BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO
ĐẠI HỌC HUẾ
TRƯỜNG ĐẠI HỌC SƯ PHẠM
BẠCH NGỌC CHÍNH
PHÂN TÍCH, ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG
CHÌ VÀ ASEN TRONG MỘT SỐLOẠI RAU
Ở ĐỒNG TRẠCH-BỐ TRẠCH – QUẢNG BÌNH
Chuyên ngành: HÓA PHÂN TÍCH
Mã số: 60 44 29
LUẬN VĂN THẠC SĨ HÓA HỌC
NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC
PGS.TS. NGUYỄN ĐÌNH LUYỆN
HUẾ, NĂM 2012
i
LỜI CAM ĐOAN
Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu
của riêng tôi. Các số liệu và kết quả nghiên cứu nêu
trong luận văn là trung thực, được các đồng tác giả
cho phép sử dụng và chưa được công bố trong bất kỳ
công trình nào khác.
Bạch Ngọc Chính
ii
Tôi xin chân thành cảm ơn thầy giáo PGS.TS Nguyễn Đình
Luyện đã tận tình hướng dẫn và giúp đỡ tôi trong suốt quá trình
thực hiện luận văn, đồng thời đã bổ sung cho tôi nhiều kiến thức
chuyên môn và kinh nghiệm quý báu trong nghiên cứu khoa học.
Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn đến các thầy Khoa Hóa - Trường Đại
học Sư phạm- Đại học Huế, Phòng Sau Đại học đã giảng dạy và giúp
đỡ tôi trong thời gian học cao học.
Tôi xin cảm ơn cán bộ và nhân viên Trung tâm Kiểm nghiệm
1.2.3. Các nguồn gây ô nhiễm chì đến các loại rau [10], [34] 12
1.2.4. Con đường xâm nhập và đào thải Pb ở cơ thể người [4], [28] 12
1.3. Giới thiệu sơ lược về asen và hợp chất của asen 13
1.3.1. Asen trong tự nhiên [1], [6], [23], [24] 13
1.3.2. Một số tính chất lý - hóa của asen và các hợp chất của nó [1], [24] 14
1.3.3. Độc tính của asen đối với con người và môi trường[2], [12], [33], [40],
[49] 15
1.3.4. Các nguồn gây ô nhiễm asen đến rau [2], [20], [21], [25], [27], [37], [47]
16
1.3.5. Con đường xâm nhập và đào thải asen ở cơ thể người [5] 17
1.4. Các phương pháp dùng để định lượng vết chì và asen 18
1.4.1. Phương pháp trắc quang [13], [26], [37], [39] 18
1.4.2. Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử [13], [20], [24], [37], [39],
[46] 19
1
1.4.3. Các phương pháp phân tích điện hóa [13], [26] 20
1.4.4. Các phương pháp phân tích khác [37], [39], [47] 20
1.5. Giới thiệu về phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử 21
1.5.1. Nguyên tắc của phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử [20] 21
1.5.2. Các kĩ thuật nguyên tử hoá mẫu [13], [20], [22], [44] 23
1.5.3. Một số ảnh hưởng và các biện pháp khắc phục trong phép đo AAS [13],
[19] [20]24
Chương 2. NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 28
2.1. Nội dung nghiên cứu 28
2.2. Phương pháp nghiên cứu 29
2.2.1. Lấy mẫu và bảo quản mẫu [11], [19] 29
2.2.3. Phương pháp định lượng [7], [8], [20], [42] 30
2.2.4. Đánh giá độ tin cậy của phương pháp [14], [29], [48] 31
2.2.5. Xử lí số liệu thực nghiệm [13], [14],[15], [29], [42] 32
2.3. Thiết bị, dụng cụ, hoá chất 35
2 Chì Lead Pb
3 Asen, Chì Me
4 Độ thu hồi Recovery Rev
5 Độ lệch chuẩn Standard Deviation S
