氨氮分析（精选十篇）
氨氮分析 篇1
但从运维情况来看, 东成纺织公司的北环科氨氮仪实际使用中存在着故障率较高、质控样测试误差较大、仪器校正离线测量不方便、连续运行时间低等一系列问题。因此, 研发推出了连续自动测定排放水中氨氮的新型氨氮分析仪NHN-42。为了测试新型氨氮分析仪NHN-42在污染源企业中的实际使用运行情况。于2014年2月19日至3月6日, 将新型氨氮分析仪NHN-42仪器安装于东成纺织有限公司 (主要排放物为印染废水) , 并对仪器的实用性能进行测试。
1 氨氮分析仪的特点与性能
1.1 测试项目
项目为东成纺织有限公司污染源自动监控系统氨氮分析仪测试项目。
1.2 使用环境条件
监测站房内电压在AC (220±22) V, 频率 (50±1) Hz;稳压电源, 已安装 (德力西) ;监控室内环境温度10~30℃, 温差在±5℃以内;监控室内空调已安装, 能正常使用;监控室内相对湿度65%±20%%;仪器有可靠接地;仪器清洗供水:自来水清洗。
1.3 仪器安装
1.3.1 仪器测试准备条件。
零点校正液:纯净水 (瓶装饮用纯净水) 。量程校正液:仪器校正标液的80%浓度溶液作为量程校正液。校正标液:浓度与仪器设置测量的量程一致。仪器测量时参与反应所需的试剂。浓硫酸:用于实验室在无法及时分析的情况下, 对现场采集水样进行加酸固定[1]。p H试纸:用于加酸固定时测量p H值是否小于2.5。仪器安装位置见图1。
1.3.2 仪器性能测试。
新型氨氮分析仪NHN-42仪器安装完成, 添加试剂及纯水后。对仪器进行校正, 校正通过合格后, 依照《水污染源在线监测系统验收技术规范》 (HJ/T354-2007) , 分别对仪器进行重现性、零点漂移、量程漂移性能测试。
(1) 重现性。测定零点校正液3次, 各次指示值作为零值。在相同条件下, 测定量程校正液6次, 以各次测量值 (扣除零值后) 计算相对标准偏差。
(2) 零点漂移。采用零点校正液连续测定24 h。利用该段时间内的初期零值 (最初3次测量值的平均值) , 计算最大变化幅度相对于量程值的百分率。测量间隔为1 h测1次。 (1) 量程漂移。采用量程校正液, 于零点漂移试验前后, 分别测定3次, 计算平均值。由减去零点漂移成分后的最大变化幅度, 计算相对于量程值的百分率。 (2) 氨氮仪器性能测试指标。测定指标见表1。
1.4 仪器性能测试结果评价
仪器设置量程为:5 mg/L。东成纺织有限公司安装新型氨氮分析仪NHN-42性能测试结果为:
1.4.1 重现性。
相对标准偏差为0.75%, 符合《水污染源在线监测系统验收技术规范》 (HJ/T354-2007) (相对标准偏差不超过±5%) 。
1.4.2 零点漂移。
零点漂移为-0.086%, 符合《水污染源在线监测系统验收技术规范》 (HJ/T354-2007) (相对标准偏差不超过±5%) 。
1.4.3 量程漂移。
量程漂移为0.32%, 符合《水污染源在线监测系统验收技术规范》 (HJ/T354-2007) (相对标准偏差不超过±5%) 。
1.4.4 无故障运行时间。
运行时间为2月19日至3月24日, 运行期间无故障, 符合《水污染源在线监测系统验收技术规范》 (HJ/T354-2007) (≥720 h/次) 。
2 氨氮分析仪测定实际水样比对情况
实际水样比对日期从2月19日开始, 3月6日结束。比对周期16 d, 每周比对2次, 每次连续比对2 d。所采水样为企业总排放口实际排放废水, 每次采4组实际水样, 每组水样的采集间隔为1 h, 并记录采样时间及采样编号。采样位置与取样位置尽量保持一致。
实际水样采集在聚乙烯瓶或玻璃瓶内, 尽快分析。如需保存, 应加硫酸使水样酸化至p H<2, 2~5℃下可保存7 d。每次采集样品的容器由实验室统一清洗后, 运至现场;每次样品装容器之前, 用现场水样清洗3次样品容器和采样器具[2]。
水样采集仪器测定后送至实验室分析, 实验室样品分析应按照《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》 (HJ535-2009) 对水样进行分析。
2.1 验收指标
水污染源在线监测仪器实际水样比对试验验收指标见表2。
2.2 比对结果
东成纺织公司采用新型氨氮分析仪NHN-42比对检测8次, 每次4组实际水样比对, 每组2瓶平行样, 4瓶水样送至第三方监测站进行委托检测, 4瓶水样送至远大公司化验室监测。实际水样比对结果见表3。由表3可知, 东成纺织印染共采样16组, 经远大公司化验室和第三方监测站比对分析, 结果如下:仪器与化验室之间比对相对误差均在±15%以内, 100%符合比对监测技术规范的要求。仪器与第三方监测站比对, 相对误差超出±15%的有2个, 87.5%符合比对监测技术规范的要求, 整体比对情况良好[3]。
3 测试期间存在的问题
氨氮仪器安装完成后, 存在清洗水电磁阀关闭时无法锁水、漏水的问题, 更换电磁阀后该问题得以解决。因仪器预处理过滤板不能干涸, 有可能是因为企业排放口停水导致预处理中存水抽干, 导致过滤板干涸, 引起过滤板故障。仪器在安装测试时, 处理盒有虹吸现象, 仪器未抽水采样时, 预处理中水位会逐渐减少, 在前端进水管路加装单向阀后问题解决, 望新型氨氮分析仪公司能对上述问题予以关注。
4 结语
氨氮分析仪NHN-42经过1个月的性能测试与实样比对测试, 其仪器性能优点具体如下:仪器测定性能较好, 质控样测试准确度与相关性较好。且在大量程浓度下测定低浓度质控样仍能得到较好测试结果。实际水样比对情况较理想, 东成纺织印染实际水样比对符合要求, 仪器能够适用于印染行业废水氨氮的测定。仪器连续运行稳定性较好, 试运行2个月期间仪器未出现故障。能够保证数据的连续有效, 降低企业运维成本[4]。仪器单个样品测定时间较短, 测定时间为20 min左右, 便于日常运维工作中的维护与测试。仪器具有单独离线测定功能, 可以避免质控样测试时数据上传平台, 保证数据的有效性和完整率。仪器提供可变量程和多条校正曲线, 相对于哈希及聚光的固定量程, 新型氨氮分析仪NHN-42的校正和调整量程更加快捷方便, 也能满足第三方监测站比对时对不同浓度质控样的测试。仪器试剂配制方便, 消耗量小, 以2 h为测定周期, 一般1个月只需更换1次试剂, 能够减轻日常维护工作量。操作简便, 分析仪器的运维人员能够迅速上手操作。新型氨氮分析仪NHN-42经过该站点2个月的性能测试, 总体测试情况良好, 重现性测试, 零点漂移, 量程漂移, 连续无故障运行时间均符合要求。东成印染实样比对符合监测技术规范的要求。仪器整体性能较好, 比较其他厂家氨氮仪器性能有明显优势。
参考文献
[1]国家环保总局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境科学出版社, 2002:279-283.
