Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)

Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang (Luận án tiến sĩ)

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠ

-oOo-

NGUYỄN PHAN NHÂN

ĐÁNH GIÁ Ô NHIỄM THUỐC BẢO VỆ THỰC VẬT TRÊN RUỘNG LÚA VÀ CÁC SÔNG RẠCH CHÍNH

TẠI TỈNH HẬU GIANG

LUẬN ÁN TIẾN SĨ NGÀNH: MÔI TRƯỜNG ĐẤT VÀ NƯỚC

Mã số: 9 44 03 03

Cần Thơ - 2018

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠ

-oOo-

NGUYỄN PHAN NHÂN

ĐÁNH GIÁ Ô NHIỄM THUỐC BẢO VỆ THỰC VẬT TRÊN RUỘNG LÚA VÀ CÁC SÔNG RẠCH CHÍNH

TẠI TỈNH HẬU GIANG

LUẬN ÁN TIẾN SĨ NGÀNH: MÔI TRƯỜNG ĐẤT VÀ NƯỚC

Mã số: 9 44 03 03

CÁN BỘ HƯỚNG DẪN PGS TS BÙI THỊ NGA PGS TS PHẠM VĂN TOÀN

Cần Thơ - 2018

CỘNG HÒA XÃ HỘI CHỦ NGHĨA VIỆT NAM

Độc lập – Tự do – Hạnh Phúc

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan luận án được hoàn thành dựa trên kết quả nghiên cứu của đề tài “Đánh giá dư lượng thuốc bảo vệ thực vật nhóm lân hữu cơ, carbamate và cúc tổng hợp trên các sông, rạch chính tại tỉnh Hậu Giang”, tôi

là thành viên tham gia đề tài Các số liệu và kết quả trình bày trong luận án là trung thực, chưa từng được công bố bởi tác giả khác

PGS TS PHẠM VĂN TOÀN

LỜI CẢM ƠN

Tôi cảm thấy thật hạnh phúc và may mắn khi được thực hiện luận án tiến

sĩ dưới sự hướng dẫn của PGS TS Bùi Thị Nga và PGS TS Phạm Văn Toàn Lời cảm ơn đầu tiên, tôi xin gửi đến giáo viên hướng dẫn chính – PGS TS Bùi Thị Nga, thật sự vinh dự và tự hào khi tôi là học trò của Cô Cô đã truyền cho tôi lòng nhiệt huyết và thổi lên ngọn lửa đam mê khoa học, khơi dậy ở tôi sự nỗ lực, tự tin, cố gắng không ngừng và không nản lòng trước những khó khăn trong suốt tiến trình thực hiện luận án Xin cảm ơn Cô đã dành nhiều thời gian, công sức

và luôn giúp em có được định hướng đúng đắn trong công việc

Tôi cũng xin gửi lời tri ân đến PGS TS Phạm Văn Toàn – Thầy luôn đóng góp cho tôi rất nhiều kinh nghiệm quý báo, không ngại thời gian cùng tôi nghiên cứu những vấn đề mới phát sinh để có kết quả thu nhận tốt nhất

Tôi đặc biệt biết ơn sự giúp đỡ và hỗ trợ của TS Dương Minh Viễn – Bộ môn Khoa học Đất, Khoa Nông Nghiệp và Sinh Học Ứng Dụng; Quý Thầy và

Cô – Bộ môn Khoa học Môi Trường, Khoa Môi Trường & Tài Nguyên Thiên Nhiên đã giúp tôi có thể hoàn thành tốt nội dung nghiên cứu

Tiến trình hơn 3 năm thực hiện các nghiên cứu trong luận án, tôi đã luôn được sự đồng hành và hỗ trợ của các bạn sinh viên đại học khóa 36 chuyên ngành Khoa học Môi trường; các bạn học viên cao học từ khóa 18 đến khóa 20 chuyên ngành Khoa học Môi trường Các bạn đã không ngại khó khăn, thời gian để cùng tôi thực hiện các nghiên cứu trong phòng thí nghiệm và ngoài đồng

Xin chân thành cảm ơn Bộ Giáo dục và Đào tạo, Ban Giám hiệu Trường Đại học Cần thơ, Phòng Quản lý Khoa học, Khoa Sau Đại học, Khoa Môi trường và Tài Nguyên Thiên Nhiên, Khoa Nông nghiệp và Sinh học Ứng Dụng

đã luôn tạo điều kiện thuận lợi cho tôi trong việc thực hiện đề tài nghiên cứu Tôi cũng xin được gởi lời cảm ơn đến Sở Khoa học và Công nghệ tỉnh Hậu Giang đã tài trợ kinh phí và giúp đỡ tôi hoàn thành tốt nghiên cứu

Cuối cùng, tôi xin được cảm ơn đến gia đình với tất cả tình yêu thương

và khuyến khích, ủng hộ đã dành cho tôi trong chặn đường cam go để hoàn thành luận án nghiên cứu; đặc biệt là ba mẹ tôi

bị ảnh hưởng bởi thuốc BVTV có số lượng ĐVĐ bị rủi ro và số lượng ĐVĐ

không bị rủi ro với thuốc chênh lệch không đáng kể lần lượt là 8 họ và 9 họ Chỉ số SPEARpesticides tương quan nghịch với dư lượng thuốc BVTV với hệ số tương quan là R = -0,68 (p < 0,01) Các chỉ tiêu lý – hóa nước, đất và bùn đáy gồm nhiệt độ, DO (nồng độ oxy hoà tan), pH, EC, hàm lượng chất hữu cơ và

sa cấu đất khác biệt không có ý nghĩa thống kê giữa các loại hình thuỷ vực Nghiên cứu sự lan truyền của thuốc bảo vệ thực vật trên các loại hình thuỷ vực

bị ảnh hưởng bởi canh tác lúa cần thiết được thực hiện

Từ khóa: bùn đáy, dư lượng thuốc BVTV, đất ruộng lúa, động vật đáy, kênh nội đồng

SUMMARY

Hau Giang has been an agriculture-based province with two patterns consist of triple- and double rice crop per year which cause pest outbreaks and pesticide use with dose and application frequency exceeding the recommendation instructed on pesticide container labels The study was carried out from 2011 to 2016 to investigate changes in residue of pesticides in surface water, soil and sediment in rice fields, irrigation canals and rivers to assess pesticide contamination in water bodies surveyed; relationship between richness and abundance of benthic-invertebrates and the pesticide residues The status of pesticide used at Hau Giang showed that 97 pesticide trade names corresponding to 64 active ingredients (a.i) from 32 chemical groups were used,

of which the five most commonly used active ingredients were propiconazole (triazole), quinalphos (organophosphate), fipronil (phenylpyrazole), cypermethrin (pyrethroid) and fenobucarb (carbamate) The amount of pesticides used per crop in the triple-crop pattern occupying of 3.88 Kg.ha-1

were higher than that in the double-crop pattern with 2.58 Kg.ha-1 The results illustrated that the residue of pesticides in water were higher in the triple-rice farming fields than in the double-rice farming fields The mean concentration of the active ingredients surveyed in water decreased from the fields to the canals and the rivers, ranging from 0.06 to 4.55 µg.L-1, from 0.02 to 1.6 µg.L-1 and from 0.02 to 0.42 µg.L-1 respectively The residues of quinalphos and fenobucarb in water increased from winter-spring to summer-autumn and autumn-winter with value of 0.02 – 0.12 µg.L-1; 0.08 – 0.26 µg.L-1 and 0.16 – 0.47 µg.L-1 respectively In the fields and the canals, a number of water samples contaminated quinalphos exceeding median effective concentration for benthic-invertebrates (EC50 = 0.6 µg.L-1) The pesticide residues in the rivers surveyed (excepted Mai Dam river) were higher than maximum concentration level for drinking water regulated by the Europe committee (0.1 µg.L-1) Cypermethrin was not detected in all surface water samples The mean contents of pesticides ranging from 6.78 to 179.34 µg.Kg-1 in the field-soils and from 5.38 to 145.23 µg.Kg-1 in the canal-sediments were higher than in the river-sediments with value of 4.59 – 86.18 µg.Kg-1 The richness of benthic-invertebrates with 15 species was less abundant in the fields than in the canals with 32 species and in the rivers with 43 species The pesticide-specific SPEARpesticides bio-index with value of 8.34 was lower in the canals than in the rivers with value of 25.31 The number of families “not at risk” in the canals studied were more abundant than the number of families “at risk” occupying of 12 and 4 families respectively,

whereas in the rivers the number of families “at risk” and “not at risk” with 8 and 9 families respectively were insignificantly different The family-level SPEARpesticides was negatively correlated with the pesticide residues with correlation coefficient of R = -0.68 (p < 0.01) The physico-chemical variables

of surface water, soil and sediment including temperature, dissolved oxygen (DO), pH, electrical conductivity (EC), organic matters and soil texture were not significantly different in the water bodies surveyed Study on application of the models of pesticide transportation in assessment of water pollution in the agricultural streams needs to be conducted

Keywords: benthic-invertebrates, field-paddy soils, irrigation canals, pesticide residues, sediment

