氨氮的测定范文
氨氮的测定范文（精选9篇）
氨氮的测定 第1篇
关键词：氨氮蒸馏,吸收液的选择
1实验室方法:纳氏试剂分光光度法测定水质中的氨氮
2原理:以游离态的氨或者铵离子等形式存在的氨氮与纳氏试剂反应生成淡红棕色络合物, 该络合物的吸光度与氨氮含量成正比, 与波长420nm处测量吸光度。弱酸性吸收液跟氨氮反应的原理:水中的游离铵或者铵离子跟弱酸能反应生成稳定的化合物, 用硫酸做吸收液:NH4++SO42-→ (NH4) 2SO4用盐酸做吸收液:NH4++Cl-→NH4Cl。用硼酸做吸收液原理:硼酸是一元弱酸, 跟水中的游离态氨或者铵离子能反应稳定的化合物。跟纯水能反应的原理:铵根离子能促进水的电离, 显酸性。
3仪器:752S分光光度计, 上海棱光技术有限公司;PH计, 杭州雷磁分析仪器厂;
50m L具塞比色管、250m L具塞量筒、500m L蒸馏烧瓶、直行冷凝管和导管, 电炉。
4试剂: (1) 无氨水:纯水器法, 市售纯水器临用前制备
(2) l mol/L盐酸溶液。
(3) l mol/L氢氧化钠溶液。
(4) 轻质氧化镁 (Mg O) :将氧化镁在500℃下加热去碳酸盐。
(5) 0.05%溴百里酚蓝指示液 (p H6.0~7.6) 。
(6) 酒石酸钾钠溶液, 500g/L, 称取50.0酒石酸钾钠溶于100ml水中, 加热煮沸以祛除氨, 冷却充分后稀释至100ml。
(7) 纳氏试剂:称取16.0g氢氧化钠, 溶于50m L水中, 冷却至室温。称取7.0g碘化钾和10.0g碘化汞, 溶于水, 然后将此溶液在搅拌下, 缓慢加入上述50m L氢氧化钠溶液中, 用水稀释至100m L。贮于聚乙烯瓶内, 用橡皮塞或者聚乙烯盖子盖紧, 于暗处存放, 有效期一年。
(8) 吸收液: (1) 硼酸溶液:10g/L, 称取20g硼酸溶于1000m L水。 (2) 硫酸 (H2SO4) 溶液:0.01mol/L。 (3) 盐酸 (HCl) 溶液:0.01mol/L.
(9) 氨氮标准溶液:
(1) 氨氮标准储备液, ρ=1000ug/m L:称取3.8190g氯化铵 (NH4Cl, 优级纯, 在100-105℃干燥2小时) , 溶于水中, 移入1000m L容量瓶中, 稀释至标线, 可在2-5℃保存一个月。
(2) 氨氮标准工作液, ρ=10ug/m L:吸取5.00m L氨氮标准储备液于500m L容量瓶中, 稀释至刻度。临用前现配;氨氮标准工作液, ρ=5.0ug/m L, 吸取5.00m L氨氮标准储备液于1000m L容量瓶中, 稀释至刻度。临用前现配。
5步骤: (1) 蒸馏装置的预处理:量取250m L水样于凯氏烧瓶中, 加0.25g轻质氧化镁和数粒玻璃珠, 加热蒸馏至馏出液不含氨为止, 弃去瓶内残液。
(2) 分取250m Lρ=5.0ug/m L氨氮标准工作液, 移入凯氏烧瓶中, 加数滴溴百里酚蓝指示液, 用氢氧化钠溶液或盐酸溶液调节至p H=7左右。加入0.25g轻质氧化镁和数粒玻璃珠, 立即连接氮球和冷凝管, 导管下端插入250m L具塞量筒中的吸收液面下。加热蒸馏, 至馏出液达200m L时, 停止蒸馏, 定容至250m L.
(3) 分别取0.01mol/L硫酸溶液、0.01mol/L.盐酸溶液和纯水做为吸收液, 其余操作同 (2)
(4) 绘制标准曲线在8个50毫升具塞比色管中, 分别加入0.00、0.50、1.00、2.00、3.00、4.00、5.00m L的ρ=10ug/m L氨氮标准工作液, 其所对应的氨氮含量分别为0.0、5.0、10.0、20.0、30.0、40.0、50.0ug, 加水至标线。加入1.0m L酒石酸钾钠溶液, 摇匀, 再加入纳氏试剂1.0m L.摇匀。放至10分钟后, 在420nm下, 用20mm比色皿, 以水做参比, 测量吸光度。以空白校正后的吸光度为纵坐标, 以其对应的氨氮含量 (ug) 为横坐标, 绘制标准曲线。
(5) 空白试验:用无氨水代替水样, 按与样品相同的步骤进行前处理和测定。
6计算
根据 (4) 做出的标准曲线的对应的吸光度为0.013, 0.047, , 0084, 0.151, 0.220, 0.282, 0.354.R值和标准曲线是:r=0.9998y=6.78×10-3X+1.31×10-3。
7用0.01mol/L硫酸 (H2SO4) 溶液做吸收液, 分别取4个250m Lρ=5.0ug/m L氨氮标准工作液, 分别蒸馏四次。得出用0.01mol/L硫酸溶液做吸收液的吸收率为98.3%。 (表1)
8用0.01mol/L盐酸 (HCl) 溶液做吸收液, 分别取4个250毫升ρ=5.0ug/m L氨氮标准工作液, 分别蒸馏四次。得出用0.01mol/L盐酸溶液做吸收液的吸收率为94.8%。 (表2)
9用10g/L硼酸溶液做吸收液, 分别取4个250毫升ρ=5.0ug/m L氨氮标准工作液, 分别蒸馏四次。得出用10g/L硼酸溶液做吸收液的吸收率为59.9%。
10用无氨水做吸收液, 分别取4个250毫升ρ=5.0ug/m L氨氮标准工作液, 分别蒸馏四次。得出用无氨水做吸收液的吸收率为93.6%。
11分别用四种不同的吸收液, 蒸馏后测定环境保护部标准样品研究所出的考核样编号为200544标准值为 (0.501±0.027) mg/L。每个样品均测平行双样。馏出液取样量都是20ml。
由表5可以看出, 用10g/L硼酸溶液做吸收液, 测出的数据严重偏低, 不在考核样范围内。其余三种吸收液测出的数据, 除无氨水做吸收液其中一次平行的数据略低于考核样范围外, 其他都在考核样范围内。
12实际样品是用河道水、污水处理厂进水口和出水口作为实例。河道水的馏出液取样量都是10ml, 污水厂进水口馏出液取样量都是5ml, 出水口馏出液取样量都是25ml。每个样品均测平行双样。河道水用字母A表示, 污水处理厂进水口用字母B表示, 污水处理厂进水口用字母C表示。
由表7可以看出, 同一样品, 在相同的条件下测定。硼酸溶液做吸收液的测定结果明显偏低其他吸收液的测定结果。同一样品, 用除硼酸以外的吸收液, 测出的结果都相差不多, 可以认为测定结果与真实值比较接近。
结语
通过表2至表7比较可以看出, 10g/L硼酸溶液做吸收液, 氨氮的吸收率最低, 远远超出误差范围。其余三种吸收液的吸收效果都不错, 测出的数据符合相关精密度和准确度的要求。硫酸溶液会和纳氏试剂中的汞反应沉淀反应, 但在此方法中, 并未受到干扰。可能跟此方法中用的是稀硫酸有关。
参考文献
[1]王屹.《污水氨氮测定中蒸馏法预处理研究》.辽宁师范大学学报 (自然科学版) 第30卷第四期.488页---490页.
