Nghiên cứu phương pháp xác định nhanh ion amoni và ứng dụng để đánh giá hiện trạng ô nhiễm amoni trong một số nguồn nước sinh hoạt ở hà nội

Khoa Môi Trường

Luận văn Thạc sỹ khoa học

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

6

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN
MỞ ĐẦU

Nước là nhân tố quan trọng nhất quyết định sự sống trên trái đất, là
hợp phần chính chiếm tới 70% trọng lượng cơ thể con người và tới 90% ở
một số thực vật. Nước tham gia vào các phản ứng quang hoá và sinh hoá như
phản ứng quang hợp của cây xanh, các phản ứng thuỷ phân, trao đổi chất và
tổng hợp tế bào để tạo lên sự sống cho người và động thực vật. Không những
thế, nước còn giữ vai trò quan trọng, thiết yếu trong đời sống, trong công
nghiệp và sản xuất nông nghiệp.
Hiện nay, vấn đề ơ nhiễm mơi trường, trong đó có môi trường nước
đang là mối quan tâm lo ngại của tất cả các quốc gia trên thế giới nói chung
và ở Việt Nam nói riêng. Mơi trường nước bị ơ nhiễm do nước thải của các
nhà máy công nghiệp, nước thải sinh hoạt, nước rị rỉ từ các bãi chơn lấp chất
thải rắn, nước sau sản xuất nông nghiệp và nước do mưa lũ. Một trong những
biểu hiện ô nhiễm nước cấp hiện nay là hàm lượng các chất dinh dưỡng (Nitơ,
Photpho) trong nước tăng cao. Nồng độ cao của những nguyên tố này trong
nước đã tạo điều kiện đặc biệt thuận lợi cho các thực vật xanh sinh trưởng,

làm cho nước có màu, mùi, làm giảm lượng oxi hồ tan, cản trở dòng chảy
của hệ thống cấp nước.
Theo nhiều nghiên cứu, nguồn nước sinh hoạt ở một số nơi trong Hà
Nội đang bị ô nhiễm amoni (NH4 +) rất nghiêm trọng. Hàm lượng amoni theo
quy chuẩn Việt nam (QCVN 01:2009/BYT và QCVN 02:2009/BYT) cho
nước cấp sinh hoạt và ăn uống không được vượt quá 3,0 mg/L [10, 11], nhưng
nhiều nơi ở Hà Nội đã bị nhiễm nặng, cao hơn 5-10 lần mức cho phép. Điển
hình là khu vực phía nam và tây nam thành phố như Hạ Đình, Pháp Vân,
Tương mai, Định Cơng, Hồng Mai, Đồn Thủy, Nhổn, ... với diện tích nguồn
nước bị nhiễm lên tới gần 10 km2 và một số điểm nhỏ lẻ ở khu vực Gia Lâm.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

1

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Mơi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Khi nước sinh hoạt có nhiễm amoni tiếp xúc với khơng khí, nhiều lồi
vi khuẩn đã chuyển hóa amoni thành nitrit và nitrat. Nitrit trong cơ thể cạnh
tranh với hồng cầu để lấy oxy và gây bệnh đường hô hấp (đặc biệt đối với phụ
nữ mang thai và trẻ em); mặt khác cịn có thể kết hợp với các chất hữu cơ để
tạo ra những chất có khả năng gây ung thư.
Chính vì tính cấp bách của vấn đề này mà rất nhiều các cơng trình
nghiên cứu đã được tiến hành để tìm ra những phương pháp tối ưu khắc phục
đến mức tốt nhất có thể được. Để giúp cho q trình xử lý ơ nhiễm amoni

trong nước sinh hoạt thì việc đánh giá xác định nhanh amoni cũng góp phần
khơng nhỏ.
Do đó đề tài của luận văn được xác định là: “Nghiên cứu phương
pháp xác định nhanh ion amoni và ứng dụng để đánh giá hiện trạng ô
nhiễm amoni trong một số nguồn nước sinh hoạt ở Hà Nội”.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

2

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN
Chương 1. TỔNG QUAN

1.1. Amoni trong tự nhiên
1.1.1. Vịng tuần hồn của Nitơ
Trong tự nhiên, nitơ có mặt ở hầu hết các đối tượng môi trường như
đất, nước, khơng khí và hệ động thực vật thơng qua một chu trình chuyển hóa
nitơ trong tự nhiên gọi là chu trình nitơ (hay vịng tuần hồn nitơ), được minh
họa trong hình 1 dưới đây.
Khơng khí
N2

Q trình cố
định nitơ
trongkhí quyển

Sự khử nitơ

N2 O

Q trình cố
định nitơ trong
cơng nghiệp

Q trình cố
định nitơ sinh
học

Nitơ hữu cơ

NO, NO2

Đất
NO3-

NO2-

NH3

Hình 1. Chu trình Nitơ đơn giản
(Nguồn: Roger N. Reeve, Trường Đại học Sunderland, Anh quốc [29])

Luận văn Thạc sỹ khoa học

3

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Trong các cơ thể động - thực vật, nitơ là một nguyên tố chính và là
thành phần của nhiều hợp chất tham gia q trình chuyển hóa sinh hố. Ở các
thành phần đó, nitơ thường nằm trong các hợp chất phức tạp như protein, axit
nucleic, chất màu, ... . Thực vật tổng hợp protein lấy nitơ dưới dạng amoni và
nitrat. Con người và động vật bậc cao lấy nguồn cung cấp protein từ thực vật
và động vật bậc thấp hơn.
Trong nước, chu trình nitơ cũng thể hiện rất rõ nhờ q trình chuyển
hóa qua lại của ba dạng: nitơ hữu cơ, nitơ dạng khử - amoni (NH 3/NH4+) và
nitơ dạng oxi hoá (NO2-, NO3-) do sự hoạt động mạnh mẽ của các vi sinh vật.
Trong vòng tuần hoàn này, các nitơ hữu cơ (N-hữu cơ; chẳng hạn như
protein) được đưa vào thủy quyển từ các nguồn thải, sinh khối hữu cơ có sẵn
trong nước và từ quá trình trao đổi chất của sinh vật nước. Tiếp theo, được
chuyển hóa thành amoni nhờ vi khuẩn dị dưỡng (một vài lượng amoni này
được tái trở lại vi sinh vật cho chúng phát triển, phần cịn lại vào mơi trường).
Sau đó, dưới các điều kiện hiếu khí, các sản phẩm nitrit và nitrat được tạo
thành nhờ các vi khuẩn tự dưỡng nitrosomonas và nitrobacter. Các nitrat sinh
ra được thực vật và các loài sinh vật khác trong nước sử dụng như một nguồn
dinh dưỡng. Trong điều kiện hiếu khí, nitrat được các sinh vật sống đồng hóa,
nhưng khơng bị chuyển thành khí nitơ.
Dưới các điều kiện yếm khí amoni khơng bị oxy hóa, chỉ giảm một
lượng nhỏ do sự đồng hóa để sinh trưởng của các sinh vật. Nhưng cũng trong
điều kiện yếm khí này, nitrat lại có thể được chuyển hóa thành khí nitơ nhờ vi

khuẩn dị dưỡng denitrat hóa. Để thực hiện q trình này địi hỏi phải có mặt
các chất hữu cơ để hạ bớt năng lượng. Quá trình chuyển NO 3- thành NO2thành NO rồi N2O và N2 gọi là q trình phản nitrat hố [29].
Về mặt sinh hóa, chu trình nitơ trong nước có thể minh họa rõ hơn
theo hình 2 dưới đây.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

