液相色谱法检测城市污水中总氮的不确定度分析

纪晓娜，左 妍，艾胜书，刘 晶，张 田，边德军

（1.吉林省城市污水处理重点实验室；2.长春工程学院，长春130012）

总氮（TN）是水质检测的重要指标，可以表征水体富营养化的程度，也是衡量和评价城市污水的水质变化、监控污水排放的主要指标［1］。总氮是指水体中所有形态氮元素的总和，检测原理是将所有含氮化合物氧化为＋5价硝酸根离子的形式，再分析其中硝酸盐的含量，结果以氮元素的质量浓度来表达。

总氮的检测方法很多，各种方法的不确定度分析也有相关报道，如国家标准的双波长紫外分光光度法分析饮用水［2－3］、气相分子吸收光谱法分析地表水和自来水的总氮不确定分析［4］、连续流动分析法检测地表水［5－6］、TOC／TN 分析仪测地表水［7］和污水［8］中总氮的不确定度。比较不同方法检测总氮结果的不确定度，可以表征其结果的分散性和可靠性［9］，从而为总氮检测方法的选择提供参考。

色谱分析方法逐渐普及，研究该方法的不确定度越来越多，可以发现其结果更可靠［10－11］。本文采用的先高温高压消解［12］、再用液相色谱法（HPLC）检测城市污水中的总氮，关于该方法的不确定度未见报道。通过该总氮检测方法与其他方法的不确定度对比，可以确定该方法的可靠程度［13］。在比较时，应同时考察相对标准不确定度和扩展不确定度，以及样品的质量浓度，三者结合考量才更科学［14］。

本实验室前期研究了HPLC检测城市污水中硝酸盐的方法［15－16］，进一步将该方法应用到总氮的检测中，经过条件优化，取得了较好的效果［17］，本文分析了优化后的总氮检测方法的不确定度。

1 实验部分

1.1 仪器、试剂和样品

安捷伦HPLC 1100液相色谱仪（自动进样器、DAD检测器、C18柱）；上海光谱721型双光束紫外光谱仪；医用手提式蒸汽灭菌锅；国药总氮标准储备溶液（100.00mg·mL－1），4℃保存；乙腈（色谱纯），水（超纯水），其他试剂为分析纯；磷酸缓冲溶液：将2.381 6g磷酸二氢钾加水溶解，加0.143mL浓磷酸，定容至250mL，即为0.70mol·L－1KH2PO4～0.08mol·L－1H3PO4溶液；碱性过硫酸钾溶液：分别称取40g过硫酸钾和15g氢氧化钠，溶于水中，冷却至室温，混合后，稀释至1 000mL，溶液存放在聚乙烯瓶内，最长可贮存一周；盐酸（1＋9）：取10mL浓盐酸慢慢加到90mL水中，边加边搅拌。

1.2 色谱分析

取“1.1”节中的磷酸缓冲溶液稀释40倍得流动相A（pH≈3.3）。

色谱条件：流动相A∶乙腈＝92∶8（体积比）；流速0.8mL·min－1；柱温30 ℃；DAD 检测波长208nm。按此条件分析城市污水样品，保留时间为1.73min。

1.3 样品前处理

取过滤的城市污水样品（≤10mL）于25mL比色管中，不足10mL部分用超纯水补足，加入碱性过硫酸钾溶液5mL，塞紧磨口塞，并保证高温高压下密闭。将比色管置于高压蒸汽锅内，在120～124℃下消解（相当于压力0.11～0.14MPa）30min，冷却、开阀放气，移去外盖，取出比色管并放至室温，待用。

液相色谱法：消解后的样品经0.45μm水系微孔滤膜过滤，HPLC分析。

分光光度法：消解后的样品加入1mL盐酸（1＋9），加水定容至25mL，使用721型双光束紫外光谱仪分析。

2 建立数学模型

样品中总氮的含量按式1计算：

式中：X表示水样中含总氮的质量浓度，mg·L－1；A为对应色谱峰面积，mAU·min；F为进样体积，μL；

3 不确定度分析

不确定度的来源包括样品前处理、标准曲线、样品重复测量和仪器检测4方面（如图1），其中样品前处理的不确定度由取样、补水和加药3个步骤引入，标准曲线的不确定度包括标准品本身的误差和标准稀释过程引入的不确定度，仪器检测包括进样量和DAD检测波长。

