陈 灿 刘慧娟 曹 俊 叶 脉

(广东省环境科学研究院，广东 广州 510045)

随着社会经济的迅速发展，各项工农业活动导致重金属不可避免地进入土壤和水体，并通过食物链危及人类健康。由于土壤重金属具有隐蔽性、易迁移、残留周期长且易进入食物链等特点，重金属污染已成为中国当前最突出的土壤环境问题[1-3]。土壤重金属的准确、高效检测，对全面了解土壤污染状况并针对性提出修复措施具有指导意义。为加强土壤环境监管，保障土壤生态环境和人居环境安全，2018年生态环境部颁布《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)和《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 36600—2018)，涉及金属元素As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Hg、Ni、Pb、Sb、V、Zn等，标准中引用的重金属检测方法均为光谱法，包括原子吸收光谱法、原子荧光光谱法、电感耦合等离子体发射光谱法、X射线荧光光谱法。

电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)具有检出限低、干扰少、灵敏度高且多元素可同时测定等优点，在光谱法中备受肯定。目前已发布的ICP-MS土壤检测标准只有《土壤和沉积物 12种金属元素的测定 王水提取-电感耦合等离子体质谱法》(HJ 803—2016)，但该标准未涵盖土壤环境质量全部评价指标，且由于王水无法破坏土壤晶格结构，该方法测定结果比国内广泛使用的全量消解法低[4]，不能满足我国对于土壤环境调查和监测的需要。传统的土壤前处理方法主要是湿法消解和干法灰化，新方法主要为微波消解和石墨消解。许海等[5]比较了微波消解、电热板消解、干法灰化3种方法处理土壤标准样品的效果，结果表明微波消解具有高效、准确、污染少等优点。

目前尚未建立测定土壤和沉积物中常见重金属元素总量的ICP-MS标准方法，因此对该方法进行测量不确定度的评定非常必要。综合考虑方法可行性以及土壤中重金属元素含量水平，以涵盖7大地理区域的3个土壤标准品(GSS-5、GSS-23、GSS-34)和4个沉积物标准品(GSD-12、GSD-18、GSD-25、GSD-27)为消解受体，通过响应面法(RSM)对微波消解+ICP-MS测定土壤和沉积物中As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn的酸消解体系进行优化，然后以As为例，依据《测量不确定度评定与表示》(JJF 1059.1—2012)，对最佳条件下测定结果的不确定度进行科学评估，为相关科研和规范标准的制(修)订提供技术参考。

1 材料与方法

1.1 主要仪器设备

ICAP RQ型ICP-MS分析仪(美国赛默飞)、TOPEX+智能型微波消解仪、Milli-Q超纯水机(美国密理博)。

1.2 试 剂

土壤标准品(定认机构为中国地质科学院地球物理地球化学勘察设计院)；多元素标准储备液(美国AccuStandard)，证书标注质量浓度为100 μg/mL，扩展不确定度为2.4 μg/mL；内标溶液(美国O2si)；调谐液(美国赛默飞)；HNO3、HCl、HF、HClO4均为优级纯；实验用水为超纯水(电阻率18.1 MΩ·cm)。

1.3 样品前处理

称取样品置于微波消解罐中，采用HCl-HNO3-HF酸消解体系和3阶段微波消解法消解样品，待冷却至室温后，将消解罐放入赶酸装置加入HClO4加热赶酸，待酸赶尽后转移至50.00 mL容量瓶(A级)中，定容、待测。每个标准品做6次室内平行。消解程序参照《土壤和沉积物 金属元素总量的消解 微波消解法》(HJ 832—2017)。

1.4 样品检测

利用ICP-MS进行土壤样品检测，ICP-MS分析仪测定条件见表1。

表1 ICP-MS分析仪测定条件

1.5 分析方法

采用中心组合实验设计原理对微波消解+ICP-MS测定土壤中As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn的酸消解体系进行实验设计和数据分析。分别以HCl、HNO3、HF、HClO4体积为自变量A、B、C、D，参照当前常用的几种土壤和沉积物中重金属测定方法以及传统四酸消解体系酸用量[6]，确定4种消解酸的实验范围，其中HCl为1～3 mL，HNO3为6～10 mL，HF为1～3 mL，HClO4为0～2 mL；以检测结果准确度作为响应值，取标准品测定结果在参考值范围内的元素个数作为因变量Y，设计4因素3水平的响应面实验，后通过Design Expert 12软件分析并确定最佳酸体系。

2 结果与讨论

2.1 模型和显著性分析

实验设计方案及结果见表2，利用Design Expert 12对数据进行回归拟合，得到方程模型见式(1)。

表2 实验方案和结果

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)

