phân tích, đánh giá hàm lượng chì và asen trong một số loại rau ở đồng trạch- bố trạch- quảng bình

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

Thuốc – Mỹ phẩm – Thực phẩm Thừa Thiên Huế đã tạo mọi điều
kiện thuận lợi cho tôi trong thời gian làm việc tại trung tâm để thực
hiện đề tài.
Tôi xin bày tỏ lòng cảm ơn chân thành đến Ban giám hiệu, các
thầy giáo, cô giáo trường THPT Chuyên Quảng Bình đã tạo mọi
điều kiện cho tôi được theo học và hoàn thành luận văn trong suốt
thời gian qua.
Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc đến gia đình, bạn bè, đồng
nghiệp đã động viên, giúp đỡ tôi trong quá trình học tập và hoàn
thành bản luận văn này.
Chân thành cảm ơn!
Bạch Ngọc Chính
iii
iii
MỤC LỤC
Trang
Trang phụ bìa i
Lời cam đoan ii
Lời cảm ơn iii
Mục lục 1
Danh mục viết tắt 4
Danh mục bảng, hình 5
MỞ ĐẦU 7
Chương 1. TỔNG QUAN LÍ THUYẾT 9
1.1.Giới thiệu sơ lược về xã Đồng Trạch 9
1.1.1.Các thông số địa lí cơ bản 9
1.1.2.Việc trồng rau ở xã Đồng Trạch 9
1.2. Giới thiệu sơ lược về chì và hợp chất của nó 10
1.2.1. Chì và hợp chất của chì [9], [16], [17], [19], [32], [38], [44], [51] 10
1.2.2. Độc tính của Pb [4], [28], [32], [38], [48], [50] 11

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

2.3.1. Thiết bị 35
2.3.2. Dụng cụ 36
2.3.3. Hóa chất 36
2.4. Cách tiến hành phân tích mẫu thực tế 36
2.4.1. Các thông số để xác định hàm lượng Me bằng phương pháp quang phổ
hấp thụ nguyên tử AAS 36
2.4.2. Cách tiến hành đo độ hấp thụ nguyên tử của các Me [44] 36
Chương 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 38
3.1. Xác định hàm lượng Pb, As trong rau muống và rau cải 38
3.1.1. Xây dựng đường chuẩn trong phép đo Me 38
3.1.2. Khảo sát giới hạn định lượng của các phép đo 39
3.1.3. Khảo sát sơ bộ hàm lượng Me trong mẫu phân tích và đánh giá độ lặp
lại, độ đúng của phương pháp 40
3.1.4. Xác định hàm lượng Me trong mẫu thực tế 45
3.2. Đánh giá hàm lượng Pb, As trong rau cải và rau muống ở Đồng Trạch 47
3.2.1. Đánh giá hàm lượng Pb và As trong rau cải 47
3.2.2. Đánh giá hàm lượng Pb và As trong rau muống 52
2
3.3. So sánh hàm lượng Pb, As trong rau và đánh giá mức tích lũy chúng 58
3.3.1. So sánh hàm lượng Pb, As trung bình trong rau muống và rau cải: 58
3.3.2 So sánh hàm lượng Pb, As trung bình trong rau với tiêu chuẩn cho phép
về vệ sinh an toàn thực phẩm 60
3.3.3. Mức tích lũy của Me đối với rau thông qua hệ số nồng độ sinh học
(Bioconcentration Factor – BCF) 61
KẾT LUẬN 63
TÀI LIỆU THAM KHẢO 65
3
DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT
TT Tiếng Việt Tiếng Anh Viết tắt
1 Asen Arsenic As

