连续光源石墨炉原子吸收光谱法测定污泥中的铍
Determination of Beryllium in sludge by graphite furnace atomic absorption spectrometer with continuous light source
收稿日期: 2020-10-21
Received: 2020-10-21
A method was established to determine Beryllium in sludge digestion samples by graphite furnace atomic absorption spectrometer with continuous light source. The results showed that using HNO3-H2O2-HF-HClO3 as microwave digestion system, Pd(NO3)2+Mg(NO3)2 as matrix modifier, the ashing temperature Ⅱ 1 200℃, the atomization temperature 2 400℃, the integral pixel 5, the co-existing metal elements K, Ca, Na, Mg, Fe, Mn, Cu, Al, Ba, Pb, Cd, Cr, Zn, Ni and V of sludge had no interference. The detection limit of Beryllium in sludge was up to 0.02 mg/kg. Taking this method to determine three sludge samples, the RSD of which was 2.7%-5.1%, and the recovery rate was 86.0%-94.0%.
Keywords:
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陈泽智, 刘琳, 赖胜强, 马艳芳, 周漪波, 梁迪思.
Chen Zezhi.
剩余污泥是城镇污水处理过程中的剩余活性污泥或生物膜,其成分复杂,其中有机物、重金属和病原微生物等有毒有害物质含量较大,是城镇污水处理过程中污染物转移、转化的产物[1]。随着我国污水处理量的不断增加,随之产生的剩余污泥也不断增加。据统计,2020年我国城市污泥年产量将达到6 000万t[2]。目前,对污泥的处置以填埋、排放倾倒和农用为主[3],现有的城镇污水处理厂污泥处置标准中控制的污染元素主要有汞、砷、铜、铅、锌、铬、镉、镍和硼。铍及其化合物是一类剧毒物质,其在剩余污泥中能够通过表面吸附的方式产生富集,一旦产生暴露会使人体组织器官发生病变,国际癌症研究机构已将铍列为一类致癌物[4-6]。但对于污泥中铍的测定鲜见报道。
目前,对于不同介质中的铍的分析方法主要有石墨炉原子吸收法(GFAAS)[7-8]、电感耦合等离子体发射光谱法(ICP-AES)[9-10]、电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)[11-12]等。其中,ICP-AES测定铍的检出限较高,不适合低浓度样品的测定;ICP-MS对测定样品的盐度、基体和酸碱度等有较高的要求,不适合高基体样品的检测;而GFAAS测定的仪器灵敏度高,操作简便,适合测定基体相对复杂的样品。连续光源石墨炉原子吸收光谱仪(CS GFAAS)采用高聚焦短弧氙灯,可以实现光源的连续发射,可降低更换空心阴极灯的成本,同时能够保证光能量的稳定性;其利用中阶梯光栅和石英棱镜组成双单器,同时采用低噪声线阵CCD检测器,可以提高仪器的分辨率,降低共存元素的光谱干扰,提高样品分析的灵敏度[13-17]。
本研究采用CS GFAAS测定污泥中的铍,探讨了积分像素点、消解体系、基体改进剂、灰化温度、原子化温度和共存元素等对污泥消解样品中铍测定的影响,建立了CS GFAAS测定污泥中铍的方法。该方法的检出限、精密度和准确度均符合《城市污水处理厂污泥检验方法》(CJ/T 221-2005)[18]的要求。
1 实验部分
1.1 仪器与试剂
仪器:Contr AA800型连续光源石墨炉原子吸收光谱仪,德国耶拿;BSA224S型分析天平,德国赛多利斯;TOPEX型微波消解仪,上海屹尧;HT-300型温控电热板,广州格丹纳。
试剂:硝酸,光谱纯;盐酸、氢氟酸、高氯酸,优级纯;硝酸镧、硝酸钯、硝酸镁、硝酸铝、抗坏血酸,优级纯。铍标准溶液(1 000 mg/L),国家钢铁材料测试中心。GSS-30土壤成分分析标准物质、GSD-26水系沉积物成分分析标准物质,中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所研制。实验用水为一级纯水。
1.2 样品制备及消解方法
