微波消解-離子交換-電感耦合等離子體質譜法測定土壤中的六價鉻

徐文藝

（華東冶金地質勘查研究院，安徽 合肥 230088）

鉻是一種主要存在于礦物鉻鐵礦中的金屬元素，隨著社會工業生產的不斷發展，鉻在自然界的分布也隨著人類活動而日益廣泛。在采礦、金屬冶煉、電鍍、制革和農藥等工業生產中，往往伴隨著大量鉻化合物的排放，使之日益成為自然界土壤或水環境中鉻的主要來源[1-2]。鉻在土壤環境中的穩定氧化態主要為三價鉻Cr（III）和六價鉻Cr（VI）。其中，Cr（VI）的毒性很高，比Cr（III）高100～1 000 倍，而且Cr（VI）在土壤自然環境中不易降解，容易在土壤中積累，造成對土壤、地表水和地下水的污染[3-5]。由于六價鉻在土壤中的主要存在形式包括鉻酸根（CrO4-）和重鉻酸根（Cr2O72-），具有很強的氧化潛力，且易于滲透入生物膜，在人體細胞內積蓄，對人體細胞內大分子、蛋白質和DNA產生破壞，表現出強烈的致癌作用，給人類帶來了嚴重的健康問題[6-8]。因此，需要在農業生產中及時開展土壤中六價鉻的監測，從而定量掌握土壤中鉻污染的狀況，為開展土壤鉻污染防治和土壤生態修復奠定基礎。

為了從土壤樣品中測定總Cr（VI），需要將可溶性、微溶性和不溶性Cr（VI）提取到溶液中[9]。迄今為止，已經開發了許多方法來測定土壤中的六價鉻，如二苯碳酰二肼分光光度法（UV）、堿溶液提取-離子色譜法（IC）、堿溶液消解-火焰原子吸收光譜法（FAAS）等[10-12]。其中，《固體廢物六價鉻的測定：堿消解-火焰原子吸收分光光度法》（HJ 687—2014）和《土壤和沉積物六價鉻的測定：堿溶液提取-火焰原子吸收分光光度法》（HJ 1082—2019）均規定了采用火焰原子吸收光譜法測定試樣中六價鉻的含量，但是上述方法測定前處理耗時長，處理效率低，且高濃度的堿性基體溶液容易在燃燒頭表面形成鹽積物，造成燃燒頭堵塞，導致測量穩定性降低[13]。

近年來，一些專家學者嘗試開發更高靈敏度和選擇性的分析技術，如ICP-OES 和ICP-MS 進行土壤中的微量或痕量六價鉻的測定方法，取得了一定的成效。秦婷等[14]建立了堿-緩沖溶液在90℃～95℃下對土壤樣品進行消解前處理，采用電感耦合等離子體發射光譜（1CPOES）測定土壤六價鉻的方法，并驗證了該方法的檢出限、準確度和精密度，該方法較堿消解-火焰原子吸收法可以更加快速、準確地定量測定土壤中六價鉻含量。褚琳琳等[15]在堿-緩沖溶液提取土壤中的六價鉻的基礎上，通過陽離子交換顯著降低基體中的溶解性總固體（TDS），有效地減小了電感耦合等離子體質譜（1CPMS）測定中的基體干擾，從而可以通過ICP-MS 準確測定土壤中低濃度六價鉻，但是上述方法仍然存在前處理耗時較長，效率較低的弊端。而采用微波消解法則可以極大地簡化前處理流程，縮短前處理時間，且消耗試劑量少[16-17]，因此在土壤六價鉻檢測中具有良好的應用前景。

本文在堿-緩沖溶液提取土壤樣品六價鉻的前處理過程中，采用微波消解法替代了磁力攪拌水浴加熱的方法。通過設計正交實驗，明確了前處理過程中各因素水平對六價鉻測定結果的影響，確定了最佳的土壤樣品六價鉻的前處理條件。在優化條件參數下，采用所建立方法測定了36 件土壤實際樣品中的六價鉻，通過方法比對證明了該方法的有效性。

1 材料和方法

1.1 主要試劑和儀器

硝酸（HNO3），優級純，天津大茂化學試劑廠；碳酸鈉（Na2CO3）、氫氧化鈉（NaOH），分析純，茂名市雄大化工有限公司；磷酸二氫鉀（KH2PO4）和磷酸氫二鉀（K2HPO4），分析純，上海國藥試劑集團；無水氯化鎂（MgCl2），分析純，無錫市晶科化工有限公司；六價鉻標準溶液（BW17723-1，100 μg/mL，50 mL），河南省標準物質研發中心；土壤六價鉻成分分析標準物質GBW（E）07253、GBW（E）07254和GBW（E）07255，國家標準物質研究中心。

Thermo X2型電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS），美國賽默飛世爾公司；XT 9916 型微波消解儀，上海新拓儀器有限公司。