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

Graphite Furnace Atomic
Absorption Spectroscopy
GF-AAS
17
Quang phổ hấp thụ nguyên tử
không ngọn lửa
Electrothermal Atomization
Atomic Abosorption
Spectrophotometry
ETA-AAS
18 Tổ chức Y tế Thế giới World Health Organization WHO
4
DANH MỤC BẢNG VÀ HÌNH
Trang
Bảng 1.1. Bảng thống kế diện tích và sản lượng sản xuất rau ở Đồng Trạch 10
Bảng 1.2. Phương pháp AAS xác định Pb và As 19
Bảng 2.2. Kết quả phân tích ANOVA 2 chiều 34
Bảng 3.1. Sự phụ thuộc giữa độ hấp thụ A vào nồng độ Me 38
Bảng 3.2 Các giá trị a, b, Sy, LOD, LOQ tính từ phương trình đường chuẩn 40
Bảng 3.3 Kết quả khảo sát sơ bộ hàm lượng Me trong các mẫu rau, nước và đất. 41
Bảng 3.4 Kết quả xác định độ lặp lại Pb trong các mẫu rau 42
Bảng 3.5 Kết quả xác định độ lặp lại As trong các mẫu rau 43
Bảng 3.6 Kết quả đánh giá độ đúng của phương pháp GF-AAS. 45
Bảng 3.7 Kết quả xác định hàm lượng Me trong rau ở Đồng Trạch 45
Bảng 3.8 Kết quả xác định hàm lượng Me trong đất trồng rau ở Đồng Trạch 47
Bảng 3.9 Kết quả xác định hàm lượng Me trong nước tưới rau ở Đồng Trạch 47
Bảng 3.10 Hàm lượng Me (µg/kg tươi) trong mẫu rau cải theo thời gian và vị trí. 48
Bảng 3.11 Kết quả phân tích ANOVA 2 chiều của sự biến động hàm lượng Pb trong
rau cải 50
Bảng 3.12. Kết quả phân tích ANOVA 2 chiều của sự biến động hàm lượng As

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].

Theo tính toán của các nhà dinh dưỡng học cho biết nhu cầu tiêu thụ rau bình
quân mỗi người trong năm là 90-110 kg/năm, tức khoảng 250 -300g/ngày/người.
Một khi các nguồn thức ăn giàu đạm, giàu chất béo đầy đủ thì nhu cầu rau xanh lại
càng không thể thiếu trong mỗi bữa ăn hàng ngày của người dân và có giá trị dinh
dưỡng, đặc biệt quan trọng cho cơ thể con người “ăn cơm không rau như đau không
thuốc”. Rau là nguồn cung cấp các loại vitamin phong phú nhưng rẻ tiền. Khi nhắc
vitamin ai cũng nghĩ đến rau, vitamin có tác dụng làm cho hoạt động sinh lý của cơ
thể tiến hành được bình thường, điều hòa. Nếu thiếu rau sẽ làm cho cơ thể phát triển
không bình thường và phát sinh nhiều bệnh tật. Hơn thế nữa, rau là nguồn cung cấp
các axit hữu cơ, các hợp chất thơm, chất xơ (xenlulozơ), các chất vi lượng và cung
cấp năng lượng cho cơ thể. [2], [3], [17], [21].
Tuy nhiên, hiện nay nhu cầu tiêu thụ rau xanh ngày càng tăng, xuất phát từ
thực tế đó, người ta chạy theo lợi nhuận nên bất chấp mọi thủ đoạn đã sử dụng
nhiều hoá chất bảo vệ thực vật, phân bón hoá học và sử dụng nước có chứa chất
thải của các xí nghiệp, nhà máy công nghiệp để tưới rau. Một số nơi còn chịu ảnh
hưởng phế thải công nghiệp, con người và các phương tiện giao thông đã làm cho
nước, không khí bị ô nhiễm. Điều này, đã làm cho một số độc tố như dư lượng
thuốc bảo vệ thực vật, một số kim loại nặng có độc tính cao (Pb, As, Cd…) tích lũy
vào trong rau ảnh hưởng đến chất lượng rau sạch, gây hậu quả nghiêm trọng cho
sức khỏe người sử dụng [11], [17], [21].
Trong lương thực và thực phẩm, chì và asen thường tồn tại cỡ lượng vết, thậm
chí siêu vết. Do đó để định lượng được chì và asen cần áp dụng các phương pháp
7
phân tích có độ nhạy và độ chọn lọc cao, giới hạn phát hiện thấp. Phương pháp phổ
hấp thụ nguyên tử là một kỹ thuật phân tích rất phát triển và ứng dụng rộng rãi
trong nhiều ngành khoa học kỹ thuật. Hiện nay, phương pháp phân tích phổ hấp thụ
nguyên tử đang được sử dụng để xác định lượng vết các kim loại (cỡ ppm, ppb)
trong nhiều đối tượng mẫu như: mẫu y học, mẫu sinh học, nước khoáng, nước uống,
sản phẩm nông nghiệp, các nguyên tố vi lượng trong phân bón, thức ăn gia súc, rau
quả…Phương pháp phổ hấp thụ nguyên tử được xem là phương pháp tiêu chuẩn để