MỤC LỤC

LỜI CAM ĐOAN i

LỜI CẢM ƠN ii

TÓM LƯỢC iii

SUMMARY v

MỤC LỤC vii

DANH SÁCH BẢNG x

DANH SÁCH HÌNH xii

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU, CÁC CHỮ VIẾT TẮT xiv

CHƯƠNG 1 GIỚI THIỆU 1

1.1 Tính cấp thiết của đề tài 1

1.2 Mục tiêu và nội dung nghiên cứu 2

1.2.1 Mục tiêu tổng quát 2

1.2.2 Mục tiêu cụ thể 3

1.2.3 Nội dung nghiên cứu 3

1.3 Phạm vi và đối tượng nghiên cứu 3

1.4 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài 3

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN TÀI LIỆU 4

2.1 Tổng quan về thuốc bảo vệ thực vật 4

2.1.1 Khái niệm 4

2.1.2 Phân loại thuốc bảo vệ thực vật 4

2.1.3 Con đường xâm nhiễm của thuốc BVTV đến môi trường 5

2.2 Tổng quan về các hoạt chất nghiên cứu 7

2.2.1 Thông tin chung và ứng dụng của các hoạt chất nghiên cứu trong nông nghiệp 7

2.2.2 Đặc tính lý-hoá của các hoạt chất nghiên cứu 8

2.2.3 Độc tính của các hoạt chất nghiên cứu đến động vật sống trong nước 12

2.2.4 Thuốc bảo vệ thực vật và con người 14

2.3 Một số yếu tố môi trường ảnh hưởng sự phân huỷ thuốc BVTV 15

2.3.1 Yếu tố lý – hóa đất 15

2.3.2 Yếu tố lý – hóa nước 16

2.4 Một số nghiên cứu liên quan đến dư lượng thuốc BVTV trong môi trường nước, đất và bùn đáy 17

2.5 Tổng quan về động vật đáy 28

2.5.1 Khái niệm 28

2.5.2 Đặc điểm sinh học của động vật đáy 28

2.5.3 Vai trò của động vật đáy 29

2.6 Ảnh hưởng của thuốc BVTV lên thành phần loài và số cá thể ĐVĐ 30

2.7 Giới thiệu chỉ số đa dạng (Shannon-Wiener) 33

2.8 Tổng quan về chỉ số SPEARpesticide 33

2.9 Khái quát tỉnh Hậu Giang 34

2.9.1 Vị trí địa lý và phân bố dân số 34

2.9.2 Sản xuất nông nghiệp 35

2.9.3 Tình hình sản xuất lúa của huyện Long Mỹ, Vị Thuỷ và Phụng Hiệp 36

2.9.4 Tình hình kinh tế và xã hội thị trấn Mái Dầm 37

CHƯƠNG 3 PHƯƠNG TIỆN VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 38

3.1 Thời gian và địa điểm nghiên cứu 38

3.1.1 Thời gian nghiên cứu 38

3.1.2 Địa điểm nghiên cứu 38

3.2 Phương tiện nghiên cứu 40

3.2.1 Vật liệu nghiên cứu 40

3.2.2 Hóa chất phân tích thuốc BVTV 40

3.3 Nội dung và phương pháp nghiên cứu 41

3.3.1 Nội dung 1: Đánh giá thực trạng sử dụng và quản lý thuốc BVTV 41

3.3.2 Nội dung 2: Thu mẫu và phân tích thuốc BVTV trong nước, trong đất và bùn đáy 42

3.3.3 Nội dung 3: Thu mẫu, phân tích động vật đáy (ĐVĐ) 48

3.4 Xử lý số liệu 50

CHƯƠNG 4 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 51

4.1 Thực trạng sử dụng và quản lý thuốc BVTV tại khu vực nghiên cứu 51

4.1.1 Tình hình sử dụng thuốc BVTV tại khu vực nghiên cứu 51

4.1.2 Quản lý bao bì chứa thuốc BVTV sau khi sử dụng 57

4.1.3 Một số yếu tố ảnh hưởng đến lựa chọn loại thuốc BVTV và liều lượng sử dụng 58

4.2 Dư lượng các hoạt chất thuốc BVTV trong nước, trong đất và bùn

đáy 59

4.2.1 Dư lượng thuốc BVTV trong nước 59

4.2.1.1 Dư lượng thuốc BVTV trong nước trên ruộng lúa 59

4.2.1.2 Dư lượng thuốc BVTV trong nước trên kênh nội đồng 63

4.2.1.3 Dư lượng thuốc BVTV trong nước trên sông, rạch 66

4.2.1.4 Biến động dư lượng thuốc BVTV trong nước theo loại hình thuỷ vực 71

4.2.2 Một số yếu tố lý-hóa nước ảnh hưởng dư lượng thuốc BVTV 73

4.2.3 Dư lượng thuốc BVTV trong đất và bùn đáy 74

4.2.3.1 Dư lượng thuốc BVTV trong đất ruộng lúa 74

4.2.3.2 Dư lượng thuốc BVTV trong bùn đáy trên kênh nội đồng 79

4.2.3.3 Dư lượng thuốc BVTV trong bùn đáy trên sông, rạch 83

4.2.3.4 Biến động dư lượng thuốc trong đất, bùn đáy theo loại hình thuỷ vực 87

4.2.4 Một số yếu tố lý-hóa đất và bùn đáy ảnh hưởng dư lượng thuốc BVTV 91

4.2.5 Tương quan giữa dư lượng thuốc BVTV trong đất, bùn đáy với dư lượng thuốc BVTV trong nước và với các chỉ tiêu lý-hóa đất, bùn đáy 92

4.3 Thành phần và số lượng cá thể động vật đáy 93

4.3.1 Thành phần loài ĐVĐ tại khu vực nghiên cứu 93

4.3.2 Thành phần loài ĐVĐ theo loại hình thủy vực 95

4.3.3 Số lượng cá thể ĐVĐ (cá thể/m2) theo loại hình thủy vực 96

4.3.4 Chỉ số đa dạng động vật đáy Shannon-Wienner (H’) trên ruộng lúa, kênh nội đồng và sông, rạch 100

4.3.5 Xác định chỉ số SPEARpesticides phản ánh tình trạng thuỷ vực bị ảnh hưởng bởi thuốc BVTV 101

4.4 Một số giải pháp quản lý và sử dụng thuốc BVTV bền vững tại Hậu Giang 102

CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN VÀ ĐỀ XUẤT 104

5.1 Kết luận 104

5.2 Đề xuất 105

TÀI LIỆU THAM KHẢO 106

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN 126

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1 Phân loại độ độc thuốc BVTV ở Việt Nam và theo WHO (2009) 5

Bảng 2.2 Khả năng trực di của thuốc BVTV trong môi trường 7

Bảng 2.3 Đặc tính của các hoạt chất trong nghiên cứu 8

Bảng 2.4 Khả năng hấp phụ thuốc BVTV bởi đất dựa vào Koc 11

Bảng 2.5 Diện tích các loại cây trồng tỉnh Hậu Giang năm 2014 35

Bảng 2.6 Diện tích lúa tỉnh Hậu Giang phân theo quận, huyện năm 2014 36

Bảng 2.7 Diện tích và sản lượng lúa huyện Long Mỹ, Vị Thuỷ và Phụng Hiệp năm 2014 36

Bảng 3.1 Toạ độ các điểm thu mẫu trên ruộng lúa, kênh nội đồng và sông, rạch 39

Bảng 3.2 Hoạt chất chuẩn và dung môi sử dụng phân tích thuốc BVTV 40

Bảng 3.3 Thời điểm, nội dung và phương pháp thu mẫu 42

Bảng 3.4 Giới hạn phát hiện, định lượng và độ thu hồi các hoạt chất BVTV 45

Bảng 3.5 Phương pháp thu và phân tích các chỉ tiêu lý-hóa nước 45

Bảng 3.6 Phương pháp thu và phân tích các chỉ tiêu lý-hóa đất, bùn đáy 48

Bảng 3.7 Tình trạng thuỷ vực bị ảnh hưởng bởi thuốc BVTV 50

Bảng 4.1 Số hoạt chất thuốc BVTV được sử dụng ở khu vực 2 vụ và 3 vụ/năm 51

Bảng 4.2 Phần trăm sử dụng (%) các nhóm thuốc BVTV từ 2011-2014 52

Bảng 4.3 Lượng thuốc BVTV (Kg/ha) được sử dụng ở khu vực 3 vụ/năm và 2 vụ/năm 57

Bảng 4.4 Quản lý bao bì chứa thuốc BVTV sau khi sử dụng từ năm 2011-2014 57

Bảng 4.5 Một số yếu tố ảnh hưởng đến lựa chọn loại thuốc và liều lượng sử dụng 58

Bảng 4.6 Dư lượng thuốc BVTV (µg/L) trong nước trên ruộng lúa 60

Bảng 4.7 Dư lượng thuốc BVTV (µg/L) trong nước trên kênh nội đồng 63

Bảng 4.8 Dư lượng thuốc BVTV (µg/L) trong nước trên sông, rạch 67

Bảng 4.9 Dư lượng thuốc BVTV (µg/L) trong nước trên sông, rạch tại các vị trí nghiên cứu 67

Bảng 4.10 Chỉ tiêu lý-hóa nước tại thủy vực nghiên cứu 73

Bảng 4.11 Tương quan giữa dư lượng thuốc BVTV trong nước với chỉ tiêu lý-hoá nước 74

Bảng 4.12 Dư lượng thuốc BVTV (µg/Kg) trong đất ruộng lúa 74 Bảng 4.13 Dư lượng thuốc BVTV (µg/Kg) trong bùn đáy trên kênh nội đồng 79 Bảng 4.14 Dư lượng thuốc BVTV (µg/Kg) trong bùn đáy trên sông, rạch 83 Bảng 4.15 Dư lượng thuốc BVTV (µg/Kg) trong bùn đáy trên sông, rạch tại các vị trí nghiên cứu 84 Bảng 4.16 Chỉ tiêu lý-hóa đất, bùn đáy tại thủy vực nghiên cứu 91 Bảng 4.17 Tương quan giữa dư lượng thuốc BVTV với chỉ tiêu lý-hóa đất và bùn đáy 92 Bảng 4.18 Số lượng cá thể ĐVĐ (cá thể/m2) ở các thủy vực khảo sát theo thời vụ 97 Bảng 4.19 Chỉ số SPEARpesticides phản ánh tình trạng của kênh nội đồng và sông rạch bị ảnh hưởng bởi thuốc BVTV 101

DANH SÁCH HÌNH

Hình 2.1 Con đường xâm nhiễm của thuốc BVTV đến môi trường 5

Hình 2.2 Cơ cấu sử dụng đất của tỉnh Hậu Giang 35

Hình 3.1 Sơ đồ vị trí thu mẫu 38

Hình 3.2 Sơ đồ các điểm thu mẫu ở mỗi vị trí nghiên cứu 43

Hình 4.1 Tỷ lệ nhóm thuốc được sử dụng theo WHO (2009) ở 2 vụ/năm và 3 vụ/năm 54

Hình 4.2 Tần suất phun thuốc BVTV ở khu vực lúa 2 vụ/năm và 3 vụ/năm 55

Hình 4.3 Phần trăm liều lượng pha thuốc BVTV giữa khu vực 2 vụ/năm và 3 vụ/năm 56

Hình 4.4 Dư lượng thuốc BVTV trong nước trên ruộng lúa 3 vụ/năm và 2 vụ/năm 61

Hình 4.5 Biến động dư lượng thuốc BVTV trong nước trên ruộng lúa theo thời vụ 62

Hình 4.6 Dư lượng thuốc BVTV trong nước trên kênh nội đồng ở khu vực lúa 3 vụ/năm và 2 vụ/năm 65

Hình 4.7 Biến động dư lượng thuốc BVTV trong nước trên kênh nội đồng theo thời vụ 66

Hình 4.8 Biến động dư lượng thuốc BVTV trong nước trên sông, rạch theo thời vụ 70

Hình 4.9 Biến động dư lượng propiconazole trong nước theo loại hình thủy vực 71

Hình 4.10 Biến động dư lượng quinalphos trong nước theo loại hình thủy vực 71

Hình 4.11 Biến động dư lượng fenobucarb trong nước theo loại hình thủy vực 72

Hình 4.12 Biến động dư lượng fipronil trong nước theo loại hình thủy vực 72

Hình 4.13 Dư lượng thuốc BVTV trong đất ruộng lúa 3 vụ/năm và 2 vụ/năm 77

Hình 4.14 Biến động dư lượng thuốc BVTV trong đất ruộng lúa theo thời vụ 78

Hình 4.15 Dư lượng thuốc BVTV trong bùn đáy trên kênh nội đồng ở khu vực lúa 3 vụ/năm và 2 vụ/năm 81

Hình 4.16 Biến động dư lượng thuốc BVTV trong bùn đáy trên kênh nội đồng theo thời vụ 82

Hình 4.17 Biến động dư lượng thuốc BVTV trong bùn đáy trên sông, rạch

theo thời vụ 86

Hình 4.18 Biến động dư lượng propiconazole trong đất, bùn đáy theo loại hình thủy vực 87

Hình 4.19 Biến động dư lượng cypermethrin trong đất, bùn đáy theo loại hình thủy vực 88

Hình 4.20 Biến động dư lượng fenobucarb trong đất, bùn đáy theo loại hình thủy vực 88

Hình 4.21 Biến động dư lượng quinalphos trong đất, bùn đáy theo loại hình thủy vực 89

Hình 4.22 Biến động dư lượng fipronil trong đất, bùn đáy theo loại hình thủy vực 89

Hình 4.23 Thành phần loài ĐVĐ tại khu vực nghiên cứu theo thời vụ 94

Hình 4.24 Thành phần loài ĐVĐ trên các loại hình thủy vực theo thời vụ 96

Hình 4.25 Chỉ số đa dạng động vật đáy trên ruộng lúa, kênh nội đồng và sông, rạch 100

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU, CÁC CHỮ VIẾT TẮT

AChE AchetylCholin Esterase enzyme

ĐVĐ Động vật đáy (benthic macro- and meso-invertebrates)

et al và ctv Cộng tác viên

Fungicide thuốc trừ bệnh

Herbicide thuốc trừ cỏ

HPLC High-Performance Liquid Chromatography

Insecticide thuốc trừ sâu

Koc Chỉ số hấp phụ (organic carbon adsorption coefficient)

Kow Chỉ số nồng độ tan trong octanol/nồng độ tan trong nước

L Lít (đơn vị đo lường thể tích)

LC50 Nồng độ gây chết 50% trong 48 giờ

LD50 Liều lượng gây chết trung bình

mL Mililít (đơn vị đo lường thể tích)

CHƯƠNG 1 GIỚI THIỆU

1.1 Tính cấp thiết của đề tài

Thuốc bảo vệ thực vật (BVTV) đã được sử dụng rất phổ biến trong nông nghiệp, trên thế giới đạt 2 triệu tấn/năm; trong đó hơn 1/5 lượng được sử dụng