4

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

F
Sinh khối chứa các hợp
chất nitơ hữu cơ
Vi khuẩn
dị dưỡng

sự cố định
đạm

NO3

Nitơ hữu cơ

sự khử nitơ kỵ

khí

Vi khuẩn
dị dưỡng

N2

Nitrobacter
Vi khuẩn hiếu
khí tự dưỡng

Nitrosomonas

NH3/NH4

NO2
Vi khuẩn hiếu khí tự dưỡng

Hình 2. Chu trình sinh hóa của nitơ [32]
Trong chu trình này, cả hai nhóm vi khuẩn nitrat hóa đều cần oxy để
oxy hóa amoni và nitrit đến sản phẩm không độc - nitrat; nếu các mức oxy
không đủ cung cấp, q trình nitrat hóa sẽ bị suy giảm và nồng độ amoni cũng
như nitrit sẽ tăng lên trong thủy vực sẽ gây độc cho sinh vật thủy sinh, đặc
biệt là cá.
1.1.2. Tính chất vật lý và hóa học của amoni [5]
Trong mơi trường nước, amoni có thể tồn tại ở dạng phân tử (NH 3)
hoặc ion (NH4+) tùy thuộc vào pH của nước.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

5

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Ở dạng phân tử, amoni thường gọi - amoniac là một chất khí khơng
màu, mùi khai và xốc, nhẹ hơn khơng khí. Amoniac tan khá tốt trong nước và
độ tan phụ thuộc rất mạnh vào nhiệt độ dung dịch. Ở 0 oC độ tan của amoniac
có thể lên đến 50% trong nước, ở 20 oC giảm xuống cịn khoảng 35% và ở
100oC thì độ tan của amoniac hầu như bằng 0%. Dung dịch amoniac lỏng bán
ngoài thị trường thường có nồng độ amoniac từ 25 - 27%. Khi tan trong nước,
amoniac kết hợp với ion H + của nước tạo thành một dung dịch kiềm yếu theo
cân bằng:
NH3 + H2O ⇔

NH4+ + OH-

Dựa vào phản ứng này có thể chuyển hố ion amoni (NH 4+) trong nước
thành NH3 bằng cách đưa vào môi trường nước một lượng kiềm nhất định để
cân bằng chuyển dịch về bên trái. Ngược lại, có thể thêm axit vào nước để
amoni có mặt trong nước tồn tại ở dạng NH4+.
Amoniac có thể kết hợp với nhiều muối kim loại tạo thành những
amoniacat cực bền như Co(NH 3)63+, Hg(NH3)42+, Cu(NH3)42+, Cd(NH3)42+ …
với hằng số bền tương ứng Kb = 1,99.1035, 1,99. 1019, 1,07. 1012, 3,36. 106 [2].
Trong môi trường nước tự nhiên, khi pH thấp amoni tồn tại chủ yếu ở
dạng ion amoni (NH4+); khi pH tăng (mơi trường nước bị kiềm hóa), ion NH 4+

có xu hướng chuyển hố ngược lại thành NH 3. Nhìn chung, nếu nồng độ
amoni ở mức vết, ion amoni là chất khơng mùi, khơng màu.
Ion amoni có bán kính là 1,43 A o gần tương đương với các ion kim
loại như Rb+ = 1,48 và K+ = 1,44, nên muối của ion amoni giống với muối của
kim loại kiềm. Hầu hết muối amoni đều dễ tan trong nước và phân ly mạnh
trong nước, nhưng khác với muối kim loại kiềm là muối amoni bị thủy phân
trong dung dịch cho môi trường axit :
NH4+ + H2O ↔ NH3 + H3O+ với K = 5,5.10-10

Luận văn Thạc sỹ khoa học

6

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Mơi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Ion amoni có khả năng tạo phức ít tan với ion Mg 2+ và PO43- trong môi trường
NH3 theo phương trình:
NH4+ + Mg2+ + PO43- =

NH4MgPO4 ↓ trắng

Thêm nữa, ion amoni còn tạo được hợp chất dị đa kết tủa màu vàng amoniphotphomolipdat - trong môi trường axit theo phương trình:
3NH4+ + PO43- + 12MoO42- + 24H+ = (NH4)3[PMo12O40 ] ↓ vàng + 12H2O
Kết tủa phức này không tan trong axit nitric nhưng tan trong kiềm và
dung dịch amoniac. Những phản ứng này được dùng để nhận ra ion PO 43trong nước [1].

Amoni cũng có thể bị oxi hoá dưới tác dụng của các tác nhân oxi hố
tạo thành N2, NO2-, NO3- . Với sự có mặt của oxy, amoni chuyển thành nitrat
theo phương trình:
NH4+ + 2O2 → NO3- + H2O + 2H+
Trong các điều kiện phản ứng phù hợp và có mặt chất xúc tác, oxy
khơng khí có thể oxi hố amoniac thành các nitơ oxit; ngược lại, sự có mặt
của nitơ oxit cùng với amoniac trong điều kiện thích hợp (có hoặc khơng có
mặt của chất xúc tác) chúng sẽ phản ứng với nhau tạo thành nitơ và nước.
4NH3 + 5O2 = 4NO + 6H2O
4NH3 + 6NO = 5N2 + 6H2O
2NH3 + NO + NO2 = 4N2 + 3H2O
Amoniac phản ứng mạnh với các axit tạo thành các muối tương ứng,
nó cũng có thể phản ứng với các oxit axit ẩm giống như với các axit.
NH3 + HNO3 = NH4NO3
2NH3 + H2O + SO3 = (NH4)2SO4
Q trình chuyển hố nitơ trong nước thường bắt đầu từ sự thuỷ phân,
oxi hoá và phân huỷ nitơ hữu cơ bao gồm: các hợp chất dị vòng như axit
nucleic, protein, peptit, ure…

Luận văn Thạc sỹ khoa học

7

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Dưới tác dụng của enzim ureaza, ure và các hợp chất tương tự ure bị
thuỷ phân tạo thành amoniac và muối amonibicacbonat. Phản ứng này chịu
ảnh hưởng nhiều của pH và có thể mơ tả bằng phương trình sau:
CO(NH2)2 +