[2]HJ535-2009水质氨氮的测定.
流动注射法测定水中氨氮的研究 第2篇
流动注射法测定水中氨氮的研究
通过实验,研究了流动注射法测定水中氨氮的`优越性,对方法的检出限、精密度和准确度进行了测定,并与纳氏试剂光度法进行了比对,取得了满意的结果.
作 者：黄振荣 范丽花 HUANG Zhen-rong FAN Li-hua 作者单位：江阴市环境监测站,江苏江阴,214431刊 名：污染防治技术英文刊名：POLLUTION CONTROL TECHNOLOGY年，卷(期)：21(2)分类号：X830.2 X832关键词：流动注射 氨氮 比对
氨氮对鱼类的危害 第3篇
关键词：非离子氨；离子氨；鱼类；毒性
氨氮是水产养殖环境中的一个环境污染的指标。研究表明，高浓度氨氮能够严重影响水生动物的正常生活。随着水产养殖业集约化、规模化的迅速发展，使得水产养殖业中氨氮污染的问题变得日益严重。因为随着养殖规模的扩大，大大降低了水体中水生生物的多样性，减弱了池塘中的能量流动，导致投入的饵料、粪便及各种生物的尸体等含蛋白质的物质不能及时分解。当池塘中所含的氨氮总量多余消散量时，随着时间的迁移，池塘中氨氮的含量逐渐累积，达到一定程度后，就会对水生生物产生毒害作用，造成较大的危害。
1 氨氮的存在形式
作为水生生物的“头号隐形杀手”，氨氮主要以两种形式存在于水体中：非离子氨（NH3-N）和离子氨（NH4+）。二者在水体中存在一定的平衡：NH4+OH-NH3·H2ONH3+H2O[1]。 NH3-N和NH4+的相对浓度与pH值和温度有密切的关系。通过Emerson， Russo， Lund and Thurston [1]的实验研究发现：NH3=[NH3+NH4+]1+10（pKa-pH）：pKa=0.090 18+2 729.92/T， （T in Kelvin=273+T℃），在pH值和温度一定的情况下，二者能够按照一定比例而共存。通过近年来对氨氮毒性的研究可知：氨氮对水生动物的毒性，主要是它所包含的NH3-N起作用。NH3-N是具有毒性的，然而NH4+对水生动物的毒性很小，甚至可以忽略不计[2]。但是研究表明，NH4+对亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）和硝化细菌（Nitrobacter）有一定的毒性，能够抑制硝化反应的进行，进而导致水体中NH3-N浓度的增加，增强了氨氮对水生动物的毒性[3]。
2 氨氮对鱼类的影响
由于氨氮是制约水产养殖业发展的重要因素，为了更好地了解氨氮的毒性，学者们对于NH3-N对鱼的毒性进行了深入的研究。大量的研究表明：NH3-N能够影响鱼类正常的生长。其中一些学者认为，NH3-N能够对鱼类的正常生活形成胁迫作用，将会抑制它们的生长[4-5]。Foss， et al.[6]也证实了高浓度的NH3-N能够抑制比目鱼（Scophthalmus maximus）的生长，高浓度的NH3-N对鱼有胁迫作用，抑制了鱼的摄食，因此生长受到限制。然而也有一些学者认为NH3-N能够促进鱼的生长[7-8]，Sun， et al.[9]通过实验也证实了低浓度的NH3-N促进鳙鱼（Hypophthalmythys nobilis）仔鱼的生长。并推测这可能是因为仔鱼机体能够充分利用外界中NH3-N提供的氮源，考虑到NH3-N对鱼体重影响的结论不一致，可能是因为NH3-N对不同种类、不同时期的鱼类的影响不同。此外，NH3-N还会对鱼类产生其他影响。抗氧化系统，是鱼体抵御环境胁迫的第一道屏障，能够及时准确地反映出机体受到的损害[10]。抗氧化酶类的存在对鱼类适应外界环境起到重要作用，研究表明：胚胎及孵化初期的仔鱼就已经形成了抗氧化系统，具备了清除体内氧化自由基和过氧化物的能力[10-11]。抗氧化酶，作为抗氧化系统的重要组成部分，对机体抵御环境胁迫有很重要的作用。Yang， et al. [12]研究指出：长期暴露在NH3-N（安全浓度）环境下，能够影响鲫鱼（Carassius carassius）的抗氧化酶类（CAT和SOD）的活性和抗氧化物质（GSH）的含量。Hegazi， et al.[13]也通过实验发现：长期暴露NH3-N能够影响罗非鱼（Oreochromis niloticus）的抗氧化酶类。在NH3-N影响鱼体的抗氧化系统的同时，降低了机体的免疫力，进而导致机体更易感染一些细菌性或寄生性疾病。这是因为NH3-N能够对机体造成氧化应激，破坏机体的抗氧化系统，进而降低机体的免疫能力[12，14]。除此之外，NH3-N还会对鱼类的ATP产生影响。有研究指出：NH3-N能够抑制ATP的产生，并能耗尽脑部的ATP。因为氨氮能够通过激活NMDA 受体，进而减少了对Na+、K+磷酰化过程中起主要作用的蛋白激酶C[15-17]。另外，也有研究证实了，NH3-N能够影响机体的渗透压平衡，进而对其肝脏和肾脏造成紊乱[18]。并可以影响鱼体内的糖酵解，抑制克氏循环并减弱了血液的携氧能力。随着NH3-N进入到鱼体内，组织中氨浓度的提高抑制了机体的蛋白质分解和氨基酸的水解来降低体内氨的含量。与此同时磷酸果糖激酶被激活，进而影响糖酵解过程。NH3-N对糖酵解过程的影响而导致败血症的产生，进而对血液的携氧能力产生影响[19-20]。NH3-N除了影响鱼类体内的正常代谢、生化反应等，还对其生理造成损伤。NH3-N可以诱导鱼类的许多组织发生病变[21-22]。Benli， et al.[23]通过慢性（6周）暴露实验发现，NH3-N能够诱导罗非鱼（Oreochromis niloticus L.）的鳃组织充血、肝组织肿胀、诱变肾炎等病变。Spencer， et al.[24]通过亚急性实验也证实了，21天的NH3-N暴露能够导致杜父鱼（Cottus cognatus）的鳃组织发生病变。Miron， et al.[25]通过急性试验表明：短时间（96 h）的NH3-N暴露能够促使鲶鱼（Rhamdia quelen）的鳃组织发生病变。这表明NH3-N对鱼类的危害性很大，能够影响机体内的抗氧化系统的平衡，并在短时间内能够诱导机体发生病变。
除此之外，研究还发现：NH3-N还具有神经毒性[26-27]。NH3-N进入血液中转换成离子氨，NH4+能够通过替代K+激活NMDA谷氨酸受体，进而导致过多的Ca2+流失，最终导致神经细胞死亡[27]。
nlc202309011859
综上所述，NH3-N能够对鱼类造成多种危害，究其原因可能是：NH3-N能够像O2、CO2一样通过鱼鳃的上皮细胞内的水蛋白通道进入到鱼体内，在血液中NH3-N被转化成离子氨，带电荷的NH4+影响了机体的渗透压平衡，又因为其所带的电荷影响机体内正常的生化反应，进而可以对机体造成生理上的影响。
参考文献：
[1] Emerson， K.； Russo， R. C.； Lund， R. E.； Thurston， R. V.， Aqueous ammonia equilibrium calculations： effect of pH and temperature. J. Fish. Board Can. 1975， 32， （12）， 2379-2383
[2] Constable， M.； Charlton， M.； Jensen， F.； McDonald， K.； Craig， G.； Taylor， K. W.， An ecological risk assessment of ammonia in the aquatic environment. Hum. Ecol. Risk Assess. 2003， 9， （2）， 527-548
[3] Anthonisen， A.； Loehr， R.； Prakasam， T.； Srinath， E.， Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid. J. Water Pollut. Control Fed. 1976， 48， （5）， 835-852
[4] Person-Le Ruyet， J.； Mahe， K.； Le Bayon， N.； Le Delliou， H.， Effects of temperature on growth and metabolism in a Mediterranean population of European sea bass， Dicentrarchus labrax. Aquaculture 2004， 237， （1）， 269-280
[5] Foss， A.； Evensen， T. H.； Vollen， T.； ？iestad， V.， Effects of chronic ammonia exposure on growth and food conversion efficiency in juvenile spotted wolffish. Aquaculture 2003， 228， （1）， 215-224
[6] Foss， A.； Imsland， A. K.； Roth， B.； Schram， E.； Stefansson， S. O.， Interactive effects of oxygen saturation and ammonia on growth and blood physiology in juvenile turbot. Aquaculture 2007， 271， （1）， 244-251
[7] Wood， C. M.， Dogmas and controversies in the handling of nitrogenous wastes： Is exogenous ammonia a growth stimulant in fish J. Exp. Biol. 2004， 207， （12）， 2043-2054.