ở các quốc đang phát triển (Abhilash and Singh, 2009; Beketov et al 2009) Ở Việt Nam, thuốc BVTV được sử dụng tăng từ năm 1991 đến 2004, dao động

từ 20.300 tấn đến 48.288 tấn (Pham Van Toan, 2011) và tăng đến 103.500 tấn

ở năm 2012 (Tổng cục môi trường, 2013) Nghiên cứu của Blasing (2010) đã chỉ ra rằng dư lượng cao nhất của cypermethrin, propiconazole, fenobucarb và fipronil trong đất ruộng lúa tại Đồng Tháp và Cần Thơ lần lượt là 90,2 µg/Kg, 82,4 µg/Kg, 25,1 µg/Kg và 0,9 µg/Kg; trong bùn đáy trên kênh nội đồng đã có

dư lượng propiconazole là 24,4 µg/Kg và fenobucarb là 1,5 µg/Kg Trong nước trên các ruộng lúa tại Đồng Tháp và Cần Thơ, dư lượng cao nhất của fipronil, fenobucarb, cypermethrin và propiconazole là 5,68 µg/L, 5 µg/L, 4,89 µg/L và 0,43 µg/L tương ứng (Pham Van Toan, 2011) Nghiên cứu Chau et al (2015) trên các sông, rạch tại Cần Thơ và An Giang đã phát hiện dư lượng propiconazole, fenobucarb, quinalphos, cypermethrin và fipronil trong nước với giá trị cao nhất là 4,76 µg/L; 2,32 µg/L; 1,33 µg/L; 0,77 µg/L và 0,41 µg/L tương ứng Dư lượng thuốc BVTV trong nước, đất và bùn đáy đã ảnh hưởng đến động vật đáy (Schulz and Liess, 1999; Frank et al 2000; Castillo et al 2006), vi sinh vật (DeLorenzo et al 2001), hệ thực vật (Frankart et al 2003)

và cá (Grande et al 1994)

Động vật đáy (benthic-invertebrate – ĐVĐ) là nhóm sinh vật sống ở nền đáy, có chu kỳ sinh trưởng khá dài, bền vững theo thời gian và luôn phản ánh đúng thay đổi của hệ sinh thái (Barbosal et al 2001; Đặng Ngọc Thanh và Hồ Thanh Hải, 2007) Động vật đáy được đánh giá là loài bị rủi ro cao đối với chất ô nhiễm, đặc biệt là thuốc BVTV (Friberg et al 2003; Dabrowski et al 2005; Schafers et al 2006) Nhiều nghiên cứu trên sông, rạch chịu ảnh hưởng canh tác nông nghiệp cho thấy dư lượng thuốc BVTV đã làm giảm thành phần loài và số lượng cá thể lớp Insecta và Malacostraca, trong khi số lượng lớp Oligochaeta và Gastropoda gia tăng (Heckmann and Friberg, 2005; Lenwood

et al 2007; Leitao et al 2007)

Trên thế giới, các chỉ số đánh giá ô nhiễm hữu cơ dựa vào động vật đáy

đã được nghiên cứu gồm SOMI (the Serra dos Órgãos Multimetric Index) và BMWP (Biological Monitoring Working Party) (Baqtista et al 2007; Kenney

et al 2009) Để đánh giá thủy vực bị ô nhiễm thuốc BVTV, chỉ số

SPEARpesticides (Species At Risk) đã ra đời (Liess and Von der Ohe, 2005; Liess et al 2008) Ưu điểm của chỉ số này là đánh giá dựa vào sự đáp ứng của sinh vật đối với dư lượng thuốc BVTV, nhưng không phụ thuộc vào các yếu tố

vô sinh (pH, nhiệt độ…) (Liess and Von der Ohe, 2005) hay khác nhau về vùng địa lý (Schafers et al 2007) Chỉ số được phát triển ở mức độ loài SPEARpesticide(sp) và mức độ họ SPEARpesticide(fm); nhưng ở hầu hết các quốc gia đều sử dụng ở mức độ họ bởi vì dễ áp dụng, không đòi hỏi nhiều kỹ năng

và nhân lực (Beketov et al 2009; Schafers et al 2011)

Ở Việt Nam, sử dụng động vật đáy để đánh giá chất lượng môi trường nước đã được thực hiện (Đặng Ngọc Thanh và ctv 2002) Các chỉ số sinh học dựa trên động vật đáy được sử dụng chủ yếu là chỉ số đa dạng sinh học, BBI (Belgian Biotic Index) và BWMP nhằm đánh giá ô nhiễm hữu cơ trong môi trường nước Ở vùng Đồng Bằng Sông Cửu Long, ĐVĐ cũng được sử dụng

để đánh giá chất lượng môi trường nước bị ô nhiễm hữu cơ (Phạm Văn Toàn

và Lê Hoàng Việt, 2008; Nguyễn Công Thuận và ctv 2010; Dương Trí Dũng

và ctv 2011) Các nghiên cứu sử dụng ĐVĐ để đánh giá môi trường nước bị ảnh hưởng bởi thuốc BVTV vẫn còn hạn chế

Tỉnh Hậu Giang có thế mạnh về nông nghiệp với diện tích đất trồng lúa chiếm 59,5% trong tổng diện tích đất nông nghiệp của Tỉnh (Niên giám thống

kê Hậu Giang, 2015) Mô hình canh tác lúa 3 vụ và 2 vụ mỗi năm đã tạo điều kiện cho sâu bệnh phát triển, do vậy thuốc BVTV được sử dụng với liều lượng cao hơn chỉ dẫn với tần suất phun thuốc phổ biến là 7 – 8 lần/vụ Khảo sát thực tế tại Hậu Giang cho thấy người dân vẫn còn sử dụng nguồn nước sông, rạch cho sinh hoạt; nếu như trong nước mặt tồn lưu dư lượng thuốc BVTV thì

có nguy cơ ảnh hưởng đến sức khoẻ cộng đồng dân cư tại chỗ và lân cận (Gandhi and Snedeker, 1999; Phạm Bích Ngân và Đinh Xuân Thắng, 2006)

Từ các vấn đề được đề cập, đề tài “Đánh giá ô nhiễm thuốc bảo vệ thực vật trên ruộng lúa và các sông rạch chính tại tỉnh Hậu Giang” đã được thực hiện 1.2 Mục tiêu và nội dung nghiên cứu

1.2.1 Mục tiêu tổng quát

Nghiên cứu biến động dư lượng thuốc BVTV trong nước, trong đất ruộng, trong bùn đáy trên kênh nội đồng, sông rạch nhằm đánh giá ô nhiễm thuốc BVTV giữa các loại hình thủy vực khác nhau và mối liên hệ giữa động vật đáy với thuốc BVTV góp phần bảo vệ môi trường trong sản xuất lúa trên địa bàn tỉnh Hậu Giang

1.2.2 Mục tiêu cụ thể

Nghiên cứu dư lượng thuốc BVTV trong nước trên ruộng lúa, kênh nội đồng và sông, rạch nhằm đánh giá mức độ ô nhiễm giữa các thủy vực bị ảnh hưởng bởi thuốc BVTV

Nghiên cứu dư lượng thuốc BVTV trong đất ruộng lúa và bùn đáy trên kênh nội đồng, các sông, rạch tiếp nhận nhằm đánh giá tương quan giữa thuốc BVTV với động vật đáy và xác định chỉ số SPEARpesticides dựa vào động vật đáy để phản ánh tình trạng của các thuỷ vực có động vật đáy bị rủi ro với thuốc trên địa bàn tỉnh Hậu Giang

1.2.3 Nội dung nghiên cứu

Đánh giá thực trạng sử dụng và quản lý thuốc BVTV ở khu vực lúa 3 vụ/năm và 2 vụ/năm thuộc 3 huyện có diện tích canh tác lúa lớn nhất gồm Long Mỹ, Vị Thủy và Phụng Hiệp là cơ sở xác định vị trí thu mẫu và các hoạt chất thuốc BVTV được sử dụng phổ biến

Đánh giá biến động dư lượng thuốc BVTV trong nước, trong đất ruộng lúa và trong bùn đáy trên kênh nội đồng và sông, rạch tiếp nhận nước từ kênh nội đồng

Đánh giá thành phần loài và số lượng cá thể động vật đáy trên ruộng lúa, kênh nội đồng và sông rạch Xác định chỉ số SPEARpesticides dựa vào động vật đáy ở mức độ họ để phản ánh tình trạng các thủy vực có động vật đáy bị rủi ro với thuốc BVTV tại địa bàn nghiên cứu

1.3 Phạm vi và đối tượng nghiên cứu

Đề tài tập trung nghiên cứu trên ruộng lúa, kênh nội đồng và sông, rạch thuộc khu vực lúa 3 vụ/năm và 2 vụ/năm tại 3 huyện Long Mỹ, Vị Thuỷ và Phụng Hiệp; điểm tham chiếu là rạch Mái Dầm tại thị trấn Mái Dầm, huyện Châu Thành, tỉnh Hậu Giang; đây là khu vực không canh tác lúa

1.4 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài

Cung cấp số liệu về dư lượng 5 hoạt chất propiconazole, fipronil, quinalphos, fenobucarb và cypermethrin trong nước mặt, trong đất và bùn đáy

từ ruộng lúa ra kênh nội đồng và sông, rạch tiếp nhận là cơ sở đánh giá tình hình ô nhiễm thuốc BVTV trong nước, đất và bùn đáy, phục vụ cho công tác quan trắc dư lượng thuốc trên địa bàn tỉnh Hậu Giang

Phân tích, đánh giá được mối liên hệ giữa dư lượng thuốc BVTV với động vật đáy và tình trạng các loại hình thuỷ vực khác nhau bị ảnh hưởng bởi thuốc dựa vào chỉ số SPEARpesticides

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN TÀI LIỆU

2.1 Tổng quan về thuốc bảo vệ thực vật

2.1.1 Khái niệm

Theo Trần Văn Hai (2009), thuốc bảo vệ thực vật (BVTV) là những hợp chất độc gốc tự nhiên hoặc tổng hợp hóa học được dùng để phòng và trừ sinh vật gây hại, bảo vệ năng suất cây trồng Thuốc BVTV gồm nhiều nhóm khác nhau, gọi theo tên nhóm sinh vật gây hại như thuốc trừ sâu dùng để trừ sâu hại, thuốc trừ bệnh dùng để trừ bệnh cây, thuốc trừ cỏ dùng trừ các loài cỏ dại gây hại cho cây trồng

2.1.2 Phân loại thuốc bảo vệ thực vật

Theo Nguyễn Trần Oánh và ctv (2007) thuốc BVTV được phân loại dựa vào:

a Đối tượng phòng chống

Thuốc trừ sâu (insecticide) là các chất hay hỗn hợp các chất có tác dụng tiêu diệt hoặc xua đuổi các loại côn trùng có mặt trong môi trường, để trừ hoặc ngăn ngừa tác hại của côn trùng đến cây trồng, nông sản, gia súc và con người Thuốc trừ bệnh (fungicide và bactericide) là các hợp chất có nguồn gốc hóa học (vô cơ và hữu cơ), sinh học (vi sinh vật và các sản phẩm của chúng, nguồn gốc thực vật), có tác dụng ngăn ngừa hay trừ các loài vi sinh vật gây hại cho cây trồng và nông sản (nấm ký sinh, vi khuẩn, xạ khuẩn) bằng cách phun lên bề mặt cây, xử lý giống và xử lý đất Thuốc trừ bệnh dùng để bảo vệ cây trồng trước khi bị các loài vi sinh vật gây hại tấn công hơn là diệt nguồn bệnh Thuốc trừ cỏ (herbicide) là các hợp chất được dùng để trừ các loài thực vật cản trở sự sinh trưởng cây trồng có lợi cho con người như các loài thực vật mọc hoang dại trên đồng ruộng và kênh mương Đây là nhóm thuốc dễ gây hại cho cây trồng; cho nên cần đặc biệt thận trọng khi sử dụng

Ngoài ra, các loại thuốc BVTV khác như trừ chuột, trừ nhện và trừ tuyến trùng…

b Độc tính của thuốc BVTV

Theo Nguyễn Trần Oánh và ctv (2007) đánh giá tác động của thuốc BVTV đến cơ thể sinh vật hay so sánh độ độc của các loại thuốc với nhau thường dùng liều gây chết trung bình (medium lethal dose – LD50) là liều lượng chất độc gây chết 50% cá thể thí nghiệm qua đường miệng hoặc da Giá trị LD50 càng nhỏ, chứng tỏ chất độc càng mạnh (Bảng 2.1)