1.2 實驗方法

1.2.1 試劑溶液的配制

（1）堿消解液配制

將碳酸鈉30 g和氫氧化鈉20 g（精確至0.1 g）加入1 000 mL的燒杯中，再加入約600 mL的去離子水，攪拌至全溶，待溶液冷卻后，移入1 000 mL的PP材質的容量瓶中，定容并搖勻。

（2）緩沖溶液配制

分別稱取磷酸二氫鉀68.0 g 和磷酸氫二鉀87.6 g（精確至0.1 g），加入600～700 mL 的去離子水，攪拌全溶，移入1 000 mL容量瓶中，定容搖勻。

（3）六價鉻標準工作液的配制

配制一組六價鉻標準工作溶液，用于土壤樣品中六價鉻含量的測定，使用去離子水將100 μg/mL的標準儲備液逐級稀釋。六價鉻的稀釋濃度依次為0 ng/mL、1 ng/mL、5 ng/mL、10 ng/mL、50 ng/mL、100 ng/mL。

1.2.2 樣品前處理

準確稱取0.200 0 g（精確至0.000 1 g）的土壤樣品，置于微波消解儀專用的PTFE 消解管內，按照正交實驗方案的設計，加入一定量的堿消解液、緩沖溶液和氯化鎂，將消解罐置于微波消解儀中，按照設定程序進行六價鉻的微波消解提取。消解完成后，試液采用0.45 μm的濾膜過濾，過濾后的濾液移入25 mL 的比色管，定容搖勻后，移入100 mL的燒杯中，加入732 型酸性陽離子交換樹脂和約30 mL 去離子水，攪拌并調節pH 在7.5±0.5，攪拌約20 min 后停止。上述濾液采用中速定量濾紙過濾至100 mL 容量瓶中，用去離子水定容，搖勻待測。

1.2.3 樣品測定

將經過前處理制備的溶液，在ICP-MS 上采用在線加入內標法進行定量檢測，內標元素采用Rh103。儀器工作條件如表1所示。

表1 ICP-MS工作條件

2 結果與討論

2.1 正交實驗方案和結果

為了考查微波消解過程中提取體系的各因素水平對六價鉻測定結果的影響，我們選取了堿消解液體積、緩沖液體積和氯化鎂加入量作為正交實驗的三個因素，每個因素確定了三個水平，利用L9（33）設計三因素三水平正交實驗方案，對標準物質GBW（E）07255 的六價鉻含量進行定量分析，結果如表2所示。

表2 正交實驗方案及結果

在表2 中，K1、K2和K3分別表示各因素在相同水平下的六價鉻測定值之和，如K1的三個數值分別為堿消解液為10 mL、緩沖液為0.1 mL 和氯化鎂為50 mg 對應的三個六價鉻測定值之和；極差R表示表中各因素的不同水平的K值的最大變化值。極差越大，表示該因素對指標的影響越大。從表2中可以看出，由于極差R的大小依次為B＞A＞C，則影響土壤標準物質測定結果的因素依次為：緩沖液量＞堿消解液量＞氯化鎂量，最佳的提取體系組合配比為15 mL堿消解液+0.3 mL緩沖液＋150 mg氯化鎂。

2.2 微波提取溫度對檢測結果的影響

設置溫度為80℃、85℃、90℃、95℃、100℃、105℃，采用經過組合配比優化后的提取體系對標準物質GBW（E）07255 進行土壤六價鉻的提取，不同溫度下測定六價鉻含量如圖1所示。

圖1 不同微波提取溫度土壤標準物質六價鉻含量測定值變化

從圖1中可以看出，當提取溫度為80℃時，GBW（E）07255六價鉻含量測定值為42.6 μg/g，隨著提取溫度的升高，其六價鉻含量測定值也隨之快速增長；當溫度上升至90℃以后，六價鉻含量測定值的增長逐漸平緩，并在95℃時達到最大值65.1 μg/g，與該標準物質的認定值結果吻合。而隨著溫度的進一步上升，六價鉻含量測定值不再繼續增加，當溫度超過100℃以后，六價鉻含量測定值反而隨著溫度升高略有下降，因而我們確定最佳的微波提取溫度為95℃，這也與HJ 1082—2019規定的提取溫度93℃大致相當。

2.3 微波提取時間的影響

提取溫度均為95℃，設定微波提取時間分別為20 min、30 min、40 min、50 min 和60 min。不同提取時間GBW（E）07255六價鉻含量測定值如圖2所示。

圖2 不同微波提取時間土壤標準物質六價鉻含量測定值變化

從圖2 中可以看出，GBW（E）07255 六價鉻含量測定值隨著微波提取時間的增加而快速上升，并且在提取時間為50 min 后，GBW（E）07255 六價鉻含量測定值逐漸趨于穩定，繼續增加微波提取時間，六價鉻含量測定值不再隨之增長。在提取時間為20 min 時，GBW（E）07255六價鉻測定值僅為24.3 μg/g，說明較短時間的微波消解不能將土壤中的六價鉻充分提取出來；當提取時間達到50 min 后，GBW（E）07255 六價鉻測定值已經與認定值基本一致，說明50 min 的微波消解足以將土壤中的六價鉻充分提取，因此，可以確定最佳的微波提取時間為50 min。

