水中有机氯农药的测量不确定度评定

水中有机氯农药的测量不确定度评定摘要：本文采用毛细管柱气相色谱法测定水中10种有机氯农药，并依据jjf1135和cnas-gl06规范，评价了测量过程中的不确定度。

结果表明，标准溶液及其配置过程引入的相对标准不确定度在整个实验评估的过程中贡献最大。

关键词：气相色谱法；有机氯农药；不确定度；毛细管柱
中图分类号：s482 文献标识码：a
测量不确定度和测量结果都是环境监测数据的重要组成部分，正确的评估测量不确定度在实验室数据比对、方法确认、标准设备校准、量值溯源以及实验室质量控制与管理等方面具有重要的意义。

有机氯农药是集中式生活饮用水地表水源地特定项目，为了保障分析数据准确、可靠，本文参考相关文献[1-3]，对毛细管气相色谱法检测水中10种有机氯农药的数据结果进行不确定度评定和分析。

1 实验部分
1.1 主要仪器与试剂
带电子捕获检测器（ecd）的气相色谱仪（安捷伦-gc6890）；毛细管柱：db-5, 30.0 m×0.32 mm ×0.25 μm；正己烷：色谱纯；标准溶液为农业部环境保护科研监测所生产的百菌清标准溶液（gsb05-2312-2008）和环氧七氯标准溶液（gsb05-2317-2008）；由中国计量科学研究院生产的有机氯农药混合标准溶液（gbw（e）
060133）。

1.2 测试方法
依据毛细管气相色谱法（《水和废水监测分析方法》第四版，《水质六六六滴滴涕的测定》gb/t7492-87），采用500 ml量筒量取500 ml水样于分液漏斗（2 l）中，用50 ml量筒量量取50 ml正己烷萃取后取上层有机液通过无水硫酸钠干燥，用氮吹仪浓缩后用2ml容量瓶定容至2.0 ml，取1.0 ml上机待用。

以外标法采用峰高定量。

1.3标准使用液配制
用50 µl微量进样器准确移取百菌清标准溶液和环氧七氯标准溶液各50 µl、用100 µl微量进样器准确移取有机氯农药混合标准溶液100 µl于盛有适量正己烷的5 ml 容量瓶（a级）中，用正己烷定容至刻度，此储备液浓度为1 mg/l；
用100 µl微量进样器分别准确移取储备液20~100
µl于盛有约1 ml正己烷的2 ml容量瓶中，用正己烷定容至刻度，配得各组分质量浓度为10、20、30、40和50 μg/l的有机氯农药（包括α-六六六、β-六六六、γ-六六六、δ-六六六、百菌清、环氧七氯、pp`-dde、op`-ddt、pp`-ddd、pp`-ddt）标准使用液。

1.4 数学模型与不确定度分量的来源
有机氯农药（以环氧七氯为例，μg/l）质量浓度的计算公式：
cx = c × v1/v2
式中： c为标准样品质量浓度； cx为样品质量浓度；v1为样品萃取液浓缩后定容的体积；v2为样品取样体积。

由检测方法和数学模型分析，各不确定度分量之间互不相关，按不确定度传播率，得到其合成不确定度为：
ucrel =
式中各项为不确定度分量的主要来源：urel（m1）为前处理过程引入的相对不确定度；urel（r）为回收率引入的相对不确定度；urel（m2）为有机氯农药标准溶液及其配制过程引入的相对不确定度；urel（m3）为校准曲线拟合引入的相对不确定度；urel（m4）为重复测定样品引入的相对不确定度。

2 不确定度分量的评定
2.1 前处理过程引入的相对标准不确定度urel（m1）
2.1.1 取样过程引入的相对标准不确定度urel（v500）
取样过程中的不确定度主要由500 ml（量出式）引入，包括两个方面：体积校准引入的不确定度和使用量筒量取样品时实验室温度变化引入的不确定度。

（1）500 ml量筒的体积不确定度：根据jjg196-2006《常用玻璃量器检定规程》[4]，500 ml量筒在20 oc时的容量允许误差为±5 ml，按均匀分布考虑，采用b类评定，则不确定度u11（v500）= 5 ml/= 2.887 ml
（2）实验室温度变化引入的不确定度：一般实验室温度变化在±2 oc。

水的体积膨胀系数2.1×10-4 oc-1，按均匀分布考虑，则实验室温度变化引入的不确定度：u12（v500） = = 0.1212 ml 则500 ml量筒引入的相对标准不确定度为：
urel （v500） = = 0.00578
2.1.2 浓缩过程引入的相对标准不确定度urel（v1）
主要由2 ml容量瓶的体积校准引入的体积不确定度，使用2 ml 容量瓶定容时实验室温度变化引入的不确定度。

（1）2 ml容量瓶体积不确定度：根据jjg196-2006《常用玻璃量器检定规程》[4]，2 ml（a级）容量瓶容量误差为±0.015 ml，采用b类评定，按均匀分布考虑，则不确定度u21（v1）=
0.015ml/=0.00866ml。

