海水中已发现有异狄氏剂（PCBs）存在［1–2］，低含量的PCBs就可对海洋生物体造成毒害［3］。PCBs检测方法主要为气相色谱法，该法适用于海水样品中痕量有机物的分析，因快速、高效、操作简单、价格低廉的优点而应用广泛［4］。样品前处理方法主要为树脂柱萃取［5］、液–液萃取［6–7］、C18柱固相萃取［8］、固相微萃取［9］等。树脂柱萃取技术需要大量超纯溶剂，工作量较大，样品处理时间长，分析步骤多，分析物易损失；液–液萃取方法有机溶剂使用量大，分析物易损失；硅胶基质的C18柱固相萃取海水中的痕量PCBs耗时较长，且柱中的酞酸酯等物质会对测定产生干扰；固相微萃取法重现性较差，易受海水盐度与pH值的影响［10］。高分子聚合物基质的末取代聚苯乙烯／二乙烯基苯（CleanertPS）萃取柱比表面高（>600m2／g），对非*性和*性化合物具有*高的吸附性和样品容量，且pH值适用范围宽，抗干扰力强［11］。
笔者用CleanertPS固相萃取–气相色谱法测定海水中PCBs含量，并参照JJF1059–2012［12］对测量结果的不确定度进行了评定。
1实验部分
1.1主要仪器与试剂
气相色谱仪：7890A型，配微池电子捕获检测器（μECD），美国安捷伦科技有限公司；石英毛细管柱：HP–5型（30m×0.32mm，0.25μm），美国安捷伦科技有限公司；固相萃取装置：美国安捷伦科技有限公司；全自动氮吹浓缩仪：XT–NS1型，上海新拓分析仪器科技有限公司；固相萃取柱：CleanertPS型，美国艾杰尔公司；丙酮、正己烷：色谱纯，天津市康科德科技有限公司；无水硫酸钠：分析纯，天津科密欧科技有限公司；超纯水：经MILLI–Q超纯水系统净化；PCBs标准样品溶液：100μg／mL（1mL），标准物质编号为GSB05–2318–2008，国家标准物质研究中心。
1.2色谱条件
载气：高纯氮；进样口温度：260℃；检测器：μECD；检测器温度：310℃；柱温（程序升温）：80℃保持8min，以15℃／min升温至250℃，保持5min，然后以25℃／min升温至280℃，保留2min；载气流量：1.5mL／min；尾吹气流量：30mL／min；不分流；进样体积：1.0μL；外标法定量。
1.3样品处理与测定
1.3.1固相萃取柱活化
用5.0mL丙酮连续淋洗CleanertPS柱（注满柱）2次，当丙酮液面快到达底部时，用高纯水5.0mL连续淋洗柱2次并抽干，以去除杂质。
1.3.2富集
取水样500mL，经Φ60微孔滤膜（混合纤维素酯）过滤，以5.0mL／min的流速过柱，用5.0mL高纯水洗涤柱子，将水抽干，待洗脱。
1.3.3洗脱
用5.0mL丙酮以0.5mL／min洗脱CleanertPS柱2次，充分解吸，洗脱液经无水硫酸钠脱水后收集于尖底浓缩吹扫瓶中，室温下氮吹近干，用正己烷定容至1.0mL，待色谱测定。
1.4标准工作曲线的绘制
PCBs标准样品溶液以正己烷为溶剂配制，质量浓度分别为0.0，0.25，0.5，1.0，2.0，10.0μg／L。按1.3方法处理，用气相色谱法测定。以色谱峰面积（y）为纵坐标，质量浓度（x）为横坐标绘制标准曲线。
2测量不确定度来源和数学模型
取海水样品500mL，经PS柱固相萃取浓缩至1.0mL后，采用外标法测定，其浓度计算公式：
根据测量过程和式(1)，海水中PCBs浓度测量不确定度的来源如下：
（1）标准溶液配制引入的不确定度，包括标准物质纯度引入的不确定度（u1），标准工作溶液稀释过程中移液器引入的不确定度（u2），容量瓶容量引入的不确定度（u3），定容时人为读数误差引入的不确定度（u4），定容时温度引起体积变化引入的不确定度（u5）；
（2）标准工作曲线引入的不确定度（u6）；
（3）取样引入的不确定度，包括量筒容量引入的不确定度（u7），量取时读数误差引入的不确定度（u8），量取时温度引起的体积变化引入的不确定度（u9）；
（4）μECD检测器响应值引入的不确定度（u10）。
除上述影响因素外，还应考虑到固相萃取样品处理过程中引入的不确定度（u11），气相色谱仪自动进样器引入的不确定（u12）。因此测定PCBs含量的数学模型为：
3测量不确定度评定
3.1标准溶液配制引入的不确定度
3.1.1标准物质纯度引入的相对不确定度u1,rel
