連續流動分析法測定水中揮發酚和總氰化物的實驗探究

摘 要：揮發酚和總氰化物是水質監測和水環境保護的關鍵指標，其準確測定對評估水體質量和環境影響至關重要。隨著檢測技術的發展，采用在線前處理的流動注射分析法和連續流動分析法已成為其主流的檢測手段。而我國尚未制定水中氰化物（除生活飲用水外）的連續流動—分光光度法國家或行業標準，為水質樣品中氰化物的準確監測帶來不便。本研究通過控制變量法，系統研究了試劑pH 及濃度等因素對檢測結果的影響，篩選出了合適的檢測條件。該方法的測試結果呈現完全線性相關，揮發酚和總氰化物檢出限低至0.279 μg/L 和0.118 μg/L，樣品加標回收率達到95.0%～105%。本研究不僅為水質揮發酚和氰化物的國家和行業標準制定提供了經驗和依據，還為水質監測領域引入了一種更環保的方法。

關鍵詞：環境監測；水質分析；測試技術；連續流動分析法；揮發酚；總氰化物

中圖分類號：P641.3；X832 文獻標志碼：A 文章編號：2095-1329（2024）01-0135-08

水質污染一直是環境保護領域的重要問題之一。揮發酚和氰化物是《地下水質量標準》（GB/T 14848-2017）中的常規指標，對其進行準確監測具有重要意義[1]。揮發酚是一類在常溫下容易揮發的有機化合物，通常包括苯、甲苯和乙苯等成分；氰化物則是指帶有氰基（CN）的含氮有機化合物，包括簡單氰化物和絡合氰化物，主要通過工業生產過程中的污水排放進入水體[2-3]。這兩類化合物會對人類健康和環境造成潛在危害，是環境監測的重要指標[4]。揮發酚類化合物可通過飲用受污染的水或皮膚接觸進入人體，引發健康問題，如神經系統損害、呼吸道疾病以及潛在的癌癥風險[5]。另一方面，氰化物，尤其是高濃度的氰化物，可引發急性中毒，對水生生物造成損害，破壞生態平衡，甚至對人類構成危險[6]。因此，準確測定水環境中揮發酚和總氰化物的濃度對于水質監測、水環境保護以及維護人類健康至關重要。

由于傳統的分光光度法[7-10] 存在前處理操作復雜、耗時、不適合大批量樣品分析等局限性，近年來，采用在線前處理的流動注射分析法[11-12] 和連續流動分析法[13-16] 已成為檢測揮發酚和總氰化物的前沿手段。連續流動分析技術（continuous flow analysis， CFA）可實現自動進樣和試劑的自動加入，能在短時間內處理大量樣品，高效且減少了操作誤差，具有自動化、連續性、高通量、實時分析等優點[17]。這些優勢使得CFA 在水質分析領域具有廣泛的應用前景，可成為揮發酚和總氰化物監測的一種有力的替代方法。薛慧等[14] 利用連續流動法測定地表水中揮發酚和總氰化物的含量，該方法表現出良好的重現性和高準確度，可被廣泛應用于地表水中揮發酚和總氰化物的測定。張敏等[15] 利用連續流動分析法對生活飲用水中的氰化物和揮發酚進行了檢測，分析了影響方法靈敏度的因素，提出了消除干擾的辦法，表明該方法適用于實驗室中大批量樣品的檢測。何俊等[6] 采用連續流動分析法同時檢測水中的揮發酚和氰化物等六項指標，其線性相關系數均在0.999 以上，該方法具有簡單、準確的特點，降低了人力和時間成本。目前，剛頒布實施了關于利用連續流動分析技術檢測揮發酚和氰化物的推薦性國家標準GB/T 5750-2023[18]。值得注意的是，該方法僅限于生活飲用水中揮發酚和氰化物的測定，適用范圍相對較為有限。2019 年，水利部發布實施了關于水質中總氮、揮發酚、硫化物、陰離子表面活性劑和六價鉻測定的連續流動分析—分光光度法水利行業標準SL/T 788-2019[13]，該標準明確規定了在地表水、地下水、飲用水、生活污水和工業廢水中測定揮發酚的方法。然而截至目前，我國尚未發布關于連續流動分析法檢測水中氰化物（除生活飲用水外）的國家和行業標準，使得水質樣品中氰化物的準確監測面臨較大的困難。