对模型进行方差分析可得模型回归项的F值为4.42，P<0.005，说明该模型显著，能较好地拟合实验结果；模型失拟项的F值为4.02，P>0.050，结果不显著，表明该模型可用于预测。模型的决定系数(R2)为0.815 4，表明模型中各独立项之间的相关性较好，模型可代替真实值对实验结果进行分析；变异系数(CV)为7.77%，小于10%，表示实验有良好的稳定性[7-8]。

2.2 交互作用分析

响应曲面及其等高线图可直观反映各因素之间的交互作用，曲面坡度反映因素对响应值的影响，坡面越陡说明该因素影响越大；等高线形状反映各因素之间交互效应的强弱，接近椭圆形表明两因素间交互作用显著，且椭圆越密表明交互作用越显著[9-10]。考虑到常规酸消解体系中HNO3用量最大，选取与HNO3体积有交互作用的影响因素，通过对表2数据拟合得到响应曲面及其等高线如图1所示。

图1(a)反映了HCl体积与HNO3体积的交互影响，可以看出HCl体积的曲面坡度较陡，表明HCl体积对准确度影响显著；HNO3体积的曲面坡度相对平缓，表明HNO3体积对准确度影响比HCl体积小。当HCl体积在1～2 mL时，准确度随HNO3体积增大而降低，HCl体积在2～3 mL时，准确度随HNO3体积增大而提高；HNO3体积一定时，准确度随HCl体积增大而提高。响应曲面等高线形状接近圆形，且统计结果显示P>0.05，表明A、B间交互作用不显著[11]。

图1(b)反映了HNO3体积和HF体积的交互影响，从等高线图的椭圆性质可以看出，HNO3体积和HF体积存在显著的交互作用。当HNO3体积较小时，准确度随HF体积增大而降低，当HNO3体积较大时，准确度随HF体积增大而提高；当HF体积较小时，准确度随HNO3体积增大而降低，当HF体积较大时，准确度随HNO3体积增大而提高。

图1(c)反映了HNO3体积和HClO4体积的交互影响，等高线图接近圆形且统计结果显示P>0.05，表明HNO3体积和HClO4体积交互作用不显著。当HNO3体积一定时，准确度随HClO4体积增大而提高；当HClO4体积一定时，准确度随HNO3体积增大而降低。

图1 消解体系交互作用响应曲面及等高线

2.3 模型验证

Design Expert 12软件推荐的最优方案为：HCl体积3 mL、HNO3体积6 mL、HF体积1 mL、HClO4体积2 mL。在该条件下以土壤标准品GSS-5、GSS-23、GSS-34和沉积物标准品GSD-12、GSD-18、GSD-25、GSD-27为消解受体，进行了6次重复测定，As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn的精密度和准确度汇总表见表3。对于质量浓度在0.1～1.0、>1.0～10.0、>10.0～100.0、>100.0 mg/kg的元素，对应测定结果相对标准偏差分别为2.3%～9.6%、0.9%～12.5%、1.2%～8.5%、0.3%～3.4%，满足《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166—2004)对精密度的相关规定；对于质量浓度在<1.0、1.0～10.0、>10.0 mg/kg的元素，测定结果相对误差分别为-13.3%～18.3%、-5.3%～10.0%、-4.0%～8.3%，满足《化学分析方法验证确认和内部质量控制要求》(GB/T 32465—2015)定量方法准确度相关规定。标准品元素测定结果在参考值范围内的总个数为440，总个数与模型预测值447的相对误差为-1.6%，模型拟合性较好。

表3 测定元素准确度和精密度

2.4 不确定度评估

2.4.1 不确定度来源识别

不确定度评定的方法主要分为两类，对一系列测定值进行统计分析的方法为A类评定；根据有关信息或经验估计的先验概率分布得到标准偏差估计值的方法为B类评定[12]。称取某实际土壤样品0.200 0 g，按最优方案进行微波消解后定容到50 mL，并利用ICP-MS测定其金属含量。以As为例，对影响测定结果的不确定度来源进行识别，主要来源于称样、消解、定容、标准溶液配置、标准曲线拟合和样品重复测定。

2.4.2 A类评定

(1) 消解引入的相对不确定度urel(D)

受消解条件、样品基质、试剂性质以及元素性质等因素影响，样品中待测元素不可能完全进入消解液，参照JJF 1059.1—2012，以加标回收率上界、下界来计算消解过程引入的不确定度[13]。样品加标回收6次平行测定结果分别为96.3%、98.7%、103.0%、104.0%、94.7%、91.3%，回收率平均值(D)为98.0%，根据式(2)可计算得到消解引入的标准不确定度为3.67%，则消解引入的相对不确定度urel(D)为0.037。

