Luận văn Nghiên cứu các điều kiện xác định các dạng asen bằng phương pháp phổ hấp thụ nguyên tử

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN -----—–----- NguyÔn thÞ thu h»ng Nghiªn cøu c¸c ®iÒu kiÖn x¸c ®Þnh c¸c d¹ng asen b»ng ph­¬ng ph¸p phæ hÊp thô nguyªn tö LuËn v¨n th¹c sÜ khoa häc CHUY£N NGµNH: HO¸ PH¢N TÝCH M· Sè: 1.04.03 C¸N Bé H¦íNG DÉN KHOA HäC: TS. T¹ THÞ TH¶O Hµ Néi, 2008 Lêi c¶m ¬n Víi lßng biÕt ¬n s©u s¾c, t«i xin ch©n thµnh c¶m ¬n TS. T¹ ThÞ Th¶o ®· giao ®Ò tµi vµ tËn t×nh h­íng dÉn, t¹o ®iÒu kiÖn cho t«i hoµn thµnh luËn v¨n nµy. T«i còng xin ch©n thµnh c¶m ¬n PGS. TS. Chu Xu©n Anh vµ c¸c thÇy c« trong bé m«n Ho¸ ph©n tÝch ®· hÕt lßng gióp ®ì t«i trong qu¸ tr×nh häc tËp vµ nghiªn cøu. Cuèi cïng, t«i xin göi lêi c¸m ¬n gia ®×nh vµ c¸c b¹n häc viªn, sinh viªn bé m«n Ho¸ Ph©n tÝch ®· gióp ®ì t«i trong thêi gian lµm luËn v¨n. Hµ Néi, ngµy 25 th¸ng 7 n¨m 2008 Häc viªn NguyÔn ThÞ Thu H»ng BẢNG KÍ HIỆU NHỮNG CHỮ VIẾT TẮT Bình phương tối thiểu nghịch đảo (inverse least squares) ILS Hồi qui cấu tử chính (Principal component regression) PCR Cấu tử chính (Principal component) PC Phương pháp đo phổ hấp thụ nguyên tử sử dụng kĩ thuật hidrua hoá HVG - AAS MỤC LỤC MỞ ĐẦU Cùng với sự phát triển nhanh chóng của xã hội hiện đại, vấn đề ô nhiễm môi trường ngày nay đang trở thành mối quan tâm chung của nhân loại. Số lượng các độc chất phân tán trong môi trường ngày một nhiều hơn do các hoạt động sản xuất và tiêu thụ đa dạng của con người ngày một tăng. Một trong số những nguyên tố gây ô nhiễm mang độc tính cao nhất là Asen (As) đã và đang được phân tán nhanh trong môi trường theo nhiều con đường [1, 9, 45]. As được xem là độc chất bảng A không chỉ do tính độc hại lớn mà còn do nó có khả năng tích lũy cao trong cơ thể sinh vật và xâm nhập vào cơ thể qua nhiều đường, mặt khác, y học hiện nay vẫn chưa có phác đồ điều trị hiệu quả cho bệnh nhân nhiễm độc As. Mặc dù As và một số hợp chất của nó là tác nhân gây nhiều bệnh ung thư, đột biến và tổn thương nội tạng nhưng đối với quá trình sinh trưởng thì As là nguyên tố vi lượng cần thiết [1, 27, 40]. Do đó, hàm lượng As trong môi trường được qui định rất nghiêm ngặt. Trong những thập kỉ gần đây, vấn đề ô nhiễm As đang ngày càng trở nên nóng bỏng hơn do mức độ ô nhiễm trên diện rộng ngày một gia tăng nhanh chóng theo tốc độ phát triển của đời sống con người. Tùy theo nguồn ô nhiễm và điều kiện phát tán, As đi vào môi trường theo nhiều con đường và tồn tại ở nhiều dạng khác nhau, khả năng phân tán và di chuyển trong môi trường, hấp phụ và tương tác lên cơ thể con người của các dạng cũng khác nhau [9, 11]. Vì vậy, việc định lượng các dạng As để đánh giá mức độ nhiễm độc và làm tiền đề cho việc khảo sát nguồn ô nhiễm, từ đó lập biện pháp thích hợp để loại trừ và hạn chế ô nhiễm lan rộng là vấn đề cấp bách. Trong nghiên cứu xác định lượng vết các dạng As, số lượng các công trình nghiên cứu còn hạn chế và chủ yếu tập trung ở các nghiên cứu trên hệ kết hợp sắc kí lỏng hiệu năng cao (HPLC) kết nối với bộ phận phát hiện như AAS, AES, AFS, MS, ...