本文從實際監測工作的需求出發，針對使用連續流動分析技術同時測定水中揮發酚和總氰化物的方法展開深入研究。通過控制變量法系統地研究了試劑pH 及濃度等因素對檢測結果的影響，對實驗檢測條件進行了優化。經過方法的優化，揮發酚和氰化物的檢出限分別低于水利行業標準SL/T 788-2019[13] 和環境保護標準HJ 823-2017[11] 規定的揮發酚和氰化物的檢出限0.001 mg/L。該方法不僅展現出良好的重現性，而且具有較高的準確性，在節省人力的前提下，能夠高效、精確地測定水樣中揮發酚和氰化物的濃度。這為將來水質樣品中揮發酚和氰化物的國家和行業標準的制定提供了實驗經驗和方法依據，為提高水環境揮發酚和氰化物監測的科學性和準確性做出貢獻。

1 方法原理

1.1 連續流動分析儀工作原理

連續流動分析儀由自動進樣器、蠕動泵、化學反應模塊、流通池等組成。一定體積的試樣與試劑通過蠕動泵進入封閉的管路時，在連續流動的過程中被大小均勻的空氣氣泡按一定間隔規律隔開。樣品與試劑進入化學反應模塊后，按照預定的次序和比例混合，經過蒸餾、消解等一系列反應過程。待反應平衡和顯色達到最佳狀態后，樣品會進入流動檢測池，根據朗伯—比爾定律測定試樣中目標物的含量（圖1）。

1.2 化學反應原理

揮發酚：將揮發性酚類化合物在pH ＜ 7 和高溫條件下蒸餾出，然后在堿性介質中，借助鐵氰化鉀的作用，揮發性酚類化合物與顯色劑進行反應，生成紅色絡合物（化學反應方程式1），于505 nm 波長處測定其吸光度，確定試樣中揮發酚的含量。

氰化物：水質樣品與蒸餾試劑混合后，依次經過在線紫外消解、高溫蒸餾，釋放出氰化氫氣體。該氣體冷凝后溶于堿液中與氯胺T 反應，生成氯化氰（化學反應方程式2）。然后使氯化氰與異煙酸反應，生成戊烯二醛（化學反應方程式3）。接著，戊烯二醛再與1，3- 二甲基巴比妥酸發生反應，生成藍紫色絡合物（化學反應方程式4），于600 nm 波長處測定其吸光度，確定試樣中總氰化物的含量。

2 實驗部分

2.1 主要儀器

冷卻循環水裝置（BZY-RCW2009，上海環儀電子科技有限公司）；超純水機（Milli-Q Direct 8，美國密理博公司）；pH 計（ORION STAR A221，美國Thermo 公司）；電子天平（B5002 500g/0.01g，上海良平儀器代表有限公司）；超聲波清洗機（SB25-12DTD，寧波新芝凍干設備股份公司）。連續流動分析儀（QuAAtro 39 Dist，德國SEAL 公司），其主要工作條件見表1。

2.2 試劑

實驗使用分析純試劑（除非特別聲明），經驗證對空白測試無干擾，試劑信息見表2。實驗過程中使用新鮮制備的去離子水。除標準溶液外，所有溶液和去離子水在使用前均經超聲波清洗機超聲除氣。

（1）試劑及標準使用液的配制

1） 揮發酚蒸餾試劑：稱取30.0 g 檸檬酸、30.0 g 磷酸二氫鉀和10.0 g 氯化鉀于燒杯中，用去離子水稀釋至500mL，超聲溶解，再加入500 mL 甘油，混勻。

2） 揮發酚緩沖溶液：稱取9.0 g 硼酸、10.0 g 氯化鉀和5.0 g 氫氧化鈉于燒杯中，用去離子水溶解并稀釋至500 mL。

3） 鐵氰化鉀溶液：稱取0.20 g 鐵氰化鉀于燒杯中，加0.50 mL 50% 曲拉通溶液和100 mL 揮發酚緩沖溶液，超聲溶解，使用前過濾。

4） 揮發酚顯色試劑：稱取0.10 g 4- 氨基安替比林于燒杯中，加0.50 mL 50% 曲拉通溶液和100 mL 揮發酚緩沖溶液，超聲溶解，使用前過濾。

5） 氰化物蒸餾試劑：稱取10.0 g 檸檬酸和0.80 g 氫氧化鈉于燒杯中，加入400 mL 去離子水，超聲溶解，用水定容至500 mL，混勻。

6） 鄰苯二甲酸氫鉀緩沖溶液：在400 mL 水中加入1.2g 氫氧化鈉和10.0 g 鄰苯二甲酸氫鉀，再加1.0 mL 50%曲拉通溶液，用去離子水稀釋至500 mL，混勻。