[2]SK-100系列实验室氨氮自动分析仪用户手册[S].北京:北京商河科兴仪器科技有限公司, 2006.
[3]施汉昌, 柯细勇, 刘辉.污水处理在线监测仪器原理与应用[M].北京:化学工业出版社, 2008.
氨氮测定影响因素分析 篇2
氨氮测定影响因素分析
采用国家标准方法--纳氏试剂比色法对水样中的氨氮浓度进行了测定.结果表明:无氨水和新鲜蒸馏水对空白吸光值的`影响不大,试剂配制、实验环境、有机废水样品的保存时间对氨氮的测定影响较大,为提高氨氮测定的准确度,应对废水样品进行预处理,仔细配制纳氏试剂,可用预蒸馏-比色法去除水样中的干扰物质.
作 者：张玉胜 薛小吉 贺俊华 陈宝华 作者单位：黄委会中游水文水资源局,山西,晋中市,030600 刊 名：山西水利 英文刊名：SHANXI WATER RESOURCES 年，卷(期)： “”(5) 分类号：P332.7 关键词：氨氮测定 影响因素 空白吸光值 实验环境 纳氏试剂氨氮分析 篇3
关键词 淡水养殖；水体；氨氮成分；累积；危害性
中图分类号：S912；X714 文献标志码：B 文章编号：1673-890X（2015）21--02
作为淡水养殖工作中的重要工作，其水体氨氮成分累积的危害在近期得到了广泛关注。该项课题的研究，将会更好地提升对淡水养殖水体氨氮成分累积的危害性的认识，从而通过合理化的举措，对其进行优化解决[1]。
1 氨氮的存在形式
氨氮含量是水产养殖环境指标中非常重要的一个方面。通过目前的研究也可以知道，氨氮含量超过了一定的范围会增加水生动物的日常生活，对于我国水产养殖集约化、规模化的发展带来非常大的不利影响。随着我国水产养殖规模的扩大，单一品种的养殖逐渐成为了养殖模式的首先，大大降低了水生动物的多样性，对于减弱池塘能量有不利的影响，导致投入的饵料，产生的粪便中所含的蛋白质不能技术的分解，随着时间的推移，池塘中的氨氮含量会之间的进行积累，当池塘养殖中氨氮含量达到了一定的浓度以后，就会对水生生物带来毒害作用，从而对水产养殖带来非常大的危害[2]。
作为主要影响池塘养殖的指标，在池塘中，氨氮主要以以下两种形式存在，主要包括分子形式的氨（NH3-N）和离子氨（NH4+）。两者在池塘中适中保持着动态平衡：NH4+OH-NH3·H2ONH3+H2O。当然，两种形式的转化主要和水体中的pH以及温度有直接的关系，在pH值和温度一定的情况下，两者按照一定的比例在水体中生存。通过氨氮的毒理实验可知，在水体中，对于水生生物危害的较大的是NH3-N，由于NH3-N的毒性较大，而水体中离子形式的氨氮毒性很小，基本上可以忽略不计。但是目前的研究表明，NH4+对亚硝化单胞菌和硝化细菌有一定的毒性，能够有效的抑制反硝化的进行，在一定程度上会导致水体中分子氨氮浓度的上升，从而增加了氨氮对于水生生物的毒性。
2 淡水养殖水体氨氮的积累及危害性
2.1 水体的氮素循环
在谈论水体中的氮素循环中，我们不得不提到氮素循环的主要环节，在生物内主要存在有机氮的形成，氨化作用、硝化作用、反硝化作用和固氮作用。在池塘养殖的过程中，有机氮的来源主要来源于动植物的尸体以及动物的排泄物，有机氮通过细菌的分解会形成氨氮以及硫化氢等小分子物质，随后硝化细菌会以这些物质为原料进行消化作用，形成硝酸盐以及硝酸盐，这3种氮素可以在一定程度上被水体中的藻类和植物吸收。另外，如果水体中溶氧的含量较低，反硝化细菌的活性货增强，从而将硝态氮转化成氮气，从水体中排除，大气中的氮素可以通过固氮微生物重新利用到水体[3]。但水体中微生物的生长和繁殖速度存在一定的差异，在整个氮素的转化过程中，有机氮到氨氮的转化主要是异养微生物来完成，这类微生物的生长速度较快，因此整个过程也较短，而氨氮转化为硝态氮主要由亚硝化细菌完成，硝化细菌的生长周期为18 min。因此转化的时间较短，从这个角度上上可以知道一旦池塘中有机物较多，很可能导致了池塘中氨氮含量过高，对于池塘养殖会造成非常大的危害。
2.2 淡水养殖水体中氨氮成分积累的危害
一般而言，水体中的氨氮循环始终处于一个动态平衡的状态，而水体中的氨氮和亚硝态氮维持在正常的水平，对于水生生物影响不大。但是在高密度养殖的情况下，由于水体中含有大量的残饵以及水生生物的排泄大量的积累，如果在养殖高峰期配合使用消毒剂，会杀灭一定的有害微生物，但是有益微生物的数量也会减少，导致了水体中水生态失衡，从而出现水质恶化，水体的透明度出现下降，水体出现明显缺氧，形成水体中氨氮含量和亚硝态氮的含量较高，特别是当温度和pH较低的情况下，亚硝酸盐的积累会更加的明显。
关于氨氮的生理毒性一般认为，分子形式的氨进入到血液以后，阻碍了血红蛋白分子的Fe2+氧化成为Fe3+，使得血液中血红细胞携带氧的能力出现下降，从而导致了鱼类的呼吸收到了影响，尤其在池塘养殖过程中，如果一旦出现水体中溶氧降低，则氨的毒性会更加的明显。
亚硝酸盐是硝化反应不能完全进行的中间产物，当水体中的氨浓度达到高峰3～4 d以后，相应的亚硝酸盐的含量也会出现峰值，相对于分子氨而言，亚硝酸盐对于水生生物的危害较低，但是由于氨氮的转化速度较快，导致了牙亚硝酸盐的问题也日益提出，亚硝酸盐和氨的毒理作用类似。
3 氨氮污染预防治理的措施和技术
随着科技技术的不断进步，我国治理淡水污染的相关措施不断更新，主要包括生物法、化学沉淀法、膜分离法以及电化学法等。
3.1 生物法解决措施
生物法治理污染一直以来是被认为最环保、最生态的治污模式，其具有不产生有害物质，不影响水体生态环境以及无需外界物质介入的特点。目前，在我国应用最为厂泛的生物治污模式是利用以细菌为主的微生物进行污染防治，这类氨氮代谢细菌能够将水分中大量的氨氮成分，通过生物活动转化为其他物质，主要包括亚硝酸盐氮、硝酸盐以及氮气等，这些物质对于水体的危害性较低，对水产动物的影响较低。据调查和验证显示，在鱼塘中投放约2%的复合光合细菌，其可以清除近90%的水体；氨氮成分而一种特异性较强的氨氮降解菌可以在24 h内将水体中超过95%的氨氮成分取出，但随着水体中氨氮成分的增加，其降解率也会随之降低。
3.2 生态处理措施
这种方式主要是以自然生态系统的自净属性为依据，在淡水养殖水域中建立起一个模拟生态系统，在利用细菌对水体进行净化的基础上，还在水体中种植各类植物和水藻，通过植物自身的光合作用、吸附作用、生理作用以及沉淀作用等特性对水体中的氨氮成分进行分解。常见的万法包括沙流压法、人工湿地法、人工土壤法等。此外，养殖户还可以在养殖鱼类的同时，在鱼塘中投放蚌壳类、苔鲜类、腔肠类等动植物进行混养，这样就可以达到综合治理的目的。
3.3 湿式氧化措施
可以利用臭氧、双氧水等具有较强氧化能力的物质，在催化剂的作用下，与水体中的氨氮成分产生氧化作用，将其转化氮气等物质，这样就可以起到消除氨氮成分的目的。根据相关试验验证，利用臭氧加催化剂可以对水体内氨氮成分进行有效的降解，其降解率可以达到50%以上，作用较快，可在24 h内收到成效。
4 结语
通过对淡水养殖水体氨氮成分累积危害性的相关研究可以发现，当前，水体氨氮成分累积的危害性涉及到多方面，有關人员应该从淡水养殖水体的客观实际要求出发，研究制定最为符合实际的措施对其进行规避。
参考文献
[1]唐黎标.淡水养殖的水体颜色判断[J].渔业致富指南，2010（5）：88-89.