[8, 10, 19, 24, 32]. Các hệ đo này cho phép tách và định lượng đồng thời các dạng As một cách hiệu quả trên nhiều đối tượng, đặc biệt là đối tượng sinh học. Nhưng, chi phí cho quá trình phân tích khá lớn do đòi hỏi trang thiết bị đắt tiền nên không phải phòng thí nghiệm nào cũng có thể trang bị được. Vấn đề đặt ra trong thực tế thí nghiệm Việt Nam hiện nay là cần nghiên cứu một phương pháp có thể sử dụng các thiết bị phổ biến hơn để định dạng As mà không cần công đoạn tách. Trong những năm gần đây, cùng với sự phát triển mạnh mẽ của ngành toán học thống kê và tin học ứng dụng, Chemometrics - một nhánh của hóa học phân tích hiện đại - đã phát triển nhanh chóng và được ứng dụng ngày một rộng hơn. Một mảng quan trọng trong Chemometrics đang được nghiên cứu và sử dụng hiệu quả là kĩ thuật hồi qui đa biến – thuật toán xác định đồng thời nhiều cấu tử trong hỗn hợp mà không cần tách loại. Thuật toán này đã được ứng dụng rộng rãi để giải quyết nhiều bài toán định dạng phức tạp. Đối với vấn đề xác định các dạng As trong hỗn hợp, hiện nay chưa có nhiều công trình nghiên cứu theo hướng này tuy ưu điểm của nó là rất lớn so với các hướng nghiên cứu khác. Vì vậy, chúng tôi đã lựa chọn nghiên cứu góp phần phát triển các phương pháp xác định đồng thời các dạng As theo hướng ứng dụng Chemometrics trong phạm vi luận văn là nghiên cứu các điều kiện xác định các dạng As bằng phương pháp phổ hấp thụ nguyên tử sử dụng phương pháp hồi qui đa biến tuyến tính. CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN 1.1. TRẠNG THÁI TỰ NHIÊN, NGUỒN GỐC Ô NHIỄM VÀ CÁC DẠNG TỒN TẠI TRONG DUNG DỊCH CỦA ASEN 1.1.1. Trạng thái tự nhiên và nguồn gốc ô nhiễm As As xuất hiện trong môi trường ở dạng hợp chất vô cơ hoặc hữu cơ. As phân bố rất rộng rãi trong tự nhiên, đặc biệt là trong nguồn nước như nước ngầm, nước biển, nguồn nước khoáng, nước sông suối. Trong tự nhiên As tồn tại chủ yếu ở các dạng hợp chất với O, Cl, S, trong khoáng vật như khoáng sắt, đá vôi, muối mỏ, reagal As4S4, opriment As2S3, asenopirit FeAsS, quặng kẽm, …[3, 27, 28]. Việc sử dụng rộng rãi As trong nhiều ngành công nghiệp như dược, sản xuất kính, chất nhuộm, chất độc ăn mòn, thuốc trừ sâu, thuốc diệt nấm, thuộc da, hoặc ngành công nghiệp sử dụng nhiên liệu hóa thạch như công nghiệp xi măng, nhiệt điện, công nghệ đốt chất thải rắn cũng là nguồn gây ô nhiễm không khí, nước bởi As [12, 14, 45]. Các ngành công nghiệp khai thác và chế biến các loại quặng, nhất là quặng sunfua, luyện kim tạo ra nguồn ô nhiễm As do việc khai đào ở các mỏ nguyên sinh đã phơi lộ các quặng sunfua, làm gia tăng quá trình phong hóa, bào mòn và tạo ra khối lượng lớn đất đá thải có lẫn asenopyrit ở lân cận khu mỏ. Tại các nhà