響應面法優化土壤和沉積物中多種金屬元素測定及其不確定度評定*

陳 燦 劉慧娟 曹 俊 葉 脈

(廣東省環境科學研究院，廣東 廣州 510045)

隨著社會經濟的迅速發展，各項工農業活動導致重金屬不可避免地進入土壤和水體，并通過食物鏈危及人類健康。由于土壤重金屬具有隱蔽性、易遷移、殘留周期長且易進入食物鏈等特點，重金屬污染已成為中國當前最突出的土壤環境問題[1-3]。土壤重金屬的準確、高效檢測，對全面了解土壤污染狀況并針對性提出修復措施具有指導意義。為加強土壤環境監管，保障土壤生態環境和人居環境安全，2018年生態環境部頒布《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)和《土壤環境質量 建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 36600—2018)，涉及金屬元素As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Hg、Ni、Pb、Sb、V、Zn等，標準中引用的重金屬檢測方法均為光譜法，包括原子吸收光譜法、原子熒光光譜法、電感耦合等離子體發射光譜法、X射線熒光光譜法。

電感耦合等離子體質譜(ICP-MS)具有檢出限低、干擾少、靈敏度高且多元素可同時測定等優點，在光譜法中備受肯定。目前已發布的ICP-MS土壤檢測標準只有《土壤和沉積物 12種金屬元素的測定 王水提取-電感耦合等離子體質譜法》(HJ 803—2016)，但該標準未涵蓋土壤環境質量全部評價指標，且由于王水無法破壞土壤晶格結構，該方法測定結果比國內廣泛使用的全量消解法低[4]，不能滿足我國對于土壤環境調查和監測的需要。傳統的土壤前處理方法主要是濕法消解和干法灰化，新方法主要為微波消解和石墨消解。許海等[5]比較了微波消解、電熱板消解、干法灰化3種方法處理土壤標準樣品的效果，結果表明微波消解具有高效、準確、污染少等優點。

目前尚未建立測定土壤和沉積物中常見重金屬元素總量的ICP-MS標準方法，因此對該方法進行測量不確定度的評定非常必要。綜合考慮方法可行性以及土壤中重金屬元素含量水平，以涵蓋7大地理區域的3個土壤標準品(GSS-5、GSS-23、GSS-34)和4個沉積物標準品(GSD-12、GSD-18、GSD-25、GSD-27)為消解受體，通過響應面法(RSM)對微波消解+ICP-MS測定土壤和沉積物中As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn的酸消解體系進行優化，然后以As為例，依據《測量不確定度評定與表示》(JJF 1059.1—2012)，對最佳條件下測定結果的不確定度進行科學評估，為相關科研和規范標準的制(修)訂提供技術參考。

1 材料與方法

1.1 主要儀器設備

ICAP RQ型ICP-MS分析儀(美國賽默飛)、TOPEX+智能型微波消解儀、Milli-Q超純水機(美國密理博)。

1.2 試 劑

土壤標準品(定認機構為中國地質科學院地球物理地球化學勘察設計院)；多元素標準儲備液(美國AccuStandard)，證書標注質量濃度為100 μg/mL，擴展不確定度為2.4 μg/mL；內標溶液(美國O2si)；調諧液(美國賽默飛)；HNO3、HCl、HF、HClO4均為優級純；實驗用水為超純水(電阻率18.1 MΩ·cm)。

1.3 樣品前處理

稱取樣品置于微波消解罐中，采用HCl-HNO3-HF酸消解體系和3階段微波消解法消解樣品，待冷卻至室溫后，將消解罐放入趕酸裝置加入HClO4加熱趕酸，待酸趕盡后轉移至50.00 mL容量瓶(A級)中，定容、待測。每個標準品做6次室內平行。消解程序參照《土壤和沉積物 金屬元素總量的消解 微波消解法》(HJ 832—2017)。

1.4 樣品檢測

利用ICP-MS進行土壤樣品檢測，ICP-MS分析儀測定條件見表1。

表1 ICP-MS分析儀測定條件

1.5 分析方法

采用中心組合實驗設計原理對微波消解+ICP-MS測定土壤中As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn的酸消解體系進行實驗設計和數據分析。分別以HCl、HNO3、HF、HClO4體積為自變量A、B、C、D，參照當前常用的幾種土壤和沉積物中重金屬測定方法以及傳統四酸消解體系酸用量[6]，確定4種消解酸的實驗范圍，其中HCl為1～3 mL，HNO3為6～10 mL，HF為1～3 mL，HClO4為0～2 mL；以檢測結果準確度作為響應值，取標準品測定結果在參考值范圍內的元素個數作為因變量Y，設計4因素3水平的響應面實驗，后通過Design Expert 12軟件分析并確定最佳酸體系。