[2]李光友，郭景宜.水质的好坏对淡水养殖的影响和对策建议[J].黑龙江水产，2012（4）：112-113.
[3]俞凌云，赵欢欢，张新申.水样中氨氮测定方法研究[J].西部皮革，2010（3）：13-15.
流动注射比色分析测定氨氮 篇4
关键词：氨氮,流动注射仪,监测要求
我国现行的环境质量标准和排放标准中, 涉及水质中氨氮指标的有《地表水环境质量标准》 (GB 3838-2002) 、《地下水环境质量标准》 (GB/T14848-93) 、《污水综合排放标准 (GB8978-1996) 、《污水排入城市下水道水质标准》 (CJ 3082-1999) 、《畜禽养殖业污染物排放标准》 (GB18596—2001) 、《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 、《城市污水再生利用 景观环境用水水质》 (GB/T18921-2002) 、《医疗机构水污染物排放标准》 (GB18466-2005) 、《生活垃圾填埋场污染控制标准》 (GB16889-2008) 、《杂环类农药工业水污染物排放标准》 (GB21523-2008) 、《纸浆造纸工业水污染物排放标准》 (GB3544-2008) 、《电镀污染物排放标准》 (GB21900-2008) 、《羽绒工业水污染物排放标准》 (GB21901-2008) 、《合成革与人造革工业污染物排放标准》 (GB21902-2008) 、《发酵类制药工业水污染物排放标准》 (GB21903-2008) 、《化学合成类制药工业水污染物排放标准》 (GB21904-2008) 、《提取类制药工业水污染物排放标准》 (GB21905-2008) 、《中药类制药工业水污染物排放标准》 (GB21906-2008) 、《生物工程类制药工业水污染物排放标准》 (GB21907-2008) 、《混装制剂类制药工业水污染物排放标准》 (GB21908-2008) 、《制糖工业水污染物排放标准》 (GB21909-2008) 、《城市污水再生利用 景观环境用水水质》 (GB/T 18921-2002) 等。
氨氮作为地表水、地下水的水质评价的基本项目之一。其中《地表水环境质量标准》 (GB3838-2002) 中规定地表水环境质量标准限值分为I 类至V 类, 氨氮的限值分别为0.15、0.5、1.0、1.5、2.0mg/L[1]。《地下水环境质量标准》 (GB/T14848-93) 中规定了氨氮的5类标准限值, 分别为小于0.02、0.02、0.2、0.5及大于0.5mg/L[2]。氨氮作为污染物排放基本控制项目之一。《污水综合排放标准》 (GB8978-1996) 中, 氨氮作为第二类污染物, 其最高允许排放浓度一级为15mg/L、二级为25mg/L和50mg/L[3];《污水排入城市下水道水质标准》 (CJ3082-1999) 规定, 排入城市下水道的污水水质, 氨氮最高允许浓度为25.0mg/L, 有城市污水处理厂的城市下水道系统, 氨氮最高允许浓度为35.0mg/L[4]。《畜禽养殖业污染物排放标准》 (GB18596-2001) 规定, 集约化畜禽养殖业水污染物最高允许日均排放氨氮浓度为80mg/L[5]。《城城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 中氨氮最高允许排放浓度 (日均值) 一级A标准为5mg/L、B标准为8mg/L, 二级标准为25mg/L[6];《生活垃圾填埋场污染控制标准》 (GB16889-2008) 中“现有和新建生活垃圾填埋场水污染物排放浓度限值”中氨氮为25mg/L[7], 针对特别保护措施的地区的特别排放限值中将氨氮限值为8mg/L[8]。在2008 年发布的《杂环类农药工业水污染物排放标准》 (GB21523-2008) 等十二项行业污染物排放标准中全部将氨氮列为现有和新建企业的废水总排放口的污染物监测和控制因子, 还针对需要特别保护地区执行水污染特别排放限值, 氨氮特别排放限值分别为3～8mg/L。《地表水和污水监测技术规范》 (HJ/T91-2002) 把氨氮列为河流、湖泊水库和集中式饮用水源地的必测项目。钢铁工业、焦化、化肥 (氮肥) 、合成氨工业、纺织染整业、食品加工、屠宰及肉类加工、饮料制造业、航天推进剂、船舶工业、管道运输业、宾馆、饭店、游乐场所及公共服务行业、生活污水等排水单位, 也把氨氮列为必测项目。因此, 氨氮指标的监控, 在环境质量和污染控制中是十分重要的。
水中的氨氮主要来源于生活污水中含氮有机物的初始污染, 受微生物作用, 可分解成亚硝酸盐氮, 继续分解, 最终成为硝酸盐氮, 完成水的自净过程。当水中的亚硝酸盐氮过高, 饮用此水将和蛋白质结合形成亚硝胺, 是一种强致癌物质。长期饮用对身体极为不利。就此, 介绍了一种较快速、简便的检测方法来测定水体中氨氮的含量――流动注射比色分析测定。
1 实验部分
1.1 原理
当氨与水杨酸盐和次氯酸盐在一个碱性磷酸盐缓冲溶液中加热后, 生成翡翠绿颜色, 比例于氨的浓度。加入硝普钠以增强颜色。
1.2 主要仪器
流动注射分析仪 (QC8500) , 美国LACHAT公司。
1.3 试剂
1) 缓冲溶液在1L容量瓶中, 加入约900mL去离子水, 溶解30.0g氢氧化钠 (NaOH) , 25.0g乙二胺四乙酸二钠盐 (Na2EDTA) 和67g磷酸氢二钠 (Na2HPO4·7H2O) 。用去离子水稀释到刻度。摇匀。
2) 水杨酸-硝普钠盐显色试剂在1L容量瓶中, 溶解144g水杨酸钠[水杨酸钠盐C6H4 (OH) (COO) Na]和3.5g硝普钠 (二水亚硝基铁氰化钠[Na2Fe (CN) 5NO·2H2O]) 于800mL水中。用去离子水稀释到刻度。摇匀。储存于蔽光的瓶中。每星期制备。
3) 次氯酸盐试剂在1L容量瓶中, 溶解60mL 5.25%次氯酸钠 (NaOCl) 。用去离子水稀释到刻度。摇匀。
1.4 标准使用溶液的配制
取氨氮标准物质, 先用分析纯蒸馏水稀释定容再将其标准溶液用自动稀释器进行稀释为以下浓度系列:5.0mg/l、2.0mg/l、0.5mg/l、0.25mg/l、0.1mg/l、0.0mg/l。
1.5 流动注射分析仪的操作步骤
1) 按要求接通所有管路。
2) 打开自动进样器、蠕动泵、主机、打印机和计算机电源。
3) 启动控制软件“OMNION FIA”, 设置方法参数:
(a) 泵速 35s; (b) 时间周期 45s。
4) 于波长660nm下测定标准系列, 绘制浓度-信号量工作曲线。
5) 按顺序测定样品。
6) 计算
C (mg/L) =X/V
式中:C——为样品中氨氮浓度, mg/L;
X——为根据样品信号量从工作曲线上查得样品浓度, mg/L。
2 结果与讨论
2.1 精密度与准确度、最低检出浓度、回收率实验 (见表1)
2.2 对照实验
取10件自来水样品, 用流动注射分光光度法与纳氏试剂比色法分别进行测定, 结果见表2。
经过两种方法的比对可以发现流动注射的检测结果均比传统纳式试剂比色法要精准。
2.3 注意事项
1) 各类试剂应在临用前配制, 静置1～2h或进行超声脱气, 避免带入的气泡影响基线。
2) 必要时样品需过滤, 去处杂质颗粒物, 保证流路通畅。
3) 开机后, 按要求接通各试剂流路, 必须将流路中的气泡完全赶出, 稳定30min后再进行分析。
4) 为减小基线的噪声, 试剂应保持澄清, 必要时试剂应过滤;分析管路每天分析完毕后应进行清洗。分析完毕后, 应及时将流动检测池中的滤光片取下放入干燥器中, 防尘防湿。
参考文献
[1]GB3838-2002, 地表水环境质量标准[S].2002.