[8] Foss， A.； Siikavuopio， S. I.； S？ther， B.-S.； Evensen， T. H.， Effect of chronic ammonia exposure on growth in juvenile Atlantic cod. Aquaculture 2004， 237， （1）， 179-189
[9] Sun， H.； Lü， K.； Minter， E. J.； Chen， Y.； Yang， Z.； Montagnes， D. J.， Combined effects of ammonia and microcystin on survival， growth， antioxidant responses， and lipid peroxidation of bighead carp Hypophthalmythys nobilis larvae. J. Hazard. Mater. 2012， 221， 213-219
[10] Sun， H.； Yang， W.； Chen， Y.； Yang， Z.， Effect of purified microcystin on oxidative stress of silver carp Hypophthalmichthys molitrix larvae under different ammonia concentrations. Biochem. Syst. Ecol. 2011， 39， （4）， 536-543
[11] Chen， Y.； Sun， H.； Yang， W.； Yang， Z.， Incubation and oxidative stress of grass carp （Ctenopharyngodon idella） embryos exposed to different un-ionized ammonia levels. J. Freshwater Ecol. 2012， 27， （1）， 143-150
[12] Yang， W.； Sun， H.； Xiang， F.； Yang， Z.； Chen， Y.， Response of juvenile crucian carp （Carassius auratus） to long-term ammonia exposure： feeding， growth， and antioxidant defenses. J. Freshwater Ecol. 2011， 26， （4）， 563-570
nlc202309011859
[13] Hegazi， M. M.； Attia， Z. I.； Ashour， O. A.， Oxidative stress and antioxidant enzymes in liver and white muscle of Nile tilapia juveniles in chronic ammonia exposure. Aquat. Toxicol. 2010， 99， （2）， 118-125
[14] Yang， W.； Xiang， F.； Sun， H.； Chen， Y.； Minter， E.； Yang， Z.， Changes in the selected hematological parameters and gill Na+/K+ ATPase activity of juvenile crucian carp Carassius auratus during elevated ammonia exposure and the post-exposure recovery. Biochem. Syst. Ecol. 2010， 38， （4）， 557-562
[15] Kosenko， E.； Kaminsky， Y.； Grau， E.； Mi？ana， M. D.； Marcaida， G.； Grisolía， S.； Felipo， V.， Brain ATP depletion induced by acute ammonia intoxication in rats is mediated by activation of the NMDA receptor and Na+， K+‐ATPase. J. Neurochem. 1994， 63， （6）， 2172-2178.
[16] Kosenko， E.； Kaminsky， M.； Kaminsky， A.； Valencia， M.； Lee， L.； Hermenegildo， C.； Felipo， V.， Superoxide production and antioxidant enzymes in ammonia intoxication in rats. Free Radical Res. 1997， 27， （6）， 637-644
[17] Hurvitz， A.； Bercovier， H.； Van run， J.， Effect of ammonia on the survival and the immune response of rainbow trout （Oncorhynchus mykiss， Walbaum） vaccinated against Streptococcus iniae Fish Shellfish Immunol. 1997， 7， （1）， 45-53
[18] Eddy， F.， Ammonia in estuaries and effects on fish. J. Fish Biol. 2005， 67， （6）， 1495-1513
[19] Sousa， R. J.； Meade， T. L.， The influence of ammonia on the oxygen delivery system of coho salmon hemoglobin. Comp. Biochem. Phys. A 1977， 58， （1）， 23-28.
[20] Ip， Y.； Chew， S.； Randall， D.， Ammonia toxicity， tolerance， and excretion. Fish Physiol. 2001， 20， 109-148
[21] Schuwerack， P.-M.； Lewis， J.； Hoole， D.； Morley， N.， Ammonia-induced cellular and immunological changes in juvenile Cyprinus carpio infected with the blood fluke Sanguinicola inermis. Parasitology 2001， 122， （03）， 339-345
[22] Vogelbein， W.； Shields， J.； Haas， L.； Reece， K.； Zwerner， D.， Skin ulcers in estuarine fishes： a comparative pathological evaluation of wild and laboratory-exposed fish. Environ. health Persp. 2001， 109， （Suppl 5）， 687
[23] Benli， A. . K.； Kksal， G.； ？zkul， A.， Sublethal ammonia exposure of Nile tilapia （Oreochromis niloticus L.）： Effects on gill， liver and kidney histology. Chemosphere 2008， 72， （9）， 1355-1358
[24] Spencer， P.； Pollock， R.； Dubé， M.， Effects of un-ionized ammonia on histological， endocrine， and whole organism endpoints in slimy sculpin （Cottus cognatus）. Aquat. Toxicol. 2008， 90， （4）， 300-309