将采集的污泥样品风干,经4分法取样后研磨至0.150 mm,混匀备用。准确称取0.200 g制备好的污泥样品,根据实验设定的消解体系加酸,然后按表 1的升温程序进行消解。消解结束后,冷却至室温,然后将消解液转移到聚四氟乙烯坩埚中,于电热板上加热赶酸。赶酸后,趁热加入1 mL硝酸复溶,然后移至50.00 mL容量瓶中,用纯水定容至标线,摇匀待测。
1.3 连续光源石墨炉的工作参数
铍元素分析谱线234.860 5 nm,积分模式峰面积,进样量10 μL,读数时间3 s,光谱通带宽度0.6 nm,BGC模式为IBC,载气为高纯氩气,基体改进剂5 μL。石墨炉升温程序见表 2。
表2 石墨炉升温程序
项目 | 干燥Ⅰ | 干燥Ⅱ | 干燥Ⅲ | 灰化Ⅰ | 灰化Ⅱ | 自动归零 | 原子化 | 清除 |
温度/℃ | 80 | 90 | 110 | 350 | 1 200 | 1 200 | 2 400 | 2 650 |
升温速率/(℃·s-1) | 6 | 3 | 5 | 50 | 300 | 0 | 1 500 | 500 |
保持时间/s | 20 | 20 | 10 | 20 | 10 | 5 | 3 | 4 |
2 结果和讨论
2.1 连续光源背景校正方式
目前,原子吸收背景校正方式主要有氘灯校正、塞曼校正、自吸校正和连续光源-中阶梯光栅单色器-波长调制法(CEWM)。氘灯校正灵敏度较高,动态线性范围好,但校正范围较窄,通常只能校正波长在360 nm以下的元素,而且不能校正窄谱线分子吸收而造成的结构背景;塞曼校正能够覆盖整个波长范围,可以准确校正结构背景,但灵敏度略有下降,动态线性范围较窄,不能校正具有塞曼分裂的分子光谱背景;自吸校正使用同一光源,在同一波长下可以准确校正结构背景,但分析灵敏度较低,且由于强脉冲交替对空心阴极灯供电,会影响灯的使用寿命。CEWM则使用连续光源、中阶梯光栅及石英棱镜组成的双单器和CCD检测器,利用波长调制对波长进行选择,将原子吸收信号从背景吸收中分离出来,达到背景校正的目的[19-21]。
Contr AA800型连续光源石墨炉原子吸收光谱仪使用的是CEWM校正方式,通过动态计算每个光谱的支撑点,使支撑点精确地逼近测量像素处的实际基线。这种校正方法运用“最小二乘法”自动校正分析波长和结构背景的重叠部分,然后借助探测器观测位于相邻的干扰元素谱线对光谱进行校正,可以消除光谱中的所有宽带效应和灯漂移。图 1为污泥消解样品中Be在234.860 5 nm处背景校正后的吸收谱线,可以看出,234.860 5 nm左右两边的Fe峰(234.836 nm)和Ni峰(234.874 nm)对Be峰均没有产生明显干扰。
图1
2.2 积分像素点的影响
积分像素点对测定元素的灵敏度有一定的影响。增加像素的数量,有利于提高检测灵敏度,但干扰信号也会相应增大,导致检测结果稳定性变差[22]。实验选取仪器推荐的积分像素点(1、3、5、7和9)进行考察。结果表明,随着积分像素点的增加,污泥消解样品中铍的吸光度增大,当积分像素点的数量超过7时,相应的干扰信号也增大,检测结果稳定性变差,因此实验选取5个像素。
2.3 消解体系的影响
采用微波消解的方法,以Pd(NO3)2+Mg(NO3)2为基体改进剂,考察了4种酸溶消解体系(HNO3-HCl、HNO3-H2O2-HF、HNO3-H2O2-HF-HClO3和HNO3-H2O2-HClO3)对测定广州某污水处理厂2个污泥样品中铍的影响,结果见表 3。
表3 消解体系对污泥样品中铍测定结果的影响
样品 | 消解体系 | 铍/(mg·kg-1) | RSD/% | ||||||
1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 均值 | |||
污泥1 | HNO3-HCl(9∶3/mL) | 1.25 | 1.34 | 1.39 | 1.37 | 1.41 | 1.36 | 1.35 | 4.1 |
HNO3-H2O2-HF(9∶3∶2/mL) | 1.71 | 1.43 | 1.62 | 1.59 | 1.79 | 1.52 | 1.61 | 8.0 | |
HNO3-H2O2-HF-HClO3(6∶6∶2∶1/mL) | 1.64 | 1.75 | 1.55 | 1.59 | 1.57 | 1.61 | 1.62 | 4.4 | |
HNO3-H2O2-HClO3(6∶6∶1/mL) | 1.71 | 1.52 | 1.47 | 1.56 | 1.49 | 1.72 | 1.58 | 7.0 | |
污泥2 | HNO3-HCl(9∶3/mL) | 2.00 | 2.02 | 1.96 | 2.11 | 1.84 | 1.93 | 1.98 | 4.6 |
HNO3-H2O2-HF(9∶3∶2/mL) | 2.57 | 2.32 | 2.17 | 2.08 | 2.46 | 2.34 | 2.32 | 7.8 | |
HNO3-H2O2-HF-HClO3(6∶6∶2∶1/mL) | 2.24 | 2.35 | 2.45 | 2.19 | 2.37 | 2.21 | 2.30 | 4.5 | |