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

màu mỡ cho đất tạo điều kiện thuận lợi để phát triển các loại cây ngắn ngày.
1.1.2. Việc trồng rau ở xã Đồng Trạch
Xã Đồng Trạch có tổng diện tích đất trồng rau khoảng 85 ha/năm chiếm 1/6
diện tích đất nông nghiệp, người dân nơi đây sống chủ yếu nhờ vào cây lúa và các
loại cây ngắn ngày như rau cải, rau muống, các loại rau da vị, khoai…., các loại cây
ngắn ngày được trồng quanh năm với 700 hộ dân trồng rau, sản lượng rau 1,7 tạ/
1000m
2
: 50 ha trồng rau cải; 20 ha trồng rau muống; 10 ha trồng khoai; 5 ha trồng
các loại rau khác.
Có thể nói, xã Đồng Trạch là địa bàn sản xuất rau quả lớn nhất tỉnh Quảng
Bình, lượng rau quả không chỉ cung cấp thực phẩm cho người dân địa phương mà
còn nguồn cung cấp chủ yếu cho người dân ở các địa bàn lân cận nhất là thành phố
Đồng Hới và thị trấn Hoàn Lão. Diện tích trồng rau và sản lượng rau năm 2009 và
2010 của xã Đồng Trạch thống kê được theo bảng 1.1

9
Bảng 1.1. Bảng thống kế diện tích và sản lượng sản xuất rau ở Đồng Trạch
Năm Diện tích (ha) Năng suất(tạ/ha) Sản lượng rau (tấn)
2009 84,0 17 142,8
2010 85,3 18,5 145,0
Xuất phát từ thực tế đó, Sở Nông nghiệp tỉnh Quảng Bình phối hợp với UBND
xã Đồng Trạch tiến khai một số khu vực trồng rau an toàn tại địa bàn xã như: địa điểm
Đồng Bậy Trương có tổng diện tích 18.000 m
2
với diện tích trồng rau 14.719 m
2
; địa
điểm Đồng Cồn Nại có tổng diện tích 9772 m
2

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

]), pyromorphite ([PbCl
2
.3Pb
3
(PO
4
)
2
]) Hàm lượng
Pb trong nước tự nhiên thường rất thấp, khoảng 0,001 ÷ 0,023 mg/L, khoảng 95%
tổng lượng Pb thải vào khí quyển là do hoạt động con người gây ra.
Chì có màu xám xanh, mềm, dễ tán mỏng, dễ kéo sợi, dễ cắt và dễ định hình,
là kim loại nặng (M = 207,2; d = 11,34g/cm
3
), độc hại, nhiệt độ nóng chảy: 327,4
0
C
và nhiệt độ sôi: 1745
0
C.
Ở điều kiện thường, Pb tương đối trơ, nhưng khi đun nóng phản ứng được với
oxi. Chì tan tốt trong axit nitric, nhưng tan kém trong axit sunfuric và axit clohiđric.
3 3 2 2
3Pb 8HNO 3Pb(NO ) 2NO 4H O+ → + +
Chì monoxit (PbO) là chất bột màu vàng, không tan trong nước nhưng tan
trong axit và trong kiềm.
3 3 2 2
PbO 2HNO Pb(NO ) H O+ → +
10
2 2 4

