184
Chương V
CƠ SỞ CỦA PHƯƠNG PHÁP PHÂN TÍCH BỤI TRONG
KHÔNG KHÍ

Các phân tử (hạt rắn) trong không khí có nguồn gốc từ:
- Các sản phẩm ngưng tụ từ quá trình cháy tự nhiên (cháy rừng, núi lửa…)
- Các sản phẩm của phản ứng các vết chất khí (muối amoni clorit, muối sun
phát và muối nitrat).
- Các vật liệu phát tán từ bề mặt quả đất (hơi muối từ đại dương và bụi
khoáng chất từ lục đòa).
Ngoài ra, hoạt động của con người cũng là một trong những nguồn bổ sung chất
ô nhiễm không khí chủ yếu ở vùng đô thò với các nguồn chính là quá trình cháy và
thiêu đốt.
Các hạt bụi có vai trò quan trọng trong hóa học của khí quyển. các phản ứng
xảy ra hoặc là trên bề mặt của hạt vật chất hoặc trong trong pha lỏng – trong nước
hấp phụ trên bề mặt của phần tử.
Sự vận chuyển của không khí trong dạng hạt là một trong những nguyên nhân
chính cho sự phát tán chất ô nhiễm. Kim loại chì phát tán trong không khí chủ yếu
ở dạng các muối vô cơ. Các chất hữu cơ bán bay hơi tìm thấy trong không khí một
phần ở trạng thái hơi, một phần ở trong pha rắn, hoặc là như các phần tử hữu cơ
hoặc là hấp phụ trên các phần tử vô cơ.
Các phép đo có thể sử dụng để đặc trưng hàm lượng hạt trong mẫu không khí
bao gồm:
- Đo sơ bộ trước tổng nồng độ các hạt. Đây là phép đo khối lượng của chất rắn
lấy ra từ một thể tích nhất đònh của không khí bằng các phương pháp lọc,
hoặc bằng các phương pháp thích hợp khác. Các giá trò đặc trưng như sau:
ª 70 μg m
-3
không khí vùng ngoại ô

phân tích. Trước khi xây dựng kế hoạch lấy mẫu cần phải nắm được những đặc
điểm sau đây của hàm lượng chất ô nhiễm trong không khí:
- Nồng độ thay đổi rất nhanh theo thời gian và vò trí
- Nồng độ rất khác biệt theo độ cao, thậm chí có thể thấy rõ sự khác biệt chỉ
vài cm khi lấy mẫu không khí trong nhà.
V.1.1. Thiết bò lấy mẫu thể tích lớn
Trong phương pháp này, mẫu không khí được hút qua phin lọc có đường kính
lớn (20 – 25 cm), điển hình ở tốc độ 75 m
3
/h. Mô hình máy lấy mẫu không khí đưa
ra trong Hình 5.1. Với một quạt hút phía sau phin lọc, tốc độ quạt hút có thể điều
chỉnh để đạt được tốc độ không khí qua phin lọc theo ý muốn. Thời gian lấy mẫu từ
1 giờ cho không khí bò ô nhiễm và 12 giờ cho không khí không bò ô nhiễm ở đô thò.
Phin lọc được lựa chọn dựa trên các yếu tố sau:
- Giữ lại các vùng kích thước hạt bụi chính xác.
- Không có nhiễm bẩn trong phin lọc
- Có khả năng tương hợp với quy trình phân tích sau đó. Một số quy trình phân
tích đòi hỏi đốt cháy và hoà tan toàn bộ phin lọc.

186

Hình 5.1. Thiết bò thu mẫu bụi trong không khí
Các phin lọc bằng cellulose được sử dụng cho các kim loại và các anion vô cơ,
phin lọc bằng sợi thuỷ tinh (hoặc sợi silica trong một vài trường hợp) cho các chất
hữu cơ.
V.1.2. Thiết bò lấy mẫu cá nhân
Dụng cụ lấy mẫu cá nhân bao gồm một giá giữ phin lọc được gắn trên ve áo và
một bơm nhỏ đeo ở hông. Bơm được thiết kế tương tự như là bơm sử dụng để lấy
mẫu không khí nhưng tốc độ hút cao hơn- lấy mẫu bụi ở tốc độ cao xấp xiû 2lít/phút
và không khí đi qua phin lọc có độ dày 25 mm. Phin lọc được chế tạo bằng sợi thủy

