水中氨氮测定方法比较

水中氨氮测定方法比较（精选七篇）

水中氨氮测定方法比较篇1

1实验部分

1.1 实验步骤[3]

1.1.1 样品的测定

将25mL去离子水和样品分别倒入两个混合量筒中, 向混合量筒中分别加入3滴矿物稳定剂溶液盖上盖子, 倒转量筒数次以混合均匀。再分别向混合量筒中加入3滴聚乙烯醇分散剂溶液盖上盖子, 倒转量筒数次以混合均匀。而后再分别向混合量筒中加入1.0mL纳氏试剂盖上盖子, 倒转量筒数次以混合均匀。后计时1分钟。计时结束后, 将空白溶液倒入比色皿中放入DR-2800型便携式分光光度计进行调零后开始正常测试。

1.1.2 绘制标准曲线

分别移取含4.0mg/L氨氮标准使用溶液0.0、1.25、2.5、5.0、10.0 、12.5mL于比色管中, 用水稀释至25mL, 各管中, 氨氮浓度分别为0、0.20、0.40、0.80、1.60、2.0mg/L。按照样品测试步骤, 根据其不同的吸光度值绘制标准曲线。

1.2 实验原理

本方法中使用矿物质稳定剂和样品中产生硬度的物质发生配合反应。聚乙烯醇分散剂在纳氏试剂与氨和某些胺类物质的反应中帮助显色。显示黄色的深浅和样品中氨的浓度在波长为425nm的可见光下成正比例关系。

2结果与讨论

2.1 标准曲线

按照样品测试步骤, 以吸光度值A为纵坐标氨氮的浓度C为横坐标绘制标准曲线。结果表明, 氨氮浓度在0.01～2.0mg/L范围内与吸光度具有良好的线性关系好, 线性方程为:C=2.6519A-0.0419, 相关系数r=0.9994。

2.2 方法检出限、测定下限

按照样品分析的全部步骤, 重复测试8次0.05mg/L样品, 计算n次测定的标准偏差。按照MDL=t (n-1, 0.99) ×S计算方法检出限, 以4倍检出限作为测定下限。测试结果见表1。

2.3 方法精密度

按照样品分析的全部步骤, 分别对0.1、1、2mg/L氨氮试液进行6次平行测定, 计算相对标准偏差研究方法精密度。测试结果见表2。

2.4 方法准确度

按照样品分析的全部步骤, 对某一实际水样进行测试6次并做加标回收率试验。实验结果见表3。

2.5 国家标准方法实验结果对比[4]

取实际水样, 采用便携式分光光度法, 对比国家标准方法 (GB7479-87) 。并对以上两种方法所测定的数据结果进行t检验。试验结果见表4。

3结论

(1) 采用便携式分光光度法测试水质中氨氮含量, 测试结果与国家标准方法相比较无明显偏差, 满足氨氮于水质监测分析方法中的限值要求。

(2) 便携式分光光度计体积小重量轻携带方法, 可使用车载充电电源, 极大的满足了野外应急监测的要求。

摘要：本文阐述了采用便携式分光光度计快速测定水质中氨氮含量的方法, 结果表明:在0.012.0mg/L范围内, 该方法具有较高的精密度和准确度, 且线性关系好, 分析速度快, 结果可靠等优点, 可应用于氨氮的水污染事故的应急检测分析。

关键词：氨氮,快速测定,便携式分光光度计

参考文献

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[2]王龄松.浸入式便携分光光谱仪测定水质甲醛含量方法研究[J].中国西部科技, 2010 (09) :17-18.

[3]哈希公司.水质分析实用手册[M].北京:化学工业出版社, 2009:294-298.

水中氨氮测定体会篇2

国内外常用来测定水中氨氮的标准方法有纳氏试剂分光光度法、水杨酸次氯酸盐分光光度法、蒸馏中和滴定法、气相分子吸收光谱法、流动注射光度法。

下面就各种方法的注意事项加以综述。

1 各分析方法的注意事项

1.1 纳氏试剂分光光度法

纳氏试剂分光光度法相对于其他方法来说, 其方法稳定性, 准确性, 精密度都相对较好, 且试剂价格低廉, 低温下可保存较长时间, 因此是目前应用最为广泛的国家标准方法。

方法原理是:游离的氨或者铵离子与纳氏试剂反应, 生成黄色物质, 在420nm波长下比色测定, 其受到的主要影响因素如下:

1) 受水体色度浊度影响, 样品测定前必须进行絮凝、蒸馏、过滤或者脱色等预处理方式。这里有一点很重要的在于, 实验室滤纸一般都含有氨氮, 因此过滤前要么选择无氨滤纸, 或者充分用水冲洗滤纸后再使用。

2) 用于配置纳式试剂的碘化汞或者氯化汞有很强的毒性, 对于操作者或者环境都有很大危害, 产生二次污染。

3) 有些含钙镁高的水体, 颜色澄清透明无色, 如果分析经验不足, 很容易直接就去显色, 生成的微细颗粒会干扰比色, 吸光度明显变高很多。因此对于这类水体, 必须预先絮凝, 而且沉淀时间不能过短;肉眼不可见的微粒也会影响测定。

另外, 也可以去蒸馏去除钙镁影响。产生微细颗粒的原因在于酒石酸钾钠和钙镁反应了后, 生成的螯合物从水中析出, 形成颗粒, 影响比色, 这也说明酒石酸钾钠作为氨氮测定的隐蔽剂, 隐蔽金属离子的能力不是无限的。

