酚试剂分光光度法

酚试剂分光光度法（通用4篇）

酚试剂分光光度法 篇1

甲醛是工作场所有害物监测的常测项目, 也是GB/T 18883-2002《室内空气质量标准》和GB50325-2001《民用建筑工程室内环境污染控制规范》中规定的必检项目之一。本文根据GB/T18204.26-2000《公共场所空气中甲醛测定方法-酚试剂分光光度法》、CNAS-CL 07《测量不确定度评估和报告通用要求》、CNAS-GL 05《测量不确定度要求的实施指南》及JJF 1059-1999《测定不确定度评定与表示》[1,2,3,4], 对空气中常见的甲醛浓度的测量结果不确定度进行评定, 系统分析了不确定度的来源, 并对各不确定度进行量化, 确定甲醛浓度真值所处区间。

1 内容与方法

1.1 实验部分

1.1.1 仪器与试剂

分光光度计、大型气体吸收管、大气采样器、具塞化色管10ml。吸收液、1%硫酸铁铵、0.1mol/L碘溶液、1.0mol/L氢氧化钠、0.5mol/L硫酸溶液、0.1mol/L硫代硫酸钠溶液、0.5%淀粉溶液、甲醛标准液10μg/ml。

1.1.2 标准曲线的绘制

取0.0、0.1、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.5、2.0μg甲醛按方法配制标准系列, 测定各管标液的吸光度。以甲醛含量为横坐标, 吸光度为纵坐标, 绘制曲线。

1.1.3 采样

用装有5ml吸收液的大型气泡吸收管, 以0.5L/min流量, 采气10L。

1.1.4 样品测定

采样后, 将样品液全部转入比色管中, 用少量吸收液洗吸收管, 合并使总体积为5ml。按绘制标准曲线的操作步骤测定吸光度。

1.2 不确定度来源的识别

1.2.1 数字模型

以空气中甲醛浓度计算公式为例:C= (A-A0) ×Bq/VO。

式中:C-空气中甲醛浓度, mg/m 3;A-样品溶液的吸光度, ;A0-空白溶液的吸光度;Bq-由标准曲线回归得到的计算因子, μg/吸光度;V0-换算成标准状态下的采样体积, L。

1.2.2 不确定度来源的识别和分析

1.2.2. 1 采样体积引入的不确定度

包括采样器采样引入的不确定度、温度计测量、压力计测量引入的不确定度。

1.2.2. 2 制备10μg/ml甲醛标准溶液的不确定度

主要受硫代硫酸钠标准溶液、标定、定容过程的不确定度的影响。

1.2.2. 3 重复实验的不确定度

用同一样品共进行了6次重复实验。

1.2.2. 4 分光光度计吸光度读数相对标准不确定度

不同的影响因素见图1。

2 结果

不确定度分量的评定如下。

2.1 采样体积引入的相对不确定度urel (V0)

2.1.1 采样器流量引入的相对不确定度urel (Q)

2.1.2采样器时间定时引入的相对不确定度urel (T) QC-1型气采样时间误差≤1%, 按矩形分布,

2.1.3温度计测量引入的相对不确定度urel (t) -10～100℃温度计大气误差为±1℃, 按矩形分布,

2.1.4 urel (P) 空盒气压表准确度≤0.1kPa, 按矩形分布

综上, 采样体积引入的相对不确定度为:

2.2 制备10μg/ml甲醛标准溶液引入的不确定度urei (标准)

2.2.1 容量瓶引起的标准不确定度

标准溶液定容用容量瓶100ml (A级) , 其相对标准不确定度为0.000 577 (国家技术监督局)

2.2.2 硫代硫酸钠标准溶液的不确定度

可由标准溶液证书得到, 按矩形分布计算, 标准不确定度为:0.000 15=0.000 087, 其相对标准不确定度为:0.000 087/0.109 9=0.000 792。