6 Độ lệch chuẩn tương đối Relative Standard Devistion RSD
7 Giới hạn phát hiện Limit of Detection LOD
8 Giới hạn định lượng Limit of Quantitation LOQ
9 Phần triệu Parts Per Million ppm
10 Phần tỉ Parts Per Billion ppb
11 Nồng độ gây chết 50% Lethal Concentration LC
50
12 Giá trị trung bình số học Mean
X
13 Quang phổ hấp thụ phân tử
Ultra Violet Visible
Spectrophotometry
UV- VIS
14 Quang phổ hấp thụ nguyên tử
Atomic Absorption
Spectrometry
AAS
15
Quang phổ hấp thụ nguyên tử
ngọn lửa
Flame Atomic Absorption
Spectrometry
F-AAS
16
Quang phổ hấp thụ nguyên tử
lò graphite
trong rau cải 50
Bảng 3.13. Hàm lượng Me (µg/kg tươi) trong rau muống theo thời gian và vị trí. .53
Bảng 3.14. Kết quả phân tích ANOVA 2 chiều của sự biến động hàm lượng Pb
trong rau muống 55
Bảng 3.15. Kết quả phân tích ANOVA 2 chiều của sự biến động hàm lượng As
trong rau muống 55
Bảng 3.16. Các đại lượng thống kê thu được khi đánh giá hàm lượng Pb và As 58
trong rau muống và rau cải 58
Bảng 3.17. Kết quả thống kê hàm lượng Me trong mẫu rau,mẫu nước tưới rau và
mẫu đất trồng rau ở Đồng Trạch 61
HÌNH
Hình 3.1. Đường chuẩn xác định Pb 39
Hình 3.2. Đường chuẩn xác định As 39
Hình 3.3 Biểu đồ kết quả hàm lượng Pb trong 16 mẫu rau cải 49
Hình 3.4 Biểu đồ kết quả hàm lượng As trong 16 mẫu rau cải 49
Hình 3.5. Biểu đồ kết quả hàm lượng Pb trong 16 mẫu rau muống 54
5
Hình 3.6. Biểu đồ kết quả hàm lượng As trong 16 mẫu rau muống 54
.
6
MỞ ĐẦU
Nước ta chịu ảnh hưởng của khí hậu nhiệt đới gió mùa nên được thiên nhiên
ưu đãi, thuận lợi cho nhiều loại thực vật phát triển, trong đó có nhiều loại cây cỏ
được con người sử dụng làm rau ăn như: rau muống, rau khoai, rau cải, các loại rau
gia vị là nguồn thức ăn nuôi sống hàng chục triệu người. Rau được trồng ở nhiều
nơi từ nông thôn đến thành thị, từ đồng bằng đến vùng núi, trong đó nổi bật cho một
số khu vực trồng rau với sản lượng lớn như một số tỉnh: Bắc Giang, Đà Lạt, Đồng
Nai, Tây Ninh, Bình Dương, Thừa Thiên Huế, Thanh Hóa, Nghệ An, Quảng
Bình…, [2], [3], [11], [17].
định lượng nhiều kim loại nặng mà nhiều nước trên thế giới áp dụng nhất là các
nước phát triển [2], [3].
Xã Đồng Trạch - Bố Trạch – Quảng Bình là địa bàn sản xuất rau xanh quanh
năm, mỗi ngày cung cấp một lượng rau khá lớn cho đại đa số người dân trong khu
vực và thành phố Đồng Hới.
Nhận thấy được tầm quan trọng của rau xanh và tính độc hại của kim loại nặng
đối với sức khoẻ con người, nên trong luận văn này chúng tôi nghiên cứu “Phân
tích, đánh giá hàm lượng chì và asen trong một số loại rau ở Đồng Trạch- Bố
Trạch- Quảng Bình” với mong muốn xây dựng được một quy trình phân tích
nhanh, chính xác hàm lượng chì và asen trong các loại rau xanh góp phần đánh giá
được chất lượng rau sạch đồng thời khuyến cáo bà con trồng rau và người dân sử
dụng các loại rau xanh đạt tiêu chuẩn an toàn thực phẩm cho con người.