HNO3-H2O2-HClO3(6∶6∶1/mL) | 2.11 | 2.37 | 2.21 | 2.27 | 2.12 | 2.57 | 2.28 | 7.6 |
由表 3可知,HNO3-H2O2-HF、HNO3-H2O2-HF-HClO3和HNO3-H2O2-HClO3这3种消解体系对污泥中铍的消解效果较好,均优于HNO3-HCl消解体系;其中,HNO3-H2O2-HF-HClO3消解体系具有较高的稳定性,RSD在5.0%以内。
2.4 基体改进剂的影响
污泥组成复杂,基体组分容易与待测物质发生反应,影响对待测物质测定的准确性。基体改进剂可以使基体组分生成易挥发的物质在原子化前将其去除;或降低待测元素的挥发,减少灰化时损失,从而达到消除背景干扰的效果[23]。借鉴已有的研究成果[7-8, 23-24],本研究分别选取Pd(NO3)2(1 g/L)、La(NO3)3(1 g/L)、Mg(NO3)2(1 g/L)、Al(NO3)3(1 g/L)、Vc(1 g/L)和[Pd(NO3)2(1 g/L)-Mg(NO3)2](0.4 g/L)作为基体改进剂。由于目前国内尚没有污泥的重金属标准物质,为了评价基体改进剂对污泥消解样品中铍测定的影响,本研究以HNO3-H2O2-HF-HClO3为消解体系,考察了不同基体改进剂对土壤标准物质(GSS-30)和水系沉积物标准物质(GSD-26)的去基体干扰效果,基体改进剂与污泥消解样品同步加入。结果见表 4。
表4 基体改进剂对污泥样品中铍测定结果的影响
基体改进剂 | GSS-30 | GSD-26 | |||||||||||||||
铍/(mg·kg-1) | 铍/(mg·kg-1) | ||||||||||||||||
1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 均值 | RSD/% | 1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 均值 | RSD/% | ||
无基改 | 3.33 | 3.13 | 3.31 | 3.59 | 3.72 | 3.22 | 3.38 | 6.7 | 2.21 | 2.17 | 2.34 | 2.06 | 2.17 | 2.03 | 2.16 | 5.2 | |
Pd(NO3)2 | 3.98 | 3.85 | 4.1 | 3.64 | 3.82 | 3.77 | 3.86 | 4.2 | 2.43 | 2.32 | 2.49 | 2.23 | 2.37 | 2.53 | 2.4 | 4.6 | |
Mg(NO)2 | 3.68 | 3.73 | 3.64 | 3.89 | 3.98 | 3.58 | 3.75 | 4.1 | 2.27 | 2.46 | 2.16 | 2.38 | 2.43 | 2.35 | 2.34 | 4.7 | |
Vc | 3.88 | 4.25 | 3.96 | 3.76 | 3.83 | 3.53 | 3.87 | 6.1 | 2.08 | 2.43 | 2.37 | 2.36 | 2.45 | 2.17 | 2.31 | 6.5 | |
Al(NO3))3 | 3.52 | 3.50 | 3.94 | 3.82 | 3.65 | 3.99 | 3.74 | 5.6 | 2.35 | 2.51 | 2.24 | 2.25 | 2.17 | 2.58 | 2.35 | 6.9 | |
La(NO3)3 | 3.76 | 3.73 | 3.55 | 3.86 | 4.24 | 3.49 | 3.77 | 7.1 | 2.18 | 2.34 | 2.46 | 2.12 | 2.34 | 2.36 | 2.3 | 5.5 | |
Pd(NO3)2-Mg(NO3)2 | 4.06 | 4.00 | 3.85 | 3.96 | 4.21 | 3.74 | 3.97 | 4.1 | 2.48 | 2.57 | 2.53 | 2.67 | 2.51 | 2.4 | 2.53 | 3.6 |
注:土壤标准物质(GSS-30)铍的认定值为(4.0±0.3)mg/kg,水系沉积物标准物质(GSD-26)铍的认定值为(2.6±0.2)mg/kg。
由表 4可以看出,加入基体改进剂后铍的测定结果优于未加基体改进剂,其中,加入Pd(NO3)2-Mg(NO3)2后铍的测定结果最优,GSS-30和GSD-26中铍的测定结果均在不确定度范围内,RSD分别为4.1%和3.6%。
2.5 灰化温度和原子化温度的影响
图2
由图 2可知,当原子化温度为2 400 ℃时,随着灰化温度的升高,污泥消解液中铍的吸光度呈先上升后下降的变化趋势,当温度达到1 100~1 200 ℃时,吸光度达到最大。当灰化温度Ⅱ为1 200 ℃时,随着原子化温度的升高,污泥消解液中铍的吸光度呈上升趋势,当温度超过2 400 ℃后,吸光度的变化较小。可确定适宜的灰化温度Ⅱ为1 200 ℃,原子化温度为2 400 ℃。