通常测样过程中出现如下现象, 便是由钙镁含量高导致的:氨氮测定时, 加入酒石酸钾钠, 水样立刻变混, 无法比色;如不加入酒石酸钾钠, 只加纳式试剂, 反而看起来显色正常, 无浑浊。这种水样很容易测定时出现问题。

4) 有机胺含量高的水体, 影响测定。

目前分析有两种不同的影响方式:

a.加氧化镁蒸馏时, 部分有机胺会分解生成氨气, 导致测定结果偏高;

b.部分有机胺能够直接和纳式试剂反应, 也导致测定结果偏高。

5) 一些还原性强的水体干扰氨氮测定。纳式试剂中汞为最高价态, 有一定的氧化性, 如果水样中含有强还原剂, 如硫代硫酸根、VC等, 会导致纳氏试剂被还原分解, 影响测定的吸光度。

1.2 水杨酸法比色法 (又称作靛酚蓝法, 因为生成产物为靛酚蓝染料)

方法原理是:p H11.7有硝普钠存在下, 铵和次氯酸离子反应生成蓝色化合物, 697nm比色。

这个方法最大影响因素在于苯胺类物质的影响, 极微量 (如1ug) 的苯胺及其同系物存在, 会导致测定结果偏差很大。

为了保证有效氯的含量, 通常测定前要进行有效氯的滴定, 比较耗费时间。

显色时间超过1小时, 因此不适合快速分析。

显色有碱度要求, 因此水样本身过高的酸碱度会影响测定, 必须预先调节好样品的p H值。

1.3 蒸馏滴定法

方法原理是, 水样蒸馏后, 用硼酸吸收蒸馏出的氨, 最后用盐酸滴定。

原理简单, 容易理解, 但是后滴定法本身的影响, 只能测定较高浓度的氨氮, 对于低浓度氨氮则无法测出。一般最多可以测出0.2ppm的氨氮。

因为用到蒸馏过程, 蒸馏过程中的漏气隐患很难被百分百排除, 而且也不能保证有机胺不会分解成氨气逸出。

另外, 最后测定是利用酸碱中和滴定的原理, 因此如果水样中含有挥发性有机胺, 此类物质也可以和盐酸反应, 导致结果偏高, 在化工行业影响明显。

对于一些蒸馏液依旧含有颜色的水体而言, 滴定终点的判断非常难, 因此含有挥发性的有颜色有机物的水体, 也不适合用这个方法测定, 这一点对于纳氏比色和水杨酸法, 同样无法有效测定。

1.4 气相分子法

气相分子吸收光谱法的化学原理:水样中的氨及铵盐, 被次溴酸盐氧化剂氧化成等量的亚硝酸盐, 以亚硝酸盐氮的形式测定氨氮的含量。反应原理如下:

气相分子吸收光谱法是20世纪70年代兴起的一种简便、快速的分析手段。气相分子吸收光谱法的理论基础是朗伯-比尔定律。气体分子在不受外界影响的情况下, 通常处于相对稳定的状态, 称之为基态气体分子。如果这些气体分子接受到特定波长的光辐射时, 很容易产生相应的分子振动。

依照上述理论, 在测定时, 通过特定的化学反应, 将被测成份转化为对应的某种气体, 选择合适的波长, 气态分子对该特征波长的分子振动吸收与浓度成正比, 从而得出被测成分的含量。通过流动注射技术 (FI) 的引入, 实现了分析过程的自动化, 消除了偶然误差。

这个方法用于测定氨氮的优势:无需蒸馏、絮凝, 有颜色和浑浊的样品直接分析;无需使用有毒有害试剂;分析速度快, 2~3分钟1个样。灵敏度更高, 检出限可以达到0.005mg/L, 测定下限可达0.05m g/L。

另外, 由于方法自身的特点也有它的局限性, 水体中还原性物质含量过高时会造成负误差, 当挥发性有机物含量高时会造成正误差, 水体中原本存在的亚硝酸盐含量高会造成正误差。

1.5 流动注射法

流动注射法的化学原理是基于试样中的 (或经120℃蒸馏被缓冲溶液吸收的) 铵在碱性溶液中与次氯酸根 (由二氯异氰脲酸盐所释放的) 反应, 生成的氯胺在亚硝基铁氰化钾的催化作用下与水杨酸盐在37℃~50℃下反应形成蓝绿色的靛酚染料, 该生成物流经光度池在波长660nm处定量测定。

该方法的化学反应基本原理为靛酚蓝法, 只是引入了连续流动分析技术, 连续流动分析技术原理是试样与试剂在蠕动泵的推动下进入分析模块, 试样和试剂在密闭的管路中按特定的顺序和比例混合, 进行蒸馏、消解、萃取等反应, 显色完全后进入流动检测池进行光度检测, 测定试样中被测物质含量。

该方法基本原理为靛酚蓝法, 因此靛酚蓝法法的固有缺点并没有消除, 且流动注射分析反应的管路较细, 容易造成堵塞。但是流动分析仪具有分析速度快, 准确度、精密度高, 重现性好, 检出限低, 检测浓度范围大, 自动进样, 操作简单, 样品和试剂消耗量小以及可以与多种检测手段相结合等一系列优点, 有些型号的仪器具有在线预处理功能, 使整个分析过程全自动, 在检测大批量的样品上有明显的优势。