8
Chương 1. TỔNG QUAN LÍ THUYẾT
1.1. Giới thiệu sơ lược về xã Đồng Trạch
1.1.1. Các thông số địa lí cơ bản
Xã Đồng Trạch thuộc địa bàn huyện Bố Trạch tỉnh Quảng Bình, cách thành
phố Đồng Hới khoảng 17 km và cách thị trấn Hoàn Lão khoảng 2 km, xã Đồng
Trạch nằm dọc theo đường Quốc lộ 1A, phía Nam giáp với Xã Trung Trạch, phía
Bắc giáp với xã Hải Trạch, phía Đông giáp với xã Đức Trạch và phía Tây giáp với
xã Hoàn Trạch (xem Hình 1-phụ lục 1).
Địa hình của xã là dạng địa hình không bằng phẳng, có vùng thấp trũng dễ
bị ngấp nước khi có mưa lụt nhưng có vùng địa hình hơi cao do chịu ảnh hưởng của
đồi cát ven biển.
Về khí hậu, xã Đồng Trạch chịu ảnh hưởng trực tiếp chế độ khí hậu của tỉnh
Quảng Bình, một năm có hai mùa rõ rệt. Mùa khô bắt đầu từ tháng 3 đến cuối tháng
8 kèm theo gió mùa Tây- Nam, khô nóng, mùa mưa bắt đầu từ tháng 9 đến tháng 2
năm sau kèm theo mưa lạnh, gió mùa Đông – Bắc khô lạnh.
Hàng năm, nơi đây thường chịu 3-4 trận lụt, nhờ đó mang lại lượng phù sa
với diện tích trồng rau 8064 m
2
và hiện
này tại xã đang có kế hoạch triển khai dự án trồng rau sạch có quy mô lớn nhằm áp ứng
nhu cầu rau sạch cho tỉnh nhà, xem hình 1, hình 1- Phụ lục 6.
1.2. Giới thiệu sơ lược về chì và hợp chất của nó
1.2.1. Chì và hợp chất của chì [9], [16], [17], [19], [32], [38], [44], [51]
Chì (Pb) có số hiệu nguyên tử là 82, thuộc chu kỳ 6, nhóm IVA, trong bảng
tuần hoàn hóa học, Pb có mặt trong vỏ trái đất, trầm tích, nước, không khí và sinh
vật. Trong tự nhiên, Pb chiếm khoảng 1,6.10
-3
% khối lượng vỏ trái đất, khoảng
1,6.10
-4
% tổng số nguyên tử của vỏ trái đất và tồn tại chủ yếu dưới dạng các hợp
chất như sunfua (PbS), sunfat (PbSO
4
), cacbonat (PbCO
3
), hidroxit (Pb(OH)
2
),
mimetite ([PbCl
2
.3Pb
3
(AsO
4
)
2
PbO 2NaOH H O Na [Pb(OH) ]+ + →
Chì đioxit (PbO
2
) có màu nâu, khó tan trong axit nhưng dễ tan trong kiềm. Chì
(IV) sunfat được tạo thành khi đun sôi chì đioxit trong dung dịch axit sunfuric đặc.
2 2 4 4 2 2
PbO 2H SO Pb(SO ) 2H O+ → +
Khoảng 71% Pb được dùng làm các tấm điện cực trong acquy. Do hấp thụ tốt tia
phóng xạ và tia Rơn-ghen nên Pb được dùng làm tấm bảo vệ khi làm việc với những
tia đó. Hợp kim của Pb được dùng rất nhiều, đặc biệt các hợp kim dễ nóng chảy, ví dụ
que hàn, hợp kim chống mòn, làm ổ trục, Trước đây, Pb(C
2
H
5
)
4
được sử dụng làm
chất chống kích nổ cho xăng nhưng do rất độc nên hiện nay nó bị cấm sử dụng.
