng [78, 79, 80]. Kết quả cho thấy đất trồng lúa ở khu vực nghiên cứu có chứa quần xã vi sinh vật có khả năng phân hủy fenobucarb.

Hình 3.6. Sự phân hủy của fenobucarb và sản phẩm chuyển hóa thích

nghi với fenobucarb trong dung dịch có pH 7 trong hệ đất-nước

3.2. Nhả hấp phụ và phân hủy fenobucarb với dung dịch pH 9, DOC và SDS trong hệ thống đất-nước

Trong khoảng thời gian thí nghiệm từ 0 đến 120 h, nồng độ fenobucarb trong cả pha đất và pha nước và tổng lượng tồn dư fenobucarb còn lại trong các thí nghiệm với dung dịch pH 9, DOC và SDS là hàm số của thời gian.

Bảng 3.11. Bảng hiệu suất nhả phụ và phân hủy của fenobucarb từ đất vào nước trong hệ đất - nước

Thời gian (giờ) Nhả hấp phụ (%)

pH 5 pH 7 pH 9 SDS

2 36 35 27 34

24 33 32 22 30

48 15 14 22 14

72 6.6 4.3 18 7.2

96 0.24 2.20 12 0.37

120 0.14 1.78 11 0.36

Phân hủy (%)

Thời gian (giờ) pH 5 pH 7 pH 9 SDS

24 11 11 18 14

48 65 62 27 65

72 85 88 37 87

96 98 94 55 99

120 99 95 66 99

Trong cả pha đất và pha nước của hệ đất-nước, nồng độ fenobucarb giảm dần trong khoảng thời gian 2 - 24 giờ, sau đó nồng độ này giảm nhanh hơn đến 72 giờ. Cùng với đó, 2-sec- butylphenol không được phát hiện trong các pha nước. Sự biến mất liên tục của fenobucarb trong thời gian thí nghiệm và không phát hiện thấy sản phẩm chuyển hóa 2-sec- butylphenol. Nó chỉ ra rằng trong các thí nghiệm này vẫn diễn ra quá trình phân huỷ fenobucarb bao gồm phân huỷ sinh học (vi sinh vật di thực với fenobucarb) và phi sinh học (thuỷ phân). Lượng dư giảm nhanh chóng và khoảng một nửa fenobucarb biến mất sau 48 giờ trong tất cả các thí nghiệm được ngoại trừ trong thí nghiệm với dung dịch SDS, chỉ giảm gần một nửa sau 120 giờ (Hình 3.8c). Lượng fenobucarb còn lại lần lượt là 0,704, 0,21 và 2,41 μg với dung dịch pH 7, pH 9 và SDS sau 120 h. Sự biến mất của fenobucarb trong cả pha đất và nước xảy ra nhanh nhất trong các thí nghiệm với dung dịch pH (7 và 9) và cuối cùng là dung dịch SDS. Sau 48 giờ, phần trăm phân hủy của fenobucarb tương ứng là 41 và 64% trong

các thí nghiệm với dung dịch pH 7 và pH 9. Có nghĩa là trong khi có mặt SDS chỉ có 26% fenobucarb bị phân hủy. Trong hầu hết các mẫu, người ta quan sát thấy fenobucarb bị phân hủy trong 120 giờ. Trong 72 giờ đầu tiên, tốc độ phân hủy của fenobucarb nhanh và sau đó chậm lại. Sự phân huỷ fenobucarb trên 90% trong thí nghiệm với dung dịch pH 7 và pH 9 và chỉ 44% sự phân huỷ fenobucarb trong thí nghiệm với SDS sau 120 giờ (hình 3.8d). Sự phân hủy sinh học của thuốc trừ sâu là một quá trình quan trọng kiểm soát tồn dư của thuốc trừ sâu trong đất. Sự phân huỷ nhanh chóng của fenobucarb trong hệ đất-nước được thấy trong thí nghiệm với dung dịch pH 7 và nhiệt độ 20-25 oC vì đây là điều kiện thuận lợi cho sự phát triển của vi khuẩn. Trong thí nghiệm với dung dịch pH 9, 2-giây-butylphenol được tìm thấy trong pha đất ở 48 giờ với nồng độ 0,029 mg/Kg và sau đó giảm dần. Trong đó nồng độ 2-sec- butylphenol lần lượt là 0,029; 0,014; 0,008 và 0,0075 mg/Kg sau khoảng thời gian 48, 72, 96 và 120 h. Với thí nghiệm này, ngoài sự phân hủy bởi vi khuẩn có trong đất, fenobucarb còn bị thủy phân trong các điều kiện cơ bản, điều này làm cho fenobucarb biến mất nhanh chóng. Điều này cũng phù hợp với các nghiên cứu trước đây rằng cacbamat có khả năng chống thủy phân ở các giá trị pH trung tính (5 - 8), nhưng bị thủy phân nhanh chóng trong điều kiện kiềm (pH 9) [81, 82].