V.1.4. Lấy bụi trong dòng khí
Lấy mẫu được tiến hành bằng cách sử dụng phin lọc bao gồm dây truyền lấy
mẫu thiết kế hoặc là đặc thù đối với hạt hoặc là kết hợp lấy bụi và các chất khí.
V.1.4.1.Lấy mẫu Đẳng động lực
Đây là một sự xem xét quan trọng khi phân tích các hạt có đường kính trên 5
μm. Khi lấy mẫu, sự xáo trộn kiểu dòng chảy của bản thân chất khí có thể dẫn đến
những sai số trong nồng độ hạt bụi đo được. Nếu như tốc độ lấy mẫu là nhanh hơn
tốc độ dòng khí, lúc đó kiểu dòng sẽ bò phá vỡ và sẽ uốn cong vào trong thiết bò lấy
mẫu, các vật liệu rắn sẽ có độ ỳ lớn hơn các phân tử khí. Nó sẽ có khuynh hướng di
chuyển theo hướng ban đầu và như vậy sẽ không đi vào thiết bò lấy mẫu. Nồng độ
bụi sẽ nhỏ hơn so với thực tế. Tuy nhiên nếu dòng khí nhỏ hơn mẫu không khí được
lấy, khi đó các phân tử khí sẽ bò đảo hướng trong thiết bò lấy mẫu. Hàm lượng chất
rắn sẽ có khuynh hướng di chuyển trực tiếp vào dụng cụ lấy mẫu. trong trường hợp
này, giá trò phân tích sẽ lớn hơn giá trò thực. Sự nhiễu loạn tối thiểu là khi tốc độ
lấy mẫu giống với tốc độ dòng khí. Đây là phương pháp lấy mẫu đẳng động (Hình
5.3).
Dụng cụ lấy mẫu trong dòng khí không có gì đặc biệt ngoại trừ có thêm một
ống pitot để đo tốc độ đường thẳng của dòng khí và có khả năng làm cho tốc độ
dòng lấy mẫu phù hợp với tốc độ dòng khí. Nó cũng được sử dụng nghiên cứu sơ bộ
để xác đònh mẫu dòng chảy trong dòng khí (Hình 7.5) Sự khác biệt áp suất được đo
Khí vào Khí vào
Khí ra

Bia
Tốc độ tăng lên vì giảm kích
thước lỗ

188
bởi áp kế giữa hai đầu cuối của ống, với một điểm trực tiếp đi vào dòng chảy và
một điểm khác ở hướng đối diện. Sự khác biệt về áp xuất tỷ căn bậc hai của tốc độ

các đóa lọc tiêu chuẩn có thể sử dụng. Phin lọc có thể trong dạng của một cái đế
đối với nồng độ cao. Phin lọc kiểu này cho diện tích bề mặt lớn nhất để thu bụi và
ngoài ra hạn chế làm mất mẫu khi cần. Các phin lọc thường được đặt sau bộ tách
cyclone.
V.1.4.3.Lấy mẫu PM10
Mối quan tâm để đo PM10 chủ yếu tập trung cho khí quyển trong nhà nhưng
kiểm soát cá nhân cũng quan trọng để xác đònh ô nhiễm cá nhân. Một số thiết bò đã
được thiết kế để thu mẫu PM10 trong đó có bộ tiền chọn lọc chỉ cho phép phần
PM10 được giữ lại. Bộ tiền chọn lọc PM10 có thể sử dụng kỹ thuật cyclon hoặc kỹ
thuật tác động. Phương pháp quang học cũng được áp dụng để đo PM10 dựa trên sự
tán xạ ánh sáng của không khí từ các hạt lơ lửng. Các phương pháp lọc được xem
là phương pháp tham khảo đối với sự lấy mẫu gián đoạn. Thiết bò lấy mẫu Partisol
thay đổi tự động phin lọc trong mỗi thời gian 24 giờ. Phin lọc được cân sau khi cân
bằng với khí quyển ở nhiệt độ phòng. Các thiết bò khác cũng có thể sử dụng để
quan trắc liên tục như các thiết bò sau đây:
Thiết bò TEOM (Tapered Element Oscillating Microbalance) đưa ra trong Hình
5.4. Không khí đi qua phin lọc nung nóng (50
0
C) ở điểm cuối của một ống thủy tinh
thon dao động. Sự thay đổi tần số dao động khi chất khí đi qua liên quan trực tiếp
đến khối lượng của vật chất tích lũy trên phin lọc.
Thiết bò hủy biến
β thu vật chất hạt trên mảnh giấy lọc chuyển động phía sau
bộ lọc PM10. Ở đây tia
β từ nguồn phóng xạ đi qua phin lọc, với sự hấp thụ bức xạ
tỷ lệ với khối lượng vật chất hạt trên phin lọc.
V.1.4.4.Lấy mẫu lắng đọng axit
Hóa học của mưa axit rất phức tạp không chỉ liên quan đến các hợp chất khí
axit mà còn đến các hạt bụi. Trong các thành phố, thành phần chủ yếu là các vật
chất hạt được biết là “sự lắng đọng khô”. Mưa axit có ảnh hưởng trên cả một vùng