1.2.2. Độc tính của Pb [4], [28], [32], [38], [48], [50]
Pb là nguyên tố có độc tính cao đối với sức khỏe con người, vì có độc tính cao
nên có thể gây hại cho toàn cơ thể. Tác động độc hại của Pb lên các cơ quan cơ thể
được biểu diễn ở bảng A2 – Phụ lục 2. Khi đi vào cơ thể người, tùy theo mức độ
nhiễm độc ở người trưởng thành có thể bị đau tê ở đầu ngón chân, tay; bắp thịt mỏi
yếu; đau khớp; đau đầu; đau bụng; táo bón; buồn nôn; xanh xao; uể oải; giảm trí
nhớ; thay đổi tâm trạng; giảm khả năng sinh sản, tê liệt, suy yếu thần kinh ngoại
biên, viêm thận và suy thận, giảm thị lực, mất khả năng nghe, cao huyết áp, tai biến
não, nhiễm độc nặng có thể gây tử vong. Ngoài ra, Pb kìm hãm việc sử dụng oxy
và glucoza để sản xuất năng lượng cho quá trình sống. Sự kìm hãm này có thể phát
hiện khi nồng độ Pb trong máu khoảng 30 µg/dL. Nếu nồng độ Pb trong máu nằm
trong khoảng 50 ÷ 80 µg/dL sẽ gây ra sự rối loạn chức năng của thận và phá huỷ
Pb là nguyên tố không thiết yếu, có thể xâm nhập vào cơ thể con người qua thức
ăn, nước uống và hít thở kể cả qua da, tuy nhiên con đường xâm nhập chủ yếu là từ
thức ăn.
Qua đường tiêu hóa (ăn uống): số lượng và tốc độ hấp thụ Pb qua đường tiêu
hóa của cơ thể phụ thuộc vào kích thước hạt bụi Pb, dạng tồn tại hóa học của Pb,
chế độ dinh dưỡng, trạng thái no hoặc đói của cơ thể và độ tuổi. Sau khi hấp thụ qua
đường tiêu hóa Pb tiếp tục xâm nhập vào máu.
Qua đường hô hấp (hít thở): bụi chì và các hợp chất của Pb trong không khí theo
hơi thở vào phổi, rồi nhanh chóng chuyển sang máu.
Qua lớp da: sau khi được hấp thụ qua da, Pb được dẫn vào các tế bào máu. Khả
năng hấp thụ Pb qua da của cơ thể kém hơn so với qua hai con đường tiêu hóa và hô
hấp nên thường được bỏ qua.
Từ máu, Pb được phân bố tới các bộ phận của cơ thể nhờ tế bào hồng cầu và
12
huyết tương. Tốc độ phân bố Pb trong cơ thể không đồng đều và phụ thuộc vào
hướng phân bố. Trước tiên, Pb được chuyển nhanh tới các mô mềm như cơ, não,
đặc biệt là gan và thận. Pb được chuyển tới các mô cứng của cơ thể như xương,
răng, tóc, móng với tốc độ chậm, khoảng vài tuần. Khoảng 94% lượng Pb trong cơ
thể người trưởng thành, 73% trong cơ thể trẻ em được tích tụ trong xương và răng,
thời gian lưu của Pb trong xương rất dài, tới vài thập kỷ. Nếu thường xuyên tiếp xúc
với Pb thì hàm lượng Pb trong cơ thể sẽ tích tụ mỗi ngày một nhiều.
Pb hầu hết được đào thải qua thận sau đó bài tiết qua đường phân, nước tiểu
nhưng một lượng nhỏ được đào thải qua mật, qua mồ hôi và qua sữa.
1.3. Giới thiệu sơ lược về asen và hợp chất của asen
1.3.1. Asen trong tự nhiên [1], [6], [23], [24]
Asen có số hiệu nguyên tử là 33, thuộc chu kỳ 4, nhóm VA trong bảng hệ
thống tuần hoàn. Asen là nguyên tố hình thành tự nhiên trong vỏ Trái Đất (chiếm
0,0005% khối lượng). Kim loại asen nguyên chất có màu xám nhưng ít tồn tại trong
thiên nhiên. Người ta thường tìm thấy asen tồn tại chủ yếu dưới dạng hợp chất vô
cơ như các khoáng vật: đá thiên thạch, reanga (As
1.3.2. Một số tính chất lý - hóa của asen và các hợp chất của nó [1], [24]
a) Asen có hai dạng thù hình: dạng không kim loại và dạng kim loại. Asen có
một số tính chất vật lý quan trọng dạng kim loại như: khối lượng riêng (d= 5,72
(g/cm
3
), nhiệt độ nóng chảy (t
0
= 817
0
C), nhiệt độ sôi (t
0
= 610
0
C).
b) Trong không khí ở điều kiện thường, asen bị oxi hóa rất chậm trên bề mặt,
nhưng khi đun nóng, nó cháy tạo thành anhydrite asenơ (As
2
O
3
). Ở dạng bột nhỏ,
asen kim loại bốc cháy trong khí clo tạo thành asenơ triclorua (AsCl
3
). Ở nhiệt độ
cao, asen tác dụng trực tiếp với brom, iot, lưu huỳnh và nhiều kim loại.