Điều này có thể được cho là do phân tử fenobucarb bền ở pH axit (5) và trung tính pH (7) nhưng trải qua quá trình thủy phân nhanh chóng ở pH

kiềm (9) (Thời gian bán hủy (DT₅₀) của fenobucarb là 28 ngày tại pH 2; 16.9 ngày tại pH 9 và 2 ngày tại pH 10, tất cả điều ở nhiệt độ 20°C). Các thuốc trừ sâu nhóm cacbamate như fenobucarb thường bền ở giá trị pH trung tính, nhưng tương đối không ổn định trong điều kiện pH kiềm [75], tạo ra oxime- không độc hại (ổn định trong môi trường cơ bản).

Nồng độ fefnobucarb trong pha nước của hệ đất -nước tăng nên ở giai đoạn đầu (24 giờ) (hình 3.6 a) sau đó giảm dần giảm dần và đến 96 giờ nồng độ giảm còn rất thấp. Hiệu suất nhả hấp phụ của fenobucarb vào nước được chỉ ra trong bảng 3.11. Đó là do tốc độ nhả hấp phụ của fenobucarb lớn hơn tốc độ phân hủy (phân hủy + phân hủy sinh học) trong suốt 24 gờ đầu tiên. Lượng tồn dư còn lại là tổng lượng fenobucarb trong cả 2 pha đất và nước của hệ đất-nước. Lượng tồn dư này giảm dần ở 24 giờ đầu tiên sau đó giảm mạnh

và lượng fenobucarb mất đi đến hơn 90% trong 120 giờ. Lượng tồn dư fenobucarb sau 120 giờ ở các pH 7; 9 lần lượt là 0,981 và 4,78 µg.

3.2.3. Phân hủy của fenobucarb trong hệ đất - nước dưới ảnh hưởng của SDS Nồng độ của fenobucarb trong pha đất, pha nước và lượng tồn dư còn lại trong hệ đất-nước với chất hoạt động bề mặt SDS sau các khoảng thời gian (24, 48, 72, 96 và 120 giờ) được chỉ ra ở hình 3.7. Lượng nhả hấp thu của fenobucarb trong nước tăng nhanh trong 2 giờ đầu tiên với hiệu suất rửa giải đạt 71%. Sau đó hiệu suất nhả hấp phụ của fenobucarb giảm nhanh đến 96 giờ (32%) và giảm chậm dần đến 120 giờ (29%). Trong các thí nghiệm với sự hiện diện của SDS trong dung dịch, trong 2 giờ đầu tiên, sự nhả hấp phụ của fenobucarb là nhanh nhất và đạt giá trị lớn nhất là 0,267 mg/L với tỷ lệ phần trăm giải hấp là 27%. Sau đó sự giải hấp của fenobucarb giảm dần, sau 24 h thì giảm từ từ. Fenobucarb liên tục bị khử hấp phụ khỏi đất, và fenobucarb cũng giảm liên tục do vẫn diễn ra quá trình phân hủy sinh học trong hệ thống đất-nước (Hình 3.11 và Bảng 3.8). Kết quả là sự hiện diện của SDS trong dung dịch ảnh hưởng đồng thời đến quá trình nhả hấp phụ và phân hủy sinh học, đồng thời nó cũng tăng cường giải hấp và phân hủy fenobucarb. Thuốc trừ sâu sẽ hấp phụ vào lõi kỵ nước của các mixen chất hoạt động bề mặt trong dung dịch, do đó làm sự gia tăng nồng độ thuốc trừ sâu trong pha nước tăng lên [83, 84]. Và khi thêm SDS trong dung dịch, sự tiếp xúc giữa vi sinh vật và thuốc trừ sâu được tăng lên do giảm sức căng bề mặt, dẫn đến tăng hiệu quả phân hủy sinh học của fenobucarb.