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

não, còn khi nồng độ chì trong máu (> 0,8 ppm) có thể gây nên hiện tượng thiếu
máu do thiếu hemoglobin. Hàm lượng chì trong máu được coi là bắt đầu gây nguy
hại đối với người trưởng thành là 25 µg/dL . Hàm lượng chì trong máu thấp nhất
gây tác hại ở người trưởng thành được biểu diễn ở bảng B2 – Phụ lục 2. Phụ nữ bị
nhiễm độc Pb trong thời kỳ mang thai sẽ đe dọa tính mạng, kìm hãm sự phát triển
của thai nhi cũng như để lại những di chứng bệnh tật cho đứa trẻ sinh ra sau này.
Trẻ em bị nhiễm độc Pb sẽ bị ảnh hưởng đến quá trình phát triển, nhất là ảnh hưởng
đến hệ thần kinh dẫn đến làm giảm trí thông minh, các triệu chứng như: thường
biếng ăn, dễ bị kích thích, đau bụng quặn, nôn mửa, táo bón, dáng đi không vững,
co giật, học hành giảm sút, giảm khả năng tập trung, hay gây gổ, bạo lực, thờ ơ, suy
11
nhược cơ bắp, thiếu máu, suy thận, giảm chức năng thị giác, rối loạn ngôn ngữ và
hành vi, phản xạ chậm,… có thể tử vong nếu bị nhiễm độc nặng. Hàm lượng chì
trong máu được coi là bắt đầu gây nguy hại đối với trẻ em là 10 µg/dL. Hàm lượng
chì trong máu thấp nhất gây tác hại ở trẻ được biểu diễn ở bảng C2 – Phụ lục 2.
Pb cũng có độc tính cao đối với động vật thủy sinh, đối với loài cá, LC
50
là 1 ÷
27 mgPb/L (trong nước mềm) và 440 ÷ 550 mgPb/L (trong nước cứng). Các hợp
chất Pb hữu cơ có độc tính cao gấp 10 ÷ 100 lần so với hợp chất Pb vô cơ đối với
các loài cá.
1.2.3. Các nguồn gây ô nhiễm chì đến các loại rau [10], [34]
Rau xanh bị nhiễm kim loại nặng nói chung và nhiễm Pb nói riêng là do các
loại rau này được trồng trên vùng đất bị ô nhiễm kim loại nặng, nước tưới rau hàng
ngày ô nhiễm, vi lượng trong phân bón và trong thuốc bảo vệ thực vật vượt quá
hàm lượng cho phép. Ô nhiễm chì ở nước ta ngày càng nghiêm trọng do một số loại
nhiên liệu được dùng để chạy động cơ còn pha chì, do đó khi cháy khí thải sẽ phát
tan vào môi trường không khí rồi lắng động xuống đất và nước…Trong môi trường
này, chì được hòa tan rồi xâm nhập vào chuỗi thức ăn, cụ thể là đi vào các loại rau.
1.2.4. Con đường xâm nhập và đào thải Pb ở cơ thể người [4], [28]

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

4
S
4
), oripimen (As
2
S
2
), arsenolit
(As
2
O
3
), arsenopirit (FeAsS),… Ngoài các hợp chất vô cơ, asen còn có mặt trong
các hợp chất hữu cơ.
Phần lớn các hợp chất chứa asen tồn tại trong địa quyển ở dạng khoáng phân
tán, do các quá trình tự nhiên như phong hóa, núi lửa …, một phần asen đã phân tán ra
môi trường nước và không khí do các hoạt động của con người như khai khoáng, luyện
kim, đốt nhiên liệu hóa thạch, khai thác nước ngầm, công nghiệp điện tử bán dẫn …
Trong không khí, tồn tại cả asen vô cơ lẫn asen hữu cơ, người ta đã phát hiện
được sự có mặt của asen có nguồn gốc từ các hạt bụi mang As
2
O
3
.
Trong nước, asen tồn tại ở cả hai dạng vô cơ và hữu cơ với các hợp chất chủ
yếu là methylarsenite, methylarsenate, dimethylarsenite, dimethylarsenate các
arsenite, arsenate. Trong nước ngầm, hàm lượng asen phụ thuộc nhiều vào tính chất
địa hóa của môi trường, những vùng trầm tích núi lửa, mỏ dầu khí, mỏ than,…
thường giàu asen.
13

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

3
loãng, H
2
SO
4
đặc tạo thành axit asenic (H
3
AsO
4
). Asen còn có thể tan trong kiềm
nóng chảy tạo thành Na
3
AsO
3
giải phóng khí hydro.
c) Các hợp chất của asen
Trong các hợp chất, asen thể hiện các trạng thái oxy hóa là -3, +3, +5.
* Các hợp chất của As(-3)
Trạng thái oxy hóa (-3) của asen được thể hiện trong các hợp chất asen hydrua
hay asin (AsH
3
) và muối của nó (asenua). AsH
3
có mùi tỏi, rất độc, là chất khử rất
mạnh, dễ bốc cháy trong không khí và khử được muối của các kim loại như Cu(II),
Ag(I) đến kim loại.
* Các hợp chất của As(+3)
Trạng thái oxy hóa (+3) của asen được thể hiện trong các hợp chất
trihalogenua AsHal
3