Ngoài ra, so sánh độ độc của các loại thuốc BVTV có thể dùng chỉ tiêu

LD 50 đối với chuột (mg/Kg) Qua miệng Qua da Thể

rắn lỏng Thể Thể rắn lỏng Thể Nhóm

I Nhóm Ia, Ib Rất độc Đầu lâu xương chéo trong hình

> 500 – 2.000 > 2.000 – 3.000 > 1.000 > 4.000

Nhóm

IV Nhóm U thận Cẩn Không biểu tượng Xanh lá cây > 2.000 > 3.000 > 1.000 > 4.000

(Nguồn: Nguyễn Trần Oánh và ctv 2007; WHO, 2009)

2.1.3 Con đường xâm nhiễm của thuốc BVTV đến môi trường

Thuốc BVTV, sau khi sử dụng, đi vào môi trường bằng nhiều cách khác nhau gồm đi vào nguồn nước mặt, hấp phụ vào trong đất hoặc bùn đáy, hấp thụ vào thực vật, trực di vào tầng nước ngầm, bay hơi vào không khí và quá trình phân huỷ thuốc (Hình 2.1)

Hình 2.1 Con đường xâm nhiễm của thuốc BVTV đến môi trường

(Nguồn: Vẽ lại từ Ministry of Agriculture, 2009)

Ô nhiễm thuốc BVTV sau khi phun gồm 2 nguồn chính: nguồn điểm - nhận trực tiếp thuốc BVTV do quá trình phun hoặc rửa dụng cụ chứa thuốc,

nguồn lan toả - nhiễm thuốc BVTV thông qua lan truyền thuốc do bay hơi và lắng đọng chủ yếu trong quá trình phun, trực di và cuốn trôi thuốc trong quá trình canh tác lúa cũng như dư lượng thuốc bị hấp thụ vào trong sản phẩm (Pham Van Toan, 2011)

Sự hấp phụ

Hấp phụ thuốc BVTV là hiện tượng kết chặt các phân tử thuốc vào trong các hạt đất Tuỳ vào từng loại đất, pH, thành phần cơ giới đất và đặc tính lý-hoá của thuốc mà độ hấp phụ khác nhau (Nguyễn Trần Oánh và ctv 2007)

Sự hấp thụ

Hấp thụ thuốc BVTV là các phân tử thuốc BVTV xâm nhập vào trong cây hoặc cơ thể sinh vật khi phơi nhiễm với thuốc; sau đó được phân huỷ, bài tiết ra bên ngoài hoặc được tích luỹ lâu dài (Nguyễn Trần Oánh và ctv 2007)

Sự bay hơi

Bay hơi là quá trình thuốc BVTV chuyển từ dạng lỏng sang dạng khí và

di chuyển từ nguồn phát thải sang môi trường lân cận Thuốc BVTV có xu hướng bay hơi cao trong điều kiện thời tiết nóng, khô và gió (Nguyễn Trần Oánh và ctv 2007) Nghiên cứu Carter (2000) trích dẫn của Pham Van Toan (2011) cho thấy lượng thuốc BVTV mất đi do quá trình bay hơi có thể tăng đến 20%, nhưng hoạt chất dễ bay hơi có thể đạt khoảng 90%

Sự cuốn trôi

Sự cuốn trôi là thuốc BVTV bị cuốn từ lá xuống đất do tác dụng của mưa hay nước tưới, thuốc BVTV trên tầng đất mặt cuốn theo dòng chảy đi nơi khác (Nguyễn Trần Oánh và ctv 2007) Trong ruộng lúa, sự cuốn trôi thuốc chủ yếu

là do thải nước hoặc mưa (Carter, 2000 trích dẫn của Pham Van Toan, 2011) Trực di

Trực di là thuốc BVTV di chuyển xuyên qua tầng đất mặt xuống nước ngầm hoặc từ đất, bùn đáy đi vào môi trường nước Trực di thường xảy ra theo chiều thẳng đứng hoặc nằm ngang Các yếu tố ảnh hưởng trực di gồm: lý – hoá đất, lý – hoá của thuốc BVTV và điều kiện thời tiết như mưa và sự tưới tiêu Bảng 2.2 cho thấy thành phần cơ giới và hàm lượng hữu cơ trong đất là yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến quá trình trực di của thuốc Đất sét và hàm lượng hữu

cơ cao góp phần tăng khả năng hấp phụ thuốc và đã làm giảm đáng kể trực di; ngược lại với đất cát (Reichenberger et al 2007 trích dẫn của Pham Van Toan, 2011) Thuốc BVTV dễ hoà tan trong nước thì quá trình trực di diễn ra càng nhanh (Renaud et al 2004) Mực nước ngầm càng sâu càng khó nhiễm thuốc

BVTV và ngược lại Tỷ lệ mất thuốc BVTV do quá trình trực di thường dao động từ 1 – 5% (Carter, 2000 trích dẫn của Pham Van Toan, 2011)

Bảng 2.2 Khả năng trực di của thuốc BVTV trong môi trường

Mức độ trực di của thuốc BVTV Thấp Cao Đặc tính của thuốc BVTV

Khả năng hoà tan trong nước thấp cao

Lượng mưa và lượng nước tưới tiêu lượng nước nhỏ và

không thường xuyên

lượng nước lớn và thường xuyên

(Nguồn: McBride, 1989)

Phân huỷ thuốc BVTV

Sự phân hủy của thuốc BVTV là do các yếu tố sinh học và phi sinh học gồm phân hủy hóa học, quang phân và vi sinh vật đất (Nguyễn Trần Oánh và ctv 2007)

2.2 Tổng quan về các hoạt chất nghiên cứu

2.2.1 Thông tin chung và ứng dụng của các hoạt chất nghiên cứu trong nông nghiệp Cypermethrin là hoạt chất thuộc nhóm cúc tổng hợp, được tổng hợp thành công vào năm 1974, là thuốc trừ sâu được sử dụng rộng rãi trong nông nghiệp Hoạt chất cypermethrin có phổ tác động rộng, hiệu lực trừ sâu nhanh, hiệu quả cao và kéo dài bao gồm nhiều loại sâu miệng nhai, miệng chích hút thuộc bộ cánh vảy, bộ hai cánh, bộ cánh đều như ruồi đục lá, sâu khoang, sâu xanh, bọ trĩ (The PPDB, 2016) Tên thương mại thường được sử dụng phổ biến trong nông nghiệp là sherpa 25EC, shertox 50EC, pertrang 650EC (Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn, 2016)

Fenobucarb là hoạt chất thuốc trừ sâu thuộc nhóm carbamate, có phổ tác động rộng, con đường xâm nhập của thuốc thông qua vị độc hoặc tiếp xúc (The PPDB, 2016) Hoạt chất fenobucarb được đăng ký sử dụng trong nông nghiệp với nhiều tên thương mại khác nhau như bassa 50EC, bassan 50EC, bascide 50EC, excel bassa 50ND, bassatigi 50EC… để phòng trừ nhiều loại sâu ăn lá và chích hút, có hiệu quả cao đối với rầy nâu, rầy xanh, rầy lưng trắng, bọ trĩ, bọ xít gây hại trên lúa; các loại rầy, rệp gây hại trên rau màu và cây ăn quả (Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn, 2016)

Quinalphos là thuốc trừ sâu thuộc nhóm lân hữu cơ, có phổ tác động rộng, con đường xâm nhập của thuốc thông qua tiếp xúc hoặc vị độc để trừ các loại sâu cuốn lá, đục thân, nhện gié (The PPDB, 2016) Hoạt chất quinalphos được sử dụng phổ biến trong nông nghiệp với nhiều tên thương mại như kinalux 25EC, sieu fitoc 150EC, focotoc 250EC (Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn, 2016)

Fipronil là thuốc trừ sâu phổ rộng có gốc hoá học phenylpyrazole, được tổng hợp vào khoảng năm 1985 – 1987 Fipronil được sử dụng rộng rãi trong nông nghiệp để trừ rầy nâu, sâu cuốn lá, sâu đục thân, bọ trĩ, nhện gié, sâu keo và sâu phao (The PPDB, 2016) Tên thương mại thường được sử dụng phổ biến là regent 5SC, chief 260EC, supergen 5SC (Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn, 2016) Propiconazole là thuốc trừ bệnh thuộc nhóm triazole được sử dụng để trừ các loại bệnh gây hại trên lúa như bệnh đốm vằn, đốm nâu, vàng lá, lem lép hạt, đạo ôn (The PPDB, 2016) Hoạt chất propiconazole được đăng ký sử dụng với nhiều tên thương mại như map super 300EC, nevo 330EC, tilt super 300EC, Boom 30EC (Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn, 2016)

2.2.2 Đặc tính lý-hoá của các hoạt chất nghiên cứu

Bảng 2.3 đã thể hiện đặc tính lý – hoá của các hoạt chất nghiên cứu gồm khả năng hòa tan trong nước (Sw), hấp phụ bởi đất và bùn đáy (Koc), tiềm năng tích luỹ sinh học (LogP hay Kow), khả năng trực di vào nước ngầm (chỉ số GUS), khả năng lan truyền (chỉ số PPBT), thời gian bán phân huỷ trong nước (DT50), ngưỡng gây độc cấp tính trong 48 giờ đối với 50% cá thể động vật không xương sống thuỷ sinh (EC50) và ngưỡng gây chết 50% cá trong 96 giờ thí nghiệm (LC50) Các hoạt chất nghiên cứu đều có độ độc trung bình (thuộc nhóm II) dựa trên phân loại của Tổ Chức Y Tế Thế Giới (WHO, 2009)

Bảng 2.3 Đặc tính của các hoạt chất trong nghiên cứu

Cypermethrin

Loại thuốc BVTV Trừ sâu (insecticide)

Hợp chất Cúc Tổng hợp

Công thức phân tử C 22 H 19 Cl 2 NO 3

Khối lượng phân tử (g/mol) 416,3

Hoà tan trong nước ở 20 0 C (mg/L) - S w 0,009

Fenobucarb

Loại thuốc BVTV Trừ sâu (insecticide) Hợp chất Carbamate

Công thức phân tử C 12 H 17 NO 2

Khối lượng phân tử (g/mol) 207,27

Hoà tan trong nước ở 20 0 C (mg/L) - S w 420

Hoà tan trong nước ở 20 0 C (mg/L) - S w 17,8

Hoà tan trong nước ở 20 0 C (mg/L) - S w 3,78

Propiconazole

Loại thuốc BVTV Trừ bệnh (Fungicide)

Hợp chất Triazole

Công thức phân tử C 15 H 17 C l2 N 3 O 2

Khối lượng phân tử (g/mol) 342,22

Hoà tan trong nước ở 20 0 C (mg/L) - S w 150

K oc (organic carbon adsorption coefficient): chỉ số hấp phụ

K ow : chỉ số nồng độ tan trong octanol/nồng độ tan trong nước

DT 50 : thời gian bán phân huỷ trong nước (pH = 7, nhiệt độ = 20 0 C)

Chỉ số GUS: Đánh giá khả năng trực di vào nước ngầm của hoạt chất

Chỉ số PPBT (Potential for particle bound transport index): khả năng lan truyền của thuốc BVTV

EC 50 (µg/L): ngưỡng gây độc cấp tính trong 48 giờ đối với động vật không xương sống thuỷ sinh

LC 50 (µg/L): ngưỡng gây chết 50% cá trong 96 giờ thí nghiệm

WHO, 2009: phân loại độc tính thuốc BVTV theo Tổ chức y tế thế giới (World Health Organization)

Khả năng hoà tan trong nước của thuốc BVTV (Sw), được đo lường bằng đơn vị ppm (mg/L), là lượng tối đa có thể tan trong nước ở điều kiện xác định Chỉ số Sw càng cao thì hoạt chất có khả năng hoà tan trong nước càng cao và ngược lại Hoạt chất có chỉ số Sw ≥ 30 mg/L ở 200C, rất dễ hoà tan trong nước (Ministry of Agriculture, 2009) Hoạt chất fenobucarb (Sw = 420 mg/L ở 200C)

và propiconazole (Sw = 150 mg/L ở 200C) tan nhiều trong nước, hoạt chất quinalphos và fipronil (Sw < 30 mg/L ở 200C) tan ít trong nước và hoạt chất cypermethrin (Sw = 0,009 mg/L ở 200C) hầu như không tan trong nước