Hình 3.7. Sự phân hủy của fenobucarb với sự có mặt của pH khác nhau ( 7 và 9) trong hệ đất - nước (a: nồng độ fenobucarb trong pha nước; b: nồng độ fenobucarb trong pha đất; c: tổng lượng tồn dư còn lại của fenobucarb)

pH 5

pH 7

pH 9

SDS

)

100,0

80,0

60,0

40,0

20,0

( b r a c u b o n e f y ủ h n â h p t ấ u s u ệ H

0,0

120

Thời gian (giờ)

Hình 3.8. Hiệu suất phân hủy của fenobucarb với sự có mặt của pH (5,

7 và 9) và SDS trong dung dịch trong hệ đất-nước.

Chất hoạt động bề mặt làm tăng cường sự nhả hấp phụ từ đất có thể là do hai các cơ chế riêng biệt: Một cơ chế xảy ra khi chất hoạt động bề mặt có nồng độ nhỏ hơn nồng độ tới hạn CMC và cơ chế thứ hai xảy ra với chất hoạt động bề mặt có nồng độ trên CMC. Các monome hoạt động bề mặt là chịu trách nhiệm về cơ chế thứ nhất. Các monome hoạt động bề mặt tích tụ trong giao diện đất - chất gây ô nhiễm, đất - nước làm tăng góc tiếp xúc giữa đất và chất gây ô nhiễm (tức là thay đổi khả năng thấm ướt). Các phân tử chất hoạt động bề mặt được hấp phụ trên bề mặt của chất gây ô nhiễm gây ra một lực đẩy giữa đầu nhóm phân tử chất hoạt động bề mặt và các hạt đất, do đó thúc đẩy quá trình tách chất gây ô nhiễm ra khỏi các hạt đất. Cơ chế thứ hai cho tăng cường rửa giải từ đất là sự hòa tan. Chất hoạt động bề mặt tăng cường sự hòa tan là kết quả từ phần vùng chất ô nhiễm vào lõi kỵ nước của các mixen hoạt động bề mặt. Số lượng micelle trong dung dịch tăng thì tăng khả năng hòa tan. Do đó, nồng độ cao hơn CMC là cần thiết cho việc tăng cường rửa giải này. Cơ chế này đã được nghiên cứu rộng rãi trong chất hoạt động bề mặt tăng cường rửa giải từ đất. Trong nghiên cứu SDS có nồng độ là 1CMC nên nó đã tăng cường sử nhả hấp phụ của fenobucarb từ đất vào nước như các kết quả đã chỉ ra ở trên.

Lượng tồn dư còn lại của fenobucarb trong cả 2 pha đất và nước của hệ đất-nước. giảm mạnh và 1/3 lượng fenobucarb đã bị phân hủy sau 120 giờ, lượng tồn dư fenobucarb sau 120 giờ là 29,6 µg. Sự biến mất liên tục của fenobucarb trong khoảng thời gian thí nghiệm chỉ ra rằng các vi sinh vật thích nghi với fenobucarb có khả năng phân hủy fenobucarb trong hệ đất-nước.

Việc giải hấp tương tự cho thấy rằng bổ sung chất hoạt động bề mặt làm tăng tốc độ phân hủy sinh học của fenobucarb. Nguyên nhân là do việc bổ sung chất hoạt động bề mặt làm giảm bề mặt và sức căng bề mặt và sau đó tăng sự tiếp xúc giữa vi sinh vật và fenobucarb. Khi mà fenobucarb trong trong pha nước giảm liên tục do phân hủy sinh học, fenobucarb tiếp tục bị nhả hấp phụ khỏi đất. Quá trình phân hủy sinh học bị ức chế với sự gia tăng nồng độ SDS, bởi vì SDS có thể được ưu tiên sử dụng bởi vi sinh vật [85], fenobucarb sẽ có tác dụng cạnh tranh với SDS. Cũng có thể là chất hoạt động bề mặt SDS tăng tốc độ nhả hấp phụ và do đó vi sinh vật có nhiều cơ chất hơn liên tục cung cấp cho chúng khi chúng chuyển hóa fenobucarb [85]. Các nghiên cứu trước đây đã chỉ ra rằng nồng độ cân bằng của hóa chất trong pha nước khi có mặt chất hoạt động bề mặt không quan trọng mà là tốc độ loại bỏ cơ chất từ các chất rắn trong đất xác định tốc độ phân hủy của hydrocacbon thơm [76]. Hơn nữa, cũng có thể là các chất hoạt động bề mặt đã thay đổi lực hấp phụ hoặc tạo phức chất nền theo một cách nào đó mà fenobucarb trở nên hoạt động hơn đối với vi sinh vật [40].