7） 氰化物顯色劑：在800 mL 水中加入7.0 g 氫氧化鈉、16.8 g 1.3- 二甲基巴比妥酸和13.6 g 異煙酸，再加1.0 mL50% 曲拉通溶液，用水稀釋至1000 mL，混勻。

8） 氯胺-T 溶液：稱取 0.25 g 氯胺-T 溶于250 mL 去離子水中，溶解后混勻，現配現用。

9） 揮發酚標準使用液（1.00 mg/L）：逐級稀釋揮發酚標準儲備液（1000 mg/L，GBW（E）080241，中國計量科學研究院），用0.010 mol/L 氫氧化鈉溶液定容。

10） 氰化物標準使用液（1.00 mg/L）：逐級稀釋氰化物標準儲備液（50.0 mg/L，GBW（E）080115，中國計量科學研究院），用0.010 mol/L 氫氧化鈉溶液定容。

11） 水質 揮發酚（67.7±3.4） μg/L：用10 mL 干燥潔凈移液管從安瓿瓶中準確量取10.00 mL 濃樣至1000 mL 容量瓶中，用純水稀釋定容至刻度，混勻。

12） 水質 揮發酚（32.1±2.3） μg/L：用10 mL 干燥潔凈移液管從安瓿瓶中準確量取10.00 mL 濃樣至1000 mL容量瓶中，用純水稀釋定容至刻度，混勻。

13） 水質 總氰化物（53.7±5.5） μg/L：用10 mL 干燥潔凈移液管從安瓿瓶中準確量取10.00 mL 濃樣至1000mL 容量瓶中，用0.1% 氫氧化鈉溶液定容至刻度，混勻。

14） 水質 總氰化物（32.6±3.0） μg/L：用10 mL 干燥潔凈移液管從安瓿瓶中準確量取10.00 mL 濃樣至1000mL 容量瓶中，用0.1% 氫氧化鈉溶液定容至刻度，混勻。

（2）標準曲線的配制

分別移取0、0.50、1.00、2.00、5.00、8.00、10.00 mL的揮發酚和總氰化物標準使用液（1.00 mg/L） 至100 mL 容量瓶，用0.010 mol/L 氫氧化鈉溶液定容，混勻。制備揮發酚和總氰化物質量濃度為0、5.00、10.0、20.0、50.0、80.0、100 μg/L 的標準系列。

2.3 實驗方法

（1）揮發酚檢測條件的優化

通過控制變量法，每組實驗均對濃度為（67.7±3.4）μg/L 的揮發酚質控樣品平行檢測6 次，計算揮發酚質控樣品測定的平均值、相對誤差和標準偏差。

揮發酚蒸餾試劑pH 條件的優化：將揮發酚蒸餾試劑pH 值分別調節至1.5、3.5 和6.0，研究蒸餾試劑pH 條件對實驗結果的影響，確定最佳蒸餾試劑pH 值；

揮發酚顯色劑pH 條件的優化：將揮發酚顯色劑pH值分別調節至8.0、10.8 和12.5，研究顯色劑pH 條件對實驗結果的影響，確定最佳顯色劑pH 值；

揮發酚顯色劑濃度條件的優化：將揮發酚顯色劑的質量濃度分別調整為0.25、0.50、1.00 和2.00 g/L，研究顯色劑濃度對實驗結果的影響，確定最佳顯色劑濃度。

（2）總氰化物檢測條件優化

與上節所述類似，每組實驗均對濃度為（53.7±5.5）μg/L 的氰化物質控樣品平行檢測6 次，計算氰化物質控樣品測定的平均值、相對誤差和標準偏差。

氰化物蒸餾試劑pH 條件的優化：將氰化物蒸餾試劑pH 值分別調節至1.5、3.8、6.0 和8.0，研究蒸餾試劑pH條件對實驗結果的影響，確定最佳蒸餾試劑pH 值；

氰化物緩沖溶液pH 條件的優化：將氰化物緩沖溶液pH 值分別調節至3.0、5.2、7.2 和9.0，研究緩沖溶液pH條件對實驗結果的影響，確定最佳緩沖溶液pH 值；