V.2 CÁC PHƯƠNG PHÁP PHÂN TÍCH LIÊN QUAN ĐẾN HÒA TAN MẪU
Bước đầu tiên của bất kỳ quá trình phân tích là cần phải xem xét thành phần
của mẫu. Đây là bước quyết đònh vì nó có thể cho chúng ta lựa chọn kỹ thuật hòa
tan mẫu. Nếu như thành phần của mẫu không được biết sẽ gây những khó khăn khi
sử dụng các tác nhân hòa tan, chai lọ đựng mẫu và cách phân hủy mẫu.
Phần lớn các mẫu môi trường như mẫu đất, bụi có thể sử dụng hỗn hợp axit HF
– HNO
3
, HF - H
2
SO
4
… phân hủy trong chén teflon; là mẫu thực vật có thể sử dụng
hỗn hợp phân huỷ HNO
3
- H
2
SO
4
, HNO
3
– H
2
O
2
trong bình thuỷ tinh…
Sau đây là một ví dụ các bước phân hủy mẫu bụi để phân tích chì (Pb):
- Thu mẫu bằng phin lọc sợi thủy tinh (rửa mẫu khỏi phin lọc hai lần bằng
nước cất).

Thiết bò tán xạ – năng lượng đo đo toàn bộ huỳnh quang đồng thời ở detector.
Các đóng góp từ mỗi bước sóng được tách ra riêng rẽ bằng hệ thống điện tử.
Quang phổ huỳnh quang tia X điển hình đưa ra trong Hình 5.7. Các nguyên tố
có số nguyên tử lớn hơn 40 có thể phân tích bằng phương pháp này. bằng cách sử
dụng kỹ thuật chân không để ngăn cản sự hấp thụ tia X bởi các nguyên tố có khối
lượng nguyên tử nhỏ trong không khí các nguyên tố từ F đến Ca có thể xác đònh.
Mẫu bụi trên giấy lọc được đo trực tiếp mà không có bất kỳ một xử lý hóa học. Hình 5.7. Phổ huỳng quang tia X của mẫu bụi
V.2.1.2. Phát xạ tia X
Tia X cũng có thể tạo ra bằng cách bắn phá mẫu với electron nhanh. Sự bắn
phá một lần nữa gây kích thích các electron của lớp vỏ bên trong và phân rã tiếp
theo đó để trở về trạng thái cơ bản sẽ phát tia X. Kỹ thuật này được sử dụng trong
Mẫu
Nguồn
tia X
ống chuẩn trực
sơ cấ
p
Ống chuẩn trực thứ
cấp
Chỉ có bức xạ ở bước sóng
được xác đònh bởi góc tới
được nhiễu xạ
Tinh thể phân tích
quay
Đetector quay để duy trì sự đònh
hướng chính xác tới tinh thể
Năn

trưng. Trong nhiều trường hợp, cấu hình mới của hạt nhân hợp phần sinh ra nhân
phóng xạ. Nhân phóng xạ sẽ phân rã bằng cách phát ra một hoặc nhiều bức xạ
gamma trễ đặc trưng, nhưng ở tốc độ chậm hơn tương ứng với đơn vò thời gian bán
rã của hạt nhân phóng xạ. Thời gian bán rã (T/
1/2
) có thể từ phần giây đến hàng
chục năm.

Hình 5.8. Sơ đồ hình thành sản phẩm hạt nhân phóng xạ trong phương pháp NAA
Phương pháp NAA có thể được chia thành hai loại : (1) phân tích kích hoạt
nơtron tia gamma tức thời (PGNAA), trong đó phép đo được tiến hành trong quá
Dong nơtron
Hạt nhân bia
Tia gamma tức
thời
Hạt beta
Hạt nhân họp phần
Tia gamma
trễ
Hạt nhân sản
phẩm
Nhân
phóng xa