CHƯƠNG 4. KẾT VÀ KIẾN NGHỊ

4.1.KẾT LUẬN

Đã khảo sát các điều kiện chiết lỏng - lỏng và phân tích thuốc trừ sâu

fenobucarb trong mẫu nước trên thiết bị GC/MS.

Nghiên cứu này tập trung vào ảnh hưởng của pH (7 và 9), dung dịch DOC và SDS đối với quá trình giải hấp và phân hủy sinh học của fenobucarb trong hệ đất-nước. Ở dung dịch pH 7, sự phân hủy fenobucarb chủ yếu do vi sinh vật có khả năng phân hủy fenobucarb trong đất gây ra và chất chuyển hóa trung gian trong quá trình phân hủy fenobucarb là 2-sec-butylphenol. Sự phân huỷ fenobucarb từ đất bị ô nhiễm trong hệ đất-nước được tăng cường nhờ dung dịch pH 7, pH 9 và SDS. Sự phân hủy của fenobucarb ở pH (7 và 9) lớn hơn so với dung dịch SDS. Sự hiện diện của SDS trong dung dịch, quá trình nhả hấp phụ và phân hủy sinh học ảnh hưởng đồng thời đến sự phân hủy của fenobucarb, trong đó quá trình phân hủy sinh học fenobucarb bị ức chế, điều này có thể do các vi sinh vật phân hủy fenobucarb được ưu tiên sử dụng SDS. Với nguồn nước tưới chứa nhiều hợp chất như DOC, SDS và các axit hữu cơ được sử dụng trên ruộng lúa có thể làm tăng cường sự phân hủy của các thuốc trừ sâu cabamate trên đất ruộng lúa. Những kết quả nghiên cứu có thể hữu ích để loại bỏ fenobucarb trong đất có chứa fenobucarb trong hệ đất-nước.

4.2 KIẾN NGHỊ

Từ các kết quả nghiên cứu về thành phần, nguồn phân tán fenobucard trong đất và nước. Cần có những nghiên cứu sâu hơn về tải trọng của fenobucard cho đất và nước.

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. Allan, I.J., et al., Measuring nonpolar organic contaminant partitioning in three Norwegian sediments using polyethylene passive samplers. Science of The Total Environment, 2012. 423(0): p. 125-131.

2. Guangliang Liu, S.D., Yun Qian, Quan Gan, Experimental Study on Effect of Anion Surfactant on Degradation Rate of Aldicarb in Soil. Journal of Environmental Science and Health, Part B, 2003. 38(4): p. 405-416.

3. Ogle, R.E.W., G. F., Fate and activity of herbicides in soils Weeds, 1954.

3: p. 257-273.

4. Sanyal D, Y.N., Kulshrestha G, Metalachlor persistence in laboratory and field soils under Indian tropical conditions. J Environ Sci Health B, 2000. 35: p. 571–583.

5. Fernández, M., Y. Picó, and J. Mañes, Determination of carbamate residues in fruits and vegetables by matrix solid-phase dispersion and liquid chromatography–mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 2000. 871(1–2): p. 43-56.

6. Bowman, J.C., J.L. Zhou, and J.W. Readman, Sediment–water interactions of natural oestrogens under estuarine conditions. Marine Chemistry, 2002. 77(4): p. 263-276.

7. Aly, O.M.E.-D., M. A. , Photodecomposition of some carbamate insecticides in aquatic environments. In: Faust, S.D. & Hunter, J.V., ed. Organic compounds in aquatic environments, New York, Marcel Dekker. 1971: p. 469-493.

8. Aly, O.M.E.-D., M. A., Studies of the persistence of some carbamate insecticides in the aquatic environment. In: Fate of organic compounds in the aquatic environment. III. Advances in chemistry series, Washington DC, American Chemical Society. 1972: p. 210-243.

