1 樣品消解方法
采用微波消解方式消解土壤樣品， 通常以HNO3 和 HCl 作為消解液， 對土壤樣品進行氧化和溶出， 使重金屬釋放至溶液中。而對于一些晶格結構穩(wěn)定的土壤樣品來說， 僅使用 HNO3 和 HCl 則樣品消解不*， 對鉛和鎘的測定影響較大。微波消解通常在高溫高壓下進行， 不允許加入對土壤中有機成分分解效率高的 HClO4， 防止發(fā)生爆炸。
通過優(yōu)化消解程序， 基于 0.15 g 土壤樣品中加入 2mL qingfusuan（漢字拼音）， 利用 HF 破壞土壤的晶格結構， 使嵌在其中的重金屬元素析出， 促使金屬*釋放至溶液中， 確保測試結果的準確性。
2.2 池技術選擇
控制氧化物產率 I CeO+ ／Ce 小于 3%， 雙電荷產率I Ba2+ ／Ba 小于 3%， 基于靈敏度高、 豐度大、 干擾小3個原則選擇60Ni， 63Cu， 66Zn， 111Cd， 208Pb ，52Cr 作為測定同位素。
由于在消解過程中使用混合酸而引入了大量的14N， 36Cl， 1H， 16O 同位素， 與相關元素共同形成大量的多原子離子干擾。按照 1.3 步驟對空白樣品進行消解處理， 分別采用標準模式、 碰撞模式對空白溶液進行測定。
碰撞模式（KED）基于池技術篩選原理， 是一種可有效去除多原子離子干擾的新型技術。 以0.5mL／min 為梯度， 在 3.0～4.0 mL／min 范圍內對碰撞氣流量進行優(yōu)化。
圖 1 為不同質譜模式及不同碰撞氣流量下樣品空白的背景等效濃度。
由圖 1 可知， 在標準模式下， 只有60Ni 的背景等效濃度較低，不會對土壤樣品測定結果產生影響；其它元素如63Cu，66Zn， 111Cd， 208Pb ，52Cr 的背景等效濃度均較高， 尤其是52Cr 的背景等效濃度高達 58μg／L， 嚴重影響測定結果的準確性。
在 KED 模式下， 能夠降低63Cu， 66Zn， 111Cd， 208Pb 4 種元素背景等效濃度， 滿足測定要求的碰撞氣流量為3.0 mL／min ； 能夠降低52Cr元素背景等效濃度， 滿足測定要求的碰撞氣流量為4.0 mL／min。
綜合優(yōu)化結果，60Ni 采用標準模式測定；63Cu， 66Zn， 111Cd， 208Pb 采用碰撞氣流量為 3.0 mL／min 的碰撞模式測定；52Cr 采用碰撞氣流量為 4.0 mL／min的碰撞模式測定。
2.3 質譜干擾校正
111Cd的主要多原子離子干擾來源于95Mo16O+ ，通過計算92Mo16O+的質譜強度可間接計算出95Mo16O+對質荷比111 峰的干擾貢獻， 并借此對111Cd 的測定結果進行校正， 其中92Mo16O+的質譜強度由質荷比 108 峰的質譜強度減去108Cd 的質譜強度獲得， 而108Cd 的質譜強度可由106Cd 的質譜強度間接獲得。鎘的校正公式為：
I 111Cd =I 111 –1.073×(I 108 –0.712I 106Cd)
式中：I 111Cd ——111Cd 經校正后的質譜強度， cps ；
I 111 ——質荷比 111 峰的質譜總強度， cps ；
I 108 ——質荷比 108 峰的質譜總強度， cps ；
I 106Cd——106Cd 的質譜強度， cps ；
1.073——95Mo16O+對111Cd 的校正系數；
0.712——108Cd 對92Mo16O+的校正系數。
質譜干擾及其校正方式見表 2。
2.4 基體效應及校正
采用 5 ng／mL 的74Ge，115 In 內標溶液校正基體效應， 水系沉積物標準物質（GSD–22）作為測試對象，以74Ge 作為內標元素對60Ni， 63Cu， 66Zn，52Cr進行校正， 以115In 作為內標元素對111Cd，208Pb 進行校正。內標元素校正前后的測定數據見表 3。
由表 3可知， 采用內標元素校正后， 6 種金屬元素的回收率在 97%～109% 之間。
2.5 線性方程及檢出限
采用鎳、 銅、 鋅、 鎘、 鉛、 鉻混合標準溶液， 以質量法逐級稀釋配制系列混合標準工作溶液， 其中鎳、銅、 鋅、 鉛、 鉻的質量濃度均分別為0， 1， 5， 10， 25， 50，100 ng／mL ； 鎘的質量濃度分別為0，0.5，1，5，10，25，50 ng／mL ； 內標溶液的質量濃度均為 5 ng／mL，介質為 2% 硝酸。分別測定系列混合標準工作溶液，以溶液中各元素的質量濃度 (x， ng／mL) 為橫坐標，以內標校正后的質譜強度 (y，cps) 為縱坐標， 繪制標準工作曲線，計算線性方程和線性相關系數。
按照HJ 168–2010中附錄 A.1.1 測定方法要求， 連續(xù)21次測定空白溶液，因本次實驗干燥土壤樣品質量為0.15g， 后定容至50 mL，將濃度按質量比表示，計算標準偏差s， 根據 MDL=t (n–1)， 0.99 s 計算方法檢出限。
6 種金屬元素的線性范圍、 線性方程、 相關系數和檢出限見表 4。
2.6 精密度和準確度
按照 1.3 程序消解土壤標準物質 （GSS–13），按照 HJ 168–2010中附錄 A.3.1 對相對標準偏差的測定要求， 對標準樣品分別連續(xù)測定 6 次， 取平均值， 計算相對標準偏差， 精密度試驗數據見表 5。由表 5 可知， 鎳、 銅、 鋅、 鎘、鉛、 鉻 6 種元素測定結果的相對標準偏差為 0.24%～2.31%， 表明該方法測量精密度較高。
同步進行全程加標回收試驗： 將標準樣品稱量3 份， 其中 2 份為平行雙樣， 用平行樣品測定平均值作為本底值， 往另一份樣品中加入一定質量固體土壤標準樣品作為加標樣品， 按照 1.3 程序與樣品同步消解， 定容后利用 ICP–MS 測定， 計算加標回收率， 測定結果見表 6。由表 6 可知， 鎳、 銅、 鋅、 鎘、 鉛、鉻 6 種元素的加標回收率為 91%～117%， 表明該方法測量準確度較高。
3 結語
建立了微波消解 – 電感耦合等離子體質譜測定土壤中鎳、 銅、 鋅、 鎘、 鉛、 鉻6種元素的新方法。該方法利用微波消解儀進行土壤消解， 引入qingfusuan（漢字拼音）， 采用HNO3–HF–HCl 消解體系，能夠保證土壤樣品*消解。該方法具有快速、穩(wěn)定、 準確的特點， 值得在土壤環(huán)境質量檢測中推廣和使用。