[25] Miron， D. d. S.； Moraes， B.； Becker， A. G.； Crestani， M.； Spanevello， R.； Loro， V. L.； Baldisserotto， B.， Ammonia and pH effects on some metabolic parameters and gill histology of silver catfish， Rhamdia quelen （Heptapteridae）. Aquaculture 2008， 277， （3）， 192-196
[26] Felipo， V.； Kosenko， E.； Mi？ana， M.-D.； Marcaida， G.； Grisolia， S.， Molecular mechanism of acute ammonia toxicity and of its prevention by L-carnitine. In Hepatic Encephalopathy， Hyperammonemia， and Ammonia Toxicity， Springer： 1994； pp 65-77
[27] Randall， D.； Tsui， T.， Ammonia toxicity in fish. Mar. Pollut. Bull. 2002， 45， （1）， 17-23
氨氮测定仪光源的比较研究 第4篇
氨氮测定仪所选用的光源类型在很大程度上决定了仪器的工作模式、信号处理方法、分辨率、灵敏度及测量精度, 因而选择一种合适的光源对整个氨氮测定仪的设计起着至关重要的作用。然而, 在选择光源时, 应考虑的因素很多, 如光源的尺寸、输入输出功率、稳定性、相干性、光谱特性以及安装使用的难易程度等, 另外光源的价格在很大程度上决定了设备的成本, 因此也是必须考虑的因素之一。
二、Lambert-Beer定律——光吸收基本定律
Lambert-Beer定律可表述为:当一束平行的单色光通过溶液时, 溶液的吸光度与溶液的浓度和厚度的乘积成正比[1]。它是氨氮测定仪采用光度法定量分析的依据。
L-B定律的重要前提是“单色光”, 即只有一种波长的光;实际上, 真正的单色光却难以得到。“单色光”仅是一种理想情况, 即使用棱镜或光栅等所得到的“单色光”实际上是有一定波长范围的光谱带。
如何获得更为理想的“单色光”是研制氨氮测定仪的一个重要环节, 而光源的选择则直接决定了“单色光”的获取方式及其效果, 即光谱带宽的大小, 这是影响氨氮测定仪测量精度的最直接因素之一。
三、常用光源的原理及其主要特性
(1) 热光源
热光源的主要原理是由电流加热合适的材料使其产生热辐射。典型的热光源是钨灯或卤钨灯, 其优点是结构简单, 使用方便且具有连续光谱。这种热光源用在基于纳氏试剂光度法的氨氮测定仪中时有两个非常重要的问题值得考虑:一个是光源的稳定性问题, 根据经验, 钨丝产生的光电流正比于灯丝电压的3～4次方, 因此为了保证提供较稳定的光功率就必须应用具有非常高稳定性的电源和电路;另一个问题是由于钨灯或卤钨灯都具有连续光谱, 必须经过复杂的分光系统或单色器将来自光源的混合光分解为单色光, 鉴于这些限制, 在实际氨氮测定仪的设计中一般不提倡选用此种光源。
(2) 发光二极管
发光二极管 (LED) 是用半导体材料制作的正向偏置的PN结二极管。发光二极管具有可靠性较高, 室温下连续工作时间长、光功率-电流线性度好等显著优点, 而且由于此项技术已经发展得比较成熟, 所以其价格非常便宜。因此在一些简易或便携式的氨氮测定仪的设计中, 如果LED能够胜任, 选用它作为光源即可大大降低整个仪器的成本。然而LED的发光机理决定了它存在着很多的不足, 如输出功率小、发射角大、谱线宽、响应速度低、温漂大等。因此, 在高测量精度的氨氮测定仪设计中, 就不得不以提高成本为代价, 选用其它更高性能的光源。
(3) 空心阴极灯
原子光谱灯又称空心阴极灯是气体放电光源的一种, 其结构如图1所示。阳极和圆筒形阴极封在玻壳内, 玻壳上部有一透明石英窗。工作时窗口透射出放电辉光, 其中主要是阴极金属的原子光谱。空心阴极放电的电流密度可比正常辉光高出10倍以上, 而阴极位降比正常辉光放电时低100V左右。正常辉光放电时因为放电电流小, 主要是辐射工作气体的原子谱线;而在空心阴极放电时, 放电正离子在很高的阴极位降区被加速轰击阴极, 试阴极金属被溅散, 被溅散出来的阴极金属原子蒸汽, 在空心阴极灯中被激发, 辐射出该金属的原子特征谱线。
(4) 激光器
激光器发光原理是:通过泵浦源将能量输入激光物质, 使其实现粒子数反转, 由自发辐射产生的微弱的光在激光物质中得以放大, 由于激光物质两端放置了反射镜, 有一部分符合条件的光就能够反馈回来再参加激励, 这时被激励的光就产生振荡, 经过多次激励, 从一端反射镜中投射出来的光就是单色性、方向性、相干性都很好的高亮度的激光。
激光器优点十分有利于它在定量分析中的应用, 但是激光器的热效应、输出波长的限制以及相对较高的成本在很大程度上影响了其在氨氮测定仪中的使用。
四、发光二极管与空心阴极灯的对比实验与结果
发光二极管与空心阴极灯的对比实验使用自主开发的SK-100全自动氨氮测定仪, 在其它条件, 如检测器件, 室内温度等相同的前提下进行。实验的主要目的是检测这两种光源的稳定性和线性情况。
比对的蓝紫光LED选用市场上可购买的KS-430, 中心波长430nm, 光谱带宽60nm, 供电电压3.8～4.2V, 输出辐射量位1200uW。
空心阴极灯选用北京曙光明电子光源仪器有限公司生产的钙灯, 原子光谱波长422.7nm, 光谱带宽小于30nm, 5min内基线漂移小于1%, 噪声小于0.3%, 起辉电压小于350V, 最大工作电流10～20mA。
(1) 光源稳定性对比实验
实验中, 采用420nm选择吸收型滤光片, 虑除LED和钙元素空心阴极灯中的杂光, 利用透镜将透过滤光片的光变为平行光, 当光通过装有无氨水的石英比色皿之后, 由硅光电池检测, 再经信号处理、模数转换之后得到测量值。
在能获得足够强的特征辐射信号的前提下, 应用尽可能低的工作电流。对大多数空心阴极灯, 一般都是工作电流越小, 分析灵敏度越高[3]。经在SK-100全自动氨氮测定仪上实验得知:L E D的工作电流为7mA, 钙灯的工作电流为3mA为佳, 两种光源均采用了负反馈恒流供电提高了系统稳定度。实验是在暗室中完成, 数据采集间隔为150s, 共采集100个点, 实验获得的数据如图2和图3。
图中横坐标为数据采集个数, 纵坐标为硒光电池输出的电压信号经过AD转换之后的测量值, 由图2和图3可以看出, 蓝紫光LED和钙灯均需要30分钟左右预热时间才能趋于稳定。LED灯以测量值2615为中线上下小幅波动, 钙灯则基本稳定在8200左右。
蓝紫光LED电压值变化率为:
钙灯的电压值变化率为:
由实验可知, 钙灯的光源稳定性要明显优于发光二极管, 温漂也小于发光二极管。
(2) 光源线性情况对比实验
实验 (2) 的环境、条件与实验 (1) 相同。
在该实验中, 分别以LED和钙灯作为光源, 由SK-100全自动氨氮测定仪制作校准曲线。校准曲线的7个标样浓度分别为0mg/L, 0.1mg/L, 0.2mg/L, 0.6mg/L, 1 m g/L, 1.4 m g/L, 2 m g/L。实验结果如表1、表2和图4、图5。
从图中可看出, 钙空心阴极灯作光源时制作的校准曲线线性情况明显优于LED作光源, 前者相关系数可以达到0.997以上, 而后者在相同实验条件下只能达到0.96左右。同时, 通过对校准曲线进行的截距检验和斜率检验也得出了相同的结论。
五、结论
通过对几种常用光源的特性分析和对比研究, 探讨了它们作为氨氮测定仪光源的可行性:相对于在分光光度计中广泛使用的热光源以及应用越来越广的激光器而言, LED和钙空心阴极灯以其出色的单色性, 使用的便捷以及相对低廉的价格而更具有优势。
此外, 通过实验, 验证了采用钙空心阴极灯作为氨氮测定仪光源的可行性, 为研制全自动氨氮测定仪提供了新的光源选择, 同时也为便携式氨氮测定仪的研制提供了一定的实验基础, 给出了新的思路。
摘要：在全自动氨氮测定仪的设计中, 光源的选择至关重要。本文对几种常用光源的原理及主要特性等进行了分析和比较, 并以LED和空心阴极灯为光源进行了对比实验, 验证了钙空心阴极灯作为氨氮测定仪光源的可行性。本文的分析对设计氨氮测定仪时光源的选择具有一定的参考价值。
关键词：氨氮测定仪,光源,LED,空心阴极灯
参考文献
[1]田丹碧.仪器分析.化学工业出版社.2004.8～9.
[2]江月松.光电技术与实验.北京理工大学出版社.2000.22～32.