（2）温度变化引入的不确定度：一般实验室温度变化在±2 oc。

在试验过程中萃取所用溶剂为正己烷，正己烷的体积膨胀系数1.26×10-3 oc-1，按均匀分布考虑，则实验室温度变化引入的不确定度：
u22（v1） = = 0.00291 ml
浓缩过程引入的相对标准不确定度为：
urel （v1） = = 0.00459
综合取样和浓缩过程后得前处理过程引入的相对标准不确定度为：
= 0.00738
2.2 标准溶液及其配制过程引入的相对标准不确定度urel（m2）
在标准使用溶液配制过程中，标准溶液、容量瓶和微量进样器量取体积引入的不确定度分别计算如下。

2.2.1 标准溶液的相对不确定度
采用b类评定方法查证书知，百菌清标准溶液和环氧七氯标准溶液的不确定度分别为0.1和0.17mg/l；有机氯农药混合标准溶液的不确定度为2%. 由于证书给出的是相对扩展不确定度, 按正态
分布置信概率p=95 %, 包含因子k=2，折算成标准不确定度分量后，百菌清、环氧七氯和有机氯农药混标分别为：0.0005、0.00085和0.01。

2.2.2各种量器引入的测量不确定度
容量瓶、微量进样器的不确定度均包括体积校准引入的不确定度、液体充满至刻度的估读误差引入的不确定度和溶液配制使用过程实验室温度变化引入的不确定度三方面，估读误差引入的不确定度很小可忽略不计。

其他评定均采用b类评定，实验室的温差一般变化在±2 oc，以正己烷为溶剂，其体积膨胀系数1.26×10-3 oc-1，按均匀分布考虑，各不确定度分量计算如下：
2.2.2.1 50 μl微量进样器（空心）引入的不确定度urel（v50）
（1）体积校准引入的不确定度：根据yy0088-92《微量进样器检定规程》[5]，50μl微量进样器允许误差为±3%，按均匀分布考
虑，采用b类评定，则不确定度u11（v50）= 0.03×50μl/=0.866 μl。

（2）实验室温度变化引入的不确定度：用50μl微量进样器移取50.0μl百菌清和环氧七氯的正己烷溶液，受温度影响而引入的不确定度：
u12（v50）=0.0727 μl
则50 μl微量进样器引入的相对标准不确定度为：
urel（v50）= = 0.0174
2.2.2.2 100 μl微量进样器（空心）引入的不确定度urel （v100）
（1）体积校准引入的不确定度：根据yy0088-92《微量进样器检定规程》[5]，100μl微量进样器允许误差为±3%，按均匀分布考虑，采用b类评定，则不确定度u21（v100）= 0.03×100μl/=1.732 μl。

（2）实验室温度变化引入的不确定度：用100μl微量进样器移取100.0 μl有机氯的正己烷溶液，受温度影响而引入的不确定度：
u22（v100）=0.1455 μl
同理，分别用100μl微量进样器移取80、60、40和20μl有机氯的正己烷溶液时，受温度影响而引入的不确定度分别为：
0.1164、0.0873、0.0582和0.0291 μl。

则100μl微量进样器移取100μl有机氯的正己烷溶液引入的相对不确定度为：
urel（v100）=0.0174
100μl微量进样器移取80、60、40和20μl有机氯的正己烷溶液引入的相对不确定度分别为：0.0217、0.0289、0.0433和0.0866。

2.2.2.3 5ml容量瓶引入的相对不确定度urel（v5）
（1）容量瓶体积校准引入的不确定度
根据jjg196-2006《常用玻璃量器检定规程》[4]，5ml（a级）容量瓶容量误差为±0.02 ml，采用b类评定，按均匀分布考虑，则不确定度
u31（v2）= 0.02 ml/=0.0115 ml。

（2）实验室温度变化引入的不确定度：实验室所用的溶剂为正己烷，其体积膨胀系数1.26×10-3℃-1，实验室的温差一般变化在±2℃，按均匀分布考虑，采用b类评定，则不确定度
u32（v5）=0.00727ml
5ml容量瓶引入的相对标准不确定度为：
urel（v5）=0.00272
2.2.2.4 2ml容量瓶引入的相对不确定度urel（v2）
（1）容量瓶体积校准引入的不确定度。

根据jjg196-2006《常用玻璃量器检定规程》[4]，2ml（a级）容量瓶容量误差为±0.015
ml，采用b类评定，按均匀分布考虑，则不确定度
u31（v2）= 0.015ml/=0.00866ml。

（2）实验室温度变化引入的不确定度：实验室所用溶剂为正己烷，其体积膨胀系数1.26×10-3 oc-1，实验室的温差一般变化在±2℃，按均匀分布考虑，采用b类评定，则不确定度u32（v2）=0.00291ml
2ml容量瓶引入的相对标准不确定度为：
urel（v2）=0.00457
综上所述，根据标准溶液和各种量器的使用情况，我们可以计算出标准溶液及其配制过程中引入的不确定度，现以环氧七氯为例计算：稀释过程中，用50 μl 微量进样器移取标准溶液一次，用100 μl微量进样器移取20 μl标准储备液1次，用100 μl微量进样器移取40 μl标准储备液1次，100 μl微量进样器移取60 μl标准储备液1次，100 μl微量进样器移取80 μl标准储备液1次，100 μl微量进样器移取100 μl标准储备液1次，5 ml容量瓶用了1次，2 ml容量瓶用了5次。

urel（m2）=
=0.1068
同理可得百菌清标准溶液及其配制过程中引入的相对不确定度为0.1068，6种六六六和滴滴涕标准溶液及其配制过程中引入的相对不确定度均为0.1072.
2.3 工作曲线拟合引入的相对标准不确定度urel（m3）
取加标样品，经上述前处理条件萃取、浓缩后，测定一次，测得有机氯浓度。

