气相色谱法测定饮用水中六氯苯的不确定度评定

◎ 李大伟，浦 阳，许红睿，张利明，李 建

（苏州市疾病预防控制中心，江苏 苏州 215004）

六氯苯（Hexachlorobenzene，HCB）能长期残留并蓄积在生物体内，具有高毒性，是主要的环境污染性有机物之一。工业生产和喷洒农药时都会产生六氯苯，从而产生含氯苯类污染性有机物的工农业废水，随着时间的推移都会慢慢迁移至水体中。六氯苯在水中的浓度一般很低，但在某些工业区和使用过六氯苯的农田附近河流、湖泊中，其浓度处于nμg·L-1～nmg·L-1级[1-2]。

近年来，随着社会各界对食品安全和环境卫生问题的重视，故有必要对饮用水中的六氯苯含量进行测定，采用气相色谱法对饮用水中的六氯苯进行测定，不确定度评定非常重要。不确定度是表示合理地赋予被测量之值的分散性，与测量结果相联系的参数，能衡量检测结果是否准确[3]。

蔡枭等[4]在不确定度评定过程中的仪器引入不确定度部分，参照了校准证书中的相对扩展不确定度，笔者认为不太合理，气相色谱仪校准证书上的相对扩展不确定度是对电子捕获检测器（Electron Capture Detector，ECD）的检测限所评定的一个相对扩展不确定度。邵先涛等[5]在不确定度评定过程中的仪器引入不确定度部分，以仪器的定量重复性按均匀分布，笔者认为也同样有不妥之处。

本文中笔者参照JJF 1059.1—2012[6]、JJG 700—2016[7]运用A类不确定度评定法，对气相色谱仪的定量作不确定度评定，作为仪器引入的不确定度，再与其他不确定度分量进行合成，为实验误差的规避和溯源提供了参照依据。

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

Agilent 7890A气相色谱仪，带7683B型自动进样器，配备电子捕获检测器（安捷伦）；Agilent 19091J-413毛细管色谱柱（30 m×320 μm，0.25 μm）；TTL-DC氮吹仪（北京美华仪）；Milli-Q超纯水仪（MILLIPORE公司）；KD浓缩器；分液漏斗若干；移液管若干；容量瓶若干。

甲醇、石油醚，色谱纯（默克）；无水Na2SO4，分析纯；H2SO4，优级纯；氯化钠，分析纯；异辛烷，分析纯。六氯苯-异辛烷标准物质，证书编号GBW(E)130246，中国计量科学研究院。

1.2 水样的萃取

参照GB/T 5750.8—2006，取250 mL水样，最终浓缩至1.0 mL，待测。

1.3 仪器条件

进样量：1 μL；进样口温度：150 ℃；分流比：10∶1；升温程序：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检测器温度：250 ℃；尾吹流量（氮气）：60 mL·min-1；柱流速：2.0 mL·min-1。

1.4 标准曲线的绘制

参照GB/T 5750.8—2006，将六氯苯-异辛烷标准物质稀释成2 μg·L-1、5 μg·L-1、10 μg·L-1、20 μg·L-1和30 μg·L-1，待进气相色谱仪，以峰面积—含量绘制标准曲线，见图1～图2。

图1 30 μg·L-1六氯苯标准图谱图

图2 六氯苯标准曲线图

1.5 水样的测定

按照1.3中的仪器条件，在标准系列点测定后，对1.2中的水样进行测定。

1.6 测量的数学模型

建立水样中六氯苯测量模型为

式中：Y为水样中六氯苯的峰面积；a为标准曲线的斜率；b为标准曲线的截距；X为标准溶液的浓度，μg·L-1。

2 结果与分析

2.1 不确定度的主要来源

纵观整个实验和计算过程，本实验的不确定度主要来源于A标准物质（溶液）、B标准溶液稀释、C标准曲线的拟合、D样品前处理、E样品的重复测量及F仪器（气相色谱仪）6个方面。

2.2 不确定度评定

2.2.1 标准物质引入的不确定度

根据标准物质证书，其Urel=3%，k=2。因此，标准溶液引入的相对标准不确定度为

2.2.2 标准溶液稀释引入的不确定度

溶液稀释时，最低质量浓度溶液的相对不确定度最大。因此，只评估最低质量浓度溶液的不确定度分量[9]。本实验中，2 μg·L-1为最低浓度，其稀释过程为：1 mL移液管吸取1 mL标准溶液（10000 μg·L-1）至100 mL容量瓶定容，变成100 μg·L-1的标准溶液，再吸取上述溶液（用2 mL移液管）2 mL至100 mL容量瓶定容。