NH4+

2H2O →

+ HCO3- +

NH3

Sự chuyển hố nitơ hữu cơ thành N - NH4+ được thực hiện nhờ các loại
vi khuẩn thuộc giống Clostridium, E.coli, Bacillus, Proteus,…; các loại nấm
mốc thuộc giống Aspergillus, Penicillium, Mucor,…
1.1.3. Hiện trạng ô nhiễm amoni trong các nguồn nước ở Việt nam
Nhiều kết quả nghiên cứu cho thấy do sự khống hóa các vật chất giàu
nitơ trong các lớp than bùn, sự ngấm các chất chứa nitơ từ các hoạt động
sống trên bề mặt đất và sau đó dưới điều kiện yếm khí trong lòng đất bị khử
về amoni [1,6,7], kèm theo việc xả thải bừa bãi chất thải chưa xử lý tốt đã dẫn
đến sự ô nhiễm amoni trong nhiều nguồn nước ngầm và nước mặt ở Việt nam.
Đáng lưu tâm hơn là sự ơ nhiễm này ngày càng có xu thế gia tăng.
Chẳng hạn ở Hà nội, các số liệu báo cáo định kỳ của Công ty kinh
doanh nước sạch Hà nội và Liên đồn Địa chất thủy văn-Địa chất cơng trình
miền Bắc [12] đều cho thấy: nước ngầm Hà Nội có hàm lượng amoni cao
vượt quá tiêu chuẩn cho phép nhiều lần, nhất là ở phía Nam thành phố. Hiện
nay, tại tầng nước ngầm trên (cách mặt đất 25-40m) nước từ các giếng đào
của người dân đều có hàm lượng amoni cao như xã Pháp Vân (31,6mg/l),
phường Tương Mai (13,5mg/l). Tầng nước ngầm dưới (cách mặt đất 45-60m),

là nguồn cung cấp nước cho các nhà máy cũng bị ô nhiễm N-amoni: Pháp
Vân-20mg/l, Tương Mai 5-10mg/l, Hạ Đình 6-12mg/l. Nước ngầm một số
khu vực ở Hà Nội có hàm lượng amoni lớn hơn 10 lần cho phép với diện tích
bị nhiễm lên tới gần 10 km2 [13].
Thêm nữa, diện tích nhiễm bẩn các hợp chất nitơ ngày càng lan rộng ở
tầng nước ngầm mạch nông và mạch sâu như trong bảng 1 dưới đây [12].

Luận văn Thạc sỹ khoa học

8

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Bảng 1. Hàm lượng hợp chất nitơ trong nước ngầm Hà Nội
Thông số

1992

1993

1994 1995 1996 1997 1998 1999

Tấng NH4+(mg/l) 2,2
2,5
2,4

3
11,2 10,9
nước NO3-(mg/l) 0,67 0,84
1,1
0,9
2,2
4,1
sâu NO2-(mg/l) 0,017 0,011 0,023 0,01 0,065 0,05

14,1

17

4,1

2,5

Tầng NH4+(mg/l) 2,4
2,5
1,7
4,8
nước NO3-(mg/l) 0,63
0,9
0,83 0,85
nông NO2-(mg/l) 0,015 0,013 0,019 0,02

0,18 0,002

14,2

15,2

15,0

33,0

3,3

4,1

3,2

3,3

0,08

0,08

0,29

0,04

Nguồn: Sở Khoa học, Công nghệ và Mơi trường Hà nội, 2002
Ơ nhiễm amoni trong các nguồn nước mặt (ao, hồ, sông ...) cũng đang
là những bức bách cần được giải quyết. Kết quả công bố của Viện Nước và
Công nghệ Môi trường cho thấy: “Amoni trong nguồn nước sơng Sài Gịn
khơng hề có dấu hiệu giảm và biến động theo từng khu vực. Có thời điểm
nồng độ amoni vượt tiêu chuẩn hơn 20 lần (tiêu chuẩn cho phép 0,05mg/lít)”.
Theo nhóm nghiên cứu, amoni tăng do nước từ sông rạch và từ các nguồn thải
công nghiệp, chăn nuôi đưa vào. Cụ thể nguồn thải từ trại heo Tân Trung (Củ

Chi) với tải lượng ô nhiễm 1,25kg amoni/ngày đêm. Từ rạch Bà Bếp cũng
thải gần 16kg amoni/ngày đêm. Lâm Minh Triết (2006) cũng có nhận xét:
“Lượng amoni trong nước thải từ khu dân cư và từ các nhà máy hố chất, chế
biến thực phẩm, sữa có thể lên tới 10-100 mg/l” [8].
Tình trạng ơ nhiễm amoni cao, chẳng những làm xú uế mơi trường
khơng khí và gây mất cảnh quan cho dân cư sống xung quanh sông Sài gịn,
mà cịn gây khó khăn, tăng cao kinh phí cho việc xử lý nước mặt làm nguồn
nước cấp cho sinh hoạt; thậm chí có thể dẫn đến việc đóng cửa nhà máy nước
Tân hiệp, nơi cung cấp nước cho sạch cho hàng triệu người dân tại các quận
huyện: 6, 7, 8, Tân Bình, Tân Phú, Bình Tân, Gị Vấp, Nhà Bè, Bình Chánh...
(theo lời ơng Bùi Thanh Giang, giám đốc Nhà máy nước Tân Hiệp) [3].

Luận văn Thạc sỹ khoa học

9

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Như vậy so với QCVN 01:2009/BYT và quy định số 1329/2002/BYT
về tiêu chuẩn vệ sinh nước ăn uống của Bộ Y Tế cho hàm lượng N-amoni là
3 mg/l, thì các con số trên cho thấy một thực tế chung là nhiều nguồn nước ở
Việt nam đang ô nhiễm amoni một cách nghiêm trọng.
1.1.4. Các tác động có hại của amoni trong nước
Amoni là một sản phẩm phụ độc sinh ra trong quá trình trao đổi chất ở
cơ thể động vật và là sản phẩm của sự phân hủy tự nhiên các chất thải động

thực vật. Trong môi trường nước, amoni tồn tại ở cả dạng phân tử (NH 3) và
ion (NH4+) phụ thuộc mạnh vào pH, nhiệt độ và độ mặn; nhưng pH ảnh hưởng
quan trọng hơn cả. Nếu tăng 1 đơn vị pH thì tỷ lệ của dạng NH 3 sẽ tăng 10
lần. Khi ion amoni có mặt trong nước cùng với photphat sẽ thúc đẩy quá trình
phú dưỡng của nước. Sự xuất hiện amoni trong nước cũng là hiệu báo nguồn
nước bị ô nhiễm, cần phải kiểm sốt chặt chẽ các chỉ tiêu khác có nguy cơ gây
hại cho sức khỏe như nitơrat, nitơrit và vi sinh.
Độ độc của amoni phụ thuộc cao vào pH nước. Chẳng hạn như nó sẽ
chuyển hóa thành ion amoni kém độc hơn ở pH thấp (pH < 7, amoni bắt đầu
tồn tại chủ yếu ở dạng ion), nhưng ở pH > 7 các mức độc của amoni tăng lên
do tăng dạng phân tử. Mức amoni tổng (NH3 + NH4+) chỉ ở khoảng 0,25 mg/L
đã có thể gây nguy hại cho cá và các loài sinh vật nước khác. Riêng dạng
phân tử (NH3), chỉ cần ở nồng độ rất thấp (0,01 ÷ 0,02 mg/L) cũng đã có thể
giết chết cá [31].
Amoni là một thông số không bền, khi ở dạng ion, nó lấy oxy trong
nước để bị oxy hố trở thành nitrat. Trong trường hợp đó, nó là độc tố đối với
đời sống của thuỷ sinh trong môi trường nước theo phương trình dưới đây:
NH4+ + 2O2 → NO3- + H2O + 2H+