2.2.3 甲醛标准溶液的不确定度

标定时两次平行滴定的体积偏差为0.03ml, 标定液的体积约为20ml, 可按三角分布计算, 标定的标准不确定度为0.003=0.012, 其相对标准不确定度为:0.012/20=0.000 61。

合成上述分量得标准溶液制备引起的总的相对标准不确定度为:

2.3 标准曲线的相对标准不确定度

2.3.1 标准曲线

标准曲线测定结果见表1。用最小二乘法求得回归曲线方程为:y0=0.351x+0.001

2.3.2 相对标准不确定度[5]

2.4 重复测定不确定度

对待测样品进行了6次重复测定, 其均值x=0.904, 标准差Sx=0.008 23。重复测定不确定度:u (x) =0.008 23/6=0.003 36;相对标准不确定度=0.003 36/0.904=0.003 71。

2.5 分光光度计吸光度读数相对不确定度

分光光度计吸光度分辨率为0.001A, 因此其量化误差不确定度:urel (仪) =30.001÷0.317 5=0.001 82。

2.6 合成标准不确定度

将上述各不确定度分量汇总, 列入表2。

由上述各相对标准不确定度合成该空气样品中甲醛检测结果的相对标准不确定度为:

甲醛浓度测定的标准不确定度:因采样10L, 那么样品浓度为0.904/10=0.090 4mg/m 3合成标准不确定度为uc (c) =0.090 4×0.032 5=0.002 94mg/m 3。

扩展不确定度:在没有特殊要求的情况下, 按国际惯例, 取置信水平95%, k=2,

U=k·uc (c) =2×0.002 94=0.005 88mg/m 3。

测定结果:本例空气中甲醛浓度为 (0.090 4±0.005 88) mg/m 3。

3 讨论

由各个不确定度分量计算可知, 酚试剂分光光度法在测定空气中甲醛浓度的过程中, 采用体积不确定度分量所带来的影响最大, 是该方法不确定度的主要来源。其中在采样过程中, 采样器流量引入的不确定度又是采用体积不确定度的主要来源其次是标准曲线不确定度分量所带来的影响。说明如果实验操作正常, 仪器自身的准确性是不确定度的主要来源。

参考文献

[1]GB/T18204.26-2000, 公共场所空气中甲醛测定方法〔S〕.

[2]CNAS-CL07, 测量不确定度评估和报告通用要求〔S〕.

[3]CNAS-GL05, 测量不确定度要求的实施指南〔S〕.

[4]JJF 1059-1999, 测定不确定度评定与表示〔S〕.

[5]倪蓉, 杨龙彪, 张燕.比色法测定空气中三氧化铬的不确定度〔J〕.中国卫生检验杂志, 2005, 15 (8) :975.

酚试剂分光光度法 篇2

水中的氨氮主要以游离氨或氨盐的形态存在[1]。尤其当水中的氨氮含量较高时,对鱼类存在毒害作用,同时对人体也会产生不同程度的伤害[2]。

水中氨氮的主要来源是生活污水中含氮有机物受微生物分解作用的产物、某些工业废水及农田排水等。

此外,在无氧环境中,水中存在的亚硝酸盐也可受微生物作用,还原为氨。

在有氧环境中,水中氨亦可转变为亚硝酸盐,甚至继续转变为硝酸盐,均存在生物体存在较大的毒害作用。因此研究水中氨氮对环境资源及社会可持续具有重要作用。

1实验部分

1.1实验原理

纳氏试剂分光光度法是以游离氨或铵盐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的含量呈正比,于波长420nm处测量吸光度。此法操作简便、准确度高,因此被广泛使用。

