兩種測定土壤中鉛和鎘的方法比較

呂樂(河南省泌陽縣環境保護監測站，河南 泌陽 463700)

1 石墨爐原子吸收光譜法

采用的是石墨的材料，將其制作成圓形杯狀的原子化器皿，然后在用電發熱原子化進行攝取解析的方式。因檢定的試驗品能夠整體滲入原子化，所以一定程度上會幸免原子濃度在燃燒氣體中的稀釋，使得分析結果更快一些。此光譜法比較適用于對金屬元素的測量并且它的使用功能較其他檢測方法更優越些[1]。

2 電感耦合等離子體發射光譜法

簡單來講，就是一種的高頻率的電感耦合產生等離子體放電的光源的火焰技術的闡明方式，而它的溫度是在6000～10000K的區間范圍中，通過觀察其發射出的強度的大小來檢定試驗樣品中元素濃度含量的多少。

3 材料與方法

3.1 儀器與試劑

PQ9000電感耦合等離子體發射光譜儀、ZEEnit700原子吸收光譜儀(德國耶拿分析儀器股份有限公司)；LabTechE20B電熱板，配備聚四氟乙烯坩堝(中國北京萊伯泰科儀器有限公司)；AE100電子分析天平(梅特勒托利多中國上海有限公司)。無機元素混合溶液標準物質：GSB(E)081531，批號：14031，中國計量科學研究院；Pb元素標準物質：0.100g/L，GBW(E)080627，中國上海市計量測試技術研究院；Cd元素標準物質：1mg/mL,GBW(E)080383，中國江蘇省疾病預防控制中心；土壤成分分析標準物質：GBW07408(GSS-8)、GBW07428(GSS-14)，中國地質科學院地球物理地球化學勘查研究所認定；輕質沙土標準物質：BCR-142R，歐盟委員會聯合研究中心標準物質與測量研究中心；硝酸、鹽酸：中國蘇州晶瑞化學股份有限公司UPS級；氫氟酸(AR)；高氯酸(AR)；所用試劑均由超純水配制，電阻率＞17.50MΩ·cm。實驗所用器皿均用20%的硝酸浸泡24h以上[2]。

3.2 實驗方法

(1)基體匹配標準樣品標準加入校正曲線配制取4份GSS-8樣品(每份0.2500g)消解完成后，每份分別加入一定體積的一定濃度的單元素標準溶液，分批次加6mL5%的(NH4)2HPO4，加純水定容放到50mL比色管中得到各元素的標準加入校正曲線，以樣品消化空白為曲線零點如表1和表2所示。

表1 Pb元素標準樣品標準加入校正曲線

表2 Cd元素標準樣品標準加入校正曲線

(2)無基體標準系列配制。GF-AAS標準溶液配制(儀器自動稀釋配標)：Cd(4μg/L)：取1mL 0.1mg/L Cd標準溶劑，加入3mL 5%的磷酸氫二銨溶液，再使用1%的硝酸調制到25mL。Pb(400μg/L)：取1mL10mg/L Pb標準溶液，也是與Cd的配制方法一樣，都是調制到25mL。標系空白：取6mL 5%的磷酸氫二銨溶液，用1%硝酸定容至50mL。ICP-OES標準系列配制：通過采用1%的HNO3溶劑將標準的無機元素的混合溶劑物質分級稀釋配標，溶劑標準依次為Cd:0μg/L、1.00μg/L、5.00μg/L、10.00μg/L；Pb:0μg/L、10.0μg/L、20.0μg/L、100.0μg/L、200.0μg/L[3]。

(3)樣品前處理。檢測人員要謹慎并精確稱取經過風干、研磨至粒徑＜0.149mm(100目)的土壤樣品。它的克數必須在0.1～0.3g(精確至0.0002g)范圍內，放入到50mL聚四氟乙烯坩堝中，然后再通過水物質的沾濕再將5mL的HCI加入其中，對樣品進行初步分解利用電熱板進行加熱，在加熱時一定要注意溫度是在低溫的狀態下進行加熱低溫一般是120～140℃，相關人員觀察其蒸發狀態，如果蒸發到2～3mL時，停止加熱，使其冷卻后再加入5mL HNO3溶劑，4mL氫氟酸，2mL高氯酸，然后蓋上鍋蓋，將溫度再加到180℃，秒表定時1h, 時間結束后，揭蓋，將堝里的硅加熱去除，在此過程中，要不停地晃動坩堝，保持除硅效果更好。若在加熱的過程中，出現很厚重的高氟酸白煙的情況，要及時地將蓋子蓋上，讓坩堝堝壁中的黑色有機碳化物充分分解至消失，然后揭蓋將堝中高氯酸白煙驅散并使其蒸制的內容物是黏稠的狀態，然后再析出小部分的鹽狀晶體。觀察其消解的狀態，繼續重復上述的消解過程，這次將氫氟酸減少到2mL，高氯酸為1mL，硝酸依然是2mL。再次觀察白煙是否消失，坩堝中的物質是否是黏稠狀，在進行析出部分的鹽狀晶體時降低溫度冷卻，利用超純水將坩堝蓋和內壁沖洗干凈然后再次加入1mL(1+1)HNO3進行溫熱溶解殘留渣物質。最后將溶劑放置到50mL比色管里，再加入6mL5 %的磷酸氫二銨溶液，待其冷卻后，運用超純水定容搖晃均勻后等待檢測結果[4]。