2.4 陽離子交換樹脂加入量的優化

在本研究中，加入陽離子交換樹脂主要是為了吸附提取液中大量的陽離子，從而盡可能減少ICP-MS 檢測時的基體干擾。由于本研究使用732 型陽離子交換樹脂，在吸附陽離子過程中，也會向周圍溶液釋放氫離子，進而引起提取液pH 值的降低，因此其加入量主要表現為對提取液pH值的影響[18]。為了確定陽離子樹脂加入量與體系pH的關系，我們對經1.2.2所述前處理過程的5份空白樣品中，分別加入1.0 g、1.5 g、2.0 g、2.5 g、3.0 g陽離子交換樹脂，并測定加入不同陽離子交換樹脂量的試液pH，如圖3所示?？梢钥闯?，隨著陽離子交換樹脂量的增加，溶液pH 值逐漸減小，并在陽離子交換樹脂加入量為2.5 g 時降低為7.6，而當加入3 g 陽離子交換樹脂，溶液pH值突變為5.1，由于最佳的檢測pH范圍為7.5±0.5，因此，確定陽離子交換樹脂加入量為2.5 g，見圖3。

圖3 提取液pH值隨陽離子交換樹脂加入量的變化趨勢

2.5 實驗方法的有效性評價

評價實驗方法有效性的主要指標是測定的檢出限、定量限以及實驗方法的準確度和精密度。在本研究中，通過對12 個平行空白樣品進行檢測，以確定方法檢出限和定量限，通過對土壤六價鉻成分分析標準物質GBW（E）07253、GBW（E）07254 和GBW（E）07255 進行平行測量（n=12），從而確定了方法的準確度和精密度。通過平行空白實驗，得到了該方法測定土壤六價鉻的檢出限為0.09 μg/g，定量限為0.3 μg/g，顯著低于HJ 1082—2019規定的檢出限和定量限。對三組標準物質平行測量的結果如表3所示。

表3 對土壤六價鉻標準物質的測定準確度和精密度（n=12）

根據對方法檢出限、定量限的評估，以及采用該方法對三組土壤六價鉻成分分析標準物質的檢測實驗結果，顯示了建立的方法之檢出限和定量限都較原子吸收法更加精確。對土壤標準物質的檢測結果也反映了該方法滿足土壤六價鉻的檢測要求，可以有效運用于土壤中六價鉻含量的檢測。

2.6 實驗方法在土壤實際樣品測定的適用性

將本研究建立的實驗方法應用于安徽銅陵和蕪湖地區的土壤六價鉻測定，對上述地區樣點采集的36 件土壤樣品分別用本研究建立的方法和HJ 1082—2019規定的方法進行樣品前處理和上機檢測，對得到的實驗結果進行相關性分析，如圖4所示。

圖4 土壤六價鉻測定方法比對實驗結果

從圖4 中可以看到，本研究建立的微波消解-電感耦合等離子體質譜法與HJ 1082—2019規定的堿消解-火焰原子吸收法兩者測定結果的線性相關系數高達0.993，達到極顯著相關水平（P＜0.01）。此外，在方法比對實驗中，RSD＜20%的樣品有35件，合格率為97.2%，符合平行試驗的要求（合格率≥95%）。

3 結論

本研究在堿消解-電感耦合等離子體質譜法的基礎上，將微波消解成功地應用于土壤六價鉻測定的樣品前處理階段，從而建立了堿溶液微波消解-陽離子交換-電感耦合等離子體質譜法測定土壤六價鉻的實驗方法。通過正交實驗評估了堿消解液體積、緩沖液體積和氯化鎂加入量三個因素水平對實驗檢測結果的影響程度，并確定了最佳的提取體系組合配比為：15 mL 的堿消解液用量，0.3 mL 的緩沖液用量和150 mg 氯化鎂加入量。同時，通過不同微波提取溫度和提取時間下土壤標準物質六價鉻含量測定值的變化，確定了土壤六價鉻測定微波消解提取的最佳溫度為95℃，最佳提取時間為50 min，陽離子交換樹脂加入量為2.5 g。對上述條件優化后的實驗方法的檢出限、定量限以及準確度和精密度進行評價，證明了該方法在土壤中六價鉻含量檢測的有效性。該方法與HJ 1082—2019的方法進行平行比對，實驗結果進一步證實了該方法在土壤實際樣品六價鉻檢測的適用性。與火焰原子吸收光譜法相比，采用微波消解提取、ICP-MS 檢測顯著提升了該方法的檢出限和檢測靈敏度，且簡化了前處理操作流程。