9. Cheng, K.Y., K.M. Lai, and J.W.C. Wong, Effects of pig manure compost and nonionic-surfactant Tween 80 on phenanthrene and pyrene removal from soil vegetated with Agropyron elongatum. Chemosphere, 2008. 73(5): p. 791-797.

10. Haigh, S.D., A review of the interaction of surfactants with organic contaminants in soil. Science of The Total Environment, 1996. 185(1): p. 161-170.

11. Zhou, Q., et al., Investigation of the feasibility of TiO2 nanotubes for the enrichment of DDT and its metabolites at trace levels in environmental water samples. Journal of Chromatography A, 2007. 1147(1): p. 10-16.

12. Cordero, C., et al., Chapter 11 - Gas Chromatography, in Chemical Analysis of Food: Techniques and Applications, Y. Picó, Editor. 2012, Academic Press: Boston. p. 311-373.

13. Rao, P., et al., Removal of natural organic matter by cationic hydrogel with magnetic properties. Journal of Environmental Management, 2011. 92(7): p. 1690-1695.

14. Trapp S, C.M.F., Plant contamination: modeling and simulation of organic chemical processes. Boca Raton. Lewis Publishers, USA, 1995: p. 254.

15. Mo, C.-H., et al., Potential of different species for use in removal of DDT

from the contaminated soils. Chemosphere, 2008. 73(1): p. 120-125.

16. TCVN6136:1996, Chất lượng đất - Xác định dư lượna diazinon trong đât

- Phương pháp sắc ký khí lỏng.

17. Thien_LV, Status of management and use of plan protection substance in intensive flower cultivation in Tay Tuu commune. 2007: Vietnam J Environ Res Sustain Dev. p. 20–29.

18. UNEP-chemicals and Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants. United Nation Environment Programme. http://www.pops.int/. 2004.

19. TCVN6647:2007, Chất lượng đất. Xử lý sơ bộ để phân tích lý hóa.

20. Toan, P.V., et al., Pesticide management and their residues in sediments and surface and drinking water in the Mekong Delta, Vietnam. Sci Total Environ, 2013. 452-453: p. 28-39.

21. Pham, M.H., et al., Pesticide pollution in agricultural areas of Northern Vietnam: case study in Hoang Liet and Minh Dai communes. Environ Pollut, 2011. 159(12): p. 3344-50.

22. Toan, V.D., et al., Residue, temporal trend and half-life time of selected organochlorine pesticides (OCPs) in surface soils from Bacninh, Vietnam. Bull Environ Contam Toxicol, 2009. 82(4): p. 516-21.

23. PPD, Country report on pesticide management issue. Vietnam J Plant Prot

2009. 4: p. 42–44.

24. Koopmans, G.F. and J.E. Groenenberg, Effects of soil oven-drying on concentrations and speciation of trace metals and dissolved organic matter in soil solution extracts of sandy soils. Geoderma, 2011. 161(3-4): p. 147- 158.

25. Anyusheva, M., et al., Analysis of pesticides in surface water in remote areas in Vietnam: Coping with matrix effects and test of long-term storage stability. International Journal of Environmental Analytical Chemistry, 2011. 92(7): p. 797-809.

26. Tomlin, C.D.S., The Pesticide Manual. A World Compendium, British

Crop-Protection Council, Hampshire, 2003.

27. Ejaz, S., et al., Endocrine disrupting pesticides: a leading cause of cancer

among rural people in Pakistan. Exp Oncol, 2004. 26(2): p. 98-105.

28. Hieu_B, Efficient use of water resources for social–economic sustainable

development in the Red River Delta. 2008.

29. Quyen, P.B., D.D. Nhan, and N. Van San, Environmental pollution in Vietnam: analytical estimation and environmental priorities. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 1995. 14(8): p. 383-388.

30. Van Hoi, P., A. Mol, and P. Oosterveer, State governance of pesticide use and trade in Vietnam. NJAS - Wageningen Journal of Life Sciences, 2013. 67: p. 19-26.

31. Ecobichon, D.J., Pesticide use in developing countries. Toxicology, 2001.

160(1–3): p. 27-33.

32. URL22, Environmental performance agreement (‘‘agreement’’) and results respecting perfluorinated carboxylic acids (PFCAs) and their precursors (accessed September 29, 2014).

33. Xu, J., X. Yuan, and S. Dai, Effect of surfactants on desorption of aldicarb

from spiked soil. Chemosphere, 2006. 62(10): p. 1630-1635.

