微波消解-离子交换-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中的六价铬

徐文艺

（华东冶金地质勘查研究院，安徽 合肥 230088）

铬是一种主要存在于矿物铬铁矿中的金属元素，随着社会工业生产的不断发展，铬在自然界的分布也随着人类活动而日益广泛。在采矿、金属冶炼、电镀、制革和农药等工业生产中，往往伴随着大量铬化合物的排放，使之日益成为自然界土壤或水环境中铬的主要来源[1-2]。铬在土壤环境中的稳定氧化态主要为三价铬Cr（III）和六价铬Cr（VI）。其中，Cr（VI）的毒性很高，比Cr（III）高100～1 000 倍，而且Cr（VI）在土壤自然环境中不易降解，容易在土壤中积累，造成对土壤、地表水和地下水的污染[3-5]。由于六价铬在土壤中的主要存在形式包括铬酸根（CrO4-）和重铬酸根（Cr2O72-），具有很强的氧化潜力，且易于渗透入生物膜，在人体细胞内积蓄，对人体细胞内大分子、蛋白质和DNA产生破坏，表现出强烈的致癌作用，给人类带来了严重的健康问题[6-8]。因此，需要在农业生产中及时开展土壤中六价铬的监测，从而定量掌握土壤中铬污染的状况，为开展土壤铬污染防治和土壤生态修复奠定基础。

为了从土壤样品中测定总Cr（VI），需要将可溶性、微溶性和不溶性Cr（VI）提取到溶液中[9]。迄今为止，已经开发了许多方法来测定土壤中的六价铬，如二苯碳酰二肼分光光度法（UV）、碱溶液提取-离子色谱法（IC）、碱溶液消解-火焰原子吸收光谱法（FAAS）等[10-12]。其中，《固体废物六价铬的测定：碱消解-火焰原子吸收分光光度法》（HJ 687—2014）和《土壤和沉积物六价铬的测定：碱溶液提取-火焰原子吸收分光光度法》（HJ 1082—2019）均规定了采用火焰原子吸收光谱法测定试样中六价铬的含量，但是上述方法测定前处理耗时长，处理效率低，且高浓度的碱性基体溶液容易在燃烧头表面形成盐积物，造成燃烧头堵塞，导致测量稳定性降低[13]。

近年来，一些专家学者尝试开发更高灵敏度和选择性的分析技术，如ICP-OES 和ICP-MS 进行土壤中的微量或痕量六价铬的测定方法，取得了一定的成效。秦婷等[14]建立了碱-缓冲溶液在90℃～95℃下对土壤样品进行消解前处理，采用电感耦合等离子体发射光谱（1CPOES）测定土壤六价铬的方法，并验证了该方法的检出限、准确度和精密度，该方法较碱消解-火焰原子吸收法可以更加快速、准确地定量测定土壤中六价铬含量。褚琳琳等[15]在碱-缓冲溶液提取土壤中的六价铬的基础上，通过阳离子交换显著降低基体中的溶解性总固体（TDS），有效地减小了电感耦合等离子体质谱（1CPMS）测定中的基体干扰，从而可以通过ICP-MS 准确测定土壤中低浓度六价铬，但是上述方法仍然存在前处理耗时较长，效率较低的弊端。而采用微波消解法则可以极大地简化前处理流程，缩短前处理时间，且消耗试剂量少[16-17]，因此在土壤六价铬检测中具有良好的应用前景。

本文在碱-缓冲溶液提取土壤样品六价铬的前处理过程中，采用微波消解法替代了磁力搅拌水浴加热的方法。通过设计正交实验，明确了前处理过程中各因素水平对六价铬测定结果的影响，确定了最佳的土壤样品六价铬的前处理条件。在优化条件参数下，采用所建立方法测定了36 件土壤实际样品中的六价铬，通过方法比对证明了该方法的有效性。

1 材料和方法

1.1 主要试剂和仪器

硝酸（HNO3），优级纯，天津大茂化学试剂厂；碳酸钠（Na2CO3）、氢氧化钠（NaOH），分析纯，茂名市雄大化工有限公司；磷酸二氢钾（KH2PO4）和磷酸氢二钾（K2HPO4），分析纯，上海国药试剂集团；无水氯化镁（MgCl2），分析纯，无锡市晶科化工有限公司；六价铬标准溶液（BW17723-1，100 μg/mL，50 mL），河南省标准物质研发中心；土壤六价铬成分分析标准物质GBW（E）07253、GBW（E）07254和GBW（E）07255，国家标准物质研究中心。

Thermo X2型电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS），美国赛默飞世尔公司；XT 9916 型微波消解仪，上海新拓仪器有限公司。