根据标准物质说明书，PCBs标准物质的浓度为100μg／mL，不确定度为0.08μg／mL，按矩形分布计算，k3=，则：
3.1.2标准工作液稀释过程中移液枪引入的相对不确定度u2,rel
用移液枪移取1.00mLPCBs标准样品溶液于50mL容量瓶中，用正己烷定容，配成标准工作液。移液枪说明书给出误差范围为±1%，按矩形分布计算，k3=，则：
3.1.3标准溶液定容过程中容量瓶容量引入的相对不确定度u3,rel
A级单标线50mL容量瓶*大误差为±0.10mL，按矩形分布计算，k3=，则：
3.1.4定容时读数误差引入的相对不确定度u4,rel
定容分散性引入的相对不确定度可根据重复量取实验数据进行计算，表1为50mL容量瓶重复定容实验结果，根据表1中的数据计算得：
3.1.5定容时温度引起体积变化引入的相对不确定度u5,rel
容量瓶在20℃校准，本测试在25℃条件下进行，正己烷体积膨胀系数为1.36×10–3℃–1容量瓶和溶液温度与校准时不同所引起的体积变化为±100mL×5℃×1.36×10–3℃–1=0.68mL，按矩形分布计算，k3=，则：
3.2标准校准曲线引入的不确定度u6,rel
配制一系列浓度的PCBs标准溶液，其浓度分别为0.25，0.50，1.0，2.0，10.0μg／L，每一浓度的溶液进样3次，得到相应的色谱峰面积（n=15，见表2），用曲线拟合方法（*小二乘法）［13］得到校正曲线方程为y=ax+b。则：
实验标准偏差按式(5)计算：
对样品溶液中PCBs的浓度测定3次，由线性回归方程求得样品溶液的质量浓度分别为1.47，1.52，1.48g／L，平均值为1.49μg／L，则用标准曲线求得样品溶液浓度引入的相对不确定度按式(6)计算［14］：
3.3取样引入的不确定度
3.3.1量筒容量引入的相对不确定度u7,rel
量取水样使用500mL量筒，由检定规程JJG196－2007［15］可知，500mL量筒的允许误差为±2.5mL，根据制造商提供的建议，以三角分布估计，k6=，由此引入的相对不确定度分量：
3.3.2定容时读数误差引入的相对不确定度u8,rel
表3为500mL量筒重复量取实验结果，根据表3中数据，定容分散性引入的相对不确定度（A类评定）为：
3.3.3定容时温度引起的体积变化引入的相对不确定度u9,rel
量筒在20℃校准，而本测试实验在25℃进行，水的体积膨胀系数为2.89×10–3℃–1，量筒和溶液温度与校准时不同所引起的体积变化为±500mL×5℃×2.89×10–3℃–1=±7.23mL，按矩形分布，k3=，则：
3.4检测器响应值引入的相对标准不确定度u10,rel
气相色谱仪灵敏度较高，故仪器稳定性及测定值分散性是检测器测量不确定度的主要来源，采用标准工作溶液连续测定8次，测得质量浓度数据见表4，以质量浓度值的分散性计算相对不确定度：
3.5固相萃取样品处理过程引入的不确定度u11,rel
固相萃取过程需要经过上柱、洗脱、浓缩、定容等步骤，要确定每一步骤对测量结果不确定度的贡献很困难，实验中采用方法的回收率对固相萃取过程引入的不确定度进行评定。在空白水样中加入4.0μg／LPCBs标准溶液进行回收试验，6次加标回收率的测定结果见表5。利用表5中的数据计算平均加标回收率与相对标准偏差，则相对标准不确定度：
3.6GC自动进样器引入的不确定度u12,rel
进样体积引入的不确定度主要源于自动进样器进样针体积重现性。根据本气相色谱仪自动进样器技术参数（进样体积为1μL，进样重现性不大于0.5%），按矩形分布计算（B类评定，k3=），则相对不确定度：
4扩展不确定度
4.1合成相对标准不确定度
利用u1,rel～u12,rel不确定度分量结算结果计算相对合成不确定度，得：urel=0.028。
4.2扩展不确定度
测得海水样品中PCBs质量浓度cx=2.9ng／L，取95%的置信概率，包含因子k=2，则扩展不确定度Urel=kurelcx=0.17ng／L，海水中PCBs浓度测量结果表示为(2.9±0.17)ng／L，k=2。
5结语
固相萃取气相色谱法测定海水中PCBs浓度的测量不确定度主要来源于PCBs标准工作溶液的配制、标准校准曲线引入的不确定度及水样的固相萃取前处理过程引入的不确定度，其中标准校准曲线引入的不确定对测量结果的影响*大。