在选择测定氨氮的方法主要考虑两个因素, 氨氮的浓度和存在的干扰物。常规环境监测分析中, 测定氨氮最常用的方法是纳氏试剂法和苯酚-次氯酸盐比色法、电极法和滴定法。

两个直接比色法仅限于测定清洁饮用水、天然水和高度净化过的废水出水水的色度均应很低。浊度、颜色、余氯、挥发性有机物 (某些酮类、醛类) 、钙、镁等金属离子会干扰测定, 可通过预蒸馏、投加一定量的硫代硫酸钠等预处理方法除去;若氨氮的浓度较高时, 最好选择滴定法;电极法测定氨氮时, 色度和浊度对定量测定没有影响, 水样一般不需要进行预处理, 且有简便、测定范围宽等优点, 但测定时受水中高浓度溶解离子的影响。

2 氨氮测定的未来趋势及展望

2.1 各仪器方法性能的比较

2.2 未来趋势及展望

气相分子吸收光谱法和流动注射法测定水中氨氮的很重要的优势在于实现了自动化, 流动注射分析法测定水中氨氮的标准已经出台, 而气相分子吸收光谱法测定水中氨氮的标准已在2005年执行, 但那时还是的手动氧化, 并没有实现自动化, 因此比较下手动氧化和在线氧化效率十分重要, 在线氧化的原理图如下所示:

大量的手动氧化和在线氧化对比表明, 氨氮在线氧化相比手工氧化有以下优势:

1) 氧化范围更宽, 在线氧化最大氧化量可达300ug, 手工氧化只能氧化50ug;

2) 分析速度快, 在线氧化不单独占用时间, 而手工氧化需要放置氧化20min;

3) 氧化剂用量更小, 在线氧化测定单个样品消耗氧化剂约为6~7m L, 手工氧化需15m L;

4) 使用温度范围宽, 由于可以自动加热, 几乎不受外界温度影响, 而手工氧化则受到温度局限;

5) 配合软件, 在线氧化可以实现自动去除水体中原本有的亚硝酸盐氮, 而手工法必须, 通过加热煮沸法, 去除亚硝酸盐氮。

未来监测分析方法越来越重视自动化水平。因此流动注射分析和气相分子法测定水中氨氮是未来的发展趋势, 两种方法互为补充, 为将来我国环保工作提供服务。

摘要：氨氮对水体造成了污染, 使鱼类死亡, 或形成亚硝酸盐危害人类的健康。所以氨氮作为水质评价的重要指标之一, 目前我国测定水中氨氮的标准方法主要有纳氏试剂分光光度法、水杨酸次氯酸盐分光光度法、蒸馏中和滴定法、气相分子吸收光谱法、流动注射光度法。本文列举了各方法的测定过程中出现的问题, 并提出了解决方案, 最后比较了各方法的优劣, 展望了未来检测水中氨氮的方法趋势。得出气相分子吸收光谱法和流动注射方法是未来检测水中氨氮的绿色方法和趋势。

关键词：氨氮,水,气相分子吸收光谱法,流动注射光度法

参考文献

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[2]臧平安.气相分子吸收光谱法简介[C].全国第九届光谱仪器与分析监测学术研讨会论文集.北京:中国仪器仪表学会, 1999.

[3]吕男, 张寒琦, 魏丽等.分析科学学报[J].1999.

[4]臧平安.专利产品GMA2000气相分子吸收光谱仪[C].全国第十届光谱仪器与分析监测学术研讨会论文集.苏州:中国仪器仪表学会, 2000.

[5]孙成业.现代仪器[J].2002.

[6]陆磊, 施建兵, 臧平安.污染防治技术[J].2004.

[7]陈秋红, 施建兵, 臧平安.污染防治技术[J].2006.

[8]国家环境保护总局 (水和废水监测分析方法) 编委会.

[9]HJ/T195—2005水质氨氮的测定, 气相分子吸收光谱法[s].北京:中国环境出版社.

[10]HJ535-2009.水质氨氮的测定.纳氏试剂光度法.

[11]HJ536-2009.水质氨氮的测定.水杨酸——次氯酸盐光度法.

氨氮分析仪测定水中氨氮含量的应用篇3

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.

流动注射法测定水中氨氮的研究篇4

氨氮含量的多少是判断水体污染程度的一个重要标志, 也是水质检验的常规指标之一。水体氨氮的传统分析方法主要有纳氏试剂比色法和离子色谱法等，这几种方法存在操作复杂、灵敏度不高、仪器价格昂贵的缺点，而且都不能用于现场在线检测。随着氨氮在环保检测项目中重要性的加大，建立一种简单可靠的在线分析方法是十分必要的[2,3,4]。

随着分析技术的发展，流动注射分析技术正越来越多地在科研和生产中得到应用[5]。流动注射分析法测定水中的氨氮是近年来发展起来的一种分析方法。经实验该法具有分析速度快、操作简单、试剂消耗量少、检测精度高的特点。

1 实验部分

1.1 仪器

QC85 0 0型流动注射分析仪（美国LACHAT公司），包括：自动进样器、多通道蠕动泵、氨氮反应模块、检测器、数据系统等。

1.2 方法原理

在碱性磷酸盐缓冲溶液中，当样品中的氨与水杨酸盐和次氯酸盐加热后，生成翡翠绿色产物，其色度与样品中氨的浓度成正比。加入硝普钠以增强颜色。再经加热器6 0℃加热，在分光光度检测器于660nm波长处比色测定。其流程图见图1。