Nghiên cứu của McCall et al (1980) đã đưa ra chỉ số Koc để chỉ thị cho khả năng hấp phụ thuốc BVTV bởi đất Hoạt chất thuốc BVTV có chỉ số Koc

cao (≥1000) càng dễ hấp phụ bởi đất, ngược lại với giá trị Koc thấp (≤300 hoặc

≤500), (Bảng 2.4) Nghiên cứu Jones (1995) cũng chỉ ra rằng lượng cypermethrin (Koc = 156.250) trong nước giảm hơn 95% chỉ sau 24 giờ sử dụng; nguyên nhân là do bị hấp phụ bởi đất ruộng lúa Nghiên cứu Khairatul

et al (2013) cũng tìm thấy propiconazole (Koc = 1.086) hấp phụ cao bởi đất Những hoạt chất có xu hướng bị hấp phụ bởi đất và bùn đáy thường có tiềm năng gây ảnh hưởng cao đối với động vật đáy (Friberg et al 2003)

Bảng 2.4 Khả năng hấp phụ thuốc BVTV bởi đất dựa vào K oc

>5000 Hầu như hấp phụ hoàn toàn trong đất

(Nguồn: McCall et al 1980)

Thời gian bán phân hủy (DT50) là thời gian thuốc BVTV phân huỷ một nửa lượng thuốc so với thời điểm ban đầu Thời gian bán phân huỷ trong nước cao hơn 21 ngày nghĩa là thuốc BVTV rất bền và đủ thời gian bị hấp phụ bởi đất và bùn đáy (Ministry of Agriculture, 2009) Propiconazole rất bền trong môi trường nước, DT50 = 65 – 423 ngày trong điều kiện hiếu khí và có thể tăng 6.530 ngày trong điều kiện yếm khí (Proposed Re-evaluation Decision, 2011) Trong môi trường đất, propiconazole có giá trị DT50 = 31 – 469 ngày (Proposed Re-evaluation Decision, 2011) Tương tự propiconazole, fipronil phân huỷ rất chậm, với giá trị DT50 = 116 – 130 ngày trong nước và DT50 =

122 – 128 ngày trong đất ở điều kiện yếm khí; DT50 = 51 – 219 ngày trong đất hiếu khí (Amrith and Tresca, 2007) Hoạt chất cypermethrin phân huỷ chậm trong đất ngập nước với DT50 = 140 – 175 ngày (Walker and Keith, 1992); nhưng phân huỷ nhanh trong điều kiện hiếu khí, DT50 = 14 – 28 ngày (Chapman et al 1981) Hoạt chất fenobucarb rất bền trong nước và đất Nghiên cứu của Blasing (2010) và Pham Van Toan (2011) cho thấy tần suất phát hiện fenobucarb trong đất và nước là rất cao, mặc dù thời điểm thu mẫu hoạt chất này chưa được sử dụng Các biện pháp xử lý nước thông thường như lắng lọc bằng phèn chua hoặc đun sôi vẫn không thể loại bỏ được fenobucarb Ngược lại, hoạt chất quinalphos phân huỷ rất nhanh trong môi trường nước và đất, với giá trị DT50 = 23 – 39 ngày trong nước và DT50 = 21 ngày trong đất (Kumar, 2010) Tóm lại, các hoạt chất nghiên cứu có thời gian bán phân huỷ trong nước ≥ 21 ngày, nên các hoạt chất này đủ thời gian được hấp phụ bởi đất

và bùn đáy Thời gian phân huỷ thuốc BVTV trong đất và bùn đáy phụ thuộc rất lớn vào các yếu tố lý-hoá như pH, EC, chất hữu cơ và thành phần cơ giới đất Hàm lượng chất hữu cơ, thành phần cấp hạt sét càng cao và giá trị pH càng thấp thì thuốc BVTV phân huỷ càng chậm (Edwards, 1975; Takahashi et

al 1985 trích dẫn của Jones, 1995; Rack and Coats, 1990)

Chỉ số PPBT được phát triển bởi Goss and Wauchope (1990) đánh giá khả năng lan truyền của thuốc BVTV trong môi trường dựa vào giá trị DT50,

Koc và Sw để phân thành 3 mức độ: cao, trung bình và thấp Theo đó,

cypermethrin và propiconazole được đánh giá là có khả năng lan truyền cao; trong khi hoạt chất fenobucarb, quinalphos và fipronil chỉ ở mức trung bình (The PPDB, 2016)

Chỉ số GUS được xây dựng bởi Gustafson (1989) dựa trên đặc tính hoá thuốc BVTV để đánh giá khả năng trực di vào nước ngầm Chỉ số GUS được tính bởi công thức sau:

lý-Trong đó:

GUS < 1,8: không có khả năng trực di vào nước ngầm

GUS = 1,8 – 2,8: có khả năng trực di vào nước ngầm ở mức độ thấp GUS > 2,8: hoàn toàn trực di vào mạch nước ngầm

Theo đó, ngoại trừ hoạt chất fipronil (GUS = 2,45) có khả năng trực di vào nước ngầm thấp, các hoạt chất còn lại được lưu tồn trên đất bề mặt Nghiên cứu Khairatul et al (2013) chỉ tìm thấy dư lượng của propiconazole ở lớp đất bề mặt (0 – 20 cm)

Hệ số logP (Kow) được sử dụng đánh giá mức độ tích luỹ sinh học của thuốc BVTV Theo nghiên cứu của Sangster (1997) logP có 3 mức độ: (1) logP < 2,7 tích luỹ sinh học thấp; (2) logP = 2,7 – 3 tích luỹ sinh học trung bình và (3) logP > 3 tích luỹ sinh học cao Theo đó, ngoại trừ fenobucarb (logP = 2,78) có khả năng tích luỹ sinh học trung bình, các hoạt chất cypermethrin (logP = 5,3), quinalphos (logP = 4,44), fipronil (logP = 3,75) và propiconazole (logP = 3,72) có khả năng tích luỹ sinh học cao Nghiên cứu Kumar (2010) và Hoai et al (2011) cho thấy dư lượng cypermethrin tích luỹ trong thịt cá là 370 ng/g; tiếp theo là quinalphos là 61 ng/g và thấp nhất là fenobucarb (4 ng/g) Konwick et al (2006) đã cho thấy khả năng tích luỹ sinh học của hoạt chất propiconazole đối với cá

2.2.3 Độc tính của các hoạt chất nghiên cứu đến động vật sống trong nước Qua nguồn thức ăn và nguồn nước, các hoạt chất thuốc BVTV được tích luỹ trong cơ thể của động vật sống trong nước Nhiều nghiên cứu đã phát hiện

dư lượng của một số hoạt chất như cypermethrin, quinalphos, fenobucarb và propiconazole tích luỹ trong thịt cá và động vật đáy (ĐVĐ), (Nguyen Manh

Am et al 1995; Konwick et al 2006; Kumar, 2010; Hoai et al 2011)

Thuốc BVTV gây ngộ độc cấp tính hay mãn tính đối với động vật sống trong nước khi phơi nhiễm Các loại thuốc trừ sâu thường tác động lên hệ thần kinh, đặc biệt là các kênh vận chuyển Na, Ca, K… trong màng tế bào Nhóm lân hữu cơ và carbamate có tác động lên hệ thần kinh trung ương gây ức chế

mạnh lên các kênh vận chuyển Na trong màng tế bào thần kinh (Ecobichon, 1991; Ahmed et al., 2010, Kumar, 2010, Muttappa et al., 2012); điều này có thể ảnh hưởng đến sự vận động, khả năng tìm thức ăn và sự sinh sản

Đối với cá, nhiều nghiên cứu cho thấy các hoạt chất thuốc BVTV thuộc nhóm cúc tổng hợp, lân hữu cơ và carbamate có độc tính rất cao và làm giảm

số lượng cá thể của cá sau khi phơi nhiễm (Kurup et al 1990; Barry et al 1995; Waring and Moore, 1997; Moore et al 1998; Csillik et al 2000; Moore and Waring, 2001) Nghiên cứu Kurup et al (1990) và Csillik et al (2000) cho rằng số lượng cá thể của cá trên các sông, rạch ở Ấn Độ đã giảm đáng kể là do ảnh hưởng bởi dư lượng thuốc BVTV từ hoạt động nông nghiệp Nghiên cứu

đã tìm thấy khả năng sinh sản của cá tỷ lệ nghịch với dư lượng thuốc BVTV trong nước Khả năng sinh sản của cá đã giảm khi phơi nhiễm với lân hữu cơ

và carbamate ở nồng độ < 1 µg/L và cúc tổng hợp là 0,03 µg/L (Waring and Moore, 1997; Moore and Waring, 2001) Ngưỡng gây chết 50% cá thí nghiệm trong 48 giờ (LC50) của hoạt chất cypermethrin là 0,68 µg/L thấp hơn so với quinalphos là 1,92 µg/L; chứng tỏ hoạt chất cypermethrin có độc tính cao hơn

so với hoạt chất quinalphos (Vidyarani et al 2010) Hoạt chất fipronil có độc tính thấp hơn so với hoạt chất cypermethrin, quinalphos và fenobucarb Dư lượng fipronil dao động 14,3 – 19,5 µg/L đã gây ảnh hưởng đến các loài cá sống trên ruộng lúa (Ngim and Crosby, 2001) Hoạt chất propiconazole có độc tính rất thấp đối với cá (LC50 = 1 – 10 mg/L), (Rouabhi, 2010) Ở Việt Nam, nhiều nghiên cứu cũng cho thấy quinalphos và fenobucarb rất độc đối với các loài cá sống trên ruộng lúa như cá lóc, cá chép và cá rô đồng (Nguyễn Trọng Phúc và ctv 2010; Võ Thị Yến Lam và Nguyễn Văn Công, 2013; Nguyễn Văn Công và Phạm Hữu Nghị, 2013) The PPDB (2016) dựa vào giá trị LC50

(ngưỡng gây chết 50% cá thí nghiệm trong 96 giờ) đã sắp xếp mức độ độc tính của các hoạt chất nghiên cứu như sau: cypermethrin > quinalphos > fenobucarb > fipronil > propiconazole

Đối với động vật không xương sống thuỷ sinh, nhiều nghiên cứu cho thấy ô nhiễm thuốc BVTV trong nước và bùn đáy đã làm giảm đáng kể tính đa dạng của quần xã động vật không xương sống, đặc biệt là động vật đáy (Woin, 1998; Schulz and Liess, 1999; Leonard et al 1999) Nghiên cứu của Bacci et

al (1987), Siegfried (1993) và Tada and Shiraishi (1994) cho rằng dư lượng lân hữu cơ và carbamate < 1 µg/L đã làm giảm thành phần loài và số lượng cá thể động vật đáy trên sông, rạch Tính đa dạng của động vật đáy đã giảm đáng

kể khi phơi nhiễm với quinalphos ở nồng độ ≥ 0,1 µg/L (Ward et al 1995;

Moore et al 1998) Tương tự lân hữu cơ và carbamate, cúc tổng hợp có độc tính rất cao đối với động vật đáy Nghiên cứu của Schulz and Liess (1999) cho rằng 72% loài động vật đáy đã bị biến mất do sử dụng thuốc trừ sâu thuộc nhóm cúc tổng hợp trên ruộng lúa Tính đa dạng của động vật đáy đã giảm đáng kể khi phơi nhiễm với cypermethrin ở nồng độ là 0,03 µg/L (Hedlund,

2002 trích dẫn của Akerblom, 2004); trong khi nghiên cứu của Rasmussen et

al (2012) là dao động 0,1 – 1 µg/L Đối với hoạt chất fipronil, Stark and Vargas (2005) cho thấy động vật đáy chịu rủi ro khi phơi nhiễm với fipronil ở mức nồng độ ≥16 µg/L Hoạt chất propiconazole chỉ có thể gây rủi ro đối với động vật thuỷ sinh ở nồng độ rất cao (mg/L), (Proposed Re-evaluation Decision, 2011) Rasmussen et al (2012) cho thấy dư lượng propiconazole trong nước dao động 0,05 – 0,5 mg/L không gây ảnh hưởng đến động vật đáy; nhưng đã gây ảnh hưởng ở mức nồng độ > 0,5 mg/L (Karen et al 2001) Trong bùn đáy, nghiên cứu Schulz and Liess (2001) cho thấy dư lượng cúc tổng hợp dao động 0,2 – 1 µg/Kg đã gây ảnh hưởng đến động vật đáy Dựa trên giá trị EC50 (ngưỡng gây độc cấp tính trong 48 giờ đối với động vật không xương sống thuỷ sinh) của các hoạt chất nghiên cứu đã sắp xếp độ độc theo thứ tự như sau: cypermethrin > quinalphos > fenobucarb > fipronil > propiconazole