[2]GB/T14848-93, 地下水环境质量标准[S].1993.
[3]GB8978-1996, 污水综合排放标准[S].1996.
[4]CJ3082-1999, 污水排入城市下水道水质标准[S].1999.
[5]GB18596—2001, 畜禽养殖业污染物排放标准[S].2001.
[6]GB18918-2002, 城城镇污水处理厂污染物排放标准[S].2002.
[7]GB16889-2008, 生活垃圾填埋场污染控制标准[S].2008.
氨氮分析 篇5
大气中氨与水质中氨氮的分析方法改进
在利用<环境水质分析规程>、<环境大气分析规程>)测定大气中氨和水质中氨氮这两个分析项目时,均采用纳氏试剂比色法(国标),使用两套分析设备,占用一定空间,因此,提出了几个关键性的问题和改良措施,从而使分析成本降低,达到节能降耗的.目的.
作 者：潘桂琴 作者单位：大庆油田化工集团甲醇分公司质检中心,黑龙江,大庆,163000 刊 名：黑龙江科技信息 英文刊名：HEILONGJIANG SCIENCE AND TECHNOLOGY INFORMATION 年，卷(期)：2008 “”(14) 分类号：X8 关键词：节能降耗 实验检验 环境分析氨氮对鱼类的危害 篇6
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
辽阳市地下水氨氮分析评价 篇7
1 氨氮污染状现况分析
辽阳市总面积4743.25km2, 其中山区面积约2827.62km2, 平原区面积约1915.63km2。因为山区地下水大多数为泉水, 水质一般为优良水质, 所以监测井点主要以平原区为主。根据地形及地质构造, 布设43眼地下水井, 进行同期采样、分析、评价。
评价标准:选用中华人民共和国国家标准《地下水质量标准》 (GB/T14848-93) 。
监测方法:采用纳氏试剂比色法 (GB7479-87) 。
评价方法:采用单指标评价方法, 按《地下水质量标准》 (GB/T14848-93) 所列分类指标将水质划分为五类。以《地下水质量标准》Ⅲ类水标准值的上限值确定为地下水控制标准, 单项指标水质最差为综合水质类别。
评价结果:根据43眼地下水监测资料分析, 地下水中受氨氮影响达Ⅳ、Ⅴ类水质的井数占监测井数的60%。主要分布在灯塔市、辽阳县的西南部。浑河和北沙河一带污染比较严重, 其影响分布情况见图1。
根据评价结果, 分别按水资源四级区和县级行政区进行了统计, 统计结果见表1、2。
2 污染成因分析
水中氨氮的来源主要为生活污水中含氮有机物受微生物作用的分解产物。潜层地下水中氨氮主要来源于地表渗漏。其产生的原因是: (1) 生活污水排放渗入地下; (2) 大小牲畜的粪便, 经雨水浸泡, 渗入地下; (3) 农药化肥的过量使用, 导农田污水渗入地下; (4) 河水接纳化肥厂、焦化厂等排放的污水后, 补充给地下水。这样就形成了地下水氨氮偏大。
3 合理化建议和保护措施
(1) 生活垃圾集约化处理;
(2) 控制农药化肥使用量;
(3) 禁止企业点污染源排放;
(4) 对饮用地下水水源加强保护, 在取水范围内, 设置保护区;
(5) 加强地下水取水管理, 合理开发利用水资源。
参考文献
[1]辽宁省水利厅编.辽市水资源评价[M].辽宁大学出版社
水质监测中氨氮测定的影响因素分析 篇8
关键词：水质监测,环境保护,影响因素
考虑到水质监测是环境保护中的重要措施, 如何提高水质监测质量, 是保证环境保护工作得到有效开展, 提高环境保护效果的具体手段。基于这一认识, 在环境保护中我们应重点开展水质监测工作。通过了解发现, 在水质监测过程中, 氨氮含量的测定是关键内容。为了保证水质监测中氨氮的含量能够得到有效监测, 除了要对水质监测中氨氮的测定方法有深入了解之外, 还要掌握水质监测中氨氮测定的影响因素, 提高氨氮测定的准确性, 满足水质监测需要。为此, 我们应对水质监测中氨氮测定的影响因素有足够的了解。
近年来, 随着城市人口的日益膨胀和工农业的不断发展, 水环境污染事故屡屡发生, 。水体生物特别是鱼类对非离子氨较敏感。为保护淡水水生生物, 水中非离子氨的浓度应低于0.02mg/l。人体如吸入浓度0.1mg/l的氨气体时, 会造成急性死亡[1]。同时许多湖泊和水库因氮、磷的排放造成水体富营养化, 严重威胁到人类的生产生活和生态平衡。氨氮是引起水体富营养化的主要因素之一[2]。
所谓水溶液中的氨氮是游离氮 (或称非离子氮、NH3) 或离子氮 (NH4+) 形态存在的氮, 水中氨氮的来源主要为生活污水的含氮有机物受到微生物作用的分解产物, 肥厂、发电厂、水泥厂等化工厂向环境中排放含氨的气体、粉尘和烟雾的工业废水和氮肥流失和农田径流中植物性营养物进入水体的农业面源污染。
目前, 我国环境检测氨氮的主要方法有纳氏试剂比色法、靛酚蓝光度法、水杨酸分光光度法、电化学分析方法和仪器分析方法等。本实验测定氨氮采用的方法是纳氏试剂比色法, 此法具有简单、快速、经济、效益高等优点。
1 水质监测中氨氮测定的具体方法分析
在水质监测中, 氨氮是反映水质质量的重要指标, 只有实现对氨氮的准确测量, 才能保证水质监测取得积极效果。从目前水质监测过程来看, 水质监测要想实现氨氮的有效测定, 就要采用以下方法:
以游离的氨或铵离子等形式存在的氨氮与纳氏试剂反应生成黄棕色络合物, 该络合物的色度与氨氮的含量成正比, 可用目视比色和分光光度法测定。目视比色法测定时, 最低检出浓度为0.02mg/L, 上限浓度为2 mg/L;分光光度法测定时, 最低检出浓度为0.05 mg/L, 上限浓度为2 mg/L。本方法已定为国家标准分析方法 (GB7479-87) 。
在分析水样时, 样品的酸碱度对氨氮的测定结果有明显影响, p H太低, 显色不完全, p H太高时溶液可能出现浑浊。在氨氮测定中若掌握纳氏试剂的配制要领, 严格控制水样p H在10.5左右, 选择良好的滤料消除干扰, 那么氨氮的测定便有了质控保障。体系的碱度变化影响纳氏反应平衡, 是产生测定误差的主要原因。水样p H变化与测定值的关系以上结果表明:水样p H的变化, 对颜色的强度有明显的影响。
从以上方法可以看出, 水质监测中氨氮的测定方法主要采用了显色剂对比的方法, 不但提高了氨氮测定的准确性, 还保证了氨氮测定的整体效果, 对促进水质监测具有重要作用。基于这一认识, 在水质监测中, 我们应采用上述方法实现对水质中氨氮的监测, 保证水质氨氮监测取得积极效果, 满足水质监测的实际需要, 达到提高水质监测质量的目的。
2 水质监测中氨氮测定的影响因素