氰化物顯色劑pH 條件的優化：將氰化物顯色劑pH值分別調節至4.2、5.2、7.0 和8.5，研究顯色劑pH 條件對實驗結果的影響，確定最佳顯色劑pH 值；

氯胺-T 溶液質量濃度條件的優化：將氯胺-T 溶液的質量濃度分別調整為0.50、1.00、2.00和3.00 g/L，研究氯胺-T溶液的濃度對實驗結果的影響，確定最佳氯胺-T 濃度。

3 結果與討論

3.1 揮發酚檢測條件優化

（1）揮發酚蒸餾試劑pH 條件的優化

研究發現，當揮發酚蒸餾試劑的pH 值分別為1.5、3.5 和6.0 時，濃度為（67.7±3.4） μg/L 的揮發酚質控樣品6 次的測定值，均在其規定的不確定度范圍內。其中：揮發酚蒸餾試劑pH 值為1.5 時，揮發酚質控樣品6 次測定結果的平均值為65.6 μg/L，相對誤差達到-3.1%，標準偏差為0.378 μg/L；蒸餾試劑pH 值為6.0 時，揮發酚質控樣品6 次測定結果的平均值為67.9 μg/L，相對誤差為0.3%，標準偏差達到1.59 μg/L；而蒸餾試劑pH 值為3.5時，揮發酚質控樣品6 次測定結果的平均值為67.9 μg/L，相對誤差和標準偏差均為最小，分別為0.3% 和0.325 μg/L（表3）。即，當揮發酚蒸餾試劑的pH 值為3.5 時，實驗結果具有較高的準確性和較好的重現性。

（2）揮發酚顯色劑pH 條件的優化

研究結果顯示，當揮發酚顯色劑的pH 值分別為8.0、10.8 和12.5 時，濃度為（67.7±3.4） μg/L 的揮發酚質控樣品6 次的測定值，均在其規定的不確定度范圍內。揮發酚顯色劑pH 值為8.0 時，揮發酚質控樣品6 次測定結果的平均值為66.2 μg/L，相對誤差達到-2.2%，標準偏差為0.358 μg/L；顯色劑pH 值為12.5 時，揮發酚質控樣品6次測定結果的平均值為65.3 μg/L，相對誤差達到-3.5%，標準偏差為0.187 μg/L；顯色劑pH 值為10.8 時，揮發酚質控樣品6 次測定結果的平均值為67.9 μg/L，相對誤差僅0.3%，標準偏差為0.325 μg/L（表4）。結果表明，當揮發酚顯色劑的pH 值為10.8 時，質控樣品測定結果的相對誤差較小，標準偏差較低，實驗結果具有較高的準確性和較好的重現性。

（3）揮發酚顯色劑濃度條件的優化

實驗結果如表5 所示。結果表明，用連續流動分析技術檢測揮發酚時，揮發酚顯色劑的濃度對檢測結果具有至關重要的影響。當顯色劑的濃度為0.25 g/L 和0.50 g/L 時，樣品中的揮發酚未完全反應，濃度為（67.7±3.4） μg/L 的揮發酚質控樣品6 次測定結果平均值分別為36.7 μg/L 和61.3 μg/L，均低于規定的濃度范圍；當顯色劑的濃度為1.00g/L 和2.00 g/L 時，揮發酚質控樣品6 次的測定值，均在其規定的不確定度范圍內，相對誤差分別為0.3% 和-4.3%，標準偏差均小于0.500 μg/L。為了節約試劑和保護環境，1.00g/L 的顯色劑濃度已足以滿足實驗條件的需求。

由上可知，當揮發酚蒸餾試劑的pH 值為3.5，顯色劑的pH 值為10.8，顯色劑的濃度為1.00 g/L 時，揮發酚檢測的相對誤差較小，同時標準偏差也較低，實驗結果具有較高的準確性和較好的重現性。

3.2 總氰化物檢測條件優化

（1）氰化物蒸餾試劑pH 條件的優化

實驗結果如表6 所示。當氰化物蒸餾試劑的pH 值調節至1.5 和8.0 時，濃度為（53.7±5.5） μg/L 的氰化物質控樣品6 次測定結果平均值降至44.3 μg/L 和33.2 μg/L，均明顯低于規定的濃度范圍，相對誤差達到-17.5%和-38.2%。當氰化物蒸餾試劑的pH 值為3.8 和6.0 時，濃度為（53.7±5.5） μg/L 的氰化物質控樣品6 次的測定值，均在其規定的不確定度范圍內。其中，氰化物蒸餾試劑pH 值為3.8 時，氰化物質控樣品6 次測定結果的平均值為54.1 μg/L，相對誤差僅0.7%，標準偏差為0.179 μg/L；蒸餾試劑pH 值為6.0 時，氰化物質控樣品6 次測定結果的平均值為51.9 μg/L，相對誤差為-3.4%，標準偏差為0.354μg/L。結果表明，當氰化物蒸餾試劑的pH 值為3.8 時，質控樣品測定結果的相對誤差和標準偏差均較小，具有較高的準確性和較好的重現性。