1.2主要实验仪器

752分光光度计,50ml比色管(8只)。

1.3主要实验试剂

1)纳氏试剂。

2)酒石酸钾纳溶液:称取50g酒石酸钾纳溶于无氨水中,稀释至100ml。

3)铵标准储备液:称取无水氯化铵3.8190g,溶于无氨水中。转入1L容量瓶,稀释至标线。此溶液NH3-N质量浓度为1.00mg/m L。

4)铵标准液:用移液管吸取铵标准储备液10.0m L于1L容量瓶中,用无氨水稀释至标线。此溶液NH3-N质量浓度为0.010mg/m L。

1.4实验步骤

1)取澄清水样50m L置于50m L比色管中。

2)取每毫升含0.010mg氨氮的按标准溶液0m L、0.5m L、1m L、2m L、3m L、5m L、7m L、10m L于50m L比色管中,用无氨水稀释至刻度。

3)在水样及标准管中分别加入1m L,酒石酸钾纳溶液,摇匀,再加入1m L纳式试剂,摇匀。

4)在波长420nm处用1cm比色皿测其吸光度值,绘制标准曲线。水样按同样步骤测定吸光度,从标准曲线上查得氨氮含量。

1.5结果分析:

根据氨氮计算公式:ρ(氨氮)(N,mg/L)=测得氨氮质量/水样体积

具体实验结果如表1:

根据实测结果,绘制标准曲线,以净吸光度为纵坐标,氨氮含量为纵坐标,结果如图1所示:

最后可得出氨氮含量与净吸光度满足y=0.0043x+0.037。

实验表明,R2高达0.9677,拟合程度较高。作出标准曲线后,只需测得水样的吸光度,即可读出水样中氨氮浓度,结果简单实用。此标准曲线为本人亲测所得,可能与国家标准略有误差,这可能与实验用水、PH、纳氏试剂以及其他实验试剂的质量等有一定关系,测量结果总体符合标准。

2结语

通过实验得出氨氮标准曲线,为监测不同水样的氨氮含量提供方便。氨氮是废水中最常见的污染物,氨氮含量是评价水环境质量的一项重要指标。饮用水中氨氮含量过高,其亚硝酸盐和蛋白质结合成亚硝胺,是一种强致癌物质,对人体极为不利。同时氨氮对水生生物也会产生不利影响,氨氮毒性与水中p H有密切关系,氨氮含量愈高,p H值愈高,毒性愈强,对水生生物危害越大。因此,水中的氨氮对人类有重要影响,测定水体氨氮含量,对于水质评价以及净化水体具有十分重要的意义。

参考文献

[1]徐霞君.纳氏试剂比色法测定水中氨氮的影响因素[J].青海科技,2004,03:33-35.

酚试剂分光光度法 篇3

1 材料与方法

1.1 试剂

硫酸:ρ20=1.84 g/ml;吸收液[C (H2SO4) =0.005 mol/L]:将28 ml硫酸缓缓加入到1000 ml水中, 临用时再稀释100倍;纳氏试剂:溶解17 g氯化汞于300 ml水中;另溶解35 g碘化钾于100 ml水中;将前液慢慢加入后液中至生成红色沉淀为止。加入600 ml氢氧化钠溶液 (200 g/L) 和剩余的氯化汞溶液, 混匀。贮存于棕色瓶中, 于暗处放置数日, 取出上清液置于另一棕色瓶中, 用胶塞塞紧, 避光保存;标准溶液:准确称取0.3879 g硫酸铵 (于 80 ℃干燥1 h) , 溶于吸收液中, 定量转移入100 ml容量瓶中, 用吸收液稀释至刻度。此溶液为1.0 mg/ml氨标准贮备液。临用前, 用吸收液稀释成20.0 μg/ml氨标准溶液。实验用水均为无氨蒸馏水。

1.2 仪器

大型气泡吸收管;空气采样器:流量0～3 L/min;10 ml具塞比色管;分光光度计。

1.3 样品的采集、运输和保存

在采样点, 串联2只各装有5.0 ml吸收液的大型气泡吸收管, 以0.5 L/min流量采集15 min空气样品。采样后, 立即封闭吸收管进出气口, 置清洁的容器内运输和保存。