(2)

式中：u(D)为消解引入的标准不确定度，%；d+为回收率上界与100%的差值，%；d-为100%与回收率下界的差值，%。

(2) 标准曲线拟合引入的相对不确定度urel(C)

配置质量浓度分别为0、1.0、5.0、10.0、20.0、50.0、100.0 μg/L的混合标准溶液，标准曲线各点均重复测定两次，拟合得到标准曲线方程斜率为636.057，截距为16.651，消解液样品重复测定6次得到As质量浓度平均值为76.4 μg/L。基于上述测试参数，根据文献[14]中方法，可计算得到由标准曲线拟合引入的相对不确定度为urel(C)=0.011。

(3) 样品重复测定引入的相对不确定度urel(n)

土壤样品6次重复测定得到As质量浓度平均值为19.1 mg/kg，标准偏差为0.186。依据JJF 1059.1—2012中A类评定的方法，则样品重复测定引入的相对不确定度urel(n)=0.004。

2.4.3 B类评定

(1) 称样引入的相对不确定度urel(m)

(2) 定容引入的相对不确定度urel(V)

将上述3个分量合成得到定容引入的标准不确定度u(V)为0.036 mL，故定容引入的相对不确定度为urel(V)为0.000 72。

(3) 标准溶液配制引入的相对不确定度urel(f)

标准溶液配制步骤为：用1 mL单标移液管(A级)移取质量浓度为100.0 μg/mL标准储备液1.00 mL至100 mL容量瓶(A级)中，用1%(质量分数)HNO3定容至标线，得到1.0 mg/L的多元素标准使用液。用10 mL有刻度移液管(A级)准确移取不同体积的使用液至100 mL容量瓶(A级)中，配成质量浓度为1.0、5.0、10.0、20.0、50.0、100.0 μg/L的标准系列溶液。

标准溶液配置引入的不确定度包括4个分量，分别为标准储备液引入的不确定度和1 mL单标移液管(A 级)、10 mL分刻度移液管(A 级)、100 mL容量瓶(A 级)引入的不确定度。3种玻璃量器引入的不确定度参照50 mL 容量瓶(A 级)引入的相对不确定度进行计算，结果汇总见表4。检测所用100.0 μg/mL多元素标准储备液证书标注扩展不确定度为2.4 μg/mL，依据JJF 1059.1—2012，按正态分布k取2，则标准储备液引入的标准不确定度为1.2 μg/mL，相对不确定度为0.012。将以上4个分量合成，得到标准溶液配置引入的相对不确定度urel(f)为0.013。

表4 标准溶液配置玻璃量器引入的不确定度

2.4.4 合成不确定度urel(X)

根据式(3)计算由消解、标准曲线拟合、样品重复测定、称样、定容及标准溶液配制的合成不确定度，可得urel(X)为0.041。

(3)

参考JJF 1059.1—2012中的方法，按照置信水平为95%计算，得到其扩展不确定度为1.6 mg/kg，即微波消解+ICP-MS测定土壤和沉积物中As质量浓度为(19.1±1.6) mg/kg。

3 结 论

(1) 利用响应面法优化得到微波消解+ICP-MS同时测定土壤和沉积物中多种金属元素的最佳消解体系为：HCl体积3 mL、HNO3体积6 mL、HF体积1 mL、HClO4体积2 mL。该条件下，对标准品GSS-5、GSS-23、GSS-34、GSD-12、GSD-18、GSD-25、GSD-27分别进行6次重复测定，As、Be、Cd、Cr、Co、Cu、Ni、Pb、Sb、V、Zn含量测定结果相对标准偏差和相对误差满足HJ/T 166—2004和GB/T 32465—2015对检测方法精密度和准确度的要求。

(2) 影响微波消解+ICP-MS同时测定土壤和沉积物中多种金属元素的不确定度分别来源于样品消解、标准溶液配置、标准曲线拟合、样品重复测定、定容、称样。

(3) 称取某实际土壤样品0.200 0 g，以As为例按最优方案进行含量测定，计算得到最终合成的扩展不确定度为1.6 mg/kg。鉴于样品消解、标准溶液配置和标准曲线拟合引入的不确定度相对较大，因此在实验过程中要加强人员操作的规范性，同时反复摸索仪器最佳状态，优化消解过程，从而降低检测过程的不确定度。