Luận văn Thạc sỹ khoa học

10

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Đối với cơ thể con người, bản thân ion amoni có mặt trong nước (thực
ra) khơng q độc, song hàm lượng NH4+ trong nước cao có thể gây một số
hậu quả như sau:
+ Thứ nhất: làm giảm hiệu quả, độ tin cậy của cơng đoạn clo hóa sát
trùng (bước cuối cùng trong dây chuyền công nghệ xử lý nước hiện hành), do
phản ứng ngay với clo để chuyển hóa clo thành cloramin có tác dụng sát
khuẩn yếu so với clo khoảng 100 lần.
+ Thứ hai: khi có mặt lâu trong nước, theo chu trình tự nhiên amoni
dưới tác dụng của oxy và vi khuẩn có thể bị oxy hóa thành nitrit và nitrat. Bản
thân nitrit và nitrat không gây ung thư nhưng khi vào cơ thể người dễ phản
ứng với các chất khác tạo thành các hợp chất N-nitroso gây ung thư (tiêu
chuẩn mới nhất của Bộ y tế yêu cầu tổng N-nitrit và nitrat ≤ 10mg/L).
+ Thứ ba: amoni cùng với một số chất vi lượng trong nước (hữu cơ,
photpho, sắt, mangan...) là nguồn dinh dưỡng - thức ăn để vi khuẩn (kể cả
tảo) phát triển, gây hiện tượng không ổn định sinh học của chất lượng nước
sau xử lý. Nước có thể bị đục, đóng cặn trong hệ thống ống dẫn, bể chứa.
Nước bị xuống cấp về các yếu tố cảm quan. Đây là khía cạnh chính được giới
khoa học quan tâm nhiều và là yêu cầu bắt buộc về hàm lượng amoni sau xử
lý của mọi quy trình sản xuất nước cấp cho sinh hoạt.
1.1.5. Sự chuyển hóa sinh hóa các hợp chất chứa nitơ trong cơ thể sống và
tác động tiêu cực của nó
Một mặt con người và động vật bậc cao lấy nguồn cung cấp protein từ
động thực vật, mặt khác nguồn protein này lại được tổng hợp lên nhờ hệ
thống các enzym (cũng chính là các protein). Protein tạo ra phần lớn vật chất
hình thành nên tế bào sống. Protein có chức năng: cấu trúc, xúc tác, vận
chuyển, bảo vệ, điều khiển, có giá trị cảm quan và dinh dưỡng. Trong q
trình sống của động thực vật và con người, ln có sự đào thải các chất dư

Luận văn Thạc sỹ khoa học

11

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Mơi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

thừa, khó tiêu hố và cặn bã dưới dạng nước tiểu và phân. Đó là kết quả của
quá trình phân huỷ protein. Trong nước tiểu, nitơ tồn tại dưới dạng ure. Trong
phân và xác động thực vật chứa lượng lớn nitơ hữu cơ. Dưới tác động của một
số loại vi khuẩn đặc hiệu, chính những nguồn thải này lại là nguồn dinh
dưỡng nitơ để cung cấp cho sự phát triến, sinh trưởng của thực vật.
Như vậy, con người và động thực vật ln cần có nitơ ở một liều
lượng thích hợp, và có thể nói chu trình chuyển hố nitơ trong hệ sinh thái là
một vịng tuần hoàn. Ở trên mức cho phép, tất cả các dạng chứa nitơ này đều
có thể gây hại cho sức khoẻ con người và ảnh hưởng xấu đến hệ sinh thái.
Chẳng hạn như, nitrat là sản phẩm cuối cùng của quá trình phân huỷ
các hợp chất hữu cơ chứa nitơ có trong chất thải của người và động thực vật.
Trong nước tự nhiên, nồng độ nitrat thường nhỏ hơn 5 mg/l, vùng bị ơ nhiễm
do chất thải hoặc phân bón, hàm lượng nitrat trong nước lên tới trên 10 mg/l
làm cho rong tảo dễ phát triển. Ở nồng độ cao, nitrat gây ảnh hưởng xấu đến
chất lượng nước sinh hoạt và nuôi trồng thuỷ sản, mặc dù bản thân chúng
không phải là chất có độc tính nhưng ở trong cơ thể nó bị chuyển hố thành
nitrit rồi kết hợp với một số chất khác trong cơ thể tạo thành các hợp chất
nitrozo là các chất có khả năng gây ung thư. Hàm lượng nitrat trong nước cao
nếu uống phải sẽ gây bệnh thiếu máu, làm giảm lượng hemoglobin trong máu.
Nguyên nhân làm giảm chức năng của hemoglobin là do hàm lượng
nitrat tăng trong cơ thể, nitrat sẽ biến thành nitrit và nitrit sẽ tạo thành

methemoglobinenia bằng sự oxi hoá “hem Fe2+” của hemoglobin.
Methemoglobin khơng có khả năng kết hợp với oxi gây thiếu máu.
Nitrit cịn có thể kết hợp với các amin, amit và các hợp chất chứa nitơ
khác tạo các nitrosamin, một nhóm carcinogen được xem như là tác nhân có
khả năng gây ung thư, đe doạ sự sống của con người.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

12

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Việc sử dụng nước nhiễm bẩn amoni hay nitrat gây nguy hiểm cho sức
khỏe, trong đó trẻ em là đối tượng chịu ảnh hưởng nhiều nhất. Trẻ em uống
nước bị nhiễm amoni hay nitrat có thể dẫn đến tử vong nếu nồng độ cao và ở
nồng độ thấp cũng gây bệnh xanh xao, chậm phát triển. Nitrat tạo chứng thiếu
vitamin và có thể kết hợp với các amin để tạo nên những nitrosamin là
nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Các nghiên cứu cho thấy, 1g
amoni khi chuyển hóa hết sẽ tạo thành 2,7 g nitrit và 3,65 g nitrat (QCVN
01:2009/BYT cho phép nồng độ trong nước ăn uống của amoni và nitrit là 3,0
mg/L, nitrat là 50 mg/L).
Ở dạng phân tử, amoni thâm nhập vào cơ thể người qua đường hô hấp,
ăn uống và thẩm thấu qua da. Amoniac đi qua các lớp mô rất nhanh kể cả lớp
biểu bì ngồi da, nó rất linh động trong các niêm mạc và các dịch trong cơ
thể. Tác động của amoniac trước hết là gây kích thích mạnh, phá hủy các