（2）緩沖溶液pH 條件的優化

實驗結果如表7 所示。當將緩沖溶液的pH 值調節至3.0 和9.0 時，反應無法正常進行，濃度為（53.7±5.5）μg/L 的氰化物質控樣品6 次測定結果平均值降至43.2 和22.7 μg/L，均低于規定的濃度范圍，相對誤差達到-19.6%和-57.7%。當緩沖溶液的pH 值為5.2 和7.2 時，濃度為（53.7±5.5） μg/L 的氰化物質控樣品6 次的測定值均在其規定的不確定度范圍內。其中，蒸餾試劑pH 值為7.2 時，氰化物質控樣品6 次測定結果的平均值為55.8 μg/L，相對誤差為3.9%，標準偏差為0.274 μg/L；而蒸餾試劑pH值為5.2 時，氰化物質控樣品6 次測定結果的平均值為54.1 μg/L，相對誤差僅0.7%，標準偏差為0.179 μg/L。表明當緩沖溶液的pH 值為5.2 時，實驗結果具有較高的準確性和較好的重現性。

（3）總氰化物顯色劑pH 條件的優化

實驗結果如表8 所示。當氰化物顯色劑的pH 值為4.2時，顯色劑部分沉淀，且濃度為（53.7±5.5） μg/L 的氰化物質控樣品6 次測定結果平均值僅為43.5 μg/L，低于標準值范圍；當顯色劑的pH 值分別為5.2、7.0 和8.5 時，濃度為（53.7±5.5） μg/L 的氰化物質控樣品6 次的測定值均在其規定的不確定度范圍內。其中，顯色劑pH 值為5.2時，氰化物質控樣品6 次測定結果的平均值為54.1 μg/L，相對誤差僅0.7%，標準偏差為0.179 μg/L；顯色劑pH 值為7.0 時，氰化物質控樣品6 次測定結果的平均值為55.4μg/L，相對誤差為3.2%，標準偏差為0.137 μg/L；顯色劑pH 值為8.5 時，氰化物質控樣品6 次測定結果的平均值為58.0 μg/L，相對誤差高達8.0%，標準偏差為0.186 μg/L。結果表明，顯色劑的pH 值過低會導致樣品無法完全反應，質控樣品的檢測值偏低；當氰化物顯色劑的pH 值為5.2 時，結果具有較高的準確性和較好的重現性。

（4）氯胺-T 溶液濃度條件的優化

從表9 所示的實驗結果可見，當氯胺-T 溶液濃度為0.50 g/L 時，由于試樣中的氰化物未完全反應，濃度為（53.7±5.5） μg/L 的氰化物質控樣品6 次測定結果平均值僅為22.3 μg/L，遠低于規定的濃度范圍，相對誤差高達-58.5%；當氯胺-T 溶液濃度為1.00 g/L、2.00 g/L 和3.00g/L 時，濃度為（53.7±5.5） μg/L 的氰化物質控樣品6 次測定結果平均值，均在其規定的不確定度范圍內，相對誤差分別為0.7%、7.6% 和8.0%，標準偏差均小于0.500μg/L。研究結果表明，有效氯含量在實驗中起到了至關重要的作用。同時，為了有效利用試劑并保護資源，氯胺-T的濃度無需過高，僅1.00 g/L 即足以滿足實驗條件的需求。

綜上所述，當總氰化物蒸餾試劑的pH 值為3.8，緩沖溶液和顯色劑的pH 值為5.2，氯胺-T 溶液濃度為1.00g/L 時，總氰化物檢測方法的相對誤差較小，且標準偏差較低，實驗結果具有較高的準確性和較好的重現性。

3.3 方法評價

（1）線性相關系數

揮發酚和總氰化物的質量濃度在0～100 μg/L 范圍內，線性回歸方程分別為y 揮發酚= 0.000001787749x-0.0143298（y 溶液質量濃度，x 峰高）和y 總氰化物=0.000001809538x-0.01676273，其線性相關系數均為1.000。可見，連續流動分析法在揮發酚和總氰化物檢測中展現出較寬的線性范圍和完全的相關性。