Trong dãy điện thế, asen đứng sau hydro (có thế điện cực dương hơn) nên
asen kim loại không tan trong axit HCl, H
2
SO
4
loãng nhưng tan trong axit HNO
, sunfua As
2
S
3
, oxit As
2
O
3
, axit H
3
AsO
3
và muối asenit AsO
3
3-
.
Khi hòa tan trong nước, As
2
O
3
tác dụng với nước tạo thành axit asenơ
(H
3
AsO
3
).
As
2
O
3
14
As(OH)
3
là hợp chất lưỡng tính (tính axit trội hơn). As(OH)
3
không thể tách ra
được ở trạng thái tự do, còn trong dung dịch nước nó thể hiện là một axit yếu
H
3
AsO
3
, gọi là axit asenơ.
Giống như As
2
O
3
và As
2
S
3
, các AsHal
3
là những hợp chất axit. Các AsHal
3
đều
tan trong nước và bị phân hủy mạnh, nhưng sự thủy phân của chúng là thuận nghịch.
Các hợp chất của As(III) thể hiện tính khử và khi bị oxy hóa thu được các
hợp chất tương ứng của As(V).
* Các hợp chất của As(+5)
Trạng thái oxy hóa (+5) của asen được thể hiện trong các hợp chất
= 5,6.10
-3
; K
2
= 1,7.10
-7
; K
3
= 3,0.10
-12
.
Khi đun nóng, H
3
AsO
4
mất nước dần và biến thành axit điasenic (H
4
As
2
O
7
) rồi axit
metaasenic (HAsO
3
). Muối của axit asenic là asenat (AsO
4
3-
). Muối này thường
không màu và khó tan trong nước.
Tính chất axit của axit asenic thể hiện mạnh hơn nhiều so với axit asenơ. Là
Độc tính của asen phụ thuộc vào liều lượng, hóa trị và các hợp chất của nó.
Độc tính của các hợp chất asen đối với sinh vật giảm dần theo dãy asin → asenit →
asenat → hợp chất asen hữu cơ. Trong môi trường, các dạng hợp chất asen hóa trị 3
có độc tính cao hơn 50 lần dạng asen hóa trị 5. Trong những hợp chất asen thì
H
3
AsO
3
độc hơn H
3
AsO
4
. Dưới tác dụng của các yếu tố oxy hóa trong đất thì
H
3
AsO
3
có thể chuyển thành dạng H
3
AsO
4
. Môi trường khử là điều kiện thuận lợi
cho nhiều hợp chất asen hóa trị 5 chuyển sang asen hóa trị 3. Thế oxy hóa - khử, độ
pH của môi trường, là những yếu tố quan trọng tác động đến quá trình oxy hóa -
khử các hợp chất asen trong tự nhiên. Những yếu tố này là nguyên nhân làm tăng
hay giảm sự độc hại của các hợp chất asen trong môi trường sống.
Tổ chức Bảo vệ Môi trường (EPA) quy định nồng độ giới hạn cho phép của
asen trong nước uống là 50 μg/L. Cơ quan về An toàn Định cư và Sức khỏe của Mỹ
(OSHA) quy định nồng độ giới hạn cho phép của asen trong không khí ở trong các
phân xưởng là 10 μg/m
, anion AsO
4
3-
đi vào trong màng tế bào theo hệ
thống vận chuyển photphat. Trong tế bào, As thay thế P trong quá trình tổng hợp
adenosine triphotphat (ATP) tạo thành dạng adenosine diphotphat asen (ADP -As)
không bền làm gián đoạn các phản ứng biến dưỡng cần đến photphat phá vỡ năng
lượng của tế bào, kết quả gây chết tế bào. Tuy nhiên, hoạt động trao đổi chất của
rau xanh cũng tạo nên phản ứng khử As(V) thành As(III) nên thông thường lượng
As(V) còn lại không đủ để gây hại cho cây.