Tóm lại, các hoạt chất thuốc BVTV nghiên cứu gồm cypermethrin (cúc tổng hợp), quinalphos (lân hữu cơ) và fenobucarb (carbamate) có độc tính rất cao đối với động vật sống trong nước, như cá và động vật đáy; trong khi hoạt chất fipronil và propiconazole có độc tính thấp hơn

2.2.4 Thuốc bảo vệ thực vật và con người

Thuốc BVTV là mối nguy hiểm cho con người khi sử dụng trực tiếp hoặc gián tiếp do ăn, uống những nông sản hoặc nước uống bị nhiễm thuốc Tuỳ theo mức độ ngộ độc, thuốc BVTV có thể gây ra:

Ngộ độc cấp tính là khi chất độc xâm nhập vào cơ thể với liều lượng cao, phá hủy mạnh các chức năng sống và gây chết

Ngộ độc mãn tính là khi chất độc xâm nhập vào cơ thể với liều lượng thấp, nhiều lần trong thời gian dài và được tích lũy trong cơ thể Những triệu chứng thường thể hiện chậm, lâu dài, gây tổn thương cho các cơ quan của cơ thể và ảnh hưởng đến sức khỏe; thậm chí gây đột biến hoặc ung thư Đối với con người, có rất ít dẫn chứng cho rằng các hoạt chất nghiên cứu gây ảnh hưởng đến sức khoẻ Nghiên cứu Phạm Bích Ngân và Đinh Xuân Thắng (2006) tại một số khu vực ngoại thành, thành phố Hồ Chí Minh cho rằng dư

lượng thuốc trừ sâu nhóm carbamate, lân hữu cơ và cúc tổng hợp đã ảnh hưởng trực tiếp đến sức khoẻ của người nông dân trên địa bàn Nghiên cứu cũng cho thấy trong các mẫu máu của người dân đã bị nhiễm thuốc BVTV và mức độ nhiễm phụ thuộc vào thời gian tiếp xúc và liều lượng sử dụng thuốc The U.S.EPA (The United States Environmental Protection Agency) cũng đã xếp các hoạt chất nghiên cứu như cypermethrin, quinalphos và fenobucarb vào nhóm có khả năng gây ung thư trên người

2.3 Một số yếu tố môi trường ảnh hưởng sự phân huỷ thuốc BVTV

Sự phân hủy thuốc BVTV bao gồm phân hủy hóa học, quang phân và vi sinh vật đất (Topp et al 1997; Nguyễn Trần Oánh và ctv 2007) Phân huỷ hoá học là tương tác giữa dư lượng thuốc BVTV với các yếu tố lý-hoá nước và đất như nồng độ oxy hoà tan, nhiệt độ, pH, EC, chất hữu cơ và thành phần cơ giới đất (MacRae and Alexander, 1965 trích dẫn của Shahgholi, 2014) Yếu tố môi trường cũng tạo điều kiện thuận lợi cho hoạt động của vi sinh vật phân huỷ thuốc (Jones and Ananyeva, 2001) Quá trình quang phân xảy ra chậm khi thuốc BVTV bị hấp phụ bởi đất (Gavrilescu, 2005)

- Giá trị pH đất

Giá trị pH ảnh hưởng đến khả năng hấp phụ và phân huỷ thuốc BVTV trong môi trường đất (Gold et al 1996, Shahgholi, 2014) Edwards (1975) cho rằng thuốc trừ cỏ, nhóm Clo hữu cơ và lân hữu cơ bị hấp phụ thấp và phân hủy

nhanh hơn trong điều kiện đất có pH cao so với đất có pH thấp pH thích hợp phân huỷ của thuốc BVTV là pH > 7 Giá trị pH càng thấp quá trình phân huỷ diễn ra chậm (Andrea et al 1994) và khả năng hấp phụ thuốc bởi đất càng tăng (Clausen et al 2002 trích dẫn của Diez, 2010)

- Độ dẫn điện (EC) của đất

Có rất ít nghiên cứu về mối liên hệ giữa giá trị EC với khả năng phân hủy

và hấp phụ của thuốc BVTV trong môi trường đất Reddy and Sethunathan (1985) cho rằng giá trị EC càng cao thì hoạt chất parathion phân huỷ càng nhanh Bansal (2010) và Rani and Sud (2015) cũng cho thấy nhóm carbamate

và triazophos hấp phụ bởi đất giảm khi giá trị EC tăng

- Hàm lượng chất hữu cơ trong đất

Chất hữu cơ bao gồm xác bã hữu cơ chưa phân hủy, đang phân hủy và đã phân hủy trong đó có xác bã hữu cơ động-thực vật, vi sinh vật Chất hữu cơ có vai trò rất quan trọng đến khả năng hấp phụ thuốc BVTV bởi đất là do tạo phức với các chất khác trong đất (Jones and Jarvis, 1981; Calvet, 1989 trích dẫn của Shahgholi, 2014) Felsot (1978) cho rằng hàm lượng chất hữu cơ trong đất cao

đã góp phần tăng khả năng hấp phụ dư lượng DDT, diazinon và parathion bởi đất; điều này là do những nhóm chức năng như carboxyl, amino và phenolic hydroxyl trong chất hữu cơ có khả năng trao đổi ion dương và tăng kết nối với thuốc BVTV Yaron et al (1967), Arthur et al (2011) và Khairatul et al (2013) cho thấy chất hữu cơ và thành phần sét trong đất đã gia tăng hấp phụ và kéo dài thời gian phân huỷ của thuốc BVTV, trong khi giá trị pH đất giảm Hussain et

al (1994) trích dẫn của Shahgholi (2014) cũng cho rằng hàm lượng chất hữu cơ cao trong đất ngập nước đã làm giảm đáng kể hoạt động của vi sinh vật đất phân huỷ thuốc BVTV Hàm lượng hữu cơ thích hợp cho vi sinh vật phân huỷ thuốc BVTV là < 1% (Burns 1975 trích dẫn của Shahgholi, 2014)

Tóm lại, đất có thành phần sét và hàm lượng chất hữu cơ càng cao, giá trị

pH càng thấp thì khả năng hấp phụ thuốc BVTV bởi đất cao, thời gian phân huỷ kéo dài; kết quả là dư lượng thuốc BVTV trong đất cao và ngược lại

2.3.2 Yếu tố lý-hóa nước

Các yếu tố lý-hóa nước có thể ảnh hưởng đến sự phân huỷ của thuốc BVTV gồm nhiệt độ, độ dẫn điện (EC) của nước, nồng độ oxy hòa tan (DO)

và pH trong nước (Lê Huy Bá, 2008)

- Nhiệt độ nước

Nhiệt độ có ảnh hưởng rất lớn đến dư lượng thuốc BVTV trong môi trường nước Ở nhiệt độ cao, thuốc BVTV có xu hướng bay hơi nhanh hơn so

cho vi sinh vật phân huỷ thuốc hoạt động Guerin (1999) cho rằng nhiệt độ thích hợp cho sự phân huỷ của DDT là ≥ 400C

- Độ dẫn điện (EC) của nước

Giá trị EC phụ thuộc rất lớn vào nhiệt độ Khi nhiệt độ tăng 10C thì giá trị EC tăng 2 – 3% (Moore et al 2008) Trong nước ngọt giá trị EC dao động

từ 10-1000 S/cm và cao ở vùng nước bị ô nhiễm (Pham Van Toan, 2011) Giá trị EC ≤ 500 µS/cm ít có khả năng ảnh hưởng đến tính chất của thuốc trừ sâu (Litchfield, 2003)

- Oxy hòa tan (DO)

Oxy hòa tan (DO) là lượng oxy có trong nước và thường tương quan nghịch với nhiệt độ Nhiệt độ càng cao đã giảm khuếch tán oxy từ môi trường không khí vào nước Ngoài ra, oxy trong nước cũng được tạo ra do quá trình quang hợp của thực vật thủy sinh DO được tiêu thụ bởi động vật thủy sinh như cá, động vật đáy và vi sinh vật để chuyển hóa thuốc BVTV trong nước Sinh vật bậc cao chỉ có thể chuyển thuốc BVTV vào cơ thể nhưng không khoáng hóa; ngược lại, vi sinh vật hiếu khí có thể thực hiện quá trình chuyển hóa thuốc thành các chất cơ bản như CO2, H2O và muối khoáng (Linde, 1994)

Vì vậy, khi nồng độ oxy hòa tan trong nước thấp, sự phân huỷ của thuốc BVTV diễn ra chậm

- pH nước

Nghiên cứu của Osman and Eldib (1971) cho rằng phân huỷ của thuốc BVTV bị ảnh hưởng lớn bởi giá trị pH trong nước Thuốc BVTV phân hủy nhanh trong môi trường kiềm so với môi trường acid Deer and Beard (2001) cho rằng thời gian bán phân hủy của thuốc carbamate là 27 ngày khi nước có

pH = 7 và 23 ngày ở pH = 8; lân hữu cơ là 70 ngày khi pH = 7 và 29 ngày ở

pH = 9 Dư lượng dinitrophenol (hoạt chất trừ cỏ) trong nước giảm 5 lần khi giá trị pH tăng từ 7 đến 8 Howard and Richard (2001) cho thấy lân hữu cơ phân huỷ nhanh trong môi trường nước có pH cao (pH > 7)

2.4 Một số nghiên cứu liên quan đến dư lượng thuốc BVTV trong môi trường nước, đất và bùn đáy

Trên thế giới

Dư lượng thuốc bảo vệ thực vật trong môi trường nước đã được nghiên cứu từ thập niên cuối của thế kỷ 20; những nghiên cứu này tập trung trên các lưu vực sông chịu ảnh hưởng của sản xuất nông nghiệp ở một số quốc gia thuộc Châu Mỹ, Châu Âu, Châu Phi và Châu Á như Mỹ, Mexico, Brazil, Canada, Đức, Pháp, Thổ Nhĩ Kỳ, Nigeria, Nhật Bản và Ấn Độ (Pereira and

Rostad, 1990; Pauli et al 1990; Goolsby et al 1991; Kent et al 1992; Pereira and Hostettler, 1993, Tada and Shiraishi, 1994) Kết quả nghiên cứu đã cho thấy lưu vực sông Mississippi thuộc tiểu ban Mississipi của Mỹ đã phát hiện

dư lượng thuốc BVTV dao động trong khoảng 2 – 40 µg/L, cá biệt có một vài nơi nhận trực tiếp nước thải từ sản xuất nông nghiệp có nồng độ lớn hơn 100 µg/L Trong nước ngầm, có khoảng 90% giếng khoan khảo sát đã bị nhiễm thuốc BVTV Tại khu vực sản xuất nông nghiệp ở thung lũng Yaqui, phía Tây Bắc Mexico có dư lượng của thuốc trừ sâu nhóm carbamate trong nước mặt và nước ngầm với nồng độ cao nhất là 18 µg/L và 5,4 µg/L Nghiên cứu của William et al (2010) trên các sông, rạch phục vụ canh tác nông nghiệp ở tiểu ban California đã tìm thấy dư lượng thuốc trừ bệnh dao động là 0,03 – 1,15 µg/L, trong đó propiconazole có giá trị cao nhất là 1,15 µg/L trung bình là 0,29 µg/L Tại miền nam Brazile, dư lượng hoạt chất azoxystrobin và difenoconazole (thuốc trừ bệnh) trong nước trên ruộng lúa có giá trị cao nhất lần lượt là 16,7 µg/L và 36,2 µg/L và dư lượng thuốc trừ sâu hoạt chất thiamethoxam và lambda-cyhalothrin là 3,2 µg/L và 1,5 µg/L tương ứng (Gustavo et al 2015) Kết quả nghiên cứu cũng đã cho thấy thiamethoxam và azoxystrobin tích luỹ trong vỏ trấu với giá trị trung bình lần lượt là 0,05 µg/Kg