从水质监测的实际过程来看, 由于水源中包含的成分复杂, 影响氨氮测定的因素也比较多, 要想实现氨氮的有效测定, 提高氨氮测定的整体效果, 就要从水质监测过程出发, 保证水质监测取得积极效果, 提高水质监测中氨氮测定的准确性。目前来看, 水质监测中氨氮测定的影响因素主要包含以下几个方面:
2.1 光波长的影响
本仪器采用固定波长的滤光片, 测定时需选择最佳光波长的滤光片, 故要作不同光波长对测定的影响, 结果见下表:
由上表看出, 在入射光400~435nm的范围内, 显色剂本身的吸光度很小, 标准液显色后的吸光度较稳定, 在420nm时较大, 故后面的实验选择选择在420mm波长。从水质监测的实际过程来看, 在氨氮含量监测过程中, 光波会对氨氮监测产生重要影响。首先, 光波监测是水质监测中检测氨氮含量的重要办法, 光波监测法的效果比较理想。其次, 光波监测法由于光波长短的影响, 监测结果存在一定差异。要想提高水质监测效果, 就要选择长度在规定范围内的光波, 满足监测需要。从监测数据表来看, 光波长对水质监测氨氮含量产生了重要影响, 如果不能正确分析水质监测中光波长对氨氮含量产生的影响, 将无法提高水质监测质量, 难以满足水质监测需要。为此, 我们应对水质监测中光波长对氨氮含量的影响有全面正确的认识, 保证水质监测取得积极效果。
2.2 盐度的影响
江河出海口处于淡水及海水交界处, 其含盐量受河水流量及潮汐的影响, 处于不断变化之中, 因此, 需要知道含盐量对测定的影响, 结果见下表:
结果表明, 含盐量在20j以下对结果无影响, 在20j以上, 稍为出现正偏差。当监测点含盐量大于20j时, 应在作标准曲线时加入相应的氯化钠。
在水质监测过程中, 考虑到水质成分中会含有一定的盐度, 为了提高水质监测效果, 实现对氨氮含量的有效监测, 我们应对盐度的影响有全面正确的认识。目前来看, 水质监测中氨氮含量的测定盐度影响具体表现在以下几个方面:
(1) 盐度会对水质监测中氨氮含量的测定产生具体的影响, 只有掌握盐度变化规律, 才能提高水质监测中氨氮测定效果。
(2) 盐度会影响水质中氨氮的含量, 使水质中氨氮的含量发生一定程度的变化, 只有对盐度进行监视和测定, 才能保证水质监测取得积极效果。
(3) 从盐度变化数据表来看, 盐度对是水质监测中氨氮含量测定的影响是非常具体的, 对水质监测具有重要作用。
2.3 气泡的影响
在自动进样过程中, 有时会产生小气泡, 如果在比色池中滞留及积累增大, 会严重影响测定的稳定性及结果的准确性, 可采用将显色剂真空脱气及在管路中加装玻璃泡滴液器防止气泡进入管路, 效果良好。从水质监测的实际过程来看, 在氨氮含量的测定中, 气泡的产生不可避免。虽然在测定过程中产生的都是小气泡, 但是随着气泡累计, 气泡会对氨氮的检测结果产生重要影响, 使氨氮含量的测定结果产生一定的偏差, 不能满足氨氮监测需要。从这一点来看, 在水质监测中的氨氮含量测定中, 应对气泡的影响引起足够的重视, 应采取具体措施消除气泡的产生, 提高氨氮测定的准确性, 满足水质监测需要, 保证水质监测中氨氮测定取得积极效果, 由此可见, 我们应正确分析水质监测中气泡产生的具体影响, 以水质监测目标为指导, 做好水质监测中氨氮的测定工作, 达到提升水质监测效果的目的。
2.4 试剂储存时间的影响
由于采用自动监测, 要求显色剂有一定的稳定性, 将储存不同时间的显色剂在相同条件下测定比较见下表:
结果表明, 显色剂及氧化剂在室温 (20~30e) 于棕色瓶中储存12天, 对测定结果无影响。此储存时间能适合于自动监测。从上述数据表来看, 显色剂测定能够对水源中的氨氮含量实现有效监测。但是考虑到显色剂稳定性的因素, 显色剂对水质监测中氨氮含量的测定存在一定的影响。由于显色剂的稳定性存在差异, 显色剂对水质监测的影响比较具体, 显色剂对水质监测中氨氮含量的影响和显色剂本身的稳定性有关。基于这一分析, 在水质监测过程中, 我们应将显色剂的稳定性与水质监测效果结合在一起考虑, 既要合理选择显色剂, 又要满足水质监测的实际需要, 达到提高水质监测氨氮含量测定准确性的目的, 提高氨氮测定的整体效果, 促进氨氮测定取得积极效果, 使水质监测氨氮含量测定结果能够满足准确性要求。
2.5 显色时间的影响
本方法采用自动进样, 样品与显色剂混合后到测定吸光度时的显色时间由进样速度控制, 通常比标准方法短, 因此, 需要知道最短必需显色时间。
由上表可以看出, 2分钟以内吸光度上升较快, 4分钟后吸光度上升稳定, 10分钟后吸光度基本保持不变。自动监测时需要一定反应时间 (至少2分钟) , 且进样速度必须恒定, 以保证反应时间恒定。
由此可见, 在水质监测过程中, 显色时间对氨氮含量测定具有重要影响, 只有正确分析显色时间产生的影响, 做好显色时间的监测, 才能保证水质监测氨氮测定取得积极效果。从这一点来看, 水质监测对显色时间有非常具体的要求, 只有实现对显色时间的控制, 才能保证氨氮含量测定符合实际要求。为此, 我们应对显色时间的重要性引起足够的重视, 做好显色时间的选择, 保证显色时间能够达到测定要求。
3 水质监测中氨氮测定的必要性和重要意义
在水之监测中, 之所以要对氨氮含量进行测定, 除了氨氮是污染物的主要元素之外, 还在于氨氮含量的测定能够实现对水质的全面检测, 达到掌握水质整体质量的目的。为此, 我们应明确水质监测中氨氮测定的必要性和重要意义。目前来看, 水质监测中氨氮测定的必要性和重要意义主要表现在以下几个方面:
(1) 氨氮测定对有效分析水源污染物具有重要意义
氨氮测定作为水质监测的重要内容, 对分析水源污染物具有重要意义, 通过正确开展氨氮测定, 能够实现对水源污染物的有效监测, 满足水源监测需求。所以, 氨氮测定对有效分析水源污染物意义重大。
(2) 氨氮测定对分析水源污染物的成分具有重要作用
由于氨氮测定能够分析出水源污染物种氨和氮的指标, 进而的达到分析污染物成分的目的。基于这一认识, 在水源污染物监测中应全面应用氨氮测定方法, 保证水质监测取得积极效果。
(3) 氨氮测定对提高水质监测准确性是十分必要的
从氨氮测定的结果来看, 氨氮的测定对提高水质监测准确性, 提升水质监测水平具有重要的促进作用。为此, 我们要认识到氨氮测定的重要作用, 做好氨氮测定工作。
4 结语
通过本文的分析可知, 在水质监测中, 氨氮含量的测定是水质监测的重要内容, 为了保证水质监测中氨氮含量测定的准确性, 我们应正确分析氨氮测定的影响因素, 采取积极措施, 提高氨氮测定的有效性, 保证水质监测中氨氮测定能够满足实际需要提高水质监测的整体效果。
参考文献
[1]敖新宇, 刘守庆, 陈玉惠.全自动定氮仪测定水体中氨氮的研究[J].广东化工, 2012, (6) .