Quá trình hấp thu và trao đổi chất của rau xanh cũng làm chuyển đổi dạng
hóa học của As. Lượng As trong cây khỏe mạnh bình thường khoảng từ 1,0 đến 1,7
mg/kg chất khô. Nhưng khi lượng As tích lũy trong cây khoảng từ 5 đến 20 mg/kg
chất khô cây có thể bị ngộ độc.
1.3.5. Con đường xâm nhập và đào thải asen ở cơ thể người [5].
Hàng ngày, con người hấp thu một lượng nhỏ asen qua thức ăn, nước uống…
Nồng độ asen trong nước tiểu của người bình thường dưới 40µg/L. Sau khi xâm
nhập vào cơ thể con người, As động lại ở mũi, phế quản, phổi hoặc đi vào gan, thận,
tim, xương, long, tóc, móng, não…Asen vô cơ sau khi được hấp thu sẽ chuyển hóa
và được thận thải qua nước tiểu dưới dạng axit đimetylarsinic và axit metylarsinic
với tỉ lệ asen chứa trong hai axit đó lần lượt là 67% và 20%. Một phần asen thải qua
17
phân, một phần được thải qua da do sự bong da hang ngày. Asen hữu cơ có trong cá
và một số loài giáp xác, sau khi người và súc vật ăn vào sẽ được hấp thu nhanh qua
đường tiêu hóa.
1.4. Các phương pháp dùng để định lượng vết chì và asen
Để phân tích lượng vết Pb và As, người ta đã và đang sử dụng nhiều phương
pháp phân tích khác nhau như các phương pháp phân tích quang phổ và các phương
pháp phân tích điện hóa
Nhưng chủ yếu người ta sử dụng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử
As(V), sau đó khử As(V) về As(III) bằng hỗn hợp dung dịch KI và SnCl
2
, tiếp theo
khử As(III) thành asin (AsH
3
) bằng Zn hạt trong môi trường HCl. Khí AsH
3
sinh ra
18
được hấp thụ bằng dung dịch bạc đietylđithiocacbamat trong pyridine (tạo thành hợp
chất có màu đỏ), cuối cùng đo độ hấp thụ ánh sáng của dung dịch màu ở bước sóng λ =
560 nm. Bằng phương pháp này, có thể xác định được đến 0,05 mg As/L với thể tích
mẫu cần lấy là 50 mL. Đối với những mẫu có hàm lượng asen thấp hơn, có thể làm
giàu bằng cách cô mẫu hoặc cộng kết cùng với sắt (III) hydroxit. Phương pháp quang
phổ hấp thụ phân tử có độ nhạy không cao và chỉ cho phép xác định tổng asen và do
vậy, việc áp dụng phương pháp này còn rất hạn chế.
1.4.2. Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử [13], [20], [24], [37],
[39], [46]
Để phân tích Pb, As theo phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử (AAS),
trước hết mẫu chứa kim loại cần phân tích phải được nguyên tử hóa bằng một trong
các kỹ thuật sau: quang phổ hấp thụ nguyên tử ngọn lửa (F - AAS), quang phổ hấp
thụ nguyên tử không ngọn lửa (ETA - AAS), quang phổ hấp thụ nguyên tử lò
graphite (GF-AAS)…, rồi chiếu ánh sáng đơn sắc thích hợp qua đám hơi nguyên tử
đó và đo độ hấp thụ ánh sáng. Từ đó tiến hành định lượng Me theo phương pháp
đường chuẩn hoặc thêm chuẩn. Về cơ bản, AAS là phương pháp chỉ cho phép xác
định tổng hàm lượng Me có trong mẫu phân tích mà không cho phép xác định dạng
tồn tại của của chúng. GHPH và khoảng nồng độ tối ưu của phương pháp AAS xác
định Pb, As được nêu ở bảng 1.2.
Bảng 1.2. Phương pháp AAS xác định Pb và As
Kim
von-ampe hòa tan.