niêm mạc mũi, mắt và để lại hậu quả. Khi hàm lượng amoni trong máu tăng
lên đến một mức nào đó người ta nhận thấy hàm lượng của nó trong não sẽ
đột ngột tăng lên; lúc đó nó sẽ tác động lên hệ thần kinh. Người ta đã ghi nhận
được khi hàm lượng amoni trong não khoảng 50 mg/kg, xuất hiện hiện tượng
co cứng các cơ và sau đó là đi vào hơn mê. Đối với hệ tuần hoàn, khi hàm
lượng amoni tăng lên tới khoảng 100 mg/kg cơ thể thì thường để lại hậu quả
nghiêm trọng. Các con vật thí nghiệm bị chết vì hội chứng nhiễm độc gây xơ
vữa tâm thất do amoniac tác động trực tiếp lên tim. Thông thường với hàm
lượng nhỏ trong khơng khí và tiếp xúc khơng thường xun thì amoniac hầu
như vô hại.
1.2. Các phương pháp xác định amoni [4, 15]
Vì rất nhiều các lý do nêu trên, việc xác định hàm lượng amoni đã trở
thành một nhiệm vụ khá quan trọng trong phân tích mơi trường, đặc biệt là

Luận văn Thạc sỹ khoa học

13

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Mơi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

phân tích nước [19, 31]. Có thể xác định amoni bằng một trong ba phương
pháp khác nhau:
-Tách amoni bằng cách chưng cất dung dịch chứa nó trong mơi trường
kiềm, sau đó chuẩn độ bằng axit.
-Xác định điện thế sử dụng các điện cực nhạy ion

-Xác định trắc quang hoặc so màu
Nồng độ amoni và các chất gây ảnh hưởng là hai yếu tố chính liên
quan đến việc lựa chọn phương pháp xác định amoni. Nói chung, việc xác
định trực tiếp, thủ công trong những trường hợp hàm lượng amoni thấp chỉ
được dùng đối với nước uống, nước ngầm và nước bề mặt sạch, hoặc dòng
thải đã bị nitro hóa có chất lượng tốt. Những trường hợp khác và trong những
mẫu có các chất gây ảnh hưởng đến phép xác định hoặc khi cần phân tích
chính xác hơn thì phải chưng cất sơ bộ mẫu trước khi phân tích.
Mặt khác, độ chính xác của phương pháp xác định nitơ-amoni phụ
thuộc rất nhiều vào cách lấy mẫu và xử lý bảo quản mẫu. Các mẫu phân tích
ngay hoặc sớm hầu hết đều cho kết quả chính xác. Nếu các mẫu được phân
tích trong vịng 24h sau khi lấy mẫu, thì khơng phải axit hóa mẫu và phải bảo
quản lạnh ở nhiệt độ 4°C. Khi cần lưu mẫu lâu (đến 28 ngày), phải làm lạnh
mẫu ở âm 20°C và không axit hóa mẫu. Nếu bảo quản mẫu bằng axit thì pH
phải < 2 và để lạnh 4°C, sau đó trung hòa mẫu bằng NaOH hoặc KOH và xác
định ngay amoni sau khi trung hịa (Chú ý: việc axit hóa để giữ mẫu thường
ảnh hưởng đến kết quả vì có thể làm thay đổi hàm lượng amoni do sự có mặt
của amoni trong chất rắn ở dạng keo không thể lọc được; đồng thời cũng cần
nhớ rằng phải dùng nước cất không amoni).
Trong ba phương pháp xác định amoni kể trên, phương pháp chuẩn độ
thể tích ln phải có bước chưng cất cịn hai phương pháp sau thì có thể phải
chưng cất và cũng có thể khơng.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

14

Nguyễn Văn Khoa

Khoa Mơi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

1.2.1. Phương pháp thể tích ( chuẩn độ axit-bazơ)
Phương pháp chuẩn độ là phương pháp có thể áp dụng để xác định cả
nitơ - hữu cơ và nitơ - amoni trong các mẫu nghiên cứu. Phương pháp được
ứng dụng trong khoảng nồng độ từ 5-100 mg N-amoni/l. Trong phương pháp
này người ta sử dụng axit boric như một chất hấp thụ để chuẩn độ.
Nguyên tắc của phương pháp là mẫu được đệm hóa ở pH 9,5 bằng
đệm borat để làm giảm sự thủy phân xianat và các hợp chất hữu cơ chứa nitơ.
Sau đó sử dụng bình Kjeldahl để cất và hấp thụ amoniac vào dung dịch axit
boric (nếu sử dụng phương pháp chuẩn độ) và hấp thụ vào axit sunforic (nếu
dùng phương pháp phenat). Chọn phương pháp chuẩn độ hay so màu phenat
là tùy thuộc vào nồng độ amoni trong mẫu; hoặc cũng có thể sử dụng phương
pháp điện cực chọn lọc khi thu amoniac vào H2SO4.
Dung dịch hấp thụ vào axit sau khi chưng cất phù hợp cho việc xác
định nitơ-amoni có hàm lượng từ 5 mg/l trở lên.
Xác định amoni trong phần cất bằng cách chuẩn độ với axit HCl 0,02
M hoặc với dung dịch HCl 0,1 M khi mẫu có hàm lượng amoni cao.
1.2.2. Phương pháp điện cực chọn lọc
Đây là phương pháp có khả năng xác định nitơ trong một khoảng rộng
với hai phương thức: sử dụng điện cực chọn lọc - ứng dụng trong khoảng
nồng độ từ 0,03 ÷ 1400 mg NH 3-N/l và điện cực chọn lọc có sử dụng phương
pháp thêm xác định trong khoảng 2,5-30 mg NH 3-N/l. Phương pháp này có
thể sử dụng để xác định amoni trong nhiều đối tượng như nước uống, nước
mặt, nước thải đô thị và nước thải công nghiệp.
Mẫu sau khi đã được đệm hóa ở pH 9,5 và chưng cất, được hấp thụ
vào 50 ml dung dịch H2 SO4 0,04N đối với phương pháp điện cực chọn lọc và
phương pháp phenat.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

15

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Điện cực chọn lọc amoni sử dụng một màng thấm kị khí để tách dung
dịch mẫu khỏi một dung dịch NH 4Cl trong điện cực. Amoni hòa tan (NH 3 và
NH4+) được chuyển thành NH3 nhờ tăng pH đến 11 bằng một dung dịch kiềm
mạnh. NH3 sẽ khuếch tán qua màng và làm thay đổi pH. Sự thay đổi pH này
được đo bằng một điện cực pH.
1.2.3. Phương pháp trắc quang
Qua nhiều năm, các phương pháp trắc quang khác nhau để xác định
amoni đã được sử dụng. Những phương pháp được sử dụng thường xuyên
nhất là dựa vào phản ứng hóa học tạo phức màu với các thuốc thử vô cơ
(Nessler) hoặc thuốc thử hữu cơ (màu xanh indo-) của ion amoni trong môi
trường kiềm.
* Phương pháp Nessler
Nguyên tắc của phương pháp là khi thuốc thử Nessler (K 2HgI4) trong
môi trường kiềm được thêm vào một dung dịch muối amoni lỗng, thì amoni
sẽ nhanh chóng phản ứng với thuốc thử, tạo phức có màu vàng đến nâu sẫm
phụ thuộc vào nồng độ amoni có trong mẫu. Màu tạo ra giữa thuốc thử
Nessler và amoni có cực đại hấp thụ quang ở bước sóng 420 - 500 nm tùy
thuộc vào nồng độ amoni trong mẫu.