稀释过程所用到的1 mL及2 mL移液管，100 mL容量瓶均为A级，其最大允许误差分别为±0.008 mL、±0.012 mL、±0.10 mL，假设为均匀分布，其相对标准不确定度分别为，即0.46%、0.35%、0.058%。

温度对玻璃器皿不确定度的影响：实验室温度控制在±5 ℃，假设温度均匀分布，水的体积膨胀系数为2.1×10-4/℃，则由温度引起的玻璃器皿不确定度分量为。因此，移液管 （1 mL、2 mL）和容量瓶（100 mL）引入的相对标准不确定度分别为0.46%、0.36%、0.084%。

因此，从标准溶液（10000 μg·L-1）稀释到2 μg·L-1时引入的相对标准不确定度为

2.2.3 标准曲线拟合引入的不确定度

参照文献[10]，标准曲线拟合引入的不确定度计算公式为

式（2）中：S为标准曲线的剩余标准差；a为标准曲线的斜率；p为测定水样的总次数（p=6）；n为测定标准溶液的次数（n=5）；为5个水平标准溶液浓度的平均值，μg·L-1；为浓缩后水样中六氯苯的平均浓度，μg·L-1；Ci为各六氯苯标准溶液的浓度，μg·L-1。 式（3）中：yi为各标准溶液中六氯苯的峰面积；aXi+b为根据标准曲线求得的六氯苯的峰面积。

代入计算，得到S=9.8435，再将S代入式（2）中，计算得到urel(C)=2.03%。

2.2.4 样品前处理引入的不确定度

本实验水样的前处理是参照GB/T 5750.8—2006取水样，萃取并浓缩。前处理过程引入的不确定度主要来源于玻璃量具。前处理过程涉及的玻璃量具有250 mL量筒、1 mL浓缩管。若量筒误差按均匀分布，其相对标准不确定度为1 mL浓缩管最小容积刻度为0.05 mL，最大允许误差按照浓缩管最小容积刻度的1/2进行估计，则最大允许误差为0.025 mL，按均匀分布，其相对标准不确定度为。

温度对玻璃量具不确定度的影响：实验室温度控制在±5 ℃，假设温度均匀分布，则由温度引起的玻璃量具不确定度分量为因此，样品前处理引入的相对标准不确定度为

2.2.5 样品的重复测量引入的不确定度

对浓缩后的水样进行6次平行测定，测定结果见表1，由测量重复性引入的相对标准不确定度为

表1 平行水样测定结果表

式中：s为标准偏差，μg·L-1；n为水样重复测定的次数；为浓缩后水样中六氯苯的平均浓度，μg·L-1。

代入表1中的数据，计算得出

2.2.6 气相色谱仪引入的不确定度

参照JJF 1059.1—2012，对气相色谱仪引入的不确定度进行A类评定。评定公式为其中；评定过程：使用丙体六六六-异辛烷溶液（浓度为0.1 ng·μL-1），参照JJG 700—2016中的气相色谱进样条件，待仪器基线噪音和基线漂移符合JJG 700—2016中的计量性能要求时，进样1 μL，连续测量7次，记录丙体六六六的峰面积为2898.3、2902.3、2931.8、2945.3、2978.9、 2979.4和3078.2。通过计算得到因此，urel(F)=23.32/2959.2=0.79%。

2.2.7 合成不确定度及扩展不确定度的计算

综上所述，若各不确定度之间相互独立、互不相关，按不确定度传播率，可以求得合成相对不确定度。按公式计算得到

饮用水中六氯苯的测定结果为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，则扩展不确定度为U=k×uc=0.0042 μg·L-1。

因此，本实验的测量结果可表示为（0.0489± 0.0042）μg·L-1，k=2。

3 结论

本文对由仪器引入的不确定度进行了重新评定并与其他不确定度分量进行了合成，最终得出饮用水中六氯苯含量为（0.0489±0.0042）μg·L-1，k=2。笔者对实验中引入的各个不确定度分量进行了量化，可以看出标准曲线拟合引入的不确定度和水样的重复测量引入的不确定度较大，为更好地规避这两方面的误差，可以在气相色谱仪（ECD检测器）充分稳定后，待基线噪音和基线漂移达到要求时，增加水样的平行测定次数，同时也要增加标准系列的测定次数。总之，为减小实验误差，还可以从使用不确定度比较低的有证标准物质、在溶液稀释和样品前处理时使用准确度等级较高的玻璃量具两方面入手。