1.3 参数设定

泵速：35转/min；装载周期：10秒；注入周期：35秒；到阀时间：36秒。

1.4 试剂

1.4.1 缓冲溶液

溶解30g氢氧化钠，25g乙二胺四乙酸二钠盐（Na2EDTA) 和67g磷酸氢二钠 (Na2HPO4.7H2O) 于1L的容量瓶中。

1.4.2 水杨酸-硝普钠盐显色试剂

溶解144 g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1L的容量瓶中。储存于蔽光的瓶中。

1.4.3 次氯酸盐试剂

1L的容量瓶中，溶解60mL 5.25%次氯酸钠 (NaOCl) 。

1.5 标准的制备

使用国家环境保护总局标准样品研究所的氨氮标液（国家标准编号GSB05-1145-2000 500mg/L) 作为标准溶液。取6个250ml的容量瓶，加入适量的去离子水。再分别加入50mg/L的氨氮中间标准储备液0.0ml、0.50ml、1.25ml、2.50ml、10.0ml、25.0ml，用去离子水稀释至刻度，则浓度依次为0.0 0 0 m g/L、0.100mg/L、0.250mg/L、0.500mg/L、2.000mg/L、5.000mg/L。

2 结果与分析

2.1 标准曲

在上述条件下，进行标准样品的测定，得出相应的标准曲线谱图（如图2）。

方法得到的标准曲线方程是Conc=0.877 Area-0.0333，本方法的线性范围是0.1～5.0mg/L。通过对空白值7次平行测定的标准偏差计算，最低检出限是0.001mg/L。

2.2 精密度实验

用氨氮标准储备液配0.025mg/L、0.040mg/L、0.050mg/L的溶液来检验方法的精密度。各溶液分别测定6次，结果见表1。

注:试样浓度 (含量) 在测定下限附近取值, 浓度 (含量) 1<浓度 (含量) 2<浓度 (含量) 3;i为实验室编号。

从结果可知，该方法的精密度较好。

2.3 准确度实验

使用国家环境保护总局标准样品研究所的氨氮标准样品，对其进行测定以检验方法的准确性，测定结果如表2所示。

注:i为实验室编号。

2.4 水样的测量

对三种不同氨氮质量浓度的水样进行加标回收率实验，测定结果见表3。

3 结论

实验结果表明，流动注射法测定水中的氨氮灵敏度高，检出限低，精密度和准确度较好。各项指标均达到国家标准要求。该方法水样的蒸馏、显色和检测都在“在线”条件下完成, 提高了实验室检测的自动化程度，在大批量环境样品的分析过程中，具有明显的优势，并为流动注射分析仪测定水中氨氮的方法编入国标法提供了参考依据。

摘要：通过实验, 研究了流动注射分析仪测定水中氨氮的优越性。该方法具有分析速度快、准确度和精密度高、污染少等优点。每小时能测80个样品, 测量范围在0.10～5.00mg/L, 最低检出限为0.001mg/L。对该方法的回收率作了试验, 所得结果在96.9%～103.7%之间。

关键词：流动注射,氨氮

参考文献

[1]奚旦立, 孙裕生, 刘秀英.环境监测 (第三版) [M].北京:高等教育出版社.2004:101.

[2]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法 (第4版) [M].北京:中国环境科学出版社.2002:422-423

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[4]徐鸿, 谭鑫易, 王毅.流动注射分光光度法测定生活饮用水中氨氮[J].当代化工.2008, 37 (3) :336-338

水中氨氮测定方法比较篇5

水中的氨氮是指以游离氨 (或称非离子氨, NH3) 和离子铵 (NH4+) 形式存在的氮, 其含量是评价水质好坏的重要标准之一。水体中的氨氮是引起水体富营养化的主要因素。

目前水中氨氮的检测方法主要有水杨酸分光光度法、纳氏试剂法、离子色谱法、毛细管电泳法、离子选择性电极 (ISE) 等。但这些方法有的操作繁琐, 分析周期长;有的需要昂贵的仪器, 对操作人员专业技能要求较高;必须在实验室内操作, 不能满足现场快速测定的要求。今后应急氨氮测定技术的发展趋势必然是向着快速、适用性广、精确的方向发展。

近年来国内外出现了一些氨氮快速测定的方法, 但大多在水样的广泛适用性上有着明显的局限性。目前较成熟的方法有HACH公司生产的氨氮测定法和氨氮快速测定试纸。但是这两种方法仍存在一定不足。为此, 找出一种适应范围广, 分析方法简捷、使用场合更加灵活、二次污染少且具有较高准确度的方法是本次研究的主要目标。

2 研究内容

项目的总体目标和需解决的关键技术:

针对现有氨氮分析方法中的缺点, 以成本较低的氨氮测量配方, 在不影响检测精密度、准确度的前提下, 缩短时间, 降低劳动强度、减少试剂用量、减少环境污染, 为水中氨氮的现场测定提供一定的技术支持是本课题的总体目标。

本项目的重点解决的技术关键有2个:

(1) 解决水样的预处理的适应性问题, 在国标方法基础上改进试剂, 使之能提高抗干扰性, 同时减少实验步骤 (主要针对要求蒸馏法处理的工业废水) 。

(2) 主反应阶段需要解决的问题是主反应的显色, 将纳氏试剂法原有的2种试剂 (酒石酸钾钠、纳氏试剂) 变成一种试剂, 减少操作程序。

3 实验部分

3.1 技术路线以及工艺流程

本次研究的内容主要分预处理、显色、浓度直读三个部分, 工艺流程如图2所示。

3.2 试验

3.2.1 水样预处理优化

现有的水样预处理方法主要有絮凝沉淀法和蒸馏法。其中絮凝法沉淀法有着操作简单、耗时短等优点, 所以选择以絮凝沉淀法为基础加以改进研究。新絮凝剂由氢氧化锌、氢氧化钠、EDTA—二钠构成。采用了3因素5水平的正交试验进行研究。