Đây là phương pháp khá nhạy, có thể xác định được lượng amoni (tính
theo N) từ 0,02 mg/l đến 5,00 mg/l. Các yếu tố ảnh hưởng có thể loại trừ bằng
cách kết tủa với kẽm hydroxit hoặc chưng cất trước khi nessler hóa.
Thuốc thử Nessler được sử dụng để xác định amoni trong dung dịch
amoni rất loãng và trong nước tự nhiên. Phương pháp cũng được ứng dụng để
xác định nitrat và nitrit bằng cách khử chúng trong mơi trường kiềm có hợp
kim Devarda làm xúc tác tới amoniac; thu các nitrat và nitrit đã bị khử về
dạng NH3 bằng cách chưng cất. Quy trình này được ứng dụng với nồng độ
amoni <0,1 mg/l.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

16

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

* Phương pháp phenat
Phương pháp phenat dựa trên phản ứng tạo phức màu xanh đậm
indophenol – giữa amoni, phenol và hypoclorit nhờ sự xúc tác của muối
Mn(II). Phương pháp có thể xác định tới 0,01 đến 0,50 mg NH4+-N/l.
Dùng thuốc thử phenat, người ta có thể xác định được cả nitơ trong
các loại nước tự nhiên (nước nguồn) và cả nitơ trong nước cống bằng phương
pháp trắc quang. Khoảng nồng độ của nó tuyến tính đến 0,6 mg NH 3-N/l.Các
yếu tố ảnh hưởng có thể loại bằng cách chưng cất vào chất hấp thụ là H2SO4.
Ngoài ra, cịn có phương pháp phenat tự động được ứng dụng trên

khoảng nồng độ từ 0,02-2,0 NH3-N/l.
Độ kiềm quá 200 mg/l (tính theo CaCO3) và độ axit lớn hơn 100 mg/l
(tính theo CaCO3), cũng như độ đục sẽ ảnh hưởng đến phép xác định. Việc
loại trừ ảnh hưởng này có thể thực hiện bằng cách chưng cất trước.
Ngoài ba phương pháp chủ yếu trên, các phương pháp phân tích dịng
chảy (FIA), sắc ký ion (IC), phương pháp enzym, phân tích dịng liên tục
(sequential injection analysis-SIA) và sắc ký khí – khối phổ (GC/MS) cũng
được sử dụng để xác định amoni trong nước.
1.3. Các cơng trình nghiên cứu xác định nhanh amoni
Như trên (mục 1.2) đã trình bày “việc xác định hàm lượng amoni đã trở
thành một nhiệm vụ khá quan trọng trong phân tích mơi trường, đặc biệt là
phân tích nước”, tuy nhiên việc phân tích amoni trong các đối tượng môi
trường thường mất nhiều thời gian, thiết bị phải chuyên dụng và quy trình
phức tạp do phải xử lý làm giàu, loại các ảnh hưởng, ... Thêm nữa, độ chính
xác của phương pháp xác định nitơ-amoni phụ thuộc rất nhiều vào cách lấy
mẫu và xử lý bảo quản mẫu; mẫu chưa được phân tích ngay thường tạo ra sai
số do sự chuyển hóa sang các dạng chứa nitơ khác. Vì thế đã có rất nhiều các
cơng trình nghiên cứu, tìm cách có thể xác định ngay và nhanh nồng độ

Luận văn Thạc sỹ khoa học

17

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

amoni, đặc biệt là amoni trong môi trường nước và khơng khí. Các nghiên
cứu này đa phần sử dụng phương pháp quang, hoặc trên cơ sở phương pháp
quang chế tạo các sensơ nhạy amoni, chiết điểm sương phức màu indophenol,
... Dưới đây là một số cơng trình tiêu biểu.
Năm 1992 W. Sellien và cộng sự đã nghiên cứu chế tạo một sensơ
quang hóa để quan trắc ion amoni trong các dung dịch nước. Các tính chất
của sensơ dựa trên một chỉ thị pH không thay đổi. Giới hạn phát hiện của
sensơ phụ thuộc vào giá trị pKa của chỉ thị pH đã sử dụng và vào pH cũng như
nhiệt độ của mẫu. Với p-xylenol xanh (pKa = 2,0), giới hạn phát hiện là 1.10-6
M/L NH4+ (pH = 6,8; to = 22oC). Thời gian đáp ứng phụ thuộc vào nồng độ
ion amoni và dao động từ 1 đến 60 phút. Độ bền của sensơ > 6 tháng. Sensơ
được tối ưu hóa để phân tích nước thải mà khơng cần tiền xử lý mẫu. Nồng độ
amoni đo được phù hợp với các kết quả phân tích bằng những phương pháp
truyền thống khác [33].
Martina Trinkel và các đồng nghiệp (1996) đã nghiên cứu chế tạo sensơ
quang cho xác định amoniac trên cơ sở cặp ion (thuốc nhuộm nhạy pH
(bromophenol xanh) được cố định như một cặp ion liên hợp với
cetyltrimethylammonium trong nền silicon) [25]. Màu của thuốc nhuộm thay
đổi từ vàng đến xanh theo sự tăng nồng độ amoni trong mẫu. Nồng độ amoni
được đo theo độ truyền qua ở một bước sóng xác định. Tất cả các phép đo
được thực hiện với một chùm sáng kép, máy đo quang trạng thái rắn. Khoảng
đo dao động từ 6.10-7 đến 1.10-3 M (0,01 ữ 17 àg/L) trong m phosphat natri
0,1M, pH 8. Thời gian đáp ứng 90% và 100% ở tốc độ dòng 2,5 ml/ph là 4
phút và 10 phút, cho mt s thay i t 41,9 ữ 82,5 àM amoni; hoặc 12 và 48
phút cho sự thay đổi từ 160 ÷ 0 µM amoni. Độ ổn định của phép đo bị hạn
chế bởi tín hiệu nền và độ nhạy amoni. Sensơ sử dụng tốt trong khoảng thời
gian một vài ngày. Độ bền lưu kho là > 10 tháng (khô). Không bị ảnh hưởng