[2]张邦喜, 夏品华, 李存雄, 林陶.氨氮测定中几个问题的探讨[J].中国环境监测, 2012, (01) .
[3]党国.微流控芯片气体扩散分离—反射光度检测系统的研究[D].东北大学, 2009.
[4]蒯圣龙, 尹程.厌氧-复合人工湿地工艺处理农村生活污水研究[J].安徽广播电视大学学报, 2012, (02) .
[5]程曦.淀山湖氮磷营养物与浮游藻类增长相互关系的研究[D].华东师范大学, 2011.
流动注射光度法分析地表水中氨氮 篇9
1 实验部分
1.1 实验原理
基于贝特洛反应。铵与碱性酚和次氯酸钠反应生成蓝色靛酚染料。加入硝普钠盐 (亚硝基铁氰化钠) 以提高灵敏度。在630nm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 主要仪器和试剂
1.2.1 主要仪器
(1) QC8000型流动注射分析仪 (美国L A C H A T公司生产) 。
(2) TB-214型电子天平。
(3) 玻璃仪器 (烧杯、容量瓶、试剂瓶等) 。
1.2.2 试剂
(1) 苯酚钠。
在150mL烧杯中, 溶解22mL 88%苯酚液体或2 0.7 5 g苯酚晶体 (C6H5O H) 于约150mL去离子水。在搅拌下, 慢慢加入8g氢氧化钠 (NaOH) 。冷却后, 移入250mL容量瓶中, 用去离子水稀释到刻度并反转三次混匀。该试剂不进行脱气, 每3至5天重新制备, 当此试剂变成棕色后丢弃。
(2) 次氯酸钠。
在500mL容量瓶中, 加入62.5mL有效氯为10%的次氯酸钠 (NaOCl) 。用去离子水稀释到刻度, 摇匀, 每天制备。
(3) 硝普钠。
在150mL烧瓶中, 溶解3.5g硝普钠 (亚硝基铁氰化钠[Na2Fe (CN) 5NO·2H2O]) 于150mL去离子水。移入1L容量瓶中, 用去离子水稀释到刻度。摇匀。每1至2周重新制备。
(4) 1mol/L氢氧化钠溶液。
在500mL烧瓶中, 加入约500mL去离子水, 溶解40.0g氢氧化钠 (NaOH) 。溶解后移入1L容量瓶中, 用去离子水稀释到刻度。
(5) 缓冲溶解。
在500mL烧杯中, 溶解50.0g乙二胺四乙酸二钠盐 (Na2EDTA) 于约250mL去离子水, 再加入254mL氢氧化钠溶液 (溶液4) , 搅拌混合直到溶解。移入1L容量瓶中, 稀释到刻度。每月制备。
(6) 氨氮标准储备液1000mg/L, 以N计。
在150mL烧杯中, 溶解3.819g已在110℃下干燥2小时的氯化铵 (NH4Cl) 于150mL去离子水。再移入1L容量瓶中, 用去离子水稀释到刻度, 摇匀。
(7) 氨氮标准使用液2.0mg/L, 以N计。
在1L容量瓶中, 加入2.0mL氨氮标准储备液 (试剂6) , 用去离子水稀释到刻度, 摇匀。
1.3 实验方法
(1) 将流动注射仪的自动稀释器、三维自动进样器、蠕动试剂泵、流动注射分析系统单元、电脑、打印机连接好。并按以下管路流程图进行布置。其中载液为去离子水;模板管线管内径0.5mm (0.022in) , 容积2.5 m L/c m;1#、4#阀门之间的样品环管长125cm, 管内径0.5mm (0.022in) 。
如图1所示。
(2) 设定好蠕动泵的流速, 将加热器温度设定到60摄氏度。打开流动注射仪工作站操作界面, 设置好进样器时间、进样阀时间、浓度单位、峰基线宽度等系统参数。
(3) 待达到反应要求温度后, 将泵管压紧, 启动泵, 将去离子水泵入流路。待系统稳定后, 将泵管依次放入反应试剂中, 直到基线稳定。
(4) 运行设定好的氨氮程序, 仪器自动进样、自动稀释、自动分析, 直至结束。通过测定标准样品, 建立工作曲线, 对样品中氨氮进行定量分析。
2 结果与讨论
2.1 标准曲线
以0, 10, 20, 50, 200, 800, 2000μg/L氨氮 (以N计) 等7个浓度的标液测定出的峰面积来绘制标准曲线, 如表1。
标准曲线的回归方程为:y=0.0253x-0.0496, 相关系数r=0.9999, 在0.01~2.0mg/L浓度范围内成良好的线性。
2.2 检出限
美国EPA SW-846方法检测限的描述为:能够被检出并在被分析物质量浓度大于零时能以99%置信度报告的最低质量浓度。根据该定义, 有MDL=t×S;其中, “t”为研究值的99%可信度和采用n-1自由度的估计的标准偏差 (7次重复测量时t=3.14, 21次重复测量时t=2.528) ;“S”为重复测量得到的标准偏差。
使用氨氮标液的最低浓度点浓度10μg/L, 测定21次, 标准偏差SD为0.941, 相对标准偏差RSD为8.31%。根据公式计算得该方法的检出限MDL=0.941×2.528=2.4μg/L, 即0.0024mg/L。
2.3 精密度
对浓度为2.0mg/L氨标准溶液进行7次测定, 记录结果如表2。
计算得标准偏差SD为0.013, 相对标准偏差RSD为0.67%, 小于10%, 精密度良好。
2.4 方法比对及加标回收率
采用流动注射分析方法和纳氏试剂光度法 (GB7479-87) 在同一环境条件下分别对宜宾岷江、金沙江、长江断面地表水样品进行比对分析, 同时通过在样品中加入一定量 (加标量为待测样品的1~2倍) 的标准物质进行测定计算加标回收率。
加标回收率公式为, 其中:“R”为百分回收率;“CS”为增强样品的浓度;“C”为样品背景浓度;“s”为加入样品的分析物的浓度。
分析结果如表3所示。
由表3可知, 宜宾岷江、金沙江、长江地表水水样, 用流动注射光度法与纳氏试剂分光光度法的分析结果相对偏差在±10%以内, 流动注射光度法分析结果加标回收率在96.9%~104.7%之间。方法比对结果和加标回收率均符合要求。
2.5 注意事项
水样如果浑浊或有颗粒状物质, 需要用0.45μm滤膜过滤去除;水样中如有高浓度钙、镁离子将对测定结果产生负干扰, 须预先加入E D T A。
3 结语
采用流动注射分光光度法测定地表水中氨氮, 具有分析速度快 (每小时能测50个样品) 、检出限低、精密度和准确度较高, 符合分析要求, 并且在自动进样器、自动稀释器的搭配情况下, 将大大减少人工操作引入的误差, 更加自动化, 适合批量样品的分析。
摘要：采用流动注射光度法分析地表水中氨氮。每小时能测50个样品, 氨氮质量浓度在0.010～2.0mg/L与吸光度之间保持良好的线性关系 (r=0.9999) , 方法的检出限为0.0024mg/L。精密度和准确度较高。对方法的回收率作了试验, 所得结果在96.9%～104.7%之间。
关键词：流动注射光度法,地表水,氨氮
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 (第四版增补本) [M].中国环境科学出版社, 2002:12.