有机氯标准系列各浓度点质量浓度为0，10.0，20.0，30.0，40.0，50.0 μg/l。

每个点测定一次。

利用最小二乘法拟合标准工作曲线，且工作曲线强制过原点，得有机氯线性回归方程y=bx。

然后根据标准曲线求标准不确定度，按下式计算：
u（cx）=
sr =
式中：sr为标准曲线的剩余标准差；a，b为标准曲线的截距和斜率；p为实际样品测定次数，p=1； n为标准曲线的浓度点数，n=5；cx为实际样品中有机氯质量浓度；ci为标准曲线各点质量浓度；c为标准系列标准使用液的质量浓度的平均值，c=30 μg/l；则相对标准不确定度urel（m3）可由公式得出：
urel（m3）=
计算结果见表1。

2.4重复测定样品引入的相对标准不确定度urel（m4）
平行取6份水样，加入30.0 ng有机氯标准，按照1.4方法进行前处理，最后定容至2 ml。

进行气相色谱分析，记录对应的质量浓度值c，计算重复测定样品的标准差。

以第六组数据为cx。

s（c）＝
urel（m4）＝
2.5 回收率引入的相对不确定度urel（rb）
回收率引入的不确定度的主要来源是样品在提取、浓缩的过程中的损失或者污染，转移过程中的损失以及基体效应等，本次试验做了7次空白加标试验，加标量为30.0 μg，测定结果见表1。

百菌清标准溶液和环氧七氯标准溶液质量浓度均为100 mg/l，不确定度分别为±0.1 mg/l和±0.17 mg/l；有机氯农药混合标准溶液质量浓度为50 mg/l，相对不确定度为2%将表1数据代入回收率不确定度计算公式，以环氧七氯为例：
urel（）== = 0.01448
u（= 0.01448×0.9991=0.01447
在进行了加标回收实验后,还需要对平均回收率与理论回收率（100%）是否有显著性差异进行检验.回收率显著性检验采用t检验法,统计量t为：
t= = = 0.06220
本实验n=6，自由度f=n-1=5，查t分布表（双侧），t（0.05,5）=2.571。

回收率引入的相对不确定度结果见表3,由于α-六六六、γ-六六六和百菌清的t值> t （0.05,5） = 2.571，因此在概率p=95%，可认为试验所得平均回收率与理论回收率有显著性差异。

由于环境监测中，并不要求使用回收率修正测量结果，所以当
试验所得平均回收率与理论回收率有显著性差异的情况下，方法回收率的不确定度则为：
u =
α-六六六、γ-六六六和百菌清由回收率引入的相对不确定度计算结果分别为0.0329、0.0400和0.0309
3 合成标准不确定度
综上所述，水中有机氯农残含量的不确定度分量互相独立，则相对合成标准不确定度为：
urel（c） =
uc（c）=urelc（c）
取包含因子k=2，则扩展不确定度为：
u =kuc（c）
合成不确定度和扩展不确定度的计算结果见表4，由公式m = c × va/vb（c：浓缩后质量浓度；va：浓缩后体积；vb：取样体积）可得实际样品中的质量浓度。

.
4 结果与讨论
通过水中有机氯农药检测结果的不确定度评定可知，标准溶液及其配制过程引入的相对标准不确定度在整个实验评估的过程中
贡献最大。

毛细管气相色谱法测定模拟水样中有机氯农药的质量浓度结果如下：α-六六六：（54±14） ng/l；β-六六六：（53±14） ng/l；γ-六六六：（50±13）ng/l；δ-六六六：（54
±14） ng/l；百菌清：（58±14） ng/l ；环氧七氯：（55±14）ng/l； p,p`-dde：（53±14） ng/l； p,p`-ddd：（54±14） ng/l；o,p`-ddt：（57±15） ng/l； p,p`-ddt：（57±15） ng/l。

参考文献
[1] 国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会. 水和废水监测分析方法(第4版)[s].北京:中国环境科学出版社, 2009.
[2] jjf1135-2005化学分析测量不确定度评定[s].北京：中国计量出版社，2005.
[3]北京市环境保护监测中心.环境监测测量不确定度评定[s].北京：中国计量出版社，2009.
[4] jjg196-2006 常用玻璃量器检定规程[s]. 北京：中国计量出版社，2007
[5] yy0088-92微量进样器检定规程[s]. 北京：中国国家医药管理局，1992
作者简介：应方（1981-），男，浙江省永康市，博士，工程师，现供职于杭州市环境监测中心站，研究方向：水体和大气中有机污染物监测。