34. El Bakouri, H., et al., Potential use of organic waste substances as an ecological technique to reduce pesticide ground water contamination. Journal of Hydrology, 2008. 353(3–4): p. 335-342.

35. Bakouri, H.E., Ouassini, Abdelhamid, Aguado, José Morillo, García, José Usero, Endosulfan Sulfate Mobility in Soil Columns and Pesticide Pollution of Groundwater in Northwest Morocco. Water Environment Research, 2007. 79(13): p. 2578-2584.

36. Borch, T., et al., Biogeochemical Redox Processes and their Impact on Contaminant Dynamics. Environmental Science & Technology, 2010. 44(1): p. 15-23.

37. Sudo, M., T. Okubo, and R. Kaneki, Paddy herbicide inputs in the entire river inflow reaching Lake Biwa, Japan. Limnology, 2005. 6(2): p. 91-99.

38. Varca, L.M., Pesticide residues in surface waters of Pagsanjan-Lumban catchment of Laguna de Bay, Philippines. Agricultural Water Management, 2012. 106(0): p. 35-41.

39. Watanabe, H. and K. Takagi, A Simulation Model for Predicting Pesticide Concentrations in Paddy Water and Surface Soil II. Model Validation and Application. Environmental Technology, 2000. 21(12): p. 1393-1404.

40. URL31, Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR), 2009. Toxicological Profile for Perfluoroalkyls (Draft for Public Comment). U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, Atlanta, GA (accessed July 14, 2014).

41. Van Cong N1, P.N., Bayley M. , Sensitivity of brain cholinesterase activity to diazinon (BASUDIN 50EC) and fenobucarb (BASSA 50EC) insecticides in the air-breathing fish Channa striata (Bloch, 1793). Environ Toxicol Chem., 2006. 25(5): p. 1418-25.

42. Unger, A., Decontamination and “deconsolidation” of historical wood preservatives and wood consolidants in cultural heritage. Journal of Cultural Heritage, 2012. 13(3, Supplement): p. S196-S202.

43. Koopmans, G.F., et al., Feasibility of phytoextraction to remediate cadmium and zinc contaminated soils. Environmental Pollution, 2008. 156(3): p. 905-914.

44. Jakubowska, N., et al., Analytical Applications of Membrane Extraction for Biomedical and Environmental Liquid Sample Preparation. Critical Reviews in Analytical Chemistry, 2005. 35(3): p. 217-235.

45. Huệ, N.Đ., Các phương pháp phân tích hữu cơ. NXB Đại học Quốc gia

Hà Nội, 2005: p. 453.

46. Yu, K.W., Bohme, F., Rinklebe, J., Neue, H.U., DeLaune, R.D., , Major biogeochemical processes in soils - a microcosm incubation from reducing to oxidizing conditions. Soil Sci. Soc. Am. J. , 2007. 71: p. 1406–1417.

47. Hai, B.W., et al., Orthogonal array designs for the optimization of solid- phase extraction. Journal of Chromatography A, 1994. 677(2): p. 255-263.

48. Newcombe, G., Chapter Twentysix - Adsorption from Aqueous Solutions: Water Purification, in Adsorption by Carbons, E.J. Bottani and J.M.D. Tascón, Editors. 2008, Elsevier: Amsterdam. p. 679-709.

49. Huệ, N.Đ., Độc học môi trườngGiáo trình chuyên đề. ĐHQG Hà Nội,,

2010: p. 298.

50. Anawar, H.M., et al., Geochemical occurrence of arsenic in groundwater of Bangladesh: sources and mobilization processes. Journal of Geochemical Exploration, 2003. 77(2–3): p. 109-131.

51. Huang, W., H. Yu, and W.J. Weber Jr, Hysteresis in the sorption and desorption of hydrophobic organic contaminants by soils and sediments: 1. A comparative analysis of experimental protocols. Journal of Contaminant Hydrology, 1998. 31(1–2): p. 129-148.

52. Chu, X.-G., X.-Z. Hu, and H.-Y. Yao, Determination of 266 pesticide residues in apple juice by matrix solid-phase dispersion and gas chromatography–mass selective detection. Journal of Chromatography A, 2005. 1063(1–2): p. 201-210.