Luận văn Thạc sỹ khoa học

18

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

của pH trong khoảng từ 5 đến 9. Hiệu quả sử dụng của sensơ bị ảnh hưởng
nghiêm trọng bởi các amin và các chất tảy rửa cation. Sensơ có thể được làm
sạch lại bằng H2O2 3% hoặc sấy khô (90oC).
King Tong Lau và cộng sự (2004) đã chế tạo được sensơ amoni rắn trên
cơ sở sử dụng phương pháp tạo màu indophenol, cho phép tốc độ hình thành
màu nhanh hơn so với sensơ loại này đã biết trước đây. Nhiệt độ trong quá
trình xác định màu ở khoảng 20oC; độ tuyến tính của phép đo nằm trong
khoảng nồng độ từ 1÷ 10 ppm. Ý tưởng về một hệ thống bán tự động bao gồm
một camera kỹ thuật số đen trắng được chiếu sáng bằng đèn LED màu đỏ,
xanh lá cây và xanh da trời để đo độ đáp ứng của sensor [21].
Năm 2005, Joon-Shik Park và cộng sự [28] cũng đã đưa ra ý tưởng và
chế tạo thành cơng những vi hệ thống phân tích tích hợp amoni (IMAAS) có
bình phản ứng nhỏ và detector quang đẳng diện kèm bộ vi chia dịng. Sử dụng
quy trình MEMS để chế tạo IMAAS có kích thước 5 cm x 5 cm và dày 1
mm. IMAAS được nối với đầu vào và đầu ra, sợi quang học nối với nguồn
sáng đẳng diện và detector quang UV liên kết epoxy. Tốc độ phản ứng
chuyển hóa amoni để hình thành indophenol trong IMAAS được tăng lên nhờ
nhiệt độ. Trong trường hợp phản ứng ở 318oK, thời gian phản ứng < 1 phút,
phù hợp tốt cho việc phân tích amoni hiện trường. Trong tương lai, nhóm tác
giả mong muốn sẽ chế tạo những hệ thống nhỏ kiểu này để phân tích linh hoạt
các chất khác cũng như để xác định tổng cộng cả nitơ hữu cơ và nitơ amoni.

Chúng ta cũng biết rõ là việc đánh giá nồng độ các ion nitrat và amoni
trong nước ngầm bị nhiễm bẩn bởi các nguồn nước thải là cực kỳ quan trọng.
Những xác định này thường được thực hiện trong phịng thí nghiệm sử dụng
thiết bị hiện đại và tinh sảo trong khoảng thời gian từ 2 giờ đến 3 ngày. Tuy
nhiên, nhiều khi chúng ta cần có kết quả nhanh và tại chỗ. Bởi thế việc xác
định được nhanh cả nitrat và amoni là rất cần thiết nhờ sử dụng một test kit

Luận văn Thạc sỹ khoa học

19

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

hiện trường amoni (LaMotte, Chestertown, MD). Test được chế tạo sử dụng
khả năng khử của TiCl3 mà có thể chuyển ion nitrat (đến 15 ppm) sang amoni
(Braunstein, et al, 1980). Nitrat đã khử bằng TiCl 3 không cần dùng bột Cd độc
nữa. Bởi thế phương pháp có khả năng xác định ion nitrat và ion amoni lần
lượt sử dụng test kit hiện trường amoni. Nồng độ test kit hiện trường cho kết
quả tốt tương đương phịng thí nghiệm (R 2 = 0,85 và 0,89) và độ phân tán (độ
lệch chuẩn) giữa 2 phương pháp là nhỏ, chứng tỏ test kit là phương pháp hiện
trường chấp nhận được [16].
Với thuốc thử Nessler, đã được sử dụng từ rất lâu để xác định N-amoni
trong các loại nước khác nhau [21, 33], thì trong quy trình phân tích nước
uống chỉ cần nước cất không amoni là đủ nhạy, nhanh và đơn giản. Tuy
nhiên, người ta vẫn tìm thấy những ảnh hưởng khác nhau của nền mẫu đến

kết quả phân tích. Những ảnh hưởng này, trước tiên phải nói đến sự xuất hiện
các hợp chất cloramin vô cơ và clo dư của nước uống sau khử trùng clo. Mặc
dù đã có khuyến cáo phải khử hết cloramin và clo dư ra khỏi mẫu trước khi
cho thuốc thử Nessler bằng một lượng thisulphat tương đương (được tính tốn
nhờ việc sử dụng dữ liệu xác định clo có sẵn trong một mẫu nước riêng – theo
GOST 4129). Nhưng những kiểm tra sơ bộ đã cho thấy việc khuyến cáo này
là sai lầm. Theo nghiên cứu của L. N. Demutskaya and I. E. Kalinichenko
(công bố tháng 4. 2010), phân tích nước uống đã khử trùng bằng clo theo
phương pháp Nessler cũng phải được cải tiến [24].
Hay như phương pháp Nessler chuẩn khuyến cáo đo quang ở hai bước
sóng khác nhau phụ thuộc vào nồng độ amoni trong mẫu (< 5 mg/L đo ở
khoảng 420 nm và > 5 mg/L đo ở 500 nm) [15] và đo độ hấp thụ quang (trước
và sau khi phá hủy phức màu bằng axit thioglycolic) có thể xác định được Namoni trong các mẫu nước tự nhiên có nồng độ axit humic cao mà không cần
xử lý đặc biệt mẫu [24]. Lý do của những khuyến cáo này là việc cho rằng sự

Luận văn Thạc sỹ khoa học

20

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Mơi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

hình thành các sản phẩm màu khác nhau của tetraiodo thủy ngân với ion
amoni trong môi trường kiềm [15]. Nhưng thực ra, màu quan sát được trong
trường hợp này là do phức polime tan của Hg [24] chứ không phải là màu của
những hạt keo mịn như những cơng bố trước đây [21, 33]. Các sản phẩm

chính của sự tương tác này là các phức màu polime của thủy ngân (II) chứa
N-nitrua, iodua và ion OH-, được hình thành trong quá trình tự xúc tác phức
tạp [23].
Mặt khác, đã biết rằng việc xác định N-amoni bằng thuốc thử Nessler
thường bị ảnh hưởng bởi các amin béo và thơm, các cloramin hữu cơ, các
ancol, các andehyt, xeton và các hợp chất khác [15, 23] làm ảnh hưởng đến
màu của phức giữa thuốc thử Nessler và ion amoni, đồng thời gây đục. Nên
trong q trình phân tích, các mẫu nước chứa hàm lượng các hợp chất trên
cao thường phải được tách thu amoniac nhờ chưng cất Kjeldahl. Tương tự để
loại bỏ các ảnh hưởng gây đục, khi phân tích amoni trong nước uống, tatrat
được cho vào để tạo phức tan với Ca, Mg và Fe(III) trong mơi trường kiềm.
Chính vì vậy, những nghiên cứu nhằm tạo điều kiện xác định nhanh và ngay
amoni trên hiện trường vẫn luôn được tìm kiếm và phát triển, cải tiến.
Đến năm 1999, Minoru OKUMURA và các đồng nghiệp của ông đã
nghiên cứu và cơng bố cơng trình sử dụng phương pháp trắc quang và so màu
bằng mắt đơn giản để xác định nitơ-amoni trong nước. Phương pháp được đề
xuất dựa trên sự phát triển màu xanh indothymol hình thành giữa NH 4+ và
thymol. Sự phát triển màu được tăng nhanh nhờ xúc tác nitroprusside và thay
đổi quy trình tạo màu. Màu đã xuất hiện nhanh rõ rệt so với các phương pháp
truyền thống dùng indothymol xanh và indophenol xanh. Khoảng nồng độ xác
định bằng phương pháp trắc quang là 0,04-1,2 mg/l theo NH 4 – N. Độ hấp thụ
cho 1 µg NH4 – N là 0,0215 (độ hấp thụ phân tử mol = 1,51.10 4) ở 690 nm.
Phương pháp so màu bằng mắt không sử dụng dụng cụ được coi là phương