1.2 实验方法

1.2.1 试剂溶液的配制

（1）碱消解液配制

将碳酸钠30 g和氢氧化钠20 g（精确至0.1 g）加入1 000 mL的烧杯中，再加入约600 mL的去离子水，搅拌至全溶，待溶液冷却后，移入1 000 mL的PP材质的容量瓶中，定容并摇匀。

（2）缓冲溶液配制

分别称取磷酸二氢钾68.0 g 和磷酸氢二钾87.6 g（精确至0.1 g），加入600～700 mL 的去离子水，搅拌全溶，移入1 000 mL容量瓶中，定容摇匀。

（3）六价铬标准工作液的配制

配制一组六价铬标准工作溶液，用于土壤样品中六价铬含量的测定，使用去离子水将100 μg/mL的标准储备液逐级稀释。六价铬的稀释浓度依次为0 ng/mL、1 ng/mL、5 ng/mL、10 ng/mL、50 ng/mL、100 ng/mL。

1.2.2 样品前处理

准确称取0.200 0 g（精确至0.000 1 g）的土壤样品，置于微波消解仪专用的PTFE 消解管内，按照正交实验方案的设计，加入一定量的碱消解液、缓冲溶液和氯化镁，将消解罐置于微波消解仪中，按照设定程序进行六价铬的微波消解提取。消解完成后，试液采用0.45 μm的滤膜过滤，过滤后的滤液移入25 mL 的比色管，定容摇匀后，移入100 mL的烧杯中，加入732 型酸性阳离子交换树脂和约30 mL 去离子水，搅拌并调节pH 在7.5±0.5，搅拌约20 min 后停止。上述滤液采用中速定量滤纸过滤至100 mL 容量瓶中，用去离子水定容，摇匀待测。

1.2.3 样品测定

将经过前处理制备的溶液，在ICP-MS 上采用在线加入内标法进行定量检测，内标元素采用Rh103。仪器工作条件如表1所示。

表1 ICP-MS工作条件

2 结果与讨论

2.1 正交实验方案和结果

为了考查微波消解过程中提取体系的各因素水平对六价铬测定结果的影响，我们选取了碱消解液体积、缓冲液体积和氯化镁加入量作为正交实验的三个因素，每个因素确定了三个水平，利用L9（33）设计三因素三水平正交实验方案，对标准物质GBW（E）07255 的六价铬含量进行定量分析，结果如表2所示。

表2 正交实验方案及结果

在表2 中，K1、K2和K3分别表示各因素在相同水平下的六价铬测定值之和，如K1的三个数值分别为碱消解液为10 mL、缓冲液为0.1 mL 和氯化镁为50 mg 对应的三个六价铬测定值之和；极差R表示表中各因素的不同水平的K值的最大变化值。极差越大，表示该因素对指标的影响越大。从表2中可以看出，由于极差R的大小依次为B＞A＞C，则影响土壤标准物质测定结果的因素依次为：缓冲液量＞碱消解液量＞氯化镁量，最佳的提取体系组合配比为15 mL碱消解液+0.3 mL缓冲液＋150 mg氯化镁。

2.2 微波提取温度对检测结果的影响

设置温度为80℃、85℃、90℃、95℃、100℃、105℃，采用经过组合配比优化后的提取体系对标准物质GBW（E）07255 进行土壤六价铬的提取，不同温度下测定六价铬含量如图1所示。

图1 不同微波提取温度土壤标准物质六价铬含量测定值变化

从图1中可以看出，当提取温度为80℃时，GBW（E）07255六价铬含量测定值为42.6 μg/g，随着提取温度的升高，其六价铬含量测定值也随之快速增长；当温度上升至90℃以后，六价铬含量测定值的增长逐渐平缓，并在95℃时达到最大值65.1 μg/g，与该标准物质的认定值结果吻合。而随着温度的进一步上升，六价铬含量测定值不再继续增加，当温度超过100℃以后，六价铬含量测定值反而随着温度升高略有下降，因而我们确定最佳的微波提取温度为95℃，这也与HJ 1082—2019规定的提取温度93℃大致相当。

2.3 微波提取时间的影响

提取温度均为95℃，设定微波提取时间分别为20 min、30 min、40 min、50 min 和60 min。不同提取时间GBW（E）07255六价铬含量测定值如图2所示。

图2 不同微波提取时间土壤标准物质六价铬含量测定值变化

从图2 中可以看出，GBW（E）07255 六价铬含量测定值随着微波提取时间的增加而快速上升，并且在提取时间为50 min 后，GBW（E）07255 六价铬含量测定值逐渐趋于稳定，继续增加微波提取时间，六价铬含量测定值不再随之增长。在提取时间为20 min 时，GBW（E）07255六价铬测定值仅为24.3 μg/g，说明较短时间的微波消解不能将土壤中的六价铬充分提取出来；当提取时间达到50 min 后，GBW（E）07255 六价铬测定值已经与认定值基本一致，说明50 min 的微波消解足以将土壤中的六价铬充分提取，因此，可以确定最佳的微波提取时间为50 min。