máy tuyển quặng, asenopyrit được tách ra khỏi các khoáng vật có ích và phơi ra không khí. Asenopyrit bị rửa trôi, dẫn đến hậu quả là một lượng lớn As được đưa vào môi trường xung quanh. Những người khai thác tự do khi đãi quặng đã thêm vào axit sunphuric, xăng dầu, chất tẩy. Asenopyrit sau khi tách khỏi quặng sẽ thành chất thải và được chất đống ngoài trời và trôi vào sông suối, gây ô nhiễm tràn lan. Bên cạnh đó, các quá trình tự nhiên như địa chất, địa hóa, sinh địa hóa, ... đã làm cho As nguyên sinh có mặt trong một số thành tạo địa chất (các phân vị địa tầng, các biến đổi nhiệt dịch và quặng hóa sunphua chứa As) tiếp tục phân tán hay tập trung gây ô nhiễm môi trường sống [1, 27, 33, 35]. 1.1.2. Các dạng tồn tại trong dung dịch của As Sau khi phát tán vào môi trường, As tồn tại ở nhiều dạng khác nhau tùy theo bản chất của nguồn phát tán, điều kiện phát tán và điều kiện của môi trường tồn tại. Bảng 1. Một số dạng As trong các đối tượng sinh học và môi trường STT Tên gọi Công thức Asin AsH3 Asenit AsO33- Asenat AsO43- Axit dimetylasenic, DMAA Me2AsO2H Axit metylasonic, MMAA MeAsO3H2 Trimetylasin Me3As Oxit trimetylasin, TMAO Me3As+-O- Ion tetrametylasoni Me4As+ Trimetylasoniaxetat Me3As+CH2COO- Asenocholin (2-trimetylasonietanol) Me3As+CH2CH2OH Dimetylasinoyletanol Me3As+(O-)CH2CH2OH Các dạng chủ yếu của As trong môi trường nước – đối tượng được quan tâm nhất trong phân tích môi trường – là bốn dạng As(III), As(V), DMA và MMA, trong đó hai dạng vô cơ có độc tính cao hơn. Hàm lượng As trong nước ngầm phụ thuộc vào tính chất và trạng thái môi trường địa hóa. As tồn tại trong nước ngầm ở dạng H2AsO4- (trong môi trường pH axit đến gần trung tính), HAsO42- (trong môi trường kiềm). Hợp chất H3AsO3 được hình thành chủ yếu trong môi trường oxi hóa-khử yếu [11, 35]. Hình 1 minh họa cho sự tồn tại của các dạng As vô cơ và hàm lượng As trong dung dịch dưới ảnh hưởng tương hỗ của pH và thế oxi hoá khử của dung dịch (Eh) ở một số vùng. Hình 1. Ảnh hưởng của Eh và pH đến sự tồn tại của các dạng As vô cơ (Số liệu tham khảo ở bốn vùng: a, Arizona; b, Korea; c, Bangladesh; d, India) [35] 1.2. ĐỘC TÍNH CỦA CÁC DẠNG ASEN Như chúng ta đã biết, As là nguyên tố vi lượng, rất cần thiết cho sự sinh trưởng và phát triển của con người và sinh vật. Ở hàm lượng nhất định, As có vai trò quan trọng trong trao đổi chất nuclein, tổng hợp protit và hemoglobin. Tuy nhiên, khi xuất hiện ở hàm lượng cao hơn, As và các hợp chất của nó là tác nhân gây 19 bệnh ung thu, đột biến và dị thai trong tự nhiên. Đối với thực vật, As cản trở quá trình trao đổi chất, làm giảm mạnh năng suất, đặc biệt trong môi trường thiếu photpho. Sự nhiễm độc As được gọi là arsenicosis. Đó là một tai họa môi trường đối với sức khỏe con người. Những biểu hiện của bệnh nhân nhiễm độc As là chứng sạm da (melanosis), dày biểu bì (kerarosis), tổn thương mạch máu, rối loạn cảm