3.2.2 显色剂优化改进

显色剂由氯化汞、碘化钾、氢氧化钾、酒石酸钾钠配制, 由于氯化汞、碘化钾、氢氧化钾最终形成碘化汞络合物 ([Hg I4]2-) 。因此可将氯化汞、碘化钾、氢氧化钾视为一个因素, 与其它两个影响因素构成了一个3因素2水平, 以此求各组份最佳配比。

3.2.3 矫正系数的研究

为方便基层化验人员实际应用, 通过仪器矫正系数的研究将本研究成果与HACH测定仪 (DR/2000) 内置程序相衔接。

4 结果及讨论

4.1 预处理方法的改进

运用正交试验分析方法 (极差法) 分析。顺次排出各因素对絮凝剂影响的顺序:氢氧化锌>EDTA>絮凝剂使用体积。各组份最佳配比为:氢氧化锌0.10g/ml、EDTA0.02g/ml, 絮凝剂最佳体积为1.5ml。

将最佳配比的絮凝剂运用于实际水样的检测, 并与国标法做对比验证其准确度。结果表明, 相对误差绝对值小于2.5%的占测定总数的83.3%。说明改进后新的絮凝法对氨氮浓度测定值的重现性较好。

4.2 显色方法的改进

通过极差法分析, 顺次排出各因素对显色剂影响的顺序:[Hg I4]2->使用显色剂体积>酒石酸钾钠。各组份最佳配比为:[Hg I4]2-0.015g/ml、酒石酸钾钠0.250g/ml, 显色剂最佳体积为3.0ml。

从正交表中分析得到三种较好的配方 (200ml显色剂) , 分别是A方法 (5g碘化钾、2g氯化汞、15g氢氧化钾、50g酒石酸钾钠) 、B方法 (7.5g碘化钾、3g氯化汞、22.5g氢氧化钾、50g酒石酸钾钠) 、C方法 (5g碘化钾、2g氯化汞、15g氢氧化钾、50g酒石酸钾钠) , 使用不同配方用于氨氮考核盲样检测, 检测结果如表1。

根据对试验数据的分析, 得到C方法为最佳。

4.3 矫正系数的计算

使用系列氨氮标准显色后在HACH测定仪上的读数均值如表2, 得到矫正曲线为y=0.016x, 矫正系数为0.016。

氨氮的浓度=测定仪读数/ (矫正系数*取样体积)

4.4 试验整体的准确度和精密度

将前段研究中获得的优化混凝剂、显色剂技术和仪器矫正系数进行融合并运用于实际废水的测试试验, 与纳氏试剂法相比验证新技术的精密度, 结果如表3, 改良法的检测结果与传统国标法的检测结果基本吻合, 相对标准偏差都在5%以内, 较好地重现了国标法的检测结果。

对改进后方法的准确度验证结果如表4所示可知全程序加标回收率均在90.0%~105%之间, 证明本方法具有良好的准确度。

4.4 讨论

以上分析表明, 改良后的方法能够满足实际工作中氨氮日常检测的要求, 其结果是准确可靠的。

改进后的方法具有快速、价廉、省力、简便、环境污染小、抗金属离子干扰强等特点, 其反应终产物在规定的比色时间内 (10-30min) 显色稳定, 测定范围为0~8.0mg/L。

本项目与国外的方法对比, 具有相同的检测结果准确度而成本低廉的优点。对比纳氏试剂光度法有着检测范围广、简便、二次污染少的优点。但也存在着对个别特定企业产生的溶解性高色度工业废水检测结果偏离度较大的问题。

摘要：对氨氮实际检测中的预处理、显色、仪器读数的研究改进, 找出适用性强、快速、价廉且准确的氨氮测定新方法。

关键词：氨氮,纳氏光度法

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) .北京:中国环境科学出版社, 2002.

水中氨氮测定方法比较篇6

氨氮在水及废水监测中占有重要地位, 是废水处理效果控制及地表水水质评价的重要指标。测定水中的氨氮, 有助于评价水体被污染和“自净”状况。氨氮的测定方法通常有纳氏试剂分光光度法、吹脱-电导法、氨气敏电极法、离子选择性电极法、氨氮分析仪、流动注射法色谱仪法、凯氏定氮仪法、酶法等。其中, 纳氏试剂分光光度法是环境监测首选方法, 也是氨氮测定的国家标准方法, 具有较高的灵敏度, 且简便快速。但纳氏试剂配制较为复杂, 而且所用的试剂中含有毒化合物, 会对环境造成一定的污染, 废水中钙、镁等金属离子、硫化物、醛和酮类、颜色及浊度等也会干扰测定, 需做相应的预处理, 操作繁琐复杂。因此, 有必要对其检测过程中相关问题进行分析研究, 以求更加准确地测定水体中的氨氮含量。

2 水体检测实验

2.1 实验原理

纳氏试剂分光光度法的原理是:以铵离子和游离态的氨等形式存在的氨氮与纳氏试剂反应生成淡红棕色络合物, 符合朗伯-比尔定律, 于波长420nm处测量吸光度。

2.2 实验试剂

配制试剂用水均应为无氨水。

2.2.1 纳氏试剂。其制备方法一般有两种:

方法一:称取16g氢氧化钠, 溶于50mL纯水中, 充分冷却至室温。另称取7g碘化钾和10g碘化汞 (HgI2) 溶于少量纯水中, 然后将此溶液在搅拌下徐徐注入氢氧化钠溶液中。用纯水稀释至100mL, 贮于聚乙烯瓶中, 密封保存。