能力验证中氨氮的快速测定方法 第5篇
1 方法原理
纳氏试剂光度法:以游离态的氨或铵离子等形式存在的氨氮与纳氏试剂反应生成淡红棕色络合物, 该络合物的吸光度与氨氮含量成正比, 于波长420 nm处测量吸光度。气相分子吸收光谱法:水样在2%~3%酸性介质中, 加入无水乙醇煮沸除去亚硝酸盐等干扰, 用次溴酸盐氧化剂将氨及铵盐 (0~50μg) 氧化成等量亚硝酸盐, 以亚硝酸盐氮的形式采用气相分子吸收光谱法测定氨氮的含量。
2 仪器和试剂
2.1 主要仪器
上海第三分析仪器厂生产的721分光光度计, 具420nm波长, 并配有光程为10 mm的比色皿, 50ml具塞比色管。上海北裕公司气相分子吸收光谱仪GMA3380, 无氨水, 6mol/L盐酸, 25%盐酸和30%的乙醇混合溶液, 40%氢氧化钠溶液, 次溴酸盐氧化剂, 所用试剂均为分析纯试剂。试验用水为超纯水 (电阻率18.2 MΩ) 。
2.2 主要试剂及配置方法
2.2.1 纳氏试剂光度法所需试剂:按照《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》 (HJ535-2009) 的要求配置和购买。
2.2.2 盐酸 (1+1体积比) :6mol/L, 浓盐酸和纯水等体积混合。
2.2.3 无水乙醇, 分析纯。
2.2.4 25% (v/v) 盐酸+30%乙醇混合溶液, 取125m L浓盐酸, 加入150m L乙醇, 纯水定容到500m L。
2.2.5 氢氧化钠溶液40%:
称取200g氢氧化钠置于1000ml烧杯中, 加入约700ml水溶解, 盖上表面皿, 加热煮沸, 蒸发至体积500ml, 冷却至室温, 于聚乙烯瓶中密闭保存。
2.2.6 溴酸盐混合储备液:
称取2.81g溴酸钾 (KBr O3) 及30g溴化钾 (KBr) , 溶解于500m L水中, 摇匀, 贮存于棕色玻璃瓶中。使用前确保溴酸和钾溴化钾未光解变质。此溶液为贮备液, 一般可以保存2-3个月。
2.2.7 次溴酸盐氧化剂:
吸取3.0ml溴酸盐混合储备液于棕色磨口试剂瓶中, 加入100ml水和6.0ml盐酸 (1+1) , 立即密塞, 轻微摇匀, 暗处放置5min。到时间后, 加入配置好的50ml氢氧化钠溶液 (40%) , 待小气泡逸尽再使用。使用前务必充分摇匀。该试剂临用时配制, 配制时, 所用试剂、水和室内温度应不低于18℃, 不高于30℃。配制完后氧化剂低温保存。
2.2.8 环境保护部标准样品研究所购买的标准样品, 浓度1000mg/L。
3 试验方法
3.1 纳氏试剂光度法操作步骤
3.1.1制作校正曲线:在8个50 ml比色管中, 分别加入0.00、1.00、3.00、5.00、7.00和10.00 ml氨氮标准工作溶液 (10 mg/L) , 其所对应的氨氮含量分别为0.0、10.0、30.0、50.0、70.0和100.0滋g, 加水至标线。加1.0 ml酒石酸钾钠溶液, 摇匀, 再加入纳氏试剂1.5ml, 摇匀。放置10 min后, 在波长420 nm下, 用10 mm比色皿, 以纯水作参比, 测量吸光度。以空白校正后的吸光度为纵坐标, 以其对应的氨氮含量 (滋g) 为横坐标, 绘制校准曲线。
3.1.2 稀释考核样品 (稀释25倍) , 用10ml胖度移液管吸取标准样品并定容至250ml。
3.1.3 代入校正曲线, 计算考核样品浓度。
3.2 气相分子吸收光谱法操作步骤
3.2.1 制作校正曲线:
用无氨水稀释标准样品至浓度为10mg/L, 再从中分别吸取0.25、1.0、2.0、4.0、5.0ml定容至250ml容量瓶, 得到0.10、0.40、0.80、1.60、2.00 mg/L浓度系列。
3.2.2 稀释考核样品 (稀释25倍) , 用10ml胖度移液管吸取标准样品并定容至250ml。
3.2.3 代入校正曲线, 计算考核样品浓度。
4 试验结果
4.1 纳氏试剂光度法的标准曲线及相关系数, 见表1。
4.2 气相分子吸收光谱法测定氨氮的标准曲线及相关系数, 见表2。
4.3 纳氏试剂光度法和气相分子吸收光谱法测定的考核样品浓度, 见表3。
由表3, 按照配对t检验计算两组数据t值, 发现计算结果无显著差异。
5 结论
纳氏试剂光度法所需样品量大, 分析时间长, 由此凸显出气相分子吸收光谱法进行氨氮测定的优势。经过数据对比, 得知气相分子吸收光谱法在进行考核样品测得时同样准确可靠, 加上仪器本身具备快速分析的优点, 因此完全能够满足实验室能力验证考核的需要。
参考文献
[1]王渊辉, 金恩平, 李若芸.能力验证活动和实验室试验与检测能力的评估[J].平顶山工学院学报, 2004, 4:62-64.
[2]谢勤美, 虞精明.纳氏试剂分光光度法测定水中氨氮能力验证的体会[J].中国卫生检验杂志, 2010, 7:1816, 1818.
