快速微波消解-原子荧光光谱法测定土壤中的重金属含量

宋 尚

（中国建筑材料工业地质勘查中心吉林总队，吉林 长春 130000）

由于土壤受重金属污染现象严重，近年来一直成为我国相关部门的主要研究对象[1]。以往针对土壤中的重金属含量测定方法，基于原子荧光光谱法展开具有高效性的优势，但经常在测定后会出现测定结果与实际相比残差大的问题，导致其测定结果只能起到参考作用。因此，有必要针对土壤中的重金属含量测定方法进行优化设计。快速微波消解-原子荧光光谱法在传统原子荧光光谱法的基础上，通过快速微波消解的方式，消解土壤中存在的酸体系，能够进一步提高对于土壤中的重金属含量测定的精度[2]。基于此，有必要将快速微波消解-原子荧光光谱法应用在土壤中的重金属含量测定中，尽可能的在具备经济效应的基础上，得到精准度最高的测定结果，从而满足对土壤中的重金属含量测定的期望要求。

1 快速微波消解-原子荧光光谱法测定土壤中的重金属含量

1.1 选择快速微波消解-原子荧光光谱仪器

在土壤中的重金属含量测定过程中，必须选择合适的快速微波消解-原子荧光光谱仪器，针对快速微波消解-原子荧光光谱仪器相关参数设定，如表1所示。

表1 快速微波消解-原子荧光光谱仪器工作参数

结合表1所示，为快速微波消解-原子荧光光谱仪器工作参数，以此为本次试验硬件，为土壤中的重金属含量测定提供硬件支持。

1.2 基于快速微波消解-原子荧光光谱法消解酸体系

在选择快速微波消解-原子荧光光谱仪器的基础上，由于土壤样品中大部分阳离子处于完全分离的状态下，只有极少部分的阳离子会滞留时间过长，进而导致分析的结果与实际误差大。因此，必须基于快速微波消解-原子荧光光谱法消解酸体系，最大限度上避免土壤样品中阳离子相互作用[3]。基于快速微波消解-原子荧光光谱法消解酸体系的具体流程为：首先，采用酸性较弱的淋洗液消除土壤样品中存在相互作用的阳离子对分析结果带来的干扰；而后，在保证土壤样品中所有阳离子均处于完全分离状态的基础上，分析土壤样品中的阳离子；最后，运用快速微波消解的方式消解土壤中的酸体系。本文以土壤中的As、Hg重金属为例，基于快速微波消解-原子荧光光谱法消解酸体系具体信息，如表2所示。

表2 基于快速微波消解-原子荧光光谱法消解酸体系

结合表2所示，通过快速微波消解-原子荧光光谱法，能够消除土壤中所含的酸体系。在基于快速微波消解-原子荧光光谱法消解酸体系的过程中，通过基于快速微波消解-原子荧光光谱法的有效应用，能够提高土壤样品中阳离子分离的速度，防止出现残留的现象，进而提高土壤样品中的重金属含量测定的精度。

1.3 确定土壤中的重金属含量测定原子荧光光谱波长

基于快速微波消解-原子荧光光谱法消解酸体系后，根据土壤中的重金属含量测定的原子荧光光谱波长，确定土壤中的重金属含量。结合JJF1059—1999《测量土壤中的重金属含量不确定度评定与表示》标准，利用快速微波消解-原子荧光光谱法在150nm～350nm的波长范围内进行扫描。通过对相关物质溶液的二极管阵列进行测定，确定土壤中重金属含量的测定波长。通过检验，得出图1所示的结果。

图1 土壤中重金属含量原子荧光光谱波长测定结果

通过图1可以看出，在波长为260nm位置上的紫外线吸收量最大，同时在260nm处，杂质峰与主成分峰的响应情况完全一致，因此，本文选择将260nm的长度作为土壤中重金属含量的测定波长长度。

