氣相色譜法測定飲用水中六氯苯的不確定度評定

◎ 李大偉，浦 陽，許紅睿，張利明，李 建

（蘇州市疾病預防控制中心，江蘇 蘇州 215004）

六氯苯（Hexachlorobenzene，HCB）能長期殘留并蓄積在生物體內，具有高毒性，是主要的環境污染性有機物之一。工業生產和噴灑農藥時都會產生六氯苯，從而產生含氯苯類污染性有機物的工農業廢水，隨著時間的推移都會慢慢遷移至水體中。六氯苯在水中的濃度一般很低，但在某些工業區和使用過六氯苯的農田附近河流、湖泊中，其濃度處于nμg·L-1～nmg·L-1級[1-2]。

近年來，隨著社會各界對食品安全和環境衛生問題的重視，故有必要對飲用水中的六氯苯含量進行測定，采用氣相色譜法對飲用水中的六氯苯進行測定，不確定度評定非常重要。不確定度是表示合理地賦予被測量之值的分散性，與測量結果相聯系的參數，能衡量檢測結果是否準確[3]。

蔡梟等[4]在不確定度評定過程中的儀器引入不確定度部分，參照了校準證書中的相對擴展不確定度，筆者認為不太合理，氣相色譜儀校準證書上的相對擴展不確定度是對電子捕獲檢測器（Electron Capture Detector，ECD）的檢測限所評定的一個相對擴展不確定度。邵先濤等[5]在不確定度評定過程中的儀器引入不確定度部分，以儀器的定量重復性按均勻分布，筆者認為也同樣有不妥之處。

本文中筆者參照JJF 1059.1—2012[6]、JJG 700—2016[7]運用A類不確定度評定法，對氣相色譜儀的定量作不確定度評定，作為儀器引入的不確定度，再與其他不確定度分量進行合成，為實驗誤差的規避和溯源提供了參照依據。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

Agilent 7890A氣相色譜儀，帶7683B型自動進樣器，配備電子捕獲檢測器（安捷倫）；Agilent 19091J-413毛細管色譜柱（30 m×320 μm，0.25 μm）；TTL-DC氮吹儀（北京美華儀）；Milli-Q超純水儀（MILLIPORE公司）；KD濃縮器；分液漏斗若干；移液管若干；容量瓶若干。

甲醇、石油醚，色譜純（默克）；無水Na2SO4，分析純；H2SO4，優級純；氯化鈉，分析純；異辛烷，分析純。六氯苯-異辛烷標準物質，證書編號GBW(E)130246，中國計量科學研究院。

1.2 水樣的萃取

參照GB/T 5750.8—2006，取250 mL水樣，最終濃縮至1.0 mL，待測。

1.3 儀器條件

進樣量：1 μL；進樣口溫度：150 ℃；分流比：10∶1；升溫程序：130 ℃保持2.4 min，以80 ℃·min-1，升到160 ℃，保持8 min，再以80 ℃·min-1升至220 ℃，保持1 min；ECD檢測器溫度：250 ℃；尾吹流量（氮氣）：60 mL·min-1；柱流速：2.0 mL·min-1。

1.4 標準曲線的繪制

參照GB/T 5750.8—2006，將六氯苯-異辛烷標準物質稀釋成2 μg·L-1、5 μg·L-1、10 μg·L-1、20 μg·L-1和30 μg·L-1，待進氣相色譜儀，以峰面積—含量繪制標準曲線，見圖1～圖2。

圖1 30 μg·L-1六氯苯標準圖譜圖

圖2 六氯苯標準曲線圖

1.5 水樣的測定

按照1.3中的儀器條件，在標準系列點測定后，對1.2中的水樣進行測定。

1.6 測量的數學模型

建立水樣中六氯苯測量模型為

式中：Y為水樣中六氯苯的峰面積；a為標準曲線的斜率；b為標準曲線的截距；X為標準溶液的濃度，μg·L-1。

2 結果與分析

2.1 不確定度的主要來源

縱觀整個實驗和計算過程，本實驗的不確定度主要來源于A標準物質（溶液）、B標準溶液稀釋、C標準曲線的擬合、D樣品前處理、E樣品的重復測量及F儀器（氣相色譜儀）6個方面。

2.2 不確定度評定

2.2.1 標準物質引入的不確定度

根據標準物質證書，其Urel=3%，k=2。因此，標準溶液引入的相對標準不確定度為

2.2.2 標準溶液稀釋引入的不確定度

溶液稀釋時，最低質量濃度溶液的相對不確定度最大。因此，只評估最低質量濃度溶液的不確定度分量[9]。本實驗中，2 μg·L-1為最低濃度，其稀釋過程為：1 mL移液管吸取1 mL標準溶液（10000 μg·L-1）至100 mL容量瓶定容，變成100 μg·L-1的標準溶液，再吸取上述溶液（用2 mL移液管）2 mL至100 mL容量瓶定容。