và 0,1 µg/Kg

Ở Châu Âu, nhiều nghiên cứu đã phát hiện dư lượng thuốc BVTV thuộc nhóm Clo hữu cơ, cúc tổng hợp, lân hữu cơ và carbamate trong nước trên các sông, rạch chịu ảnh hưởng canh tác nông nghiệp (Crossland et al 1982; Hill, 1989; Liess et al 1999; Jergentz et al 2005, Schafer et al 2007; Erkmen et al 2013) Kết quả nghiên cứu cho thấy trên các sông, rạch tại Đức có trung bình

dư lượng cúc tổng hợp trong nước là 1,7 µg/L (Crossland et al 1982); kết quả này thấp hơn so với nghiên cứu của Hill (1989) là 3 µg/L và Liess et al (1999)

là 6,2 µg/L Dư lượng hoạt chất parathion-ethyl (lân hữu cơ) trong nước là 0,17 µg/L (Wan et al 1994) và đã tăng gấp 35 lần (6 µg/L) trong 5 năm (Liess

et al 1999) Nghiên cứu của Liess et al (1999) cũng đã tìm thấy dư lượng lindane (thuộc Clo hữu cơ), diazinon và dimethoate (lân hữu cơ) trong nước là 0,2 µg/L; 0,07 µg/L và 0,27 µg/L tương ứng Tại thành phố Braunschweig ở Đức, dư lượng hoạt chất parathion-ethyl (lân hữu cơ) và lindane (Clo hữu cơ) được phát hiện trong nước trên sông, rạch với giá trị cao nhất là 0,5 µg/L và 0,3 µg/L (Liess and Von der Ohe, 2005) Nghiên cứu cũng tìm thấy dư lượng hoạt chất propiconazole, azoxystrobin và tebuconazole (thuốc trừ bệnh) là 0,8 µg/L; 11,1 µg/L và 9,1 µg/L tương ứng, cá biệt một vài nơi nhận trực tiếp

nước thải từ ruộng lúa có thể đạt đến 30 µg/L (propiconazole) (Berenzen et al 2005) Dư lượng một số hoạt chất thuốc trừ cỏ gồm prosulfocarb, bifeno, chloridazon, ethofumesat và isoproturon trong nước dao động 0,4 – 129 µg/L (Liess and Von der Ohe, 2005) Trên các sông, rạch tại Pháp đã có dư lượng carbofuran (carbamate), Chlorfenvinphos (lân hữu cơ) và endosulfan (Clo hữu cơ) với giá trị cao nhất lần lượt là 0,72 µg/L; 0,12 µg/L và 0,08 µg/L (Schafer

et al 2007) Nghiên cứu Jergentz et al (2005) trên các sông tại Argentina cho thấy dư lượng chlorpyrifos (lân hữu cơ) và cypermethrin (cúc tổng hợp) trong nước là 0,45 µg/L và 0,30 µg/L tương ứng Trên hồ Manyas ở Thổ Nhĩ Kỳ, dư lượng Clo hữu cơ trong nước dao động 1,43 – 8,60 µg/L (Erkmen et al 2013)

Ở một số sông, rạch và hồ nước ngọt ở Châu Phi đã phát hiện dư lượng của thuốc BVTV tồn lưu trong môi trường nước Nghiên cứu của Henry and Kishimba (2003) tại 9 quận thuộc vùng Tanzania, phía đông Châu Phi, cho thấy dư lượng cao nhất của DDTs và HCHs (Hexachlorocyclohexane) thuộc nhóm Clo hữu cơ trong nước tại hồ Victoria là 1,6 µg/L và 0,2 µg/L tương ứng; dư lượng thuốc BVTV ở mùa mưa thường cao hơn so với ở mùa khô Vùng Kenya, một quốc gia ở phía đông Châu Phi, các hoạt chất thuốc BVTV thuộc nhóm Clo hữu cơ và lân hữu cơ đã được tìm thấy trong các mẫu nước trên sông Nairobi với giá trị dao động 0,02 – 31,79 µg/L và 0,01 – 44,99 µg/L tương ứng (Koigi, 2015) Nghiên cứu trên lưu vực sông Ero thuộc vùng Tây Nam của Nigeria có dư lượng Clo hữu cơ và lân hữu cơ lần lượt là 9,10 µg/L

và 0,24 µg/L (Ibigbami et al 2015) Trên lưu vực sông Ilaje tại Nigeria cũng

đã phát hiện dư lượng các hoạt chất thuốc BVTV thuộc nhóm lân hữu cơ với giá trị dao động 2,59 – 11,12 µg/L (Solomon, 2016)

Ở Châu Á, nhiều nghiên cứu đã cho thấy các hồ nước tự nhiên và các sông, rạch, nơi đã nhận trực tiếp nước thải từ các ruộng lúa, đã có sự tồn lưu thuốc BVTV trong môi trường nước Nghiên cứu Shi-yu and Morioka (2000) trên sông Yodo, Uji và Katsura nhận nước thải từ ruộng lúa tại Nhật Bản có

dư lượng của một số hoạt chất thuốc BVTV trong nước như chlornitrogen và thiobencarb (thuốc trừ cỏ); hoạt chất fenitrothion và diazinon (trừ sâu); hoạt chất kitazin-p và isoprothiolane (trừ bệnh) với giá trị cao nhất lần lượt là 0,29 µg/L và 0,68 µg/L; 0,20 µg/L và 0,04 µg/L; 0,64 µg/L và 0,64 µg/L Trên sông Kajinashi tại Nhật Bản, dư lượng của thuốc trừ sâu và trừ cỏ dao động 3,9 – 22,4 µg/L ở hạ nguồn cao hơn so với ở thượng nguồn, dao động 4,6 – 12,5 µg/L (Tada and Shiraishi, 1994) Nghiên cứu trên hồ nước Parishan, là một trong những hồ nước tự nhiên lớn tại Iran, đã tìm thấy dư lượng một số

hoạt chất Clo hữu cơ với giá trị dao động 0,05 – 1,50 µg/L (Kafilzadeh et al 2012) Tại Ấn Độ, một trong những quốc gia có diện tích đất nông nghiệp lớn nhất thế giới, nhiều nghiên cứu đã phát hiện dư lượng Clo hữu cơ, lân hữu cơ

và carbamate trong nước trên ruộng lúa, kênh nội đồng và sông, rạch tiếp nhận (Leena et al 2012, Alamgir et al 2012, Mahdavian and Somashekar, 2013) Kết quả nghiên cứu trên sông Ganga có dư lượng thuốc BVTV thuộc nhóm Clo hữu cơ gồm lindane, endosulfan và DDTs với giá trị là 0,07 µg/L; 0,74 µg/L và 0,50 µg/L tương ứng (Leena et al 2012) Dư lượng thuốc BVTV trong nước có xu hướng cao trên ruộng lúa, nhưng thấp trên các thuỷ vực tiếp nhận như kênh nội đồng hoặc sông, rạch Nghiên cứu trên các ruộng lúa tại Bangladesh, dư lượng thuốc trừ sâu nhóm carbamate và lân hữu cơ trong nước rất cao, với giá trị là 198,7 µg/L và 105,2 µg/L tương ứng (Alamgir et al 2012) Mahdavian and Somashekar (2013) tại vùng Karnataka, Ấn Độ cũng cho thấy dư lượng các hoạt chất thuộc nhóm Clo hữu cơ dao động 0,2 – 17 µg/L trên ruộng lúa cao hơn so với trên kênh nội đồng là 0,06 – 14,7 µg/L và sông, rạch là 0,03 – 3,6 µg/L Dư lượng các hoạt chất thuộc nhóm cúc tổng hợp trong nước dao động là 0,5 – 2 µg/L, 0,1 – 1,2 µg/L và 0,1 – 0,7 µg/L tương ứng Nhìn chung, các nghiên cứu đều cho thấy dư lượng thuốc BVTV trong nước mặt cao hơn mức cho phép của cộng đồng châu Âu với giá trị là 0,1 µg/L đối với đơn chất và 0,5 µg/L đối với tổng thuốc BVTV trong nước sử dụng cho mục đích nước uống

Sau khi sử dụng, thuốc BVTV bị hấp phụ bởi chất rắn lơ lửng trong nước

và lắng xuống nền đáy thủy vực, sau đó tiếp tục được hấp phụ bởi đất hoặc bùn đáy Nhiều nghiên cứu trong bùn đáy trên các sông, rạch tại Đức đã phát hiện dư lượng một số hoạt chất thuộc nhóm cúc tổng hợp và lân hữu cơ (House et al 1991; Wan et al 1994; Liess et al 1999) Kết quả nghiên cứu cho thấy dư lượng fenvalerate (cúc tổng hợp), diazinone, fensulfothion và parathion-ethyl (lân hữu cơ) trong bùn đáy trên sông, rạch với giá trị cao nhất

là 3,6 µg/Kg, 16 µg/Kg, 9 µg/Kg và 8,95 µg/Kg (House et al 1991; Wan et al 1994) Nghiên cứu của Liess et al (1999) trên sông, rạch đã cho thấy dư lượng cao nhất của hoạt chất fenvalerate (cúc tổng hợp) và parathion-ethyl (lân hữu cơ) trong bùn đáy là 10,9 µg/Kg và 8,7 µg/Kg, giá trị này cao hơn so với những nghiên cứu trước đó Nghiên cứu cũng phát hiện dư lượng của lindane (Clo hữu cơ) đạt giá trị cao nhất là 5,8 µg/Kg

Nghiên cứu của Henry and Kishimba (2003) tại vùng Tanzania, Châu Phi, đã phát hiện dư lượng DDTs và HCHs (Hexachlorcyclohexane) trong đất

ruộng lúa là 20 µg/Kg và 59 µg/Kg thấp hơn so với trong bùn đáy tại hồ Victoria lần lượt là 600 µg/Kg và 132 µg/Kg; Kết quả này cho thấy bùn đáy trên hồ Victoria là nơi dự trữ dư lượng thuốc BVTV trong quá trình canh tác Kết quả nghiên cứu trên sông Nairobi tại Kenya (Châu Phi) có dư lượng của các hoạt chất thuộc nhóm Clo hữu cơ và lân hữu cơ trong bùn đáy dao động 0,88 – 1.385 µg/Kg và 0,68 – 1.984,03 µg/Kg tương ứng (Koigi, 2015) Trên sông Ero thuộc vùng Tây Nam của Nigeria cũng đã phát hiện dư lượng Clo hữu cơ trong bùn đáy là 43,10 µg/Kg và dư lượng lân hữu cơ là 3,96 µg/Kg (Ibigbami et al 2015), thấp hơn so với dư lượng lân hữu cơ trong bùn đáy trên sông Ilaje (Nigeria) với giá trị trung bình là 4,88 µg/Kg (Solomon, 2016) Tại Ấn Độ, nghiên cứu của Kumar (2011) đã phát hiện dư lượng thuốc BVTV trong đất trên các ruộng lúa tại vùng Delhi, với giá trị dao động 2,38 – 15,79 µg/Kg (Clo hữu cơ) và 3,92 – 31,73 µg/Kg (lân hữu cơ) Đối với thuốc trừ cỏ, dư lượng pendimethalin trong đất là 0,27 µg/Kg, butachlor là 0,19 µg/Kg và fluchloralin là 0,05 µg/Kg Trong khi đó, tại vùng Karnatake, trung bình dư lượng Clo hữu cơ trong đất ruộng là 46,6 µg/Kg cao hơn so với vùng Delhi và cypermethrin là 8,6 µg/Kg (Mahdavian and Somashekar, 2013) Trên các sông, rạch hoặc hồ chứa nước phục vụ tưới tiêu nông nghiệp cũng đã phát hiện dư lượng thuốc BVTV tồn lưu trong bùn đáy Trên Sông Yamuna, tại vùng Delhi - Ấn Độ, đã tìm thấy dư lượng Clo hữu cơ với giá trị dao động 195,86 – 577,74 µg/Kg (Pandey et al 2011) Trên sông Ganga, thành phố Bhagalpur - Ấn Độ có dư lượng lindane, endosulfan, DDT (thuộc Clo hữu cơ)

và methyl-parathion (lân hữu cơ) lần lượt là 392,60 µg/Kg, 50,47 µg/Kg, 4.203 µg/Kg và 458,02 µg/Kg (Leena et al 2012) Nghiên cứu của Kafilzadeh

et al (2012) cho thấy dư lượng các hoạt chất thuộc nhóm Clo hữu cơ trong bùn đáy tại hồ nước Parishan, Iran dao động 0,07 – 10,62 µg/Kg Tại hồ Manyas, Thổ Nhĩ Kỳ đã phát hiện dư lượng Clo hữu cơ trong bùn đáy dao động 17,05 – 39,14 µg/Kg (Erkmen et al 2013)