2.4 阳离子交换树脂加入量的优化

在本研究中，加入阳离子交换树脂主要是为了吸附提取液中大量的阳离子，从而尽可能减少ICP-MS 检测时的基体干扰。由于本研究使用732 型阳离子交换树脂，在吸附阳离子过程中，也会向周围溶液释放氢离子，进而引起提取液pH 值的降低，因此其加入量主要表现为对提取液pH值的影响[18]。为了确定阳离子树脂加入量与体系pH的关系，我们对经1.2.2所述前处理过程的5份空白样品中，分别加入1.0 g、1.5 g、2.0 g、2.5 g、3.0 g阳离子交换树脂，并测定加入不同阳离子交换树脂量的试液pH，如图3所示。可以看出，随着阳离子交换树脂量的增加，溶液pH 值逐渐减小，并在阳离子交换树脂加入量为2.5 g 时降低为7.6，而当加入3 g 阳离子交换树脂，溶液pH值突变为5.1，由于最佳的检测pH范围为7.5±0.5，因此，确定阳离子交换树脂加入量为2.5 g，见图3。

图3 提取液pH值随阳离子交换树脂加入量的变化趋势

2.5 实验方法的有效性评价

评价实验方法有效性的主要指标是测定的检出限、定量限以及实验方法的准确度和精密度。在本研究中，通过对12 个平行空白样品进行检测，以确定方法检出限和定量限，通过对土壤六价铬成分分析标准物质GBW（E）07253、GBW（E）07254 和GBW（E）07255 进行平行测量（n=12），从而确定了方法的准确度和精密度。通过平行空白实验，得到了该方法测定土壤六价铬的检出限为0.09 μg/g，定量限为0.3 μg/g，显著低于HJ 1082—2019规定的检出限和定量限。对三组标准物质平行测量的结果如表3所示。

表3 对土壤六价铬标准物质的测定准确度和精密度（n=12）

根据对方法检出限、定量限的评估，以及采用该方法对三组土壤六价铬成分分析标准物质的检测实验结果，显示了建立的方法之检出限和定量限都较原子吸收法更加精确。对土壤标准物质的检测结果也反映了该方法满足土壤六价铬的检测要求，可以有效运用于土壤中六价铬含量的检测。

2.6 实验方法在土壤实际样品测定的适用性

将本研究建立的实验方法应用于安徽铜陵和芜湖地区的土壤六价铬测定，对上述地区样点采集的36 件土壤样品分别用本研究建立的方法和HJ 1082—2019规定的方法进行样品前处理和上机检测，对得到的实验结果进行相关性分析，如图4所示。

图4 土壤六价铬测定方法比对实验结果

从图4 中可以看到，本研究建立的微波消解-电感耦合等离子体质谱法与HJ 1082—2019规定的碱消解-火焰原子吸收法两者测定结果的线性相关系数高达0.993，达到极显著相关水平（P＜0.01）。此外，在方法比对实验中，RSD＜20%的样品有35件，合格率为97.2%，符合平行试验的要求（合格率≥95%）。

3 结论

本研究在碱消解-电感耦合等离子体质谱法的基础上，将微波消解成功地应用于土壤六价铬测定的样品前处理阶段，从而建立了碱溶液微波消解-阳离子交换-电感耦合等离子体质谱法测定土壤六价铬的实验方法。通过正交实验评估了碱消解液体积、缓冲液体积和氯化镁加入量三个因素水平对实验检测结果的影响程度，并确定了最佳的提取体系组合配比为：15 mL 的碱消解液用量，0.3 mL 的缓冲液用量和150 mg 氯化镁加入量。同时，通过不同微波提取温度和提取时间下土壤标准物质六价铬含量测定值的变化，确定了土壤六价铬测定微波消解提取的最佳温度为95℃，最佳提取时间为50 min，阳离子交换树脂加入量为2.5 g。对上述条件优化后的实验方法的检出限、定量限以及准确度和精密度进行评价，证明了该方法在土壤中六价铬含量检测的有效性。该方法与HJ 1082—2019的方法进行平行比对，实验结果进一步证实了该方法在土壤实际样品六价铬检测的适用性。与火焰原子吸收光谱法相比，采用微波消解提取、ICP-MS 检测显著提升了该方法的检出限和检测灵敏度，且简化了前处理操作流程。