giác về sự di động, ... Người bị nhiễm độc As lâu ngày sẽ xuất hiện hiện tượng sừng hóa da, gây sạm và mất sắc tố da hay bệnh Bowen, ... từ đó dẫn đến hoại thư hay ung thư da, viêm răng, khớp, tim mạch, ... [12, 17, 28, 40]. Độc tính cao của As và các hợp chất của nó còn do khả năng nhiễm độc qua nhiều con đường: hô hấp, tiêu hoá, tiếp xúc qua da, đặc biệt As là tác nhân gây ung thư trên mọi bộ phận của cơ thể [11, 12]. Hiện tại trên thế giới chưa có phương pháp hữu hiệu chữa bệnh nhiễm độc As, các nghiên cứu vẫn chỉ tập trung vào điều trị triệu chứng và sử dụng bổ sung thêm các thuốc tăng thải và vitamin để cơ thể tự đào thải As [1, 14]. Hình 2. Một số hình ảnh về nạn nhân nhiễm độc As [45] Trong số các hợp chất của As thì As(III) vô cơ độc hơn cả. As(III) có độc tính cao hơn As(V) khoảng 50 lần do As(V) và các hợp chất As hữu cơ được đào thải qua thận rất nhanh và hầu như toàn bộ. As(III) thể hiện tính độc vì nó tấn công vào các nhóm hoạt động -SH của enzim làm vô hiệu hoá enzim: As(III) ở nồng độ cao còn làm đông tụ protein, có lẽ do As(III) tấn công vào các liên kết có nhóm sunfua. Tuy nhiên, phần lớn As(III) hấp thụ vào cơ thể đều nhanh chóng bị triệt tiêu qua đường tiết niệu đào thải As chưa metyl hóa và thông qua hoạt động khử độc của gan bằng cách metyl hóa thành MMAA hoặc DMAA [27, 40]. As(V) ở dạng AsO43- có tính chất tương tự PO43- sẽ thay thế PO43- gây ức chế enzim, ngăn cản quá trình tạo ATP là chất sản sinh ra năng lượng sinh học. Các dạng As hữu cơ có tính độc thấp hơn rất nhiều, một số hợp chất As(V) vô cơ thậm chí không độc [13, 33]. 1.3. SỰ PHÂN TÁN, DI CHUYỂN VÀ CHUYỂN HÓA LẪN NHAU TRONG MÔI TRƯỜNG CỦA CÁC DẠNG ASEN As phân bố rộng rãi trong môi trường dưới nhiều trạng thái khác nhau và đi vào các môi trường sống theo nhiều cách thức và tốc độ khác nhau. Trong địa quyển: As tích lũy trong một số thành tạo địa chất như khoáng vật và quặng phong hóa ở lượng lớn nhưng khá phân tán. As được bổ sung vào đất qua tích lũy từ nước, xâm nhập từ không khí và rác thải công nghiệp. Lượng As trong đất di chuyển do các quá trình địa chất, địa hóa và sinh địa hóa khác nhau. Trong đất, các dạng As vô cơ tham gia quá trình oxi hóa và metyl hóa nhờ các vi sinh vật [1, 9, 28, 37]. Trong thủy quyển: Sự phân tán và di chuyển của As trong môi trường nước đặc biệt quan trọng vì phần lớn các quá trình ô nhiễm đều do ô nhiễm nước. As từ đất được giải phóng vào môi trường nước do quá trình oxi hóa các khoáng sunfua hoặc khử các khoáng oxi hidroxit giàu As hay quá trình rửa trôi và khuếch tán tự nhiên. Về cơ chế xâm nhiễm các kim loại nặng - trong đó có As - vào nước ngầm cho đến nay đã có nhiều giả thiết khác nhau nhưng vẫn chưa thống nhất. Thông qua các quá trình thủy địa hóa và sinh địa hóa, các điều kiện địa chất thủy văn mà As có thể xâm nhập vào môi trường nước. Hàm lượng As trong nước ngầm phụ thuộc vào tính