Dư lượng thuốc BVTV trong đất và bùn đáy phụ thuộc rất lớn vào điều kiện lý-hóa và sinh học đất gồm pH, thành phần cơ giới (%sét, %limon và

%cát), hàm lượng chất hữu cơ và hoạt động của vi sinh vật đất (Isabel et al 2010) Hàm lượng chất hữu cơ, phần trăm cất hạt sét và limon càng cao và giá trị pH đất thấp thì dư lượng thuốc BVTV trong đất càng cao; là do tăng khả năng hấp phụ dư lượng thuốc BVTV bởi đất và giảm hoạt động của vi sinh vật phân huỷ thuốc (Edwards, 1975; Bromilow et al 1999; Guleria et al 2012 và Khairatul et al 2013) Nghiên cứu của Thorstensen and Lode (2001) cho thấy

thời gian bán phân hủy của hoạt chất propiconazole trong đất và bùn đáy dao động 277 – 336 ngày tùy theo hàm lượng chất hữu cơ và phần trăm cấp hạt sét trong đất Thời gian tồn lưu cao trong môi trường đất và bùn đáy có thể tạo điều kiện cho thuốc BVTV trực di trở lại môi trường nước do sự cuốn trôi tầng đất mặt khi mưa hoặc tưới tiêu; điều này sẽ gây ảnh hưởng đến động – thực vật sống trong nước

Ở Việt Nam

Cùng với việc đẩy mạnh sản xuất nông nghiệp, lượng và loại thuốc BVTV được sử dụng đã gia tăng nhanh chóng ở Việt Nam Loại thuốc BVTV bắt đầu tăng từ những năm 1970, đặc biệt tăng nhanh từ cuối những năm 1980 đến 2010 (Phạm Văn Toàn, 2013) Ở năm 1991, chỉ có 77 loại hoạt chất được phép sử dụng, nhưng đến năm 2012 đã tăng lên 745 loại thuốc trừ sâu, 552 loại thuốc trừ bệnh và 217 loại thuốc trừ cỏ được phép sử dụng bởi Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn (2012) Lượng thuốc BVTV cũng đã tăng từ 20.300 tấn đến 48.288 tấn từ năm 1991 đến 2004 (Pham Van Toan, 2011) và tăng đến 103.500 tấn ở năm 2012 (Tổng cục môi trường, 2013); kết quả có thể

đã dẫn đến tồn lưu thuốc BVTV trong môi trường

Nghiên cứu của Nguyen Manh Am et al (1995) đã phát hiện dư lượng thuốc BVTV thuộc nhóm Clo hữu cơ trong nước trên sông Hồng với giá trị dao động từ 0,18 – 0,59 µg/L Nghiên cứu của Hung (2002) về dư lượng của một số hoạt chất nhóm Clo hữu cơ trong nước trên sông Hồng cũng cho kết quả tương đồng Dư lượng DDT trong nước là cao nhất với giá trị là 0,32 µg/L

ở mùa mưa cao hơn so với mùa khô là 0,23 µg/L; tiếp theo là hoạt chất Heptachlor với giá trị cao nhất lần lượt là 0,13 µg/L và 0,1 µg/L và hoạt chất Endrin là 0,17 µg/L và 0,1 µg/L Nghiên cứu này cũng khảo sát dư lượng của Clo hữu cơ trong nước trên sông Đuống, một nhánh thuộc sông Hồng và các kênh nội đồng phục vụ canh tác lúa ở Hà Nội Kết quả cho thấy dư lượng Clo hữu cơ trong nước trên kênh nội đồng thấp hơn so với trên sông Đuống Dư lượng cao nhất của DDT trong nước trên kênh nội đồng là 0,13 µg/L và 0,11 µg/L ở mùa mưa và mùa khô thấp hơn so với trên sông Đuống là 0,2 µg/L và 0,06 µg/L Trên các kênh nội đồng tiếp nhận nước thải từ ruộng lúa tại tỉnh Sơn La cũng đã phát hiện dư lượng nhóm carbamate trong nước mặt, với giá trị dao động 0,33 – 0,36 µg/L, tiếp theo nhóm lân hữu cơ dao động 0,04 – 0,06 µg/L (Lamers et al 2011) Duong Thi Hanh (2015) khảo sát trên các sông, rạch tại Hà Nội (HN), Hải Phòng (HP) và Thành phố Hồ Chí Minh (TPHCM)

mùa mưa cao hơn so với mùa khô là 1,58 µg/L Nghiên cứu cũng đã phát hiện

dư lượng của thuốc trừ bệnh và trừ cỏ ở mùa mưa là 0,37 µg/L và 0,07 µg/L; ở mùa khô là 0,44 µg/L và 0,22 µg/L tương ứng Trong đó, dư lượng cúc tổng hợp trong nước cao nhất là 4,39 µg/L trên kênh Tân Hoá – Lò Gốm (TPHCM), tiếp theo là 3,3 µg/L trên sông Tô Lịch (HN), 2,17 µg/L trên sông Kim Ngưu (HN) và 1,89 µg/L trên kênh Nhiêu Lộc – Thị Nghè (TPHCM) Nhìn chung dư lượng thuốc BVTV trong nước trên kênh thường cao hơn so với trên các sông, rạch là do lưu lượng nước trên sông, rạch lớn hơn kênh đã góp phần pha loãng dư lượng thuốc Hải Phòng cũng phát hiện dư lượng thuốc BVTV trong nước trên sông Rế, sông Chanh Dương và sông Đa Độ với giá trị lần lượt là 1,1 µg/L; 3,5 µg/L và 0,87 µg/L

Trong bùn đáy trên sông, rạch phục vụ canh tác nông nghiệp đã phát hiện sự tồn lưu của thuốc BVTV Nghiên cứu của Nguyen Manh Am et al (1995) đã phát hiện dư lượng thuốc BVTV thuộc nhóm Clo hữu cơ trong bùn đáy sông Hồng là 38,40 – 52,22 µg/Kg Nghiên cứu cũng chỉ ra rằng dư lượng Clo hữu cơ đã tích luỹ trong thịt các loài nhuyễn thể (thuộc ĐVĐ) sống trên sông với giá trị cao nhất là 145 µg/Kg Trên sông Châu Giang thuộc hệ thống sông Hồng trong địa phận tỉnh Hà Nam đã phát hiện dư lượng fenobucarb và cypermethrin trong bùn đáy với giá trị lần lượt là 0,4 µg/Kg và 121,9 µg/Kg (Takuro et al 2010) Trên hệ thống sông, rạch tại Hà Nội (HN), Hải Phòng (HP) và thành phố Hồ Chí Minh (TPHCM) đã có dư lượng thuốc BVTV thuộc nhóm cúc tổng hợp và lân hữu cơ trong bùn đáy (Duong Thi Hanh, 2015) Dư lượng cúc tổng hợp trong bùn đáy trên sông Tô Lịch, sông Lừ và sông Kim Ngưu tại Hà Nội lần lượt là 6.410 µg/Kg; 6.346 µg/Kg và 4.433 µg/Kg Tại thành phố Hồ Chí Minh, dư lượng cúc tổng hợp trên kênh Nhiêu Lộc – Thị Nghè có giá trị cao nhất là 3.990 µg/Kg, tiếp theo là Kênh Đôi – Kênh Tẻ là 2.308 µg/Kg và kênh Tham Lương – Vàm Thuật là 435 µg/Kg Tại Hải Phòng, dư lượng lân hữu cơ trên sông Chanh Dương là 25 µg/Kg, tiếp theo là trên sông Rế có giá trị là 9,4 µg/Kg và sông Đa Độ là 3,2 µg/Kg, không phát hiện cúc tổng hợp trong bùn đáy trên các sông này

Ô nhiễm thuốc BVTV trong nước và bùn đáy trên sông, rạch gây tác hại nghiêm trọng đến hệ sinh thái thuỷ vực (Margni et al 2002) Ô nhiễm thuốc BVTV làm cho nguồn nước mất giá trị sử dụng; vì đây là nguồn nước không chỉ phục vụ tưới tiêu nông nghiệp mà còn cho sinh hoạt, đặc biệt ở vùng nông thôn Việt Nam (Phuong and Gopalakrishnan, 2003)

Ở Đồng Bằng Sông Cửu Long

Đồng Bằng Sông Cửu Long (ĐBSCL) là vùng sản xuất nông nghiệp trọng điểm của Việt Nam, chiếm hơn 90% sản lượng xuất khẩu trên toàn quốc

Để đảm bảo an ninh lương thực và nhu cầu xuất khẩu, thâm canh tăng vụ đã được đẩy mạnh; cùng với đó, thuốc BVTV cũng tăng theo nhằm hạn chế dịch hại So với các vùng khác trong cả nước, tần suất sử dụng thuốc BVTV ở ĐBSCL là rất cao Chỉ tính riêng nhóm thuốc trừ sâu, trung bình tần suất phun thuốc ở ĐBSCL là 5,3 lần/vụ (MRC, 2007) Ngoài ra còn có rất nhiều hoạt chất có độc tính rất cao thuộc nhóm Ia và Ib (WHO, 2009) đã được cấm sử dụng bởi Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn nhưng vẫn đang được sử dụng như methyl-parathion và methamidophos (lân hữu cơ) và endosulfan (Clo hữu cơ) (Huan et al 1999, Meisner, 2005, Heong and Hardy, 2009) Những năm gần đây, nông dân ở ĐBSCL có xu hướng thay đổi sử dụng các nhóm thuốc BVTV, nhóm Clo hữu cơ ít được sử dụng và thay vào đó là nhóm lân hữu cơ, cúc tổng hợp và conazole (Heong and Hardy, 2009; Pham Van Toan, 2011) Ngoài đa dạng về chủng loại, liều lượng và tần suất phun thuốc BVTV của nông dân ở vùng ĐBSCL là rất cao Lượng thuốc BVTV được sử dụng dao động từ 3,1 – 7,0 Kg/ha (Phuong and Gopalakrishnan, 2003) Nghiên cứu Trần Thanh Phong (2004) cho thấy hơn 50% nông dân sử dụng liều cao hơn chỉ dẫn, tỉ lệ này tăng từ vụ Đông – Xuân đến vụ Hè – Thu

và Thu – Đông Lượng thuốc BVTV sử dụng ở khu vực canh tác lúa 2 vụ/năm

là 3,7 kg/ha cao hơn so với khu vực luân canh là 1,9 kg/ha Nghiên cứu của Pham Van Toan (2011) về lượng thuốc BVTV sử dụng tại An Long, Đồng Tháp ở vụ Hè – Thu là 5,384 Kg/ha cao hơn so với ở vụ Đông – Xuân là 1,853 Kg/ha Nghiên cứu cũng cho thấy lượng thuốc BVTV được sử dụng tại An Long, Đồng Tháp là khu vực canh tác lúa 2 vụ/năm cao hơn so với tại Ba Láng, Cần Thơ là khu vực canh tác lúa xen canh 3 vụ/năm với giá trị trung bình là 3,619 Kg/ha và 1,852 Kg/ha Tần suất phun thuốc trung bình là 7 – 8 lần/vụ Tại Cần Thơ và An Giang, lượng thuốc BVTV được sử dụng ở vụ Hè – Thu dao động 1,53 – 3,36 Kg/ha cao hơn so với ở vụ Đông – Xuân là 1,13 – 2,21 Kg/ha (Chau et al 2015) Trong đó, ở vụ Đông – Xuân, lượng thuốc trừ bệnh được sử dụng là cao nhất, chiếm 0,61 Kg/ha, tiếp theo là thuốc trừ sâu là 0,58 Kg/ha và trừ cỏ là 0,39 Kg/ha Ở vụ Hè – Thu, thuốc trừ sâu được sử dụng cao nhất là 1,15 Kg/ha, tiếp theo là trừ bệnh là 0,95 Kg/ha và thấp nhất là trừ cỏ (0,26 Kg/ha) Nhìn chung, lượng thuốc BVTV được sử dụng ở Cần Thơ cao hơn so với ở An Giang, chiếm lần lượt là 1,92 Kg/ha và 1,7 Kg/ha (Chau