方法二:称取20g碘化钾溶于约25mL纯水中, 边搅拌边分次少量加入二氯化汞 (HgCl2) 结晶粉末 (约10g) , 至出现朱红色沉淀不易溶解时, 改为滴加饱和二氯化汞溶液, 并充分搅拌, 当出现微量朱红色沉淀不再溶解时, 停止滴加氯化汞溶液。另称取60g氢氧化钾溶于纯水中, 并稀释至250mL, 冷却至室温后, 将上述溶液徐徐注入氢氧化钾溶液中, 用纯水稀释至400mL, 混匀。静置过夜, 将上清液移入聚乙烯瓶中, 密塞保存。

2.2.2 铵标准贮备溶液。

称取3.819g经100℃干燥过的优级纯氯化铵 (G.R.) 溶于纯水中, 移入1000mL容量瓶中, 稀释至标线。此溶液每毫升含1.00mg氨氮。

2.2.3 铵标准使用溶液。

移取5.00mL铵标准贮备溶液于500mL容量瓶中, 用纯水稀释至标线, 此溶液每毫升含0.010mg氨氮。

2.2.4 酒石酸钾钠溶液。

称取50g酒石酸钾钠 (KNaC4H4O6·4H2O) 溶于100mL纯水中, 加热煮沸以除去氨, 放冷, 定容至100mL。

2.3 仪器设备

(1) 全玻璃蒸馏器:1000mL; (2) 具塞比色管:50mL; (3) 分光光度计; (4) 电子天平。

2.4 实验过程

2.4.1 标准曲线的绘制

吸取0、0.50、1.00、3.00、5.00、7.00和10.0mL铵标准使用液于50mL比色管中, 加纯水至标线, 加1.0mL酒石酸钾钠溶液, 混匀。加1.0mL纳氏试剂, 混匀。放置10分钟后, 在波长420nm处, 用光程10mm比色皿, 以水为参比, 测定吸光度。由测得的吸光度, 减去零浓度空白管的吸光度后, 得到校正吸光度[2]。

2.4.2 水样的测定

由水样测得的吸光度减去空白试验的吸光度后, 从校准曲线上查得氨氮含量 (mg) 。

氨氮 (N, mg/L) =m/V×1000

式中:m为由校准曲线查得的氨氮含量/mg;V为水样体积/mL。

3 实验中需要注意的相关问题

3.1 实验用水

3.1.1 无氨水的制备。本实验用水应为无氨水, 无氨水制备有两方种法:

蒸馏法:在1000mL蒸馏水中, 加入0.10mL硫酸 (ρ=1.84g/mL) , 在全玻璃蒸馏器中重蒸馏, 弃去前50mL馏出液, 然后将馏出液收集在带有玻塞的玻璃瓶中。根据个人经验, 仅仅弃去前50mL馏出液是不够的。如果蒸馏1000mL的无氨水, 先蒸出的200mL馏出液都应弃去, 最后蒸出的200mL馏出液也要弃去, 只保留中间蒸出的无氨水待用。否则, 所得无氨水的空白值往往不如普通蒸馏水的空白值低。

离子交换法:将蒸馏水通过一个强酸型阳离子交换树脂 (氢型) 柱, 流出液收集在带有密封玻璃盖的玻璃瓶中。

要注意无氨水一定要密闭保存, 防止空气中的氨溶于水或其他污染。

3.2 纳氏实际配制与存放的注意事项

3.2.1 配制。

两种纳氏试剂的配制方法都能产生显色基团[HgI4]2-, 第一种配制方法简便快捷, 第二种配制方法复杂、讲求技巧、经验。我们化验室常用第一种方法配制。第二种配制方法关键在于把握HgCl2的加入量, 这决定着获得显色基团含量的多少, 进而影响方法的灵敏度。但方法未给出HgCl2的确切用量, 需要根据试剂配制过程中的现象加以判断, 经验性强, 因而较难把握。在实际配制过程中, HgCl2一般溶解较慢, 为加快反应速度, 节省反应时间, 可将HgCl2溶于50mL无氨水中再缓慢加入到KI溶液中, 并在低温加热中进行配制, 可防止HgI2红色沉淀提前出现, 以此比例配制的纳氏试剂经多次实验检验, 灵敏度均能达到实验要求[3]。

3.2.2 存放。

用聚乙烯塑料瓶所盛的纳氏试剂, 贮存24个月试剂仍澄清, 瓶底只有很少量的微红色沉淀物存在。而用棕色玻璃瓶贮存配制的纳氏试剂约2个月后, 瓶底出现松散的棕褐色片状沉淀物。瓶壁出现附着的棕褐色块状环, 随着时间推移沉淀物越来越多。6个月左右, 瓶底棕褐色沉淀物约0.6cm厚, 瓶壁布满棕褐色块状环。贮于聚乙烯塑料瓶与棕色玻璃瓶两种容器24个月后的纳氏试剂, 分别对氨氮标准样品进行测定, 结果表明, 贮于聚乙烯塑料瓶的纳氏试剂测定值符合要求[3]。

3.3 水样中物质的影响

水样带颜色或混浊, 含有其它一些干扰物质时, 会影响氨氮的测定。在实验中需对水样进行预处理, 对较清洁的水, 可采用絮凝沉淀法;对工业废水或严重污染的水, 则用蒸馏法消除干扰。此外, 有机废水在酸性条件下, 由于有机物的分解, 有机氮转化为氨氮, 致使氨氮的测定结果, 随放置时间的延长而变大, 因此, 采样后应尽可能快的测定。无机废水在酸性条件下, 氨氮转化为亚硝酸盐氨和酸盐氨的速度较缓, 其保存数日对测定结果影响不大。对于地表水样, 当水样加硫酸酸化至pH≤2, 在室温条件下, 放置半个月比较稳定[2]。