水中氨氮测定方法比较 第6篇
水中氨氮的测定方法,通常有钠氏试剂比色法、气相分子吸收法、苯酚-次氯酸盐(或水杨酸-次氯酸盐)比色法和电极法等[2]。目前最常用的测定方法是钠氏试剂法,但钠氏试剂配制较为复杂,而且试剂中含有毒化合物,会对环境造成一定的污染。由于水杨酸盐光度法测定氨氮具有灵敏度高和稳定性好,可在采样现场显色带回实验室测定的优点,已在国内卫生化学检验中推广应用[3]。
分别使用钠氏试剂光度法和水杨酸盐光度法进行水中的NH3-N的测定,对所得数据进行了分析比较,两种方法的测定结果对照情况比较理想。另外还提出两种方法的优劣。
1 试验方法
1.1 主要仪器与试剂
1.1.1 主要仪器
分光光度计、离心机。
1.1.2 试剂
硫酸锌溶液(100 g/L)、氢氧化钠溶液(240 g/L)、氨氮标准使用液、钠氏试剂、无氨水、水杨酸-柠檬酸盐溶液、含氯缓冲液。
1.2 方法原理[3]
1.2.1 钠氏试剂光度法原理
水中氨与钠氏试剂(K2HgI4)在碱性条件下生成黄至棕色的化合物(NH2Hg2OI),其色度与氨氮含量成正比。
1.2.2 水杨酸盐光度法原理
在亚硝基铁氰化钠存在下,氨氮在碱性溶液中与水杨酸盐-次氯酸盐生成蓝色化合物,其色度与氨氮含量成正比。
1.3 样品的测定
1.3.1 水样的预处理
取200 mL水样,加入2 mL硫酸锌溶液,混匀。加入1 mL氢氧化钠溶液,使pH值为10.5。用离心机离心,倾出上层清液供比色用。
1.3.2 钠氏试剂法
取50 mL澄清水样或经预处理的水样于50 mL比色管中。加1 mL钠氏试剂,混匀后放置10 min,于420 nm波长下,用1 cm比色皿,以纯水作参比,测定吸光度。
1.3.3 水杨酸盐法
取25 mL澄清水样或经预处理的水样于25 mL比色管中。加2.5 mL水杨酸-柠檬酸盐溶液,立即加入1 mL含氯缓冲溶液,充分混匀,静置90 min,于655 nm波长下,用1 cm比色皿,以纯水为参比,测定吸光度。
2 结果与讨论
2.1 不同方法的标准曲线
两种方法标准曲线的回归方程分别为:钠氏试剂法Y=0.18231X-0.00066,r=0.99958;水杨酸盐法Y=0.94007X+0.00813,r=0.99933,说明两种方法的相关性都很好。
2.2 不同方法的测定结果
用钠氏试剂法和水杨酸盐法分别对10个水样测定氨氮,然后采用配对研究法对两种方法测定的结果进行t检验,结果见表1。
假设两种方法的测定结果无显著差异,两种方法测定结果的平均值
2.3 环境标准样品重复性测定
由表2可知,两种方法的标准偏差分别为0.0047 mg/L和0.0185 mg/L,则F=S
2.4 回收实验
向不同氨氮含量的水样中分别加入不同浓度氨氮标准使用液,测定其回收率。钠氏试剂法的回收率在90.5%~99.8%之间,平均回收率为94.9%;水杨酸盐法的回收率在93.3%~101.9%之间,平均回收率为98.4%,结果都符合分析标准。
3 讨论与建议
(1)从标准曲线的回归方程可以看到,两种方法的线性关系都比较理想;t检验结果显示两种分析方法的结果无显著性差异,说明水杨酸光度法的准确度令人满意;同样F检验结果说明精密度符合要求;回收实验也说明了两种方法的准确度和精密度都符合分析标准。
(2)钠氏试剂法操作简单快速,灵敏度高,但其对显色剂的要求比较高。为了保证有良好的显色能力,配制钠氏试剂时务必控制HgI2的加入量。但HgI2的确切用量,需要根据试剂配制过程中的现象加以判断,经验性比较强,因此较难把握。同时,钠氏试剂含有毒化合物,会对环境造成一定的污染,实验时应谨慎使用。
(3)水杨酸盐法灵敏度高,稳定性好,唯一的不足之处就是比较耗时。当需要快速出结果及检验比较频繁时,建议使用钠氏试剂法比较好;而不需要那么着急出结果时,建议使用水杨酸盐法。
摘要：用钠氏试剂光度法和水杨酸盐光度法对水中氨氮进行了测定,用数理统计的方法对两种方法的测定值进行了比较,结果显示两种方法的准确度、精密度都令人满意,均适用于水和废水中氨氮的测定。
关键词：水,氨氮,方法比较
参考文献
[1]严静芬.水中氨氮测定方法比较[J].广州化工,2008,26(2):55-56,68.
[2]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(第四版)[M].北京:中国环境科学出版社,2002:276-282.
氨氮测定水样中预处理方法的改进 第7篇
关键词：氨氮测定,水样预处理,方法改进
一般情况下, 由于纳氏试剂比色法和苯酚一次氯酸盐法灵敏度相近, 所以经常用这两种防范进行常氨的测定。相比之下, 水杨酸一次氯酸钠灵敏度比较高, 也可以用来测定氨, 另外, 其他常见的方法, 比如容量法、电极法也可以用于氨的测定。就现有的技术水平来看, 纳氏试剂比色法操作容易、灵敏度高, 所以使用的最频繁。然而, 由于工业废水往往会有一定的色度, 干扰了氨的测定, 所以在进行测定之前可以先对水样进行一次预处理。实际上, 如果完完全全按照已有的方法, 就有可能会出现空白值高, 精密度差的情况。究其主要原因, 还是滤纸质量不好, 导致经过滤纸的氨氮含量在每块滤纸上的分布不是均匀状态;所以说, 即便在使用前, 用无氨水对滤纸进行多次洗涤, 其空白吸光度也还是比较高, 这就在很大程度上降低了分析灵敏度, 更有甚者, 有可能出现全程序空白吸光度超过样品吸光度的不正常现象。
本文根据水样中所含有的污染物质, 在原有几种测定方法的基础上对其进行改进, 简单、实用, 相关实验发现, 经过改进之后, 预处理方法可以获得稳定的低空白吸光度, 能够在很大程度上提高样品测定的灵敏度、精密度和准确度。
1 氨氮污染的原因分析
1.1 氨氮自身的特性
氨氮易溶于水, 与大部分物质反应都不会出现沉淀, 正因如此, 进行污水处理的时候, 很难去除氨氮, 当污染水体逐渐增多, 水中氨氮的浓度就会越来越高。另一方面, 氮可以存在于多种化合物中, 所以想将氮从水中转移出去也并非难事。
1.2 人类活动的影响
现代经济水平与科学技术的提高, 对人类的生产生活产生了很大的影响, 加快了生产生活的速度, 带来了严重的污染, 产生大量含氨氮类的物质。比如, 人类与动物的排泄物、生活垃圾、工业垃圾等等, 经过一定的发酵都会产生大量的氨氮物质, 其含量高达几十毫克每立方米到几千毫克每立方米, 尤其是工业污染, 为环境造成严重的损害。
2 水样的预处理方法改进
一般情况下, 采集的水样色度较大、浑浊或者有其他物质存在, 就会对水样测定氨带去一定的干扰, 影响测定结果。这种情况下, 先对水样物质进行初步的分析, 然后对水样做出预处理。如果水样较清, 可以使用絮凝沉淀法, 如果水样中污染物质较多, 成分复杂, 可以使用蒸馏法进行预处理。
2.1 絮凝沉淀法
絮凝沉淀法的原理, 是选用无机絮凝剂 (如硫酸铝) 和有机阴离子型絮凝剂聚丙烯酞按 (PAM) 配制成水溶液加入待测水中, 便会产生压缩双电层, 使水中的悬浮微粒失去稳定性, 胶粒物相互凝聚使微粒增大, 形成絮凝体、矾花。当絮凝体逐渐增大, 其自重相应增加, 当自重达到一定值, 变回脱离水相沉淀, 以此去掉水样中的悬浮物。最后, 在水样中加入一定量的硫酸锌与氢氧化钠, 两者发生化学反应生成沉淀, 对水样进行过滤, 消除水样的颜色与其中的沉淀。
2.1.1 预处理改进措施
准备中速定性滤纸, 将其进行折叠, 然后放在短颈漏斗中, 使用超纯水反复冲洗, 一般每次冲洗的水量大概为100m L, 冲洗四次。选取50m L水样, 依次往其中加入1滴氢氧化锌、1m L硫酸锌、1滴氢氧化钠, 然后盖塞, 摇匀, 然后, 再向其中加入适量氢氧化钠, 大概0.05~0.1m L, 使得p H值在6.5左右, 摇匀, 然后使用上述处理过的中速定性滤纸进行过滤。溶液滤入25m L比色管, 过滤至标线。
2.1.2 校准曲线的绘制
准备八个50m L比色管, 分别在这八个比色管中加入分别加入标准使用液, 体积分别为0, 0.50, 1.00, 2.00, 3.00, 5.00, 7.00, 10.00m L, 然后用水将这些标准液稀释至标线, 按样品预处理方法加入0.5m L酒石酸钾钠溶液, 接着加入0.5m L纳氏试剂, 摇匀, 搁置20分钟, 在波长420nm处, 用2cm比色皿, 以水做参比, 测量吸光度。
2.1.3 样品的测定
如果水样中氨氮的浓度大于2mg/L, 可以取适量水样, 加水稀释, 至50m L比色管的标线, 其他按照1.2中所述操作。
2.1.4 结论