, 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

thể hiện tính khử khi tác dụng với O
3
, H
2
O
2
, FeCl
3
, K
2
Cr
2
O
7
, HNO
3
,…
trong đó nó bị oxy hóa đến ion AsO
4
3-
.
As
2
O
3
là

hợp chất lưỡng tính (tính axit trội hơn), nên vừa tác dụng với cả axit
halogenhiđric tạo thành muối asenit, vừa tan dễ dàng trong dung dịch kiềm tạo
thành hydroxyasenit.

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

pentahalogenua AsHal
5
, sunfua As
2
S
5
, oxit As
2
O
5
, axit H
3
AsO
4
và muối asenat AsO
4
3-
.
As
2
O
5
là chất rắn, dễ tan trong nước tạo thành axit asenic (H
3
AsO
4
), nên nó dễ
bị chảy rữa khi để trong không khí.
Axit asenic có các hằng số phân ly: K
1

= 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

triaxit nên axit asenic tạo thành các muối trung hòa (asenat) và muối axit (hydro và
dihydroasenat) như Na
3
AsO
4
, Na
2
HAsO
4
,…Axit asenic và asenat (trong môi trường
axit) thể hiện tính chất của chất oxy hóa nên dễ tác dụng với chất khử tạo thành axit
asenơ hoặc asenit. Nhưng trong môi trường kiềm, axit asenơ và muối của nó dễ bị
oxy hóa chuyển thành axit asenic hoặc asenat.
1.3.3. Độc tính của asen đối với con người và môi trường[2], [12], [33],
[40], [49]
Asen là nguyên tố vi lượng cần thiết đối với quá trình sinh trưởng và phát triển
của động thực vật. Một số động vật như chuột, gà, cừu, lợn,… nếu thiếu asen sẽ thể
hiện các triệu chứng chậm phát triển, nồng độ polyamine trong gan giảm, nồng độ
taurin trong huyết thanh giảm, hoạt tính của một số enzyme trong cơ thể cũng bị
giảm… Nghiên cứu trên người cho thấy asen có khả năng kích thích sinh tổng hợp
ADN trong tế bào lymphocyte, kích hoạt một số enzyme. Lượng asen cho phép
trong cơ thể người trưởng thành là dưới 50 mg. Khi hấp thụ vào cơ thể một lượng
15
lớn hơn, asen lại là một chất độc rất nguy hiểm. Asen được liệt vào nhóm kim loại
nặng cực độc đối với hệ sinh thái dù ở nồng độ rất nhỏ. Hiện nay chưa có phương
pháp nào hữu hiệu chữa bệnh nhiễm độc asen.
Với con người và động vật, asen có thể gây ra những thay đổi về chức năng
sống, tác hại tới hệ thần kinh, rối loạn sắc tố da, làm xơ cứng protein, tạo phức với
nhiều enzyme, gây ung thư da và phổi,… Với thực vật, asen hạn chế quá trình quang
hợp, làm rụng lá cây…