1.4 土壤中的重金属离子交换平衡

以上文确定的土壤中的重金属含量测定原子荧光光谱波长为依据，进行土壤中的重金属离子交换平衡。

设其土壤中的重金属离子交换选择性系数为k，则有公式（1）。

公式（1）中，s指的是选择的淋洗液内部体积；w指的是离子交换剂交换容量。通过公式（1）可以看出当淋洗液内部体积增大时，土壤中的重金属离子交换的选择性系数也会随之增大。因此，要尽可能的采用最低浓度的淋洗液才能提高土壤中的重金属含量测定的速度。与此同时，在淋洗液浓度降低的情况下，土壤中的重金属离子的导电性能也随之降低，进而实现离子交换平衡。

1.5 得出土壤中的重金属含量测定结果

在实现离子交换平衡的基础上，设土壤中的重金属含量测定结果元素的异常下限为X，则有公式（2）。

公式（2）中，指的是土壤中的重金属含量原子荧光光谱波吸收度波动系数；K指的是土壤中的重金属含量测定背景；S指的是土壤中的重金属含量原子荧光光谱波吸收峰。对标准的曲线，以计算土壤样品原子荧光光谱图标准曲线平方差的方式依次进行一阶求导。则平方差的计算公式，如公式（3）所示。

公式（3）中，Q指的是土壤样品原子荧光光谱图标准曲线的平方差；n指的是原子荧光光谱点数，x1和x2指的是土壤样品原子荧光光谱图中两个的标准色谱。在此基础上，设土壤中的重金属含量测定检出限夹角为α，则有公式（4）。

在公式（4）中，指的是土壤样品原子荧光光谱图标准曲线条数，为实数。通过公式（4），得出土壤中的重金属含量测定结果，如表3所示。

表3 土壤中的重金属含量测定结果

结合表3所示，为本次土壤中的重金属含量测定结果。在测定过程中，本文建议选取相对较低的浓度对土壤样品离子进行检测。这样一来，在保证土壤中的重金属含量测定精度的同时，提高土壤中的重金属含量测定的效率。

2 实例分析

2.1 实验准备

设计实例分析，本次实验选取某铜矿周边的重金属污染土壤作为实验样品，进行针对土壤表层重金属污染自然修复的试验研究。本次实验样品中重金属有效态含量的化学分析结果，如表4所示。

表4 实验样品化学分析结果

结合表4信息，实验目的为证明快速微波消解-原子荧光光谱法在土壤中的重金属含量测定中的可行性。设计试验仪器具体工作条件，如表5所示。

表5 设计试验仪器工作条件

结合表5所示，本次实验测定土壤中的重金属含量时，X光管电压和电流分别为80kV，80mA，晶体为LiF150，准直器为200m。首先使用本文基于快速微波消解-原子荧光光谱法设计方法，测定土壤中的重金属含量，通过黑盒工具-QAcenter测得测定残差，记为实验组；再使用传统方法，测定土壤中的重金属含量，同样通过黑盒工具-QAcenter测得测定残差，记为对照组。实验主要内容为测试两种方法的测定残差，测定残差越低证明测定精度越高。针对黑盒工具-QAcenter测得的测定残差，记录实验结果，共设置6次实验。

2.2 实验结果分析与结论

整理实验结果，测定残差对比结果，如下表6所示。

表6 测定残差对比结果

通过表6可知，本文设计方法土壤中的重金属含量测定残差明显低于对照组，具有现实应用价值。

3 结语

本文通过实例分析的方式，证明了设计测定方法在实际应用中的适用性，以此为依据，证明此次优化设计的必要性。因此，有理由相信通过本文设计，能够解决传统土壤中的重金属含量测定中存在的残差高的缺陷。但本文同样存在不足之处，主要表现为未对本次土壤中的重金属含量测定结果的精密度与准确度进行检验，进一步提高土壤中的重金属含量测定结果的可信度。这一点，在未来针对此方面的研究中可以加以补足。与此同时，还需要对土壤中的重金属含量测定方法的优化设计提出深入研究，以此为提高土壤中的重金属含量测定的质量提供建议。