53. URL17, Minnesota Department of Health (MDH), MDH – Derived Health Risk Limits, 2013. Human Health–Based Water Guidance Table. http://www.health.state.mn.us/divs/eh/risk/guidance/gw/table.htmL. Accessed 10 March 2015.

54. Grou, E., V. Rǎdulescu, and A. Csuma, Direct determination of some carbamate pesticides in water and soil by high-performance liquid chromatography. Journal of Chromatography A, 1983. 260(0): p. 502-506.

55. Feng Tang, S.G., Yongde Yue, Rimao Hua, Rong Zhang, High- performance thin-layer chromatographic determination of carbamate residues in vegetables. Journal of Planar Chromatography, 2005. 18(101): p. 28-33.

56. TCVN7538-2:2005, (ISO 10381 - 2:2002).

57. Ochiai, N., et al., Sequential stir bar sorptive extraction for uniform enrichment of trace amounts of organic pollutants in water samples. Journal of Chromatography A, 2008. 1200(1): p. 72-79.

58. Ochiai, N., et al., Fast screening of pesticide multiresidues in aqueous samples by dual stir bar sorptive extraction-thermal desorption-low thermal mass gas chromatography–mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 2006. 1130(1): p. 83-90.

59. Hung, D.Q. and W. Thiemann, Contamination by selected chlorinated pesticides in surface waters in Hanoi, Vietnam. Chemosphere, 2002. 47(4): p. 357-67.

60. Minh, N.H., et al., Pollution sources and occurrences of selected persistent organic pollutants (POPs) in sediments of the Mekong River delta, South Vietnam. Chemosphere, 2007. 67(9): p. 1794-801.

61. Nhan, D.D., et al., Organochlorine pesticides and PCBs in the Red River Delta, North Vietnam. Marine Pollution Bulletin, 1998. 36(9): p. 742-749.

62. Anyusheva, M., et al., Fate of pesticides in combined paddy rice-fish pond farming systems in northern Vietnam. J Environ Qual, 2012. 41(2): p. 515- 25.

63. ADPC, (Asian Disaster Preparedness Center) The Role of Local Institutions in Reducing Vulnerability to Recurrent Natural Disasters and in Sustainable Livelihoods Development. Case Study: Vietnam. Kobe, Japan). 2003.

64. URL24, US Environmental Protection Agency. Regulatory Action on PFAS/LCPFAC Compounds. US EPA, Office of Pollution Prevention and (accessed Toxics September 29, 2014).

65. Rodríguez-Cruz, M.S., et al., Enhanced retention of linuron, alachlor and metalaxyl in sandy soil columns intercalated with wood barriers. Chemosphere, 2011. 82(10): p. 1415-1421.

66. URL32, US Environmental Protection Agency. Provisional Health Advisories for Perfluorooctanoic Acid (PFOA) and Perfluorooctane Sulfonate (PFOS). 2012 Drinking Water Standards and Health Advisories (PDF) tables (accessed March 11, 2014).

67. Wang, P. and A.A. Keller, Particle-Size Dependent Sorption and Desorption of Pesticides within a Water−Soil−Nonionic Surfactant System. Environmental Science & Technology, 2008. 42(9): p. 3381-3387.

68. Watanabe, H., et al., Effect of water management practice on pesticide behavior in paddy water. Agricultural Water Management, 2007. 88(1–3): p. 132-140.

69. Gonzalez, M., et al., Assessing pesticide leaching and desorption in soils with different agricultural activities from Argentina (Pampa and Patagonia). Chemosphere, 2010. 81(3): p. 351-8.

70. Abu-Zreig, M., R.P. Rudra, and W.T. Dickinson, Effect of Application of Surfactants on Hydraulic Properties of Soils. Biosystems Engineering, 2003. 84(3): p. 363-372.

71. Mukerjee, S., et al., An environmental scoping study in the Lower Rio Grande Valley of Texas — III. Residential microenvironmental monitoring for air, house dust, and soil. Environment International, 1997. 23(5): p. 657-673.

72. Article, R.T.J., et al., Exposure risk assessment and evaluation of the best management practice for controlling pesticide runoff from paddy fields. Part 2: model simulation for the herbicide pretilachlor 2011: Oxford. p. 569-590.

73. EPA-600R84108, Quanlity Assurance Management and Special Studies Staff, Calculation of precision, bias and method detection limit for chemical and physical measurement. 1984.