Phương pháp von-ampe hòa tan là phương pháp phân tích điện hóa có triển vọng
nhất hiện nay, vì có thể đạt được GHPH rất thấp (cỡ ppb) và do vậy, rất thích hợp
cho phân tích lượng vết và siêu vết. Trong các phương pháp von-ampe hòa tan,
người ta sử dụng chủ yếu hai phương pháp von-ampe hòa tan anot (ASV) và von-
ampe hòa tan hấp phụ (AdSV). Các phương pháp von-ampe hòa tan (ASV và
AdSV) sử dụng các loại điện cực làm việc khác nhau đã được dùng phổ biến trên
thế giới để xác định riêng hoặc đồng thời lượng vết và siêu vết Pb, As trong các đối
tượng môi trường khác nhau và đạt được GHPH rất thấp.
1.4.4. Các phương pháp phân tích khác [37], [39], [47]
Ngoài các phương pháp thường dùng nói trên, người ta còn sử dụng các phương
pháp khác để xác định Pb, As như: quang phổ huỳnh quang nguyên tử (AFS), quang
phổ phát xạ nguyên tử (AES), phổ khối plasma (ICP-MS), kích hoạt nơtron (NAA),
quang phổ phát xạ nguyên tử plasma (ICP-AES), Mặc dù trong một số trường
hợp, các phương pháp này có độ nhạy cao và GHPH thấp, nhưng do chi phí thiết bị
20
và phân tích đắt hoặc quy trình phân tích phức tạp, nên hiện nay các phương pháp
này ít được phổ biến trong các phòng thí nghiệm ở Việt Nam.
1.5. Giới thiệu về phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử
Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử đã được sử dụng rất rộng rãi trong
nhiều lĩnh vực để phân tích lượng vết các kim loại.
Hiện nay, phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử có thể xác định đồng thời
hay liên tiếp nhiều nguyên tố trong mẫu phân tích; có thể định lượng được hầu hết
các kim loại (khoảng 65 nguyên tố) và một số á kim đến giới hạn nồng độ cỡ ppm,
ppb với sai số không lớn hơn 15%; các kết quả phân tích lại rất ổn định.
Ở nhiều nước trên thế giới, nhất là ở các nước phát triển, phương pháp này đã
trở thành một phương pháp tiêu chuẩn để định lượng nhiều kim loại.
1.5.1. Nguyên tắc của phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử [20]
Trên cơ sở của sự xuất hiện phổ hấp thụ nguyên tử, chúng ta thấy phổ hấp
thụ nguyên tử chỉ sinh ra được khi nguyên tử tồn tại ở trạng thái khí tự do và trong
ghi trên đèn, tốt nhất chỉ nên sử dụng dòng từ
60÷85% giá trị cực đại đó.
*. Hệ thống nguyên tử hóa mẫu để thực hiện công việc 1 và 2 như đã nói ở
trên. Đây là bộ phận quan trọng nhất và quyết định độ nhạy của phép đo. Hệ thống
này được chế tạo và hoạt động theo 2 nguyên tắc là kỹ thuật nguyên tử hóa bằng
ngọn lửa và kỹ thuật không ngọn lửa.
*. Hệ quang học (bộ đơn sắc) và detector (nhân quang điện) để thu, phân ly
toàn bộ phổ của nguyên tố phân tích và chọn vạch phổ hấp thụ cần đo để hướng vào
detector để đo cường độ của vạch phổ, khuyếch đại và đưa ra bộ phận chỉ thị kết
quả. Đây là phần thân máy quang phổ hấp thụ nguyên tử và detector. Bộ phận này
gồm 2 hệ: hệ quang và hệ điện tử. Cường độ đó chính là tín hiệu hấp thụ của vạch
phổ hấp thụ nguyên tử. Trong một giới hạn nhất định của nồng độ, giá trị cường độ
vạch phổ hấp thụ phụ thuộc tuyến tính vào nồng độ C của nguyên tố ở trong mẫu
phân tích theo phương trình sau:
A = K.L.C
Trong đó: A: cường độ vạch phổ hấp thụ
K: hằng số thực nghiệm
L: bề dày của môi trường hấp thụ
C: nồng độ chất phân tích
22
Copyright: Tài liệu đại học ©