图1 总氮不确定度的来源和分析

3.1 样品前处理引入的不确定度

分别用5mL移液管吸取5mL水样、5mL超纯水和5mL碱性过硫酸钾至25mL比色管。

3.1.1 移取水样引入的不确定度

5mL移液管的最大允许误差为±0.015mL，视为矩形分布，取分布因子k＝。移取水样时容积引起的不确定度为：

相对不确定度为：

温度波动设为±4℃时，温度引起的不确定度为0.002 425mL，相对不确定度为：

移取水样引入的相对不确定度合成为：

urel（取 样）

3.1.2 样品前处理引入的其他不确定度

移取超纯水5mL，补充至10mL时，引入的相对不确定度的计算方法同3.1.1。

加入碱性过硫酸钾5mL，引入的相对不确定度的计算方法也同3.1.1。

由样品前处理引入的相对不确定度分量为：

3.2 标准曲线引入的不确定度

取总氮标准溶液放入100mL的容量瓶中，用超纯水定容至刻度，摇匀得一系列总氮标准溶液，按1.3方法处理后，按进样体积F＝10μL进行HPLC分析（见表1）。

表1 总氮的标准曲线数据

以峰面积对总氮标准品质量浓度做标准曲线，标准曲线方程为A＝241.0 X＋311.4，线性最小二乘法拟合的相关系数为0.997 1。

3.2.1 标准品引入的不确定度

标准品的说明书中显示，总氮标准溶液的不确定度为±0.1mg·L－1，视为矩形分布，取分布因子标准品引入的不确定度为：

标准品引入的相对不确定度为：

3.2.2 标准稀释过程引入的不确定度

容量瓶的定容最大允许误差为±0.10mL，视为矩形分布，取分布因子标准稀释过程中由定容引入的不确定度为：

标准稀释引入的相对不确定度为：

由标准曲线引入的相对不确定度分量为：

3.3 样品重复测量引入的不确定度

本实验取城市污水水样5mL（即f＝2），进行6个平行样品的总氮分析，进样体积F＝10μL，将检测的峰面积（A）带入公式（1），结果分别为：25.01，24.84，24.66，25.13，25.95和25.78mg·L－1。平均值＝25.23mg·L－1。

单次检测的标准差为：

平均质量浓度的不确定度为：

由重复测量引入的相对不确定度分量为：

3.4 仪器检测引入的不确定度

3.4.1 进样量引入的不确定度

安捷伦HPLC 1100的自动进样器定量环误差为±0.10μL，按矩形分布处理，由进样体积引入的相对标准不确定度为：

进样体积F＝10μL时的相对不确定度为：

3.4.2 DAD检测器引入的不确定度

DAD检测器的波长精度为±1nm，按矩形分布处理，由检测波长引入的不确定度为：

DAD在208nm检测的相对不确定度为：

由仪器检测引入的相对不确定度分量为：

3.5 合成相对不确定度计算

由上述各相对不确定度分量合成城市污水总氮含量的不确定度为：

3.6 扩展不确定度

按置信概率P＝95%时，取k＝2。则城市污水水样总氮含量测定的相对扩展不确定度为：

故其扩展不确定度为：

图2 城市污水总氮结果的不确定度来源

该污水样品中的总氮含量表示为：

3.7 HPLC与分光光度法［12］检测总氮的简单对比

影响HPLC分析总氮的不确定的4个方面中，与分光光度法有较大差别的因素，主要体现在样品的前处理和仪器检测2个方面，下面就这2个方面的不确定度做简单的对比分析。

3.7.1 样品前处理的对比

样品的消解过程与HPLC的样品前处理引入的相对不确定度相等：

加盐酸中和消解液中剩余的碱时，使用1mL移液管，引入的相对不确定度（包括容积和温度）为：

25mL具塞比色管的误差为±0.25mL，因此定容时引入的相对不确定度为：

分光光度法的样品前处理引入的相对不确定度合称为：

由于分光光度法比HPLC增加了中和和定容的步骤，因此样品前处理的相对不确定由0.31%增加至0.77%。

3.7.2 仪器检测的对比

721型双光束紫外光谱仪波长的误差为±2nm，因此由仪器的波长引入的相对不确定度为：

光谱仪在220nm和275nm两个波长处检测。双光束分光光度法的仪器检测引入的相对不确定度合称为：

虽然分光光度法不涉及进样量引入的误差，但是检测中涉及2个波长，与HPLC仪器检测引入误差相比，还是略有增加，由0.64%增至0.67%。

通过HPLC与双光束分光光度法检测总氮的不确定度对比，主要分析了4个不确定度分量中2个变化较大的分析步骤——样品前处理和消解液的检测，可以发现HPLC的检测结果的可靠性明显优于分光光度法，主要体现在样品前处理引入的相对不确定度较低。可见在不确定度的影响因素中，减化操作步骤是有效的。

4 结语

本文以城市污水为例，评定了采用高温消解和液相色谱法联合使用测定总氮的不确定度，相对不确定度和扩展不确定度的结果表明本方法可靠。

（1）该方法检测总氮的不确定度主要来源于仪器和样品的高温消解；

（2）同样采用高温消解处理样品，本文采用的HPLC检测比传统的双光束分光光度法的结果更可靠；

（3）本文采用的方法与文献中其他水质分析的总氮检测方法相比，相对不确定 度较低［6，7，8］，对于城市污水的总氮检测可以满足要求，且具有较高的精确度。

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