2 結果與討論

2.1 模型和顯著性分析

實驗設計方案及結果見表2，利用Design Expert 12對數據進行回歸擬合，得到方程模型見式(1)。

表2 實驗方案和結果

Y=353+50.92A-10.00B-5.42C+24.00D+15.50AB-14.25AC-1.50AD+14.50BC-4.00BD-7.50CD+6.33A2-4.29B2-9.42C2-12.04D2

(1)

對模型進行方差分析可得模型回歸項的F值為4.42，P<0.005，說明該模型顯著，能較好地擬合實驗結果；模型失擬項的F值為4.02，P>0.050，結果不顯著，表明該模型可用于預測。模型的決定系數(R2)為0.815 4，表明模型中各獨立項之間的相關性較好，模型可代替真實值對實驗結果進行分析；變異系數(CV)為7.77%，小于10%，表示實驗有良好的穩定性[7-8]。

2.2 交互作用分析

響應曲面及其等高線圖可直觀反映各因素之間的交互作用，曲面坡度反映因素對響應值的影響，坡面越陡說明該因素影響越大；等高線形狀反映各因素之間交互效應的強弱，接近橢圓形表明兩因素間交互作用顯著，且橢圓越密表明交互作用越顯著[9-10]。考慮到常規酸消解體系中HNO3用量最大，選取與HNO3體積有交互作用的影響因素，通過對表2數據擬合得到響應曲面及其等高線如圖1所示。

圖1(a)反映了HCl體積與HNO3體積的交互影響，可以看出HCl體積的曲面坡度較陡，表明HCl體積對準確度影響顯著；HNO3體積的曲面坡度相對平緩，表明HNO3體積對準確度影響比HCl體積小。當HCl體積在1～2 mL時，準確度隨HNO3體積增大而降低，HCl體積在2～3 mL時，準確度隨HNO3體積增大而提高；HNO3體積一定時，準確度隨HCl體積增大而提高。響應曲面等高線形狀接近圓形，且統計結果顯示P>0.05，表明A、B間交互作用不顯著[11]。

圖1(b)反映了HNO3體積和HF體積的交互影響，從等高線圖的橢圓性質可以看出，HNO3體積和HF體積存在顯著的交互作用。當HNO3體積較小時，準確度隨HF體積增大而降低，當HNO3體積較大時，準確度隨HF體積增大而提高；當HF體積較小時，準確度隨HNO3體積增大而降低，當HF體積較大時，準確度隨HNO3體積增大而提高。

圖1(c)反映了HNO3體積和HClO4體積的交互影響，等高線圖接近圓形且統計結果顯示P>0.05，表明HNO3體積和HClO4體積交互作用不顯著。當HNO3體積一定時，準確度隨HClO4體積增大而提高；當HClO4體積一定時，準確度隨HNO3體積增大而降低。

圖1 消解體系交互作用響應曲面及等高線

2.3 模型驗證

Design Expert 12軟件推薦的最優方案為：HCl體積3 mL、HNO3體積6 mL、HF體積1 mL、HClO4體積2 mL。在該條件下以土壤標準品GSS-5、GSS-23、GSS-34和沉積物標準品GSD-12、GSD-18、GSD-25、GSD-27為消解受體，進行了6次重復測定，As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn的精密度和準確度匯總表見表3。對于質量濃度在0.1～1.0、>1.0～10.0、>10.0～100.0、>100.0 mg/kg的元素，對應測定結果相對標準偏差分別為2.3%～9.6%、0.9%～12.5%、1.2%～8.5%、0.3%～3.4%，滿足《土壤環境監測技術規范》(HJ/T 166—2004)對精密度的相關規定；對于質量濃度在<1.0、1.0～10.0、>10.0 mg/kg的元素，測定結果相對誤差分別為-13.3%～18.3%、-5.3%～10.0%、-4.0%～8.3%，滿足《化學分析方法驗證確認和內部質量控制要求》(GB/T 32465—2015)定量方法準確度相關規定。標準品元素測定結果在參考值范圍內的總個數為440，總個數與模型預測值447的相對誤差為-1.6%，模型擬合性較好。

表3 測定元素準確度和精密度

2.4 不確定度評估

2.4.1 不確定度來源識別

不確定度評定的方法主要分為兩類，對一系列測定值進行統計分析的方法為A類評定；根據有關信息或經驗估計的先驗概率分布得到標準偏差估計值的方法為B類評定[12]。稱取某實際土壤樣品0.200 0 g，按最優方案進行微波消解后定容到50 mL，并利用ICP-MS測定其金屬含量。以As為例，對影響測定結果的不確定度來源進行識別，主要來源于稱樣、消解、定容、標準溶液配置、標準曲線擬合和樣品重復測定。

2.4.2 A類評定

(1) 消解引入的相對不確定度urel(D)