chất và trạng thái môi trường địa hóa. Nước ngầm trong những vùng trầm tích núi lửa, khu vực quặng hóa nguồn gốc nhiệt dịch, mỏ dầu khí, mỏ than, ... thường giàu As [17, 35, 41]. Ngoài quá trình di chuyển từ đất vào nước, ô nhiễm As trong nước còn do quá trình đào thải công nghiệp. Lượng lớn As trong công nghiệp và khai thác mỏ được đưa nhanh vào nguồn nước do thải trực tiếp hoặc quá trình rửa trôi gây ô nhiễm nghiêm trọng môi trường nước trên diện rộng do khả năng hòa tan cao của các hợp chất As [1, 12, 14]. Trong khí quyển: Lượng As đi vào không khí chủ yếu do hai nguồn là khí thải công nghiệp hay khí núi lửa và do vi sinh vật chuyển vào [11]. Trong sinh vật quyển: As đi vào cơ thể thực vật qua nước hoặc đất là chủ yếu, sau đó chuyển vào cơ thể động vật và bị hấp thụ, chuyển hóa và tích lũy một phần. As xâm nhập vào cơ thể sinh vật, đặc biệt là cơ thể người theo nhiều con đường, trong đó phổ biến là qua đường tiếp xúc và qua tiêu hóa. Phần lớn lượng As đi vào cơ thể động vật bị chuyển hóa nhanh chóng và đào thải ra môi trường, tiếp tục chu trình vận chuyển của nó trong tự nhiên [6, 19, 32, 33]. Hình 3 là sơ đồ các quá trình chuyển hóa đơn giản của As trong tự nhiên. Hình 3. Quá trình chuyển hóa của các dạng As trong môi trường [30] 1.4. HIỆN TRẠNG Ô NHIỄM ASEN Ở VIỆT NAM Những năm gần đây, khi trên thế giới đã phát hiện nhiều vùng nhiễm As có ảnh hưởng nghiêm trọng tới đời sống và sức khoẻ người dân thì vấn đề ô nhiễm As ở Việt Nam cũng trở thành vấn đề thời sự. Viêc liên tiếp phát hiện nhiều vùng ô nhiễm As ở mức độ nặng đã khiến Việt Nam có tên trong bản đồ ô nhiễm As của thế giới [39, 41] Hình 4. Bản đồ phân bố As trong nước ngầm ở các tỉnh Thái Bình, Nam Định, Ninh Bình năm 2001 [41] Vấn đề As bắt nguồn chủ yếu do địa chất. Nước ngầm tại các trầm tích cách đây 25000 đến 80000 năm đang ảnh hưởng mạnh tới 50% lãnh thổ Bangladesh [28]. Nước ta cũng có cấu tạo địa tầng như Bangladesh, đặc biệt là ở lưu vực đồng bằng sông Hồng và sông Cửu Long, do đó nguy cơ nước ngầm bị ô nhiễm As tương đối cao [41]. Những nghiên cứu sơ bộ của UNICEF phối hợp với Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Cục Địa chất Khoáng sản và Viện Hoá học trong thời gian gần đây cho thấy nhiều mẫu nước ngầm tại một số tỉnh đồng bằng sông Hồng và sông Cửu Long có hàm lượng As vượt quá nhiều lần chỉ tiêu cho phép của WHO. Theo ước tính của UNICEF, tại nước ta hiện nay, số người có nguy cơ mắc bệnh do tiếp xúc với As đã lên đến 10 triệu. Tại điểm nóng Hà Nam, kết quả xét nghiệm As trong tóc và nước tiểu của 100 người dân cho thấy hàm lượng As đã cao hơn cả chục lần so với người bình thường. Cũng tại đây, 94,4% giếng khoan được nghiên cứu có hàm lượng As cao hơn tiêu chuẩn vệ sinh nước ăn uống. Ngay tại Hà Nội, nước ngầm bị nhiễm As đã được phát hiện từ năm 1996, đặc biệt tại một số khu vực như Quỳnh Lôi - quận Hai Bà Trưng. Bản đồ phân bố hàm lượng As (hình 4) tại một số tỉnh phía bắc trên đây cũng cho thấy nhiều vùng có hàm lượng As trong nước ngầm cao hơn mức cho phép nhiều lần [1]. 