以上对絮凝沉淀预处理方法进行了改进, 校准曲线具有比较稳定的斜率, 试验所用的所用样品都在可以控制的范围内。用改进之后的方法, 对水样进行测定之后发现, 其样品精密度比较好, 相对偏差在3%以内, 具有很高的准确度, 同时, 加标回收率高达94%到104%, 所有这些指标都在环测的技术标准要求内。另一方面, 与标准法相比, 改进措施所取的水样与添加的试剂都减少了一半, 这样的做法, 技能达到比色用量的要求, 还能够降低试验对环境造成损害的程度, 同时还能够在一定程度上减少实验成本。对絮凝沉淀法进行改进之后, 不仅用量减少, 过滤时间也减少了很多, 大大提高了实验效率, 对于样品较多的情况比较适合。尤其是对于工业用水的污染以及地表水的污染中, 由于水体量较大, 采用絮凝沉淀法改进措施非常合适, 所以, 该法应该得到良好的推广。
2.2 蒸馏法
调节水样p H值, 使其介于6.0~7.4之间, 可以加入适量的氧化镁, 保证水样呈微碱性, 通过蒸馏法, 水样中氨释放出来, 被硫酸或硼酸溶液吸收。如果使用水杨酸一次氯酸盐分光光度法, 那么吸收液就是硫酸溶液。如果使用纳氏试剂分光光度法, 吸收液就是硼酸溶液。主要实验步骤如下。
预处理改进措施:在凯氏瓶中加入250m L水样, 向其中加入0.25g氧化镁、适量玻璃珠, 然后开始蒸馏, 直到没有氨氮排出为止, 然后去掉瓶内剩下的液体。具体操作如下。
当氨氮浓度不高时, 取250m L水样;当氨氮浓度较高时, 取适量水样, 向其中加水至250m L, 取样的多少以氨氮含量在2.5mg以内为标准。将取好的水样放入凯氏瓶中, 加入适量酚蓝指示液, 然后根据颜色显示, 将溶液的p H值调到7附近。向其中加入0.25g氧化镁和适量的玻璃珠, 将氮球与冷凝管连接起来, 将导管插入吸收液, 下端莫如液面。然偶加热进行蒸馏, 当馏出液达到200m L的时候, 停止加热, 定容至250m L。
2.3 直接纳氏比色法
根据现行的生活饮用水的标准检验方法, 氨氮的混凝沉淀法在检验水的过程中容易出现胶溶现象, 出现胶溶现象后很难用比色法来进行直接测定。通过改进混凝沉淀法, 对水样进行简单的预处理, 就可以直接纳氏比色法来测定。
改进措施:在100ml的比色管中倒入100ml浑浊浑浊度大于20度的水样, 将10%的硫酸锌溶液1ml加入到比色管中并混匀, 在将24%的氢氧化钠溶液0.3~0.4ml加入比色管中, 将溶液的p H值调为10.5, 摇晃比色管至混合液开始呈现絮状, 然后再加入0.5mg的氢氧化钠, 将比色管中液体摇均匀, 静置比色管, 将管内上层50ml的液体取出用钠氏比色法进行直接直接测定。
3 结语
在实际操作中, 有多种方法可以选择, 达到测定水样中氨氮的目的, 但是各自有各自的使用范围, 应该合理选择。在我国的规范标准中, 推荐使用的是分光光度法, 主要就是由于这种方法的设备简单、容易操作。另外, 因为水样的成分比较复杂, 而且没有统一性, 所以, 在进行水样的氨氮分析的时候, 就有了更高的要求, 比如说要求仪器更小, 操作更简单, 操作方法更人性, 试验容易维护等等, 同时这也是一种趋势。
参考文献
[1]HJ535-2009水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法[S].
[2]国家环保总局.水和废水监测分析方法 (第四版) [M].北京:中国环境科学出版社, 2002.
[3]冯品, 周速.纳氏试剂法测定水中氨氮实验条件的研究[J].广州化工, 2011, 39 (12) :111-112.
两种方法测定水样中氨氮含量的比较 第8篇
1 材料与方法
1.1 主要仪器与试剂
FIA6000+型连续流动分析仪,北京吉天仪器有限公司;722型分光光度计,上海光谱仪器有限公司;HY201型电子天平,日本岛津; Milli-Q Gradient型超纯水机,美国密理博; AS-80自动进样器。
铵标准贮备溶液(1000 μg/mL),国家标准物质研究中心;碘化钾、碘化汞、氢氧化钠、酒石酸钾钠、柠檬酸钠、盐酸、水杨酸钠、硝普钠、二氯异氰酸钠;实验用水为无氨水。
1.2 测定方法
1.2.1 连续流动注射法
1.2.1.1 试验原理
本方法基于改进的贝特洛反应,氨氯化生成一氯胺,一氯胺与水杨酸盐反应生成5-氨基水杨酸盐,接下来的氧化和氧化偶合反应生成了绿色的络合物。在660 nm处测定反应产物的吸光度,吸光度与原始氨的浓度成正比。
1.2.1.2 连续流动注射法在线氨氮分析单元流程图
1.2.1.3 连续流动注射法仪器参数
样品泵速35 rpm,进样品50 s,显色流速35 rpm,显色时间120 s(此时进样针进去离子水)。本实验相关仪器参数如表1所示。
1.2.1.4 连续流动注射法样品前处理
所有样品采样后应立即加硫酸酸化至pH<2,密封保存在4 ℃的冰箱中,并在24 h内测定。如样品有悬浮物,则应取上清液或用0.45 μm滤膜过滤后测定;若有钙、镁离子引起沉淀,加入EDTA消除;含油和脂的水样用氯仿萃取以除去干扰。
1.2.1.5 连续流动注射法实验操作步骤
启动模块及电脑后,将氨氮模块进样管、试样管等卡压好,将所有进液管浸入无氨水液面下。清洗进液管(20 min)后,将盛有水样的样品管置于自动取样器的固定架中,放好预先配制的试剂,接通各个流路。启动分析软件,参照表1的参数进行设置。泵入无氨水走基线,当基线平稳后,开始进样进行工作曲线绘制及空白、水样的测定。检测结束后,用无氨水清洗所有试剂管路20 min,去掉清洗水后,再泵入空气,直到管路中的液体完全被泵出,最后再关机。
1.2.2 分光光度法
1.2.2.1 分光光度法仪器参数
722型分光光度计选择波长为420 nm,用光程20 mm比色皿。
1.2.2.2 分光光度法样品前处理
所有样品采样后应用硫酸酸化至pH<2。比较清洁的工业废水可直接测定;对污染较严重的污水可采用絮凝沉淀法或蒸馏法使之消除干扰;对金属离子的干扰,可加入适量的掩蔽剂加以消除。
1.2.2.3 分光光度法实验操作步骤
具体操作按《水和废水监测分析方法 第四版 增补版》中的氨氮(二)纳氏试剂光度法(A)操作。
2 结果与讨论
2.1 连续流动注射法工作曲线
在仪器最佳工作参数条件下进行实验,分别进样分析氨氮浓度分别为0.0、10.0、20.0、50.0、100.0、200.0、500.0 μg/L的标准系列,得到不同浓度氨氮的信号值(峰面积)。以信号值(峰面积)为横坐标,对应的氨氮浓度为纵坐标,绘制工作曲线(图2)和进行一元线性回归处理,得回归方程:y=10.328x+0.8041, r=0.9995。
2.2 分光光度法工作曲线
在实验条件下,用722型分光光度计在420 nm波长下测定氨氮含量分别为0.00、5.00、10.00、20.00、40.00、60.00、80.00、100.00 μg的标准系列的吸光度,以氨氮含量为横坐标,吸光度为纵坐标,绘制工作曲线(图3)和进行一元线性回归处理,得回归方程:y=0.0071x+0.0552, r=0.9995。
2.3 两种方法测定水样中氨氮含量的比较
2.3.1 F检验
分别用连续流动注射法和分光光度法测定同一质控水样中氨氮的含量(mg/L),分析结果如表4所示。
利用化学计量学统计知识得出,由连续流动注射法分析该水样的样品标准偏差为:S1=0.0055,由分光光度法分析该水样的样品标准偏差为:S2=0.0054,则F=S
若给定显著水平α=0.05,查F分布临界值表得F0.05(5,5)=5.05,则F小于F0.05(5,5)。因此,可以认为这两种测定方法具有相同的精密度。
2.3.1 t检验
利用化学计量学计算t检验的t值[6]:
自由度为10,若给定显著水平α=0.05,则查t分布临界表得t(0.05,10)=2.23。由于实验得到的t值小于t(0.05,10)(临界值),因此,可以认为这两种测定方法测得的结果没有显著性差异。
2.4 实际样品分析试验
采用流动注射分析法和纳氏试剂光度法,对某生活污水处理厂排污口不同时间的排放水的氨氮含量测定作比对实验,两种分析方法的检测结果见表5。结果表明,流动注射分析法与纳氏试剂光度法检验结果无显著差异,加标回收率均符合质控要求。
2.5 结 论
由以上分析可以知道,采用流动注射分析法和纳氏试剂光度法测定水样中氨氮的含量所测得的结果数据无显著性差异,准确度和精密度都符合相关标准的要求。连续流动注射分析法的自动化程度更高,操作更简便、灵敏度更高,可以广泛应用于水样中氨氮含量的测定。
摘要：分别采用连续流动注射法和国标经典分析方法 (纳氏试剂光度法)测定水样中氨氮的含量。对检测结果进行统计学中的F和t检验,结果表明这两种方法测得的结果数据无显著性差异,精密度、准确度等指标均符合分析标准要求。连续流动注射分析法的自动化程度更高,操作更简便、灵敏度更高。
关键词：水样,氨氮,连续流动注射法,纳氏试剂光度法
参考文献
[1]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法(第四版:增补版)[M].北京:中国环境科学出版社,2008,4(5):279-281.