[2]寥宁兰.流动注射分析测定氨氮.QuikC hem方法, 2001, 3, 15.
氨氮分析 篇10
1TMDL计划简介
1972年,美国颁布实施《清洁水法》,着手实施基于技术和水质的点源污染排放控制措施,以削减大量污染物。但上述以排放标准为核心的污染控制并没有考虑到非点源和多个点源在流域内的累计效应,即面源污染排放致使仍有大量水体无法满足相应的水质标准,在严峻的污染状况和环境治理压力下催生了TMDL计划。美国TMDL计划是最具代表性的流域总量控制计划,该计划经过20多年的改进和发展,已逐步形成了一套完整系统的总量控制策略和技术方法体系,成为美国确保地表水达到水质标准的关键手段[3]。到目前为止,实施TMDL计划的河流已超过2万条[3]。
TMDL计划编制与实施程序共分九大部分:水体和流域的描述、确定可实施的水质标准、目前水体状况和期望目标、污染来源评估(点源、面源)、污染物质负荷估计(点源、面源)、最大日负 荷量分配 (TMDL =WLAs+ LAs+ MOS)、履行、公共参与、参考资料与附录。
2TMDL计划具体实施过程
本文以美国岩石小溪的TMDL计划为例[4],具体介绍计划的实施过程。
2.1水体和流域的描述
首先对流域位置做出清楚描述,分析其所处环境及其周边活动,以确定水域附近的土地利用情况。这对流域管理来说是一项最重要和最基础的工作。
美国岩石小溪坐落于克林顿县东部,爱荷华州中央偏东。岩石小溪位于铜鸭子水域,在克林顿县公路的67号桥附近,约有43.25km2的排水量。岩石小溪在流入密西西比河之前由东向东南方向流淌,水域位置见图1。
岩石小溪水域附近的土地主要用于农业。基于爱荷华州自然资源部门公布的土地利用资料,岩石小溪水域附近主要由农业用地占90%、城市用地4%、森林和水体用地6%构成。
2.2可实施的水质标准
根据《爱荷华州水质标准》[5],该流域主要为水生生物的生活用水,其次是娱乐用水、作物灌溉、农业使用、家庭使用和 畜牧用水。根 据《清洁水 法》1998年303(d)所列条款的水质标准和执行计划,各州以水质为基准来调整控制污的水体排放量,污水排放是根据保护指定用途的水体标准确定,在建立水质标准时不考虑技术能力。因此,该流域的氨氮和硝态氮已达到毒性超标,但这些标准根据温度和pH的不同而 异。岩石小溪中硝酸 盐和氨化 物的含量 属于B级标准。根据地方标准和303(d)所列,确定该流域 的水质标准,并根据温 度和pH的不同而 变化,因此体现 出TMDL计划因地制宜的属性和动态管理的特征,优于“一刀切”式的管理方法。
2.3目前水质状况和所需端点
水体状况数据:水体状况数据可用Schricker泥沼的长期调查报告数据。这些调查数据主要是小溪上游、下游和Schricker沼泽的氮。报告中氮的种类包括氨、硝酸盐和亚硝酸盐。其余四次抽样检测在1997年5月21日进行,包括上游支流,位于图2氮气PCS的数据。根据2000年5月3日的来自检测站和检测井的水质数据建立其背景浓度。
水质分析:1997年5月21日的水质样品显示,上游与下游的水样与LTRMP的数据非常相似。表1列出了从1997年5月21日从上游到下游的LTRMP数据,流域数据见图2。这些样本数据充分证实了氮过程控制系统 (PCS)对氨、硝酸盐、亚 硝酸盐的 影响,LTRMP数据也证实了这种影响。图3和图4分别显示氨、硝酸盐、亚硝酸盐的监测数据。
下游水质超出了氨氮的制定标准。经过 长期监测,每周在岩石小溪和Schricker泥沼采样两次,一次上游的PCS氮,一次下游的PCS氮。在采样过程中,现场数据采集包括温度和pH值。岩石小溪的氨使用爱荷华州3c水环境质量标准公式计算。这是为了使在每个温度和pH下的监测数据值和流动的氨浓度比更准确。表2和表3是岩石小溪流域LTRMP监测的结果。上游的PCS氮数据显示,氨的浓度没有达到毒性标准,但下游的82个监测点中有6个点超过了慢性标准。
流量数据:岩石小溪流域当时还没有流量监测仪。乌鸦河位于密西西比河下游约20km处,在形状、排水与土地利用方面类似于岩石小溪。当地使用1992年IDNR的土地利用数据比较岩石小溪和乌鸦河的土地利用状况表明,用于农业的土地岩石小溪为90%、乌鸦河为77%。如我国研究流域没有具体的监测数据,可采用条件类似的流域来推算该流域的相应数据。
2.4污染物来源评估
点源:在环保局的许可下,检索数据显示,允许在岩石小溪流域建设有关设施,四个污染排放设施分别是低摩尔城 (IA0040100)、L.P(IA0000191)、杜邦(IA0001066)、L.P(IA0003522)。设施信息表明,只有低摩尔城的废水排放到岩石小溪中,其余都排放到密西西比河中。信息显示,低摩尔城废水排放量极小,可忽略不计。
非点源:虽然岩石小溪流域的农业占主导地位,但它并不是岩石 小溪氨的 主要提供 者。根据LTRMP氮监测显示,上游的氨氮浓度为0.09mg/L(表2),但农业用地和排水使受纳水体的硝酸盐水平升高,氨氮、硝酸盐和亚硝酸盐使氮的最大日负荷总量上升到一级,从农业用地和排水来源测定氨、硝酸盐和亚硝酸盐的含量更准确。
2.5污染物负荷因素
最大日负荷总量的建立过程是控制一个流域的吸纳量不会超过水质标准。同样,负荷分配是综合考虑排污者的经济与技术能力来分配所有资源或调解分配。
季节因素:长期的监测数据分析表明,氨氮和硝酸盐含量最高时通常发生在河流流量最低时。为了对其他数据的推导,季节性氨氮端点使用季节性的pH值和温度值来代替水流进行计算。在第一期监测数据的基础上确定临界条件,初始流量分配受流量保护。基于LTRMP和PCS氮肥的数据,对目前岩石小溪的氨和氮氧化物的临界条件进行了测定。目前各季节性的特殊条件不纳入计算中,将第一阶段收集到的数据作为流域负荷分配量。