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

3

đối với asen hữu cơ. Gần đây, tổ chức y tế Thế giới (WHO)
đã hạ thấp nồng độ giới hạn cho phép của asen trong nước uống trực tiếp xuống còn
10 μg/L. EPA và cộng đồng Châu Âu (EC) cũng đã đề xuất hướng tới đạt tiêu chuẩn
asen trong nước uống trực tiếp được là 2 - 20 μg/L.
1.3.4. Các nguồn gây ô nhiễm asen đến rau [2], [20], [21], [25], [27], [37],
[47]
Asen đi vào môi trường từ các nguồn khác nhau, nhưng chung quy có thể
chia thành hai nguồn chính: nguồn tự nhiên và nguồn nhân tạo.
Nguồn tự nhiên liên quan chặt chẽ đến các quá trình địa chất - địa hóa làm
cho asen nguyên sinh có mặt trong một số thành tạo địa chất (các phân vị địa tầng,
các quá trình phun trào núi lửa, hoạt động macma, các biến đổi nhiệt dịch, quá trình
16
xói mòn và phong hóa các đá, khoáng vật chứa asen), từ đó asen đi vào nước ngầm
và nước mặt.
Nguồn nhân tạo chủ yếu là các hoạt động như đốt nhiên liệu hóa thạch, đốt
chất thải rắn, luyện kim, khai thác chế biến quặng (đặc biệt là quặng sunfua và
asenua), công nghiệp điện tử, cao su, dệt, in, xi măng, sản xuất gốm và thủy tinh, sản
xuất và sử dụng thuốc diệt cỏ, thuốc trừ sâu, phân hóa học, vũ khí hóa học
Các quá trình tự nhiên và hoạt động nhân tạo xảy ra thường xuyên và đã thải một
lượng lớn asen vào nước, không khí và đất. Trong môi trường, asen thường tập trung
trong đất, trầm tích, sinh vật, nước và không khí. Song, nó tồn tại chủ yếu trong trầm
tích và nước ngầm, đây là nguyên nhân dẫn đến hiện trạng ô nhiễm asen ở nhiều nơi
trên thế giới do sử dụng nước ngầm có chứa asen. Hàm lượng trung bình của asen
trong các hợp phần môi trường tự nhiên được nêu ở phụ lục 3.
Khi rau xanh được trồng trên đất ô nhiễm asen thì nó sẽ hấp thu một lượng
khá lớn asen (V) dưới dạng AsO
4
3-

, 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

(AAS) để phân tích lượng vết và siêu vết Pb và As trong nhiều đối tượng mẫu khác
nhau như mẫu sinh hóa, mẫu rau, mẫu môi trường (đất, nước, ).
1.4.1. Phương pháp trắc quang [13], [26], [37], [39]
Để xác định Pb theo phương pháp trắc quang (UV-VIS), người ta cho thuốc thử
dithizon (diphenyl thiocacbazon) vào mẫu cần phân tích để Pb tạo phức với dithizon
rồi chiết các phức đó vào trong dung môi hữu cơ (CHCl
3
hoặc CCl
4
). Sau đó đem
đo độ hấp thụ cực đại ở bước sóng 520 nm đối với phức Pb- dithizonat. Từ đó tiến
hành định lượng Pb theo phương pháp đường chuẩn hoặc thêm chuẩn. Khoảng nồng
độ tối ưu của Pb là 0,05÷1,0 ppm.
Phương pháp UV-VIS tuy phân tích được Pb ở khoảng nồng độ tương đối thấp
nhưng để phân tích Pb trong mẫu phân tích có hàm lượng Pb thấp thường phải cô
làm giàu mẫu. Mặt khác, nếu trong mẫu phân tích có mặt nhiều kim loại khác như
Cu, Zn, Ni, Co, Cr, và các kim loại này cũng tạo phức được với dithizon nên ảnh
hưởng đến phép phân tích, do đó cần phải chiết tách chúng ra khỏi mẫu phân tích
trước khi phân tích Pb và do vậy, làm phức tạp quy trình phân tích và có thể dẫn
đến làm nhiễm bẩn mẫu phân tích. Vì vậy, phương pháp này ít được sử dụng trong
phân tích vết.
Asen trong nước tự nhiên và nước thải có thể được xác định bằng phương pháp
quang phổ hấp thụ phân tử vùng khả kiến (VIS). Theo phương pháp này, trước hết mẫu
được xử lý bằng hỗn hợp H
2
SO
4
+ HNO
3
đặc để chuyển các dạng hợp chất của asen về