受消解條件、樣品基質、試劑性質以及元素性質等因素影響，樣品中待測元素不可能完全進入消解液，參照JJF 1059.1—2012，以加標回收率上界、下界來計算消解過程引入的不確定度[13]。樣品加標回收6次平行測定結果分別為96.3%、98.7%、103.0%、104.0%、94.7%、91.3%，回收率平均值(D)為98.0%，根據式(2)可計算得到消解引入的標準不確定度為3.67%，則消解引入的相對不確定度urel(D)為0.037。

(2)

式中：u(D)為消解引入的標準不確定度，%；d+為回收率上界與100%的差值，%；d-為100%與回收率下界的差值，%。

(2) 標準曲線擬合引入的相對不確定度urel(C)

配置質量濃度分別為0、1.0、5.0、10.0、20.0、50.0、100.0 μg/L的混合標準溶液，標準曲線各點均重復測定兩次，擬合得到標準曲線方程斜率為636.057，截距為16.651，消解液樣品重復測定6次得到As質量濃度平均值為76.4 μg/L。基于上述測試參數，根據文獻[14]中方法，可計算得到由標準曲線擬合引入的相對不確定度為urel(C)=0.011。

(3) 樣品重復測定引入的相對不確定度urel(n)

土壤樣品6次重復測定得到As質量濃度平均值為19.1 mg/kg，標準偏差為0.186。依據JJF 1059.1—2012中A類評定的方法，則樣品重復測定引入的相對不確定度urel(n)=0.004。

2.4.3 B類評定

(1) 稱樣引入的相對不確定度urel(m)

(2) 定容引入的相對不確定度urel(V)

將上述3個分量合成得到定容引入的標準不確定度u(V)為0.036 mL，故定容引入的相對不確定度為urel(V)為0.000 72。

(3) 標準溶液配制引入的相對不確定度urel(f)

標準溶液配制步驟為：用1 mL單標移液管(A級)移取質量濃度為100.0 μg/mL標準儲備液1.00 mL至100 mL容量瓶(A級)中，用1%(質量分數)HNO3定容至標線，得到1.0 mg/L的多元素標準使用液。用10 mL有刻度移液管(A級)準確移取不同體積的使用液至100 mL容量瓶(A級)中，配成質量濃度為1.0、5.0、10.0、20.0、50.0、100.0 μg/L的標準系列溶液。

標準溶液配置引入的不確定度包括4個分量，分別為標準儲備液引入的不確定度和1 mL單標移液管(A 級)、10 mL分刻度移液管(A 級)、100 mL容量瓶(A 級)引入的不確定度。3種玻璃量器引入的不確定度參照50 mL 容量瓶(A 級)引入的相對不確定度進行計算，結果匯總見表4。檢測所用100.0 μg/mL多元素標準儲備液證書標注擴展不確定度為2.4 μg/mL，依據JJF 1059.1—2012，按正態分布k取2，則標準儲備液引入的標準不確定度為1.2 μg/mL，相對不確定度為0.012。將以上4個分量合成，得到標準溶液配置引入的相對不確定度urel(f)為0.013。

表4 標準溶液配置玻璃量器引入的不確定度

2.4.4 合成不確定度urel(X)

根據式(3)計算由消解、標準曲線擬合、樣品重復測定、稱樣、定容及標準溶液配制的合成不確定度，可得urel(X)為0.041。

(3)

參考JJF 1059.1—2012中的方法，按照置信水平為95%計算，得到其擴展不確定度為1.6 mg/kg，即微波消解+ICP-MS測定土壤和沉積物中As質量濃度為(19.1±1.6) mg/kg。

3 結 論

(1) 利用響應面法優化得到微波消解+ICP-MS同時測定土壤和沉積物中多種金屬元素的最佳消解體系為：HCl體積3 mL、HNO3體積6 mL、HF體積1 mL、HClO4體積2 mL。該條件下，對標準品GSS-5、GSS-23、GSS-34、GSD-12、GSD-18、GSD-25、GSD-27分別進行6次重復測定，As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn含量測定結果相對標準偏差和相對誤差滿足HJ/T 166—2004和GB/T 32465—2015對檢測方法精密度和準確度的要求。

(2) 影響微波消解+ICP-MS同時測定土壤和沉積物中多種金屬元素的不確定度分別來源于樣品消解、標準溶液配置、標準曲線擬合、樣品重復測定、定容、稱樣。

(3) 稱取某實際土壤樣品0.200 0 g，以As為例按最優方案進行含量測定，計算得到最終合成的擴展不確定度為1.6 mg/kg。鑒于樣品消解、標準溶液配置和標準曲線擬合引入的不確定度相對較大，因此在實驗過程中要加強人員操作的規范性，同時反復摸索儀器最佳狀態，優化消解過程，從而降低檢測過程的不確定度。