(3)結果。GF-AAS測定Pb、Cd元素升溫程序優化對象應包括含有目標元素的標準點和含有基本背景的樣品。比較兩者優化后的參數，選擇同時適用于兩者的升溫參數。優化時樣品中均預加5%的磷酸氫二銨溶液作為基體改進劑。結合實驗譜圖與兩組樣品的升溫數據，Cd元素測定最佳灰化和原子化溫度分別為700℃、1600℃；Pb元素測定最佳灰化和原子化溫度分別為800℃、1900℃。

①基體改進劑含量對測定的影響：以不含基改劑的標準溶液和消化樣品為本底，各取1mL，分別加不同體積的20%的磷酸氫二銨溶液。采用動態三磁場塞曼校正測定各樣品中的Pb元素，記錄測定數據在基改劑1.25%和2.5%兩個含量中得出：標準溶液吸光度、GSS-8(108μg/L)吸光度和BCR-142R(199μg/L)吸光度的各高低濃度的曲線段的基改劑含量都有所不同。在標準溶液中，基改劑含量的增加所引起的吸光度變化幅度比樣品小，兩端數據比中間數據稍高，具體原因待查。在樣品GSS-8中，吸光度隨著基改劑含量的增加先增后減，在基改劑含量為5%和10%時有最大吸光度。而對于較高濃度的BCR-142R，基改劑含量為5%時有最大吸光度，含量繼續增加時吸光度明顯下降。由此確定預加基改劑含量為5%時，對標準溶液和樣品都有最優效果。

②ICP-OES測定Pb、Cd元素參數優化：Cd元素發射波長選擇根據儀器譜圖庫提供的元素分析波長，按照標準的元素參數依次進行排列順序，每個元素均選擇1～2條譜線進行譜圖分析，通過做好的記號、相對標準偏((RS))低、線性好、檢出限低者為本實驗分析波長。對于10μg/L標準點，Cd214.441nm波長時強度均值Ints.為6349，RSD為1.26%；Cd228.802nm波長時強度均值Ints.為5367，RSD為1.31%。表明在Cd214.441nm波長的強度比Cd228.802nm要高。兩者的RSD均符合要求，峰形均與周圍的干波長完全分離，說明在基本體背景干擾的標準溶液中2個分析波長均可選用[5]。

2 兩種測定方法測定元素準確度比較

GF-AAS測定時，校準曲線不含基體時3組標樣Pb、Cd回收率分別為83.3%～95.7%、74.7%～98.0%；校準曲線含有基體時3組標樣Pb、Cd回收率分別為80.6%～92.4%、75.3%～100.5%。不論基體是否匹配，3組樣品中的Pb、Cd元素最終測定結果基本一致，說明GF-AAS測定時，基體改進劑使用得當，可以掩蔽基體對測定結果的干擾。ICP-OES測定時，不含基體的標準曲線回歸計算值明顯低于基體匹配的標準樣品標準加入校正曲線回歸計算值。校準曲線不含基體時3組標樣Pb、Cd回收率分別為69.5%～84.4%、71.5%～89.0%；校準曲線含有基體時3組標樣Pb、Cd回收率分別為91.0%～102.9%、85.0%～110.1%，說明ICP-OES測定時基體干擾明顯，對結果有很強的負干擾，須采用與樣品基體匹配的校準曲線回歸計算樣品值。在基體匹配的情況下，3組樣品的Pb、Cd元素測定結果均在認定值范圍內，說明ICP-OES在基體匹配、測定波長及相關參數優化完畢后完全可以用于土壤中Pb、Cd元素的測定。ICP-OES法結果的準確性和精密度均優于GF-AAS法，且電感耦合等離子體發射光譜法可一起測定多種元素，機敏性較高、解析結果較快，適用于少量的試驗品測定。

3 結語

總而言之，國家相關部門重視起對土壤資源被金屬污染的生態問題，否則會出現一系列人類無法控制的環境惡化局面。因此不僅要提高檢測技術，也要定期對土壤進行優質的養護管理措施。而本文建立的兩種光譜法更能精準有效的檢定出土壤中的鉛和鎘符合對土壤中微量金屬殘留的測定，且對改善土壤環境污染具有重要意義。