194
trình chiếu xạ, hoặc (2): phân tích kích hoạt nơtron tia gamma trễ (DGNAA), trong
đó phép đo được tiến hành sau khi phân rã phóng xạ. Kỹ thuật DGNAA được sử
dụng chủ yếu trong NAA.
Nơtron
Có nhiều nguồn nơtron (lò phản ứng hạt nhân, máy gia tốc, máy phát nơtron

phóng ra một hoặc nhiều phần tử hạt nhân khác như phản ứng (n,p), (n,n’) và
(n,2n’). trong các vò trí chiếu xạ của lò phản ứng, khoảng 5% tổng dòng nơtron là
nơtron nhanh. Kỹ thuật NAA sử dụng các phản ứng tạo bởi nơtron nhanh được gọi
là phân tích kích hoạt nơtron nhanh (FNAA).
Đo các tia gamma
Thiết bò sử dụng để đo các tia gamma từ các mẫu phóng xạ bao gồm một
detector bán dẫn, hệ điện tử kết hợp, máy tính cơ sở và máy phân tích đa kênh
(MCA/ máy tính). Detector có độ phân giải cao (HPGe) làm việc trong điều kiện
nhiệt độ của nitơ lỏng (77
0
K) đang được sử dụng khá thông dụng trong các phòng
thí nghiệm NAA.

195
Hai đặc trưng quan trọng của detector là độ phân giải và hiệu suất. Các đặc
trưng khác cũng cần phải lưu ý khi mua detector là dạng của đỉnh năng lượng, tỷ lệ
đỉnh vơi1 compton, đường kính tinh thể và giá cả.
Độ phân giải của detector là đo khả năng tách các đỉnh gần nhau nhất trong
phổ. Độ phân giải của đầu dò được đònh nghóa độ rộng đầy đủ ở một nửa cực đại
(FWHM) tại đỉnh 122 keV của Co-57 và 1332 keV của Co –60. Trong hầu hết áp
dụng NAA, đầu dò với độ phân giải 1,0 keV hoặc dưới 1,0 keV ở 122 keV và 1,8
keV hoặc dưới 1,0 keV ở 1332 keV là đủ.
Phổ tia gamma đặc trưng của mẫu môi trường với thời gian chiếu xạ, thời gian
để nguội và thời gian đo khác nhau đưa ra trong Hình 5.9
Sử dụng số đếm tia gamma để tính nồng độ nguyên tố
Quy trình chung được sử dụng để tính nồng độ của nguyên tố cần phân tích
trong mẫu là chiếu xạ đồng thời mẫu phân tích và mẫu chuẩn so sánh đã biết trước
nồng độ các nguyên tố quan tâm. Nếu như mẫu phân tích và mẫu chuẩn được đo
cùng một detector, thì cần phải hiệu chỉnh sự khác biệt trong phân rã giữa hai mẫu.
Thông thường hiệu chỉnh phân rã là đo số đếm (hoặc hoạt độ) cho cả hai mẫu theo

mẫu).
Khi tiến hành chiếu xạ với thời gian ngắn, thời gian đếm, thời gian phân rã và
thời gian chiếu xạ đều như nhau cho tất cả các mẫu phân tích và mẫu chuẩn, như
vậy yếu tố thời gian có thể loại bỏ. Phương trình trên có thể được viết:

St
S
S
St
StS
A
A
W
W
CC =

Trong đó C = nồng độ của nguyên tố, W = khối lượng của mẫu phân tích và
mẫu chuẩn.
196
4. The Nalcoo water handbook, second edition, Mccraw – Hill Book Company,
USA, 1998.
5. Ronald E. Hester, Roy M. Harrison, Air pollution and heath, the Royal
society of Chemistry, England, 1998.
6. Gerard Kiely, Environmental Engineering, International Editions, 1998.
7. James D. Ingle, JR., Stanley R. Crouch, Spectrochemical analysis, Prentice-
Hall International, Inc. ISBN-0-13-826900-9.
8. Fred G. Bell, Environmental geology Principal and practice, Blackwell
Sicence Ltd, London, 1998.
9. K. Babko and A.T Pilipenko, Photometric analysis, Methods of determining
non – metals, Mir Publishers, Moscow, 1976.
10. A.V.Kariakin, I. F. Fripbovskai, Methods spectroscop and luminescence in
analysis of nature water, Edition “ Chemistry” Moscow, 1987.
11. F. C. Nachod, Jack Schubert, Ion exchange technology, Academic Press Inc,
Publsher. New York, 1956.
12. Mackenzie L. davi, David A. Cornwell, Introduction to environmental
engineering, Third edition, Printed in Singapore, 1998.
13. HA.Das, A. Faanhof, H. A. van der Sloot, Environmental radioanalysis,
Elsevier, Amsterdam – Oxford – New York, 1983.
14. D.dr. Scete, R. Gijbels, J Hoste, Neutron activation analysis, printed in
England, 1972.
15. Michael D. glascock, An oveview of neutron activation analysis; www.
Missouri. Edu/-glascock/archlab.htm.