稀釋過程所用到的1 mL及2 mL移液管，100 mL容量瓶均為A級，其最大允許誤差分別為±0.008 mL、±0.012 mL、±0.10 mL，假設為均勻分布，其相對標準不確定度分別為，即0.46%、0.35%、0.058%。

溫度對玻璃器皿不確定度的影響：實驗室溫度控制在±5 ℃，假設溫度均勻分布，水的體積膨脹系數為2.1×10-4/℃，則由溫度引起的玻璃器皿不確定度分量為。因此，移液管 （1 mL、2 mL）和容量瓶（100 mL）引入的相對標準不確定度分別為0.46%、0.36%、0.084%。

因此，從標準溶液（10000 μg·L-1）稀釋到2 μg·L-1時引入的相對標準不確定度為

2.2.3 標準曲線擬合引入的不確定度

參照文獻[10]，標準曲線擬合引入的不確定度計算公式為

式（2）中：S為標準曲線的剩余標準差；a為標準曲線的斜率；p為測定水樣的總次數（p=6）；n為測定標準溶液的次數（n=5）；為5個水平標準溶液濃度的平均值，μg·L-1；為濃縮后水樣中六氯苯的平均濃度，μg·L-1；Ci為各六氯苯標準溶液的濃度，μg·L-1。 式（3）中：yi為各標準溶液中六氯苯的峰面積；aXi+b為根據標準曲線求得的六氯苯的峰面積。

代入計算，得到S=9.8435，再將S代入式（2）中，計算得到urel(C)=2.03%。

2.2.4 樣品前處理引入的不確定度

本實驗水樣的前處理是參照GB/T 5750.8—2006取水樣，萃取并濃縮。前處理過程引入的不確定度主要來源于玻璃量具。前處理過程涉及的玻璃量具有250 mL量筒、1 mL濃縮管。若量筒誤差按均勻分布，其相對標準不確定度為1 mL濃縮管最小容積刻度為0.05 mL，最大允許誤差按照濃縮管最小容積刻度的1/2進行估計，則最大允許誤差為0.025 mL，按均勻分布，其相對標準不確定度為。

溫度對玻璃量具不確定度的影響：實驗室溫度控制在±5 ℃，假設溫度均勻分布，則由溫度引起的玻璃量具不確定度分量為因此，樣品前處理引入的相對標準不確定度為

2.2.5 樣品的重復測量引入的不確定度

對濃縮后的水樣進行6次平行測定，測定結果見表1，由測量重復性引入的相對標準不確定度為

表1 平行水樣測定結果表

式中：s為標準偏差，μg·L-1；n為水樣重復測定的次數；為濃縮后水樣中六氯苯的平均濃度，μg·L-1。

代入表1中的數據，計算得出

2.2.6 氣相色譜儀引入的不確定度

參照JJF 1059.1—2012，對氣相色譜儀引入的不確定度進行A類評定。評定公式為其中；評定過程：使用丙體六六六-異辛烷溶液（濃度為0.1 ng·μL-1），參照JJG 700—2016中的氣相色譜進樣條件，待儀器基線噪音和基線漂移符合JJG 700—2016中的計量性能要求時，進樣1 μL，連續測量7次，記錄丙體六六六的峰面積為2898.3、2902.3、2931.8、2945.3、2978.9、 2979.4和3078.2。通過計算得到因此，urel(F)=23.32/2959.2=0.79%。

2.2.7 合成不確定度及擴展不確定度的計算

綜上所述，若各不確定度之間相互獨立、互不相關，按不確定度傳播率，可以求得合成相對不確定度。按公式計算得到

飲用水中六氯苯的測定結果為12.22/250=0.0489 μg·L-1，uc=0.0489×4.3%=0.0021 μg·L-1；取包含因子k=2，則擴展不確定度為U=k×uc=0.0042 μg·L-1。

因此，本實驗的測量結果可表示為（0.0489± 0.0042）μg·L-1，k=2。

3 結論

本文對由儀器引入的不確定度進行了重新評定并與其他不確定度分量進行了合成，最終得出飲用水中六氯苯含量為（0.0489±0.0042）μg·L-1，k=2。筆者對實驗中引入的各個不確定度分量進行了量化，可以看出標準曲線擬合引入的不確定度和水樣的重復測量引入的不確定度較大，為更好地規避這兩方面的誤差，可以在氣相色譜儀（ECD檢測器）充分穩定后，待基線噪音和基線漂移達到要求時，增加水樣的平行測定次數，同時也要增加標準系列的測定次數。總之，為減小實驗誤差，還可以從使用不確定度比較低的有證標準物質、在溶液稀釋和樣品前處理時使用準確度等級較高的玻璃量具兩方面入手。