[2]王文萍,郭周芳,尚伟伟.水中氨氮的测定方法[J].水科学与工程技术,2012(03):26-28.
[3]张庆军.纳氏试剂光度法测定水和废水中氨氮关键问题的研究[J].环境工程,2009,27(1):85-88.
[4]郭少维,贾璐璐,陈星.流动注射法测定水中氨氮的研究[J].中国科技信息,2010(17):65-67.
[5]汪数学,陈甲蕾,訾言勤.流动注射分光光度法测定水中的氨氮[J].现代测量与实验室管理,2009(1):33-37.
氨氮的测定 第9篇
1 水样加酸量的控制
在氨氮测试时, 需对水样做预处理。在此过程中, 通常运用絮凝法。此方法操作方便、简单, 但存在的明显缺陷。按标准规范的要求, 取100 m L水样, 在其中加入0.2 m L质量分数为25%的Na OH和1 m L质量分数为10%的Zn SO4, 使其产生Zn (OH) 2絮状沉淀物。去除杂质后, 使水样的p H值保持在10.5左右。加入0.2 m LNa OH是指在水样未加酸的情况下, 与Zn SO4反应必须的量, 而水样p H值需在接近中性时方能生成Zn (OH) 2, 所以, 加过酸的水样必须加碱予以中和。由表1可知, 在500 m L地表水样品中加入0.3 m L以上的硫酸, 使其p H<2, 这样才能达到固定水样的要求。
实际的水样加碱量与理论计算值基本一致, 可以让水样p H值保持在10.5左右。由此可见, 加了Zn SO4和Na OH后, 引进误差不小于1.55%.所以, 在500 m L水样中加入0.3~0.5 m L的H2SO4, 以减少引入误差。
2 絮状物的去除
如何去除样品中生成的白色絮状沉淀物呢?标准规范介绍了3种方法, 即取上清液、离心分离和过滤。在实际工作中发现, 仅凭肉眼取上清液是无法分清其是否被充分分离, 而离心分离效果要好于前者。但是, 离心后取出上清液也很难保证絮凝物不被带出, 这是因为样品中含有Zn (OH) 2可使吸光值升高。
从表2中可以看出, 过滤去除法平行性好, 效果明显好于前面两种方法, 但是, 都高于未经絮凝的试剂空白。由此可见, 这3种方法都不能完全分离Zn (OH) 2, 使吸光值升高。少量的锌在无碱条件下不会干扰氨氮测试, 而当锌在碱性条件下快速生成Zn (OH) 2, 就会对测试产生正干扰。
过滤分离要取得好的效果, 就必须对滤纸进行预处理。由于每张滤纸的含氨量不同, 不经处理不可能得到均衡的过滤效果。具体的处理方法是, 用含碱清水浸泡滤纸过夜晾干, 或用含碱清水在使用前清洗滤纸2次即可去除滤纸中的氨。含碱清水配置比例是在1 000 m L的蒸馏水中加质量分数为25%的Na OH 0.05 m L。因此, 为了消除滤纸中的氨, 避免残留的Zn (OH) 2对其造成不必要的影响, 必须要做絮凝空白。
3 对清洁地表水测定的探索
用絮凝沉淀法处理地表水的主要作用是去除地表水样中的泥沙等杂质, 一般要将采集到的地表水放置到次日测定。由于加了固定液, 水样基本澄清, 如果只取上清液, 就能省去预处理这一环节, 避免因预处理而造成的误差。用实际样品做比对试验, 结果如表3所示。结果表明, 两者无显著性差异, 其加标回收率均在98.1%~101.0%.但是, 作为固定液的H2SO4加入量不同, 会对测定结果造成一定的影响。
由表4可知, 当加酸量在0.3~0.5 m L时, 氨氮的浓度接近真值。随着加酸量的增大, 氨氮的吸光度也在明显降低, 而且当加酸量达到1.00 m L时, 水样中就会出现红色沉淀物。这一现象说明, 加酸量对显色的影响是显著的。根据钠氏试剂显色反应原理, 在碱性条件下, 其与氨反应会生成黄棕色的胶态化合物。由于酒石酸钾钠接近中性, 所以, 决定水样酸碱度的只有钠氏试剂。其中, Na OH是强碱, 它在水中全部电离就可决定反应时水样的p H值。在1 m L钠氏试剂中加入50 m L水样后, Na OH的当量浓度为4/52=0.077 N, 所以, 水中的[H+]要小于0.077 N才能使水样中的碱不被中和, 依然呈碱性。但是, 在实际反应中, 水样必须满足p H>12.59的条件显色反应才能完全, 反之, 如果显色不充分, 就会直至出现红色沉淀物降低测定值。而当加酸量<0.5 m L时, 只能中和钠氏试剂中部分碱, 以满足反应中水样p H>12.59的条件。
4 结束语
综上所述, 用分光光度法测定地表水中的氨氮含量具有一定的科学性和准确性。但是, 在实际操作过程中, 仍需注意各方面的变化, 尽量减少各种影响因素的存在, 以提高测定的准确度和灵敏度。
参考文献
[1]陈丽琼.钠氏试剂分光光度法测定水中氨氮有关问题的探讨[J].环境科学, 2011 (S2) .
氨氮的测定范文
声明：除非特别标注，否则均为本站原创文章，转载时请以链接形式注明文章出处。如若本站内容侵犯了原著者的合法权益，可联系本站删除。