Luận văn Thạc sỹ khoa học

21

Nguyễn Văn Khoa

Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

pháp phù hợp cho hiện trường đã được phát triển dựa trên các điều kiện tối ưu
đối với phương pháp trắc quang đã xây dựng. Phương pháp đo bằng mắt này
đã được áp dụng thành công để xác định nitơ-amoni trong các môi trường
nước, mà không cần thiết bị cũng có thể phân tích được nhiều mẫu nước trong
một thời gian ngắn trực tiếp ở vị trí lấy mẫu [26].
Sau đó các tác giả này [27] cịn nghiên cứu một phương pháp làm giàu
sơ bộ ngay tại chỗ đơn giản và nhanh chóng dùng cho việc xác định lượng
NH4+ nhỏ trong các mẫu nước bằng phổ quang kế đã được phát triển dựa trên
phương pháp chiết pha rắn sử dụng một ống nhỏ có bọc ngồi một lớp
octadecyl và bôi thêm lớp gel axit silisic (Sep-Pak C18 cartridge). Mẫu nước
được đổ vào từ từ để công việc được tiến hành một cách đơn giản, và ngăn
chặn được sự ô nhiễm ngay lập tức sau khi đổ các mẫu nước vào. Amoni
trong mẫu nước được phản ứng với hypoclorit và thymol để chuyển thành
màu xanh indothymol; sau đó màu xanh này sẽ được thu lại như một cặp ion
gồm ion màu xanh indothymol và ion tetrabutylammonium trong ống SepPak C18. Màu xanh indothymol trên ống duy trì được trong 4 ngày. Màu
xanh này dễ dàng được tách rửa bằng một hỗn hợp gồm methanol và dung
dịch sodium hydroxide 0,01mol/L. Độ đậm của màu được đo bằng quang phổ
kế ở bước sóng 725nm. Phương pháp đề xuất này đã được ứng dụng thành
cơng đối với các mẫu nước ngồi môi trường như nước sông và đã sử dụng
vào việc đo amoni trong các mẫu nước sông Hii và sông Asakumi. Sơng Hii
chảy qua các khu vực khơng có dân cư và đổ vào hồ Shinji, và sông Asakumi
là một con sông nội thành, chảy qua thành phố Matsue đổ vào hồ Nakaumi.
Keiichi Fukushi và cộng sự [19] đã sử dụng phương pháp điện di mao
quản có đầu dị UV trực tiếp để xác định amoni trong các mẫu nước sông và
biển. Theo cách này, các ion kim loại kiềm và kiềm thổ cùng có mặt trong

Luận văn Thạc sỹ khoa học

22

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

mẫu không ảnh hưởng đến phép xác định. Giới hạn phát hiện (LOD) là 0,24
mg (N2)/L. Kết quả phù hợp với việc phân tích bằng sắc ký ion.
Năm 2008, Abbas Afkhami và Rasoul Norooz-Asl [14] dã công bố một
quy trình chiết điểm sương nhanh, chọn lọc và nhạy sử dụng hỗn hợp chất
hoạt

động

bề

mặt

trung

tính

(Triton

X-114)

và

cationic

(cetyltrimethylammonium bromide – CTAB) để chiết indophenol đã thành
thành trong phản ứng Berthelot với amoni từ dung dịch lỏng. Phản ứng dựa
trên phản ứng màu của amoni và phenol dưới các điều kiện oxy hóa phù hợp
trong môi trường kiềm và chiết điểm sương thuốc màu đã được sinh ra. Hiệu
quả của phản ứng và các thông số chiết đã được nghiên cứu và các thơng số
tối ưu đã được xây dựng. Độ tuyến tính của phép xác định năm trong khoảng
2,00 ÷ 125,00 mg/L amoni. Giới hạn phát hiện của phương pháp là 1 mg/L.
Ảnh hưởng của một số ion cũng được kiểm tra. Phương pháp được ứng dụng
để xác định amoni trong các mẫu nước tự nhiên.
Tóm lại, có rất nhiều nghiên cứu nhằm tìm kiếm xác định nhanh, tiện
lợi, đơn giản và chính xác các kỹ thuật hiện đại trên cơ sở của sự tạo phức
màu. Một số kỹ thuật phân tích được tổng kết trong bảng dưới đây.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

23

Nguyễn Văn Khoa


Khoa Môi Trường

Trường ĐHKHTN-ĐHQGHN

Chương 2. ĐỐI TƯỢNG, PHƯƠNG PHÁP, NỘI DUNG NGHIÊN CỨU
2.1. Đối tượng nghiên cứu
Hiện trạng các nguồn nước sinh hoạt trong địa bàn Hà Nội bị nhiễm
amoni là một vấn đề đang được quan tâm. Để có cái nhìn đúng đắn và khoa
học về vấn đề này chúng ta cần nắm rõ được hiện trạng nhiễm amoni thực tế
đang diễn ra. Vì thế để có được kết quả nhanh và chính xác thì phương pháp
xác định là điều rất quan trọng. Nghiên cứu phương pháp xác định nhanh ion
amoni khơng chỉ giúp đánh giá chính xác sự nhiễm amoni mà còn giúp tiết
kiệm được thời gian cũng như công sức của đội ngũ kỹ thuật viên cũng như
các nhà nghiên cứu, cho kết quả chính xác trong thời gian sớm nhất phục vụ
tốt cho quá trình khảo sát, điều tra về tình trạng nhiễm amoni. Vì thế đối
tượng nghiên cứu trong luận văn này là tìm ra phương pháp xác định nhanh
amoni trong nước sinh hoạt và ứng dụng để đánh giá sự nhiễm amoni trong
một số nguồn nước cấp của Hà nội.
2.2. Phương pháp nghiên cứu
2.2.1. Phương pháp tổng quan tài liệu
Các tài liệu, số liệu, bản đồ, các cơng trình nghiên cứu có liên quan
đến khu vực nghiên cứu sẽ được thu thập. Tài liệu thu thập được sẽ được xử
lý, phân loại và từ đó xác định những vấn đề cần thiết cho việc nghiên cứu và
khảo sát của luận văn.
Các phương pháp có thể sử dụng hoặc chuyển đổi để phân tích nhanh
amoni được khảo cứu từ các tài liệu trong và ngoài nước. Các tài liệu, số liệu
về nhiễm amoni trong các nguồn nước sinh hoạt của khu vực nghiên cứu,
được thu thập từ Sở tài nguyên và môi trường, các báo cáo thường niên của
địa phương và các nghiên cứu khoa học liên quan.

Luận văn Thạc sỹ khoa học

24

Nguyễn Văn Khoa