2.6 共存金属元素的干扰
污水处理厂污水来源广泛,污染物种类繁多,污泥则可以有效吸附去除污水中的重金属。污泥中可能存在的金属元素主要有K、Ca、Na、Mg、Fe、Mn、Cu、Al、Ba、Pb、Cd、Cr、Zn、Ni和V等。为研究共存金属元素对污泥中Be测定可能存在的影响,在污泥消解液中分别加入50.00 mg/L的K、Na、Mg、Ba、Pb、Cd、Cr和V,100.00 mg/L的Fe、Mn、Ca、Cu、Al、Zn和Ni。结果表明,加入其他金属元素后,铍测定结果的相对误差在20%以内,可认为共存金属元素对污泥中铍的测定无干扰。
2.7 方法标准曲线和检出限
采用逐级稀释法准确配制质量浓度为2.00 μg/L的铍标准溶液,再利用仪器自动进样器配制成0、0.20、0.40、0.80、1.60、2.00 μg/L的铍标准系列,然后按照优化好的仪器条件进行测量。以铍的吸光度为纵坐标,铍质量浓度为横坐标,进行线性回归,得到校准曲线y=0.110 1x+0.007 97,相关系数R为0.999 3。
参照HJ 168-2010[25],以上述污泥消解方法制备的空白试样作为试剂空白,重复测定11次,得到标准偏差(SD)为0.023 μg/L。按公式MDL=t(n-1,0.99)×SD,t(n-1,0.99)=2.764,n=11,计算得到污泥中铍的检出限为0.02 mg/kg(按称取0.2 g试样消解,定容至50 mL计算)。
2.8 方法精密度和加标回收率实验
按实验建立的方法对广州某污水处理厂3个污泥样品中的铍分别连续测定6次,同时进行加标回收实验。加标回收实验方法:称取0.200 g污泥样品,向其中加入20 μL 10 mg/L的铍标准溶液,采用1.2的前处理过程进行消解,然后定容到50.00 mL容量瓶中,稀释10倍待测上机。结果见表 5。
表5 精密度和加标回收率
样品 | 铍/(mg·kg-1) | RSD/% | 加标量/(mg·kg-1) | 加标后/(mg·kg-1) | 回收率/% | ||||||
1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 | 均值 | |||||
污泥3 | 1.31 | 1.12 | 1.24 | 1.26 | 1.23 | 1.25 | 1.24 | 5.1 | 1.00 | 2.18 | 94.0 |
污泥4 | 2.48 | 2.57 | 2.53 | 2.67 | 2.51 | 2.43 | 2.53 | 3.3 | 1.00 | 3.46 | 93.0 |
污泥5 | 3.26 | 3.19 | 3.32 | 3.16 | 3.19 | 3.07 | 3.20 | 2.7 | 1.00 | 4.06 | 86.0 |
从表 5可以看出,测定实际污泥样品的RSD为2.7%~5.1%。加标回收率为86.0%~94.0%。
3 结论
建立了连续光源石墨炉原子吸收光谱法测定污泥中铍的方法。实验表明,采用HNO3-H2O2-HF-HClO3微波消解可以高效分解污泥样品;采用基体改进剂Pd(NO3)2+Mg(NO3)2,通过提高灰化温度,降低原子化温度,可以达到有效去除污泥消解液的基体干扰的作用。该方法具有较好的检出限、精密度和准确度,满足环境监测分析的要求。
参考文献
Slurry sampling highresolution continuum source electrothermal atomic absorption spectrometry for direct beryllium determination in soil and sediment samples after elimination of SiO2 interference by least-squares background correction
[J]. ,DOI:10.1016/j.talanta.2017.07.031 [本文引用: 1]
Chlorine determination via MgCl2 molecule in environmental samples using high resolution continuum source graphite furnace molecular absorption spectrometry
[J]. ,DOI:10.1016/j.talanta.2017.08.026
Determination of lead in biological samples by high-resolution continuum source graphite furnace atomic absorption spectrometry with direct solid sampling
[J]. ,DOI:10.1039/b604215e [本文引用: 1]
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