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

loại
Phương pháp
nguyên tử hóa mẫu
Bước sóng đo
λ(nm)
Khoảng nồng độ
tối ưu
GHPH
Pb F-AAS 283,3 1 - 10 ppm 0,1 ppm
GF-AAS 5 - 20 ppb 1 ppb
ET-AAS 10 - 50 ppb 1,2 ppb
As HG-AAS 193,7 5 - 20 ppb 1,2 ppb
GF-AAS 2 - 20 ppb 0,05 ppb
F-AAS 10 - 50 ppm 4 ppm
19
1.4.3. Các phương pháp phân tích điện hóa [13], [26]
Các phương pháp phân tích điện hóa sử dụng để phân tích lượng vết Pb, As chủ
yếu là phương pháp cực phổ và phương pháp von-ampe hòa tan.
Phương pháp cực phổ (thuật ngữ "cực phổ" được dùng khi điện cực làm việc là
điện cực giọt thủy ngân rơi (DME)) từ lâu đã được áp dụng để phân tích Pb, As,
Trong phương pháp này, thế được quét tuyến tính rất chậm theo thời gian (thường là
1÷5 mV/s) và đồng thời ghi dòng là hàm của thế trên điện cực DME. Sóng cực phổ
(hay đường von-ampe) thu được có dạng bậc thang. Chiều cao của bậc thang là độ lớn
của dòng giới hạn khuếch tán và là cơ sở để định lượng chất phân tích. Với nguyên tắc
đó, có thể xác định Pb, As trong các nền khác nhau, chẳng hạn nền đệm axetat (pH =
4÷5). Do ảnh hưởng của dòng tụ điện, nên phương pháp cực phổ chỉ đạt được GHPH
cỡ ppm. Để loại trừ ảnh hưởng của dòng tụ điện và nâng cao độ nhạy, các phương
pháp cực phổ hiện đại như cực phổ xung vi phân (DPP), cực phổ sóng vuông
(SQWP), đã phát triển và cho phép phân tích lượng vết Pb, As. Song, để phân tích
những nồng độ vết Pb, gần đây người ta đã áp dụng thành công các phương pháp

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

mức năng lượng cơ bản. Do vậy, muốn thực hiện phép đo phổ hấp thụ nguyên tử
cần phải thực hiện các công việc sau đây:
+ 1. Hóa hơi mẫu phân tích để đưa mẫu về trạng thái khí.
+ 2. Nguyên tử hóa đám hơi đó, tức là phân ly các nguyên tử để tạo ra đám
hơi của các nguyên tử tự do của các nguyên tố cần phân tích ở trong mẫu có khả
năng hấp thụ hoặc bức xạ ánh sáng đơn sắc. Đây là giai đoạn quan trọng nhất và
ảnh hưởng quyết định đến kết quả của phép đo phổ hấp thụ nguyên tử.
+ 3. Chọn nguồn phát tia sáng có bước sóng phù hợp với nguyên tố phân
tích và chiếu vào đám hơi đó, như vậy phổ hấp thụ nguyên tử sẽ xuất hiện.
+ 4. Thu toàn bộ chùm sáng sau khi đi qua môi trường hấp thụ, phân ly
chúng thành phổ và chọn vạch phổ cần đo của nguyên tố phân tích để hướng vào
khe đo và đo cường độ của nó.
+ 5. Thu và ghi lại kết quả đo của cường độ vạch phổ hấp thụ.
Đó là 5 công việc để thực hiện phép đo phổ hấp thụ nguyên tử. Song đó cũng
chính là nguyên tắc của phép đo phổ hấp thụ nguyên tử để xác định các nguyên tố
theo phổ hấp thụ nguyên tử của nó. Do đó, để thực hiện phép đo phổ hấp thụ
21
nguyên tử, chúng ta cần phải có một hệ thống máy đo phổ hấp thụ nguyên tử. Về
nguyên tắc, một hệ thống máy đo này tối thiểu phải gồm 4 bộ phận chính sau đây:
* Nguồn phát chùm tia bức xạ đơn sắc của nguyên tố phân tích, tức là nguồn
cung cấp chùm tia phản xạ đặc trưng của nguyên tố phân tích. Hiện nay, người ta
thường dùng chủ yếu hai loại là đèn catot rỗng (HCL – Hollow Cathode Lamp) và
đèn phóng điện không điện cực. Trong đó hầu hết là dùng đèn catot rỗng để phân
tích các kim loại còn đèn phóng điện không điện cực chỉ thích hợp đối với các á
kim hay bán kim loại. Bản chất hoạt động của các loại đèn này là sự phát xạ của các
nguyên tố trong môi thường khí kém (áp suất 5÷10tor), cho nên phổ của nó là các
vạch phổ phát xạ đặc trưng của các nguyên tố phân tích. Dòng điện làm việc của
đèn (HCL) là yếu tố quyết định cường độ của chùm sáng phát xạ của đèn. Mỗi đèn
(HCL) khi sản xuất đều có dòng I
max

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