3.4 滤纸的影响

在实验中需要将水样通过滤纸过滤进行水样的预处理, 滤纸中一般都含有铵盐, 这是因为造纸工艺多采用铵法造纸, 铵盐会残留滤纸中。有实验表明, 通过对滤纸的洗涤次数的增加, 吸光度呈下降趋势。因此在实验中应少量多次淋洗滤纸, 以降低滤纸对测定的影响[2]。

3.5 反应条件的控制

3.5.1 显色时间的控制。

氨氮的纳氏试剂比色法, 其方法简单、快速, 准确度高, 但方法的准确度受显色时间的影响较大, 因而对显色时间的控制就非常重要。而且在实际的分析工作中, 经常由于各种原因致使比色时间延后, 因此确定合理的显色时间范围显得很重要。在室温20℃下, 显色时间不足10分钟, 溶液显色不完全, 吸光度随显色时间的增加而增大;显色时间在10~30分钟, 吸光度几乎无变化, 显色较稳定。因此显色时间应在10~30分钟之间, 一般选择20分钟左右为宜。

3.5.2 显色温度的控制。

温度影响纳氏试剂与氨氮反应的速度, 进而影响测定结果。因此试验采用在室温5℃、10℃、15℃、20℃、25℃、30℃、35℃时测定, 选择显色时间10分钟, 温度5~15℃之间, 显色不完全;温度在20~25℃, 显色较完全;当温度高于30℃, 吸光度略降低。因此, 控制实验室温度在20~25℃之间为好。在实验室温度较低的情况下, 也可选择通过适当延长显色时间的办法来提高方法的灵敏度, 但显色时间不宜超过30分钟。

3.5.3 pH控制范围。

显色体系的pH对显色程度有显著影响, 进而影响分析结果的准确性。加入纳氏试剂后溶液显色的pH值适宜范围为11.8~12.4, pH值低于11.8, 反应向反方向进行, 产生HgI2红色沉淀, pH值高于12.4, 溶液中产生大量NH2HgIO, 溶液变浑而无法比色。对于同一个水样, 改变其pH值, 加入1.2mL纳氏试剂, 显色20分钟后测定其吸光度, pH在7左右时吸光值较高。因此水样在保存运输的过程中加酸酸化后, 在样品显色之前要将其pH调至中性[4]。

4 结论

应用纳氏试剂分光光度法测定水和废水中氨氮含量, 具有成本低、操作简单、准确性高等特点, 但受试剂纯度、环境条件、试剂配制、实验条件、试验操作人员等的干扰因素颇多。因此, 在测定水中氨氮的实验过程中, 必须注意实验用水、实验试剂、水体中物质的影响及滤纸的影响, 按照要求合理地控制反应条件, 避免新的影响因素, 才能得到准确可靠的实验数据。

参考文献

[1]水和废水监测分析方法[M].第4版.北京:中国环境科学出版社, 2002.

[2]高春燕.纳氏试剂比色法测定水中氨氮的影响因素分析[J].环境科学导刊.2010, 29 (5) :92-94.

[3]王婷, 曹磊, 薛明霞.纳氏试剂分光光度法测定氨氮中常见问题与解决办法[J].分析实验室.2008, 12:346-349.

水中氨氮测定方法比较篇7

一、数学模式

水中氨氮浓度的计算公式

式中, m为校准曲线上查得氨氮的质量, 单位μg;V为水样体积, 单位m L;c为水样氨氮的浓度, 单位mg/L。

二、测定不确定度来源的分析

根据测定方法和数学模型, 水中氨氮的测定不确定度来源有3个:A类不确定度, 氨氮质量不确定度, 取样体积不确定度。

三、A类评定

在重复条件下连续测量4次样品, 通过贝塞尔公式计算出实验标准差:

由表可以估算出电站脱硫系统总能耗为

则主要耗能设备占电站脱硫系统能耗的百分比分别为:

增压风机轴功率比率

氧化风机功率比率

吸收塔循环泵功率比率

湿式球磨机功率比率

真空泵功率比率

该厂生产厂用电率为5.03%, 供电煤耗316.83g/k W·h。根据公式:

式中, bn标准供电煤耗为入炉标准煤量 Pe为发电机功率 (k W) , Pap为统计期间厂用电功率 (k W) 。由此, 将脱硫电耗PSO2从厂用电中减去, 即可计算出整个脱硫设备对供电煤耗的影响, 即

通过计算, 本电厂增加脱硫设备后, 标准煤耗上升

脱硫系统运行使供电煤耗上升百分比为

相对标准不确定度:u (c) =0.0127/1.89=0.0067。

四、测量氨氮质量的标准不确定度分量评定

根据测量步骤, 测量氨氮质量的标准不确定度来源有3个方面:一是由标准溶液的质量吸光度拟合直线所产生的不确定度;二是配制标准储备液所带来的不确定度;三是由储备液配制6种质量浓度标准溶液时所产生的不确定度。

1. 校准曲线拟合的不确定度u1 (m) 的评定。

根据资料, u1 (m) 计算公式表示为:

式中, B为校准曲线的斜率, 由表1中氨氮质量及其吸光度量值得B=0.00734, 校准曲线的截距a=-0.00048;x为不同校准准溶液氨氮质量的平均值, x=37.86μg, xk为不同校准曲线标准液氨氮质量;P为样品的测量次数, 本次对样品进行4个平行的吸光度测量, P=4;n为校准曲线浓度点测量次数, n=7;m为准曲线上查得氨氮质量4个平行样的平均值m=18.90μg;残差1.01%。