1.5. PHƯƠNG PHÁP XÁC ĐỊNH ĐỒNG THỜI CÁC DẠNG ASEN 1.5.1. Các phương pháp xác định có sử dụng kĩ thuật hidrua hóa (HVG) Phương pháp này dựa trên nguyên tắc khử các hợp chất As về dạng asin và metylasin sau đó định lượng sản phẩm sinh ra để tính ngược lại hàm lượng các hợp chất ban đầu nếu mỗi dẫn xuất của asin được sinh ra từ một hợp chất ban đầu. Phương pháp cổ điển nhất xác định As theo hướng này là phương pháp Guizeit - sử dụng Zn và axit HCl để khử As và đo asin bằng phép đo quang với bạc dietyldithiocacbamat [34]. Nhiều công trình sau đó sử dụng NaBH4 làm chất khử thay cho hệ Zn/HCl kết hợp với một bộ phận phát hiện khác để định lượng asin như AAS, GC – AAS, GC – MS, ... [36, 37, 39]. Các nhà khoa học nghiên cứu định lượng các dạng As theo hướng này đã đưa ra một số vấn đề cần lưu ý cho quá trình xác định [32]. Thứ nhất, hiệu suất khử các dạng As thành asin và dẫn xuất asin phụ thuộc nhiều vào môi trường phản ứng và nồng độ NaBH4. Mỗi dạng As có một môi trường khử tối ưu riêng, đây cũng là cơ sở chính của phương pháp xác định đồng thời các dạng As trong mẫu. Thứ hai, trong quá trình khử sẽ xuất hiện sự sắp xếp lại phân tử các dạng asin, đặc biệt là khi có mặt oxi trong dung dịch. Thứ ba, có rất nhiều ion lạ ảnh hưởng tới phép đo như các ion kim loại nặng, nitrat, ... chủ yếu theo hướng làm giảm tín hiệu tức là giảm độ nhạy của phương pháp và cách thức các ion này ảnh hưởng lên phép đo không như nhau. Các nghiên cứu gần đây phát triển theo hướng này đã có những thành tựu đáng kể trong việc góp phần định lượng các dạng As vô cơ. Emil A.Cordosa và các cộng sự đã xác định hàm lượng As(III) và As(V) trong mẫu trên hệ HVG – AAS bằng cách điều chỉnh pH của môi trường phản ứng [15]. Nghiên cứu này chỉ ra rằng, với các điều kiện khử nhất định (về tốc độ dòng, nồng độ chất khử, ...) thì As(V) sẽ hoàn toàn không bị khử tại pH = 2, do đó có thể xác định riêng hàm lượng As(III), sau đó sử dụng L – cystein khử hoàn toàn As(V) về As(III) để xác định tổng hàm lượng và suy ra lượng As(V). Trong một công trình khác, Jian-bo Shi và đồng nghiệp [37] đã chiết hai dạng As vô cơ ra khỏi mẫu đất và sử dụng hệ HVG – AFS để xác định riêng từng dạng bằng cách xác định As(III) trong môi trường axit citric 0,1M và xác định tổng hàm lượng As sau khi khử As(V) về As(III) bằng L – cystein ngay trên dòng. Số lượng công trình áp dụng kĩ thuật hidrua hoá xác định As rất lớn và đa dạng [18, 36, 37] cho thấy tính ưu việt vượt trội của kĩ thuật này, đặc biệt là khi kết hợp sử dụng một hệ sắc kí và bộ phận hidrua hoá với một detector như MS hay các detector quang khác. 1.5.2. Phương pháp sử dụng hệ tách HPLC kết hợp với một detector Việc kết hợp hệ tách HPLC và một detector (AAS, AFS, MS, ...) đã tạo thành các hệ xác định dạng As hiệu dụng cao và đang ngày một trở nên phổ biến trong các phòng thí nghiệm hiện đại. Nhiều công trình nghiên cứu theo hướng này đã đạt được những thành tựu nhất định trong việc định lượng các dạng As cũng như phát hiện và ghi nhận thời gian lưu của các dạng chưa biết. Việc sử dụng các hệ xác định này cho nhiều tiện ích trong việc xác định hàm lượng As, đặc biệt là ưu thế sử dụng lượng mẫu nhỏ nên nó phù hợp với yêu cầu xác định lượng vết ở nhiều đối tượng khác nhau [32]. Các tác giả [10] đã tiến hành xác định hàm lượng các dạng As trong mẫu nước tự nhiên với độ nhạy khá cao (<1ppb) và độ thu hồi tốt khi sử dụng hệ HPLC – ICP – MS để tách và định lượng. Cũng sử dụng hệ này, tác giả [21] đã thử nghiệm khả năng tách trên cột tách ODS phủ photphatidylcholin, pha động là hệ đệm citrat pH = 4 và hợp chất tạo cặp ion để tách các dạng hữu cơ và vô cơ là tetrametylamoni hidroxit xác định các dạng As. Nghiên cứu này đã cho thấy có thể xác định được 5 dạng As trong huyết thanh bệnh nhân sau điều trị nhiễm độc As là As(III), As(V), DMA, MMA và AB với độ nhạy dưới 5ppb cho các dạng và lượng mẫu tiêu tốn thấp (20μL). Các nghiên cứu khác [20, 46] cũng cho những thành tựu đáng lưu ý trong việc mở rộng đối tượng xác định cũng như nâng cao độ nhạy của phương pháp. Với các detector quang học, số lượng công trình phong phú hơn nhiều. Các tác giả [36] đã xác định thành công 12 dạng As trong mẫu thủy sản ở Hi Lạp với hệ HPLC – (UV) – HG - AFS sử dụng cột trao đổi ion và hai pha động là piridin – HCl có pH = 2,65 và đệm photphat pH = 5,6. Tác giả [22] đã tối ưu hóa quá trình tách và xác định các dạng As trong một số loài thực vật trên hệ HPLC – HVG – AFS với pha động là dung dịch NaH2PO4 và dung môi chiết là hệ nước – metanol (1:2) và thu được kết quả là trên 73% lượng As được chiết sau 3 phân đoạn. Kết quả phân tích các mẫu lá đào theo phương pháp này cho thấy As(V) chiếm lượng lớn và không phát hiện được As(III) trong các mẫu này. Sử dụng hệ HPLC – HVG – AFS, tác giả [26] còn xác định kết hợp được các dạng As và selen trong đối tượng nước tự nhiên với độ nhạy cao. Ngoài các công trình trên, số lượng các nghiên cứu áp dụng các hệ kết hợp khác nhau đã công bố rất đa dạng. Nhiều nhóm tác giả đã nghiên cứu so sánh khả năng phát hiện và định lượng của các detector khi kết hợp với hệ tách HPLC [8, 19, 20, 43] và nhận thấy mỗi loại có ưu thế xác định các nhóm hợp chất As khác nhau, tuỳ theo đối tượng cụ thể để lựa chọn detecter phù hợp. 1.6. XÁC ĐỊNH ĐỒNG THỜI CÁC DẠNG ASEN SỬ DỤNG CHEMOMETRICS 1.6.1. Giới thiệu phần mềm Matlab Matlab (Matrix laboratory), theo tên gọi của nó, là một công cụ phần mềm của Math Work, ban đầu được phát triển nhằm phục vụ chủ yếu cho việc mô tả các nghiên cứu kĩ thuật bằng toán học với phần tử cơ bản là ma trận. Trên cơ sở ban đầu đó, các nhà lập trình đã phát t