（2）方法的檢出限

參照環境監測分析方法標準制修訂技術導則[19] 中檢出限的測定方法，方法的檢出限依下式計算：

MDL＝t（n 1，0.99）×S

式中：MDL—方法檢出限；

t—自由度為n-1，置信度為99% 時的t 分布（單側）；當n = 10 時，t = 2.821。

S—n 次平行測定的標準偏差。

采用實際水樣加標法確定方法的檢出限，該水樣加標后揮發酚濃度為2.00 μg/L，總氰化物濃度為3.00 μg/L，均平行測定10 次。水樣加標后揮發酚10 次測定的結果分別為2.30、2.20、2.30、2.10、2.40、2.30、2.40、2.40、2.40、2.30 μg/L，標準偏差為0.099 μg/L，計算出的方法檢出限為0.279 μg/L；總氰化物的10 次測定結果分別為2.90、3.00、3.00、3.00、3.00、2.90、3.00、3.00、3.00、3.00μg/L，標準偏差為0.042 μg/L，計算出的方法檢出限為0.118μg/L。該方法的檢出限遠低于行業標準規定的0.001 mg/L[11，13]。

（3）精密度和準確度試驗

在優化的實驗條件下，分別對濃度為（67.7±3.4） μg/L 和（32.1±2.3） μg/L 的水質揮發酚有證質控樣品和濃度為（53.7±5.5） μg/L 和（32.6±3.0） μg/L 的水質總氰化物有證質控樣品平行檢測6 次，計算測定結果的平均值、相對標準偏差和相對誤差，結果如表10 所示。

由表10 的數據可見，濃度分別為（67.7±3.4） μg/L、（32.1±2.3） μg/L 的揮發酚質控樣品和濃度分別為（32.6±3.0）μg/L、（53.7±5.5） μg/L 的總氰化物質控樣品6 次檢測結果平行性較好，測定結果均在其規定的不確定度范圍內。揮發酚質控樣品檢測值的相對標準偏差分別為0.48% 和0.53%，相對誤差分別為0.3% 和0.1%；總氰化物質控樣品檢測值的相對標準偏差分別為0.31% 和0.33%，相對誤差均小于3.0%。表明本文建立的揮發酚和總氰化物測定的連續流動分析法具有良好的精密度和較高的準確度。

（4）實際樣品的標準加入回收試驗

分別選取去離子水、上海某地下水和地表水樣品，分別加入濃度為10.0、50.0、80.0 μg/L 的揮發酚和總氰化物有證標準物質，進行樣品的標準加入回收試驗，每組實驗均進行6 次平行檢測，計算樣品的加標回收率。

實際樣品的標準加入回收試驗結果如表11 所示。揮發酚在純水中的加標回收率為95.0%～103%，在地下水中的加標回收率為97.0%～104%，在地表水中的加標回收率為96.5%～105%；總氰化物在純水中的加標回收率為99.5%～105%，在地下水中的加標回收率為101%～105%，在地表水中的加標回收率為95.0%～105%。實驗數據表明，該方法適用于地下水和地表水中揮發酚和總氰化物的檢測，且具有較好的加標回收率，揮發酚和總氰化物在不同水質中的實際樣品加標回收率可達95.0%～105%。

4 結論

本文基于實際水質監測需求，深入研究了應用連續流動分析法同時測定水中揮發酚和總氰化物的實驗方法。通過控制變量法系統地改變了揮發酚和總氰化物實驗過程中的關鍵參數，篩選出了最佳的檢測條件。該方法揮發酚和總氰化物測定結果呈現完全線性相關，檢出限分別為0.279 μg/L 和0.118 μg/L，遠低于國家標準和行業標準的規定。此外，使用該方法測定揮發酚和總氰化物質控樣品的相對標準偏差均小于1.00%，揮發酚和總氰化物在不同水質中的實際樣品加標回收率可達95.0%～105%。研究結果表明，該方法適用范圍廣，具有很高準確性和精度。該研究不僅為環境監測提供了準確的基礎數據，還為將來水質揮發酚和氰化物的國家和行業標準制定提供了經驗和依據。同時，通過節省人力和減少試劑，引入了更為科學和環保的水質監測方法。

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基金項目：自然資源部上海資源環境檢測中心科研項目