74. Trinh, H.T., et al., Pesticide and element release from a paddy soil in central Vietnam: Role of DOC and oxidation state during flooding. Geoderma, 2018. 310: p. 209-217.

75. Faust, S.D. and H.M. Gomaa, Chemical Hydrolysis of Some Organic in Aquatic Environments.

Phosphorus and Carbamate Pesticides Environmental Letters, 1972. 3(3): p. 171-201.

76. Aronstein, B.N., Y.M. Calvillo, and M. Alexander, Effect of surfactants at low concentrations on the desorption and biodegradation of sorbed aromatic compounds in soil. Environmental Science & Technology, 1991. 25(10): p. 1728-1731.

77. Kim, I., D. U. Kim, N. H. Kim and J. O. Ka (2014). "Isolation and characterization of fenobucarb-degrading bacteria from rice paddy soils." Biodegradation 25(3): 383-394.

78. Baron, R. L. and T. L. Merriam (1988). Toxicology of Aldicarb. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology: Continuation of Residue Reviews. G. W. Ware. New York, NY, Springer New York: 1-70.

79. Ou, L.-T., P. S. C. Rao, K. S. V. Edvardsson, R. E. Jessup, A. G. Hornsby and R. L. Jones (1988). "Aldicarb degradation in sandy soils from different depths." 23(1): 1-12.

80. Caracciolo, B., P. Bottoni, A. Crobe, L. Fava, E. Funari, G. Giuliano and C. Silvestri (2002). "Microbial degradation of two carbamate insecticides

and their main metabolites in soil." Chemistry and Ecology 18(3-4): 245- 255.

81. Faust, S. D. and H. M. Gomaa (1972). "Chemical Hydrolysis of Some Organic Phosphorus and Carbamate Pesticides in Aquatic Environments." Environmental Letters 3(3): 171-201.

82. Bobé, A., P. Meallier, J.-F. Cooper and C. M. Coste (1998). "Kinetics and Mechanisms of Abiotic Degradation of Fipronil (Hydrolysis and Photolysis)." Journal of Agricultural and Food Chemistry 46(7): 2834- 2839.

83. Kile, D. E. and C. T. Chiou (1989). "Water solubility enhancements of DDT and trichlorobenzene by some surfactants below and above the critical micelle concentration." Environmental Science & Technology 23(7): 832-838.

84. Wang, P. and A. A. Keller (2008). "Partitioning of hydrophobic organic compounds within soil–water–surfactant systems." Water Research 42(8– 9): 2093-2101.

85. Yu, H., L. Zhu and W. Zhou (2007). "Enhanced desorption and biodegradation of phenanthrene in soil–water systems with the presence of anionic–nonionic mixed surfactants." Journal of Hazardous Materials 142(1–2): 354-361.

Luận văn Thạc sĩ Kỹ thuật môi trường: Nghiên cứu sự phân hủy của thuốc trừ sâu Carbamate trong đất dưới một số điều kiện môi trường khác nhau

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN

Được

Hạn

Không

Cấm sử

Tên thông thường

Tên thương mại

phép sử

chế sử

có trong danh

dụng

dụng

dụng

mục

Fenobucarb

Bassa 50EC

*

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

TT

Thuốc trừ sâu

Nồng độ trung bình (µg/L)

Hiệu suất trung bình (%)

RSD (%)

Độ chính xác (quy tắc 2δ)

1

fenobucarb

0,58

96,9

2,01

96,9 ± 4,02

Các thiết bị sử dụng trong nghiên cứu thực nghiệm

Hình P1.1. Hệ cất quay chân không

Hình P1.2. Phễu chiết lỏng – lỏng

Hình P1.3. Hệ thổi khí Nito

Có thể bạn quan tâm

Tài liêu mới

AI tóm tắt

Giới thiệu tài liệu

Đối tượng sử dụng

Từ khoá chính

Nội dung tóm tắt

Giới thiệu

Về chúng tôi

Việc làm

Quảng cáo

Liên hệ

Chính sách

Thoả thuận sử dụng

Chính sách bảo mật

Chính sách hoàn tiền

DMCA

Hỗ trợ

Hướng dẫn sử dụng

Đăng ký tài khoản VIP

093 303 0098

support@tailieu.vn

Phương thức thanh toán

Theo dõi chúng tôi

Facebook

Youtube

TikTok