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):
C K C C OC % 2 1
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 carbamatetrong 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 Thể tích hút (V mL) từ dung dịch D Định mức 1 mL bằng hexan 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