估计非点源负荷:对临界负荷的分配,8—10月的平均监测浓度代表在低流量(受保护的流量)条件下的流域条件。在受保护的流域,硝酸盐/亚硝酸盐的背景值浓度为5.73 mg/L(表2),氨氮的农业背景值浓度为0.09 mg/L(表2)。因此,估计背景或受保护流域的氨和氮氧化物负荷量为:氨:0.09mg/l×8.34×0.5cfs/1.547=0.24lb/d;氮氧化物:5.73mg/l×8.34×0.5cfs/1.547=1.54lb/d。
估计点源负荷:法律部门估计氨溪的氨氮负荷为96lb/d。该估算结果非常接近氨溪河口和收集到的岩石小溪监测数据。假设的前提是在岩石小溪到氨溪汇流前几英尺中没有发生降解或吸收。以上讨论的结果为氨溪每日负荷的硝酸盐量为102lb/d。
3最大日负荷量分配方法
3.1最大日负荷量分配说明
最大日负荷总量(TMDLs)是点源负荷分配、非点源污染负荷分配(LAs)和允许纳污量 (WLAs)的综合。此外,TMDL还必须包括一个安全余量(MOS),以显性或隐性的方式说明污染物负荷和水体接纳质量不确定性之间的关系。其定义由方程式表示为:TMDL=WLAs+LAs+MOS。对一些污染物,TMDLs的表达是在质量负荷的基础上。在某些情况下,TMDLs的表达可能是为了满足水质标准或具体目标污染物负荷的减少。
3.2最大日负荷量的定量分配
岩石小溪的TMDL建立在两个不同的阶段,是反应小溪PSC氮肥排放现场进行的整治评估。第一阶段是对最近开发建设的现场整治力度的有效性进行评估。据估计,第一阶段的时期包括2—4年的流域评估和监测。第二阶段反映复杂湿地端点排放的潜在条件,但在低于氨溪的岩石小溪流域的其他河道仍超过了氨的端点。这一阶段表明需要进行其他控制方法,以达到对岩石小溪指定河段的保护。在第二阶段进行其他评估与评价所需的控制,此阶段将继续到岩石小溪与氨溪在终点完全混合。
3.3安全余量的选择
安全余量是最大日负荷总量的一部分。有两种基本方法可纳入安全余量:一是发展隐式条款,让安全余量以保守假设的模式存在;二是明确指定安全余量是最大日负荷总量的一部分,其余分配到点源。
岩石小溪流域已被列入一个隐式的安全余量。在文件中描述水质标准的引用,并列出了8月河道内的pH值8.2和温度23.8℃。两个监测站的平局气温低于20℃,使温度和TMDL的标准更严格。负荷计算中,在岩石小溪口使用0.5CFS的7Q10保护流量,该0.5CFS保护流量将计入岩石小溪的源头。这是假设岩石小溪在下游约4km处于氨溪汇合,相应的低流量会大大降低0.5CFS保护流量的安全边界。
3.4河流负荷能力
设计最大日负荷总量的过程是建立在总负荷可吸收而不造成水质污染的基础上。同样,负荷分配可在考虑排污者的经济和技术能力的基础上,分配所有来源,或调整可能的分配。岩石小溪的分配设计者充分考虑到了PSC氮肥公司的历史泄露和相邻土地农业排水的影响。因为历史原因的持久性和其他客观因素的影响是一个不可忽略的因素,只有充分考虑才可准确确定河流的负荷能力。对以点源排放为主的流域,主要控制条件是夏季的低流量时期。在考虑季节性最大日负载总量的同时,不同河道条件和流动状况也要考虑。这可能是其他季节和/或水流制度可能超过假定的夏季低流量条件的关键。
3.5河流负荷分配
非点源负荷分配:由于夏季氨溪的氨和硝酸盐/亚硝酸盐点源排放已升高到这一期期间的临界值,所以此间的负荷被认为是平等的负荷。从经济和技术角度看,真正的岩石小溪的相关条件是合理的。因此,受保护的流域氨、氮氧化物的负荷分配为:氨0.2lb/d、氮氧化物1.54lb/d。
点源负荷分配:由于最大日负荷总量分两阶段完成:第一阶段将完成从下游湿地达到临界的慢性数值标准;在第二阶段将达到氨溪与岩石小溪汇合后的慢性数值标准,预计氨溪 与岩石小 溪将在氨 溪下游约0.06096km处发生汇合。
如上所述,氨的允许纳污量使用的是艾奥瓦州水环境质量标准的慢性氨标准。由于慢性标准是在一个流域的pH值和温度条件下,被选定适用于pH值和温度值的功能。由于监测值有限,全州范围内的pH值和温度值选择岩石小溪的值为:夏季pH值为8.2,温度为23.8°C,慢性的标准为1.84mg/L或5.0lb/d。
目前在0.5CFS的情况下(8—10月的平均值见表2、表3),岩石小溪上游与下游氮氨的浓度差在低流量条件下平均为2.34mg/L。在夏季低流量条件下,氨的允许纳污量浓度限制在1.75mg/L。由于观测到的浓度和允许纳污量之间的差异,氨氮的浓度需减少25%。如果氮氧化物的假设以类似的方式做出反应,夏季低流量的计算式为:12.95mg/L -5.73mg/L=7.22mg/L,即现有的下游硝酸盐浓度减去上游硝酸盐浓度。假设相应的硝酸盐浓度减少25%,允许纳污量分配75% 的计算公 式为:5.41mg/L+5.73mg/L=11.14mg/L,即WLA的硝酸盐浓度加上LA硝酸盐浓度。因此,氮氧化物最大日负荷总量为14.6lb/d。氮氧化物的 负荷分配 为 (5.41mg/L×8.34×0.5CFS×0.646gal/CFS=14.6b/d),15.4lb/d、氮氧化物负荷分 配为 (5.73mg/L×8.34×0.5 CFS×0.646gal/CFS=15.4)、氮氧化物的负荷总量为14.6+15.4=30.0lb/d。
需要注意的是,预期中的氮氧化物减少25%,使岩溪实现氨允许纳污量分配的数值可能更大。上述计算是硝酸盐/亚硝酸盐被分解时,实施分阶段所需的监控力度。
4对我国流域管理的借鉴
氨氮污染已是我国河流污染的最主要因素之一,70%以上的河流已属于氨氮类重度污染河流[6],岩石小溪的TMDL管理方式将氨、氮氧化物、硝酸盐类紧密结合,并充分考虑外界因素,合理进行排放的总量控制,使河流恢复并保持健康。其TMDL管理方式值得借鉴。