3.基于计算结果所得结论。由上述计算可以得出结论:启用硫系统后使电厂供电煤耗上升了1.01%, 这从定量角度更加直地看出添加了脱硫系统后发电成本的增加。又由具体的设备耗占脱硫系统总能耗的百分比可以分析出:增压风机和吸收循环泵的耗能最大。从优化角度来讲, 减少这两个设备耗能以更好地从总体减少整个脱硫系统的能耗。

三、结论

烟气脱硫又以湿法脱硫最为典型, 且效果较好, 通过比对分得出石灰石—石膏法是技术最成熟, 经济性最好的烟气脱硫法, 并且结合具体的典型电厂脱硫实例, 通过计算来更加直观分析二氧化硫的脱除与经济性。

当今燃煤电厂采用石灰石—石膏法来进行烟气脱硫是主流方法。脱硫系统整个的能耗分析能够更加直观地看出, 一个电厂的经济性, 以典型600MW燃煤丰鹤电厂为研究实例, 计算出了脱硫系统的能耗占厂用电的0.996%, 该电厂引进脱硫系统煤耗上升3.23g/KWh, 由此可以看出脱硫系统的能耗还是很高, 有待进一步改进。并且对一些主要耗能设备如增压风机和吸收塔循环泵的能耗与脱硫系统总能耗进行分析, 得到可以从减少高能耗设备的能耗来大幅减少能耗结果。在科技飞速发展的今天, 相信更加优秀的脱硫方法将会涌现出来, 从而进一步根除二氧化硫的危害, 同时脱硫的经济成本也会有所减少。

标准偏差S计算公式为:

从以上各值可以计算出u1 (m) =0.35, 其相对标准不确定度u1 (m) /m=0.019。

2. 配制标准储备液的不确定度u2 (m) 的评定。

对氨氮储备液配制的标准不确定度进行分析, 1000mg/L氨氮标准储备液的配制用下列公式:

式中, C (储) 为氨氮标准贮备液的浓度, 单位mg/L;m N为氯化铵的重量, 单位mg;P为氯化铵的纯度;MN为氮的摩尔质量, 单位g/mol;MNH4CL为氯化铵的摩尔质量, 单位g/mol;VN为氨氮标准储备液配制体积, 单位L。

氮的摩尔质量和氯化铵的摩尔质量按照IUPAC发布的相对原子质量计算, MN=14.0067g/mol, MNH4CL=53.4913g/mol, 分子量的不确定度可以忽略不计, 则氨氮储备液配制相对标准不确定度可用下列公式表示:

式中, u (m N) 为氯化铵的称量不确定度;u (P) 为氯化铵纯度的不确定度;u (VN) 为配制1000m L的氨氮溶液体积的不确定度。

(1) 氯化铵的称量不确定度u (m N) 的评定。氯化铵的称量不确定度有3个不确定度来源:氯化铵质量的不确定度, 按照标准 (GB7479-87) 应称量3.819±0.004g, 氯化铵按照三角形分布计算得标准偏差为0.004/6=0.0016g;称量变动性, 根据历史数据, 在50g以内, 变动性标准偏差为0.07mg;天平校正产生的不确定度, 按照检定证书给出的天平最大允许误差为±1mg, 标准偏差为1/3=0.577mg。3项合成u (m N) =1.702mg, 相对标准不确定度u (m N) /m N=0.000446。

(2) 氯化铵纯度的不确定度u (P) 的评定。按供应商提供的数据, 氯化铵纯度为99.5%, 将该不确定度视为矩形分布, 标准不确定度u (P) =0.0029, 其相对标准不确定度为u (P) /P=0.0029。

(3) 配制1 000m L的氨氮溶液体积的不确定度u (VN) 的评定。配制1000m L容量瓶溶液体积主要有2个不确定度来源:容量瓶体积刻度的不确定度, 按照制造商提供的容量瓶体积允许差为±0.40m L, 按矩形分布得标准偏差为0.40/3=0.23m L;容量瓶和溶液温度与校准时的温度不同引起的不确定度, 假设实验室温度在±3℃之间变动, 水的体积膨胀系数为2.1×10-4/℃, 体积变化为±0.13m L, 按温度变化为矩形分布计算标准偏差为0.31m L。

3项合成:u ( (VN) =0.427m L, u (V) /V=0.000427。

由u (m N) , u (P) , u (VN) 合成得配制标准储备液的相对标准不确定度为:

3. 配制6种质量浓度标准溶液的不确定度u3 (m) 的评定。

现分析由标准储备液配制6种质量浓度标准溶液产生的不确定度, 以取5.0ml标准溶液稀释到1.0mg/L (含氨氮质量50μg) 为例评定不确定度的大小。

将标准储备液按1∶100稀释得到10.0μg/ml的氨氮标准溶液, 这里采用10m L的无刻度吸管和1000m L的容量瓶来完成。再用10m L刻度吸管取5.0m L标准溶液至50m L比色管并稀释到标线, 用公式表示为:

式中, V10, V1000, V5, V50:分别为10m L吸管、1000m L容量瓶、10m L刻度吸管和50m L比色管的体积。稀释相对标准不确定度:

10m L吸管、1000m L容量瓶、10m L刻度吸管和50m L比色管不确定度评定同第2. (3) 节评定方法, 由标定、刻度及校准和使用温度3个不确定度合成计算出:

4项合成u3 (m) 相对标准不确定度为0.00575。

测量氨氮质量的标准不确定度由3部分相对标准不确定度分量合成得到:

五、取样体积V的标准测量不确定度分量

取样体积V的标准不确定度分量主要有两部分:一是10m L的刻度吸管量取样品的不确定度;二是50m L比色管体积的不确定度, 两项合成得:

六、相对合成标准不确定度