1.4 对照试验

将装有5.0 ml吸收液的大型气泡吸收管带至采样点, 除不采集空气样品外, 其余操作同样品, 作为样品的空白对照。

1.5 样品处理

将采过样的吸收液洗涤吸收管内壁3次。前后管分别取出1.0 ml样品溶液于具塞比色管中, 加吸收液至10 ml, 摇匀, 供测定。若浓度超过测定范围, 用吸收液稀释后测定, 计算时乘以稀释倍数。

1.6 标准曲线的绘制

取7只具塞比色管, 分别加入0.00、0.10、0.20、0.40、0.60、0.80、 1.00 ml氨标准溶液, 各加吸收液至10.0 ml, 配成0.0、2.0、4.0、8.0、12.0、16.0、20.0 μg氨标准系列。向各标准管加入0.5 ml纳氏试剂, 摇匀:放置5 min, 于420 nm波长下测量吸光度;每个浓度重复测定3次, 以吸光度均值对氨含量 (μg) 绘制标准曲线。

1.7 样品测定

用测定标准系列的操作条件测定样品溶液和空白对照溶液。样品吸光度减去样品空白对照吸光度后, 由标准曲线得氨含量 (μg) 。

1.8 计算空气中氨的浓度

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式中:C—空气中氨的浓度, mg/m3;m1, m2—测得前后样品管中氨的含量, μg;V—标准采样体积, L。

2 结果与讨论

2.1 问题

国标中的吸收液C (H2SO4) 为0.5 mol/L (将26.6 ml硫酸缓缓加入到1000 ml水中) , 而纳氏试剂中C (NaOH) 为3 mol/L。根据国标中操作, 现场采样后各取出1.0 ml测定, 标准及样品均加吸收液至10 ml, 然后各加入0.5 ml纳氏试剂, 比色定量。根据酸碱中和原理:H2SO4+2NaOH=Na2SO4+2H2O国标中反应的NaOH物质的量为3 mol/L× 0.5 ml=1.5 mmol, 充分反应完全后H2SO4只消耗0.75 mmol, 而溶液中H2SO4物质的量为0.5 mol/L×10 ml=5 mmol, 所以H2SO4过剩了4.25 mmol, 最终溶液呈现强酸性。根本没有黄色物质生成, 反应失败。

2.2 解决方法

解决方法有2个, 一是降低吸收液H2SO4的浓度, 二是提高NaOH的浓度, 二者取一。从安全角度着想, 还是尽量遵守减少腐蚀性化学品的使用原则。认为降低吸收液H2SO4的浓度比较好, 参照有关标准, 通过试验认为C (H2SO4) 为0.005 mol/L为宜。这样H2SO4充分反应, NaOH物质的量过剩1.4 mmol, 溶液呈碱性。

3 参考文献

[1] GBZ/T 160.29-2004.工作场所空气有毒物质测定无机含氮化合物[S].

[2]GB/T 18204.25-2000.公共场所空气中氨测定方法[S].

参考文献

[1]GBZ/T160.29-2004.工作场所空气有毒物质测定无机含氮化合物[S].

酚试剂分光光度法 篇4

关键词：总蛋白,吸收峰,吸光度

总蛋白由白蛋白和球蛋白组成,是血浆固体成分中含量最多、组成复杂、功能广泛的一类化合物。总蛋白的检查是主要检测肝功能代谢能力的试验,反映肝脏的储备能力。总蛋白升高往往是由于一种或多种免疫球蛋白增加所引起的,如急性失水、代谢钠丢失、多发性骨髓瘤等;总蛋白降低大多是由于白蛋白的降低所引起,如水钠潴留、长期营养不良、严重结核、甲亢和恶性肿瘤等。因此,临床上检测血清总蛋白及其组分,不仅可作为评价营养状态及消化功能的指标,而且对肝脏疾病、肾脏疾病、出血性疾病和免疫性疾病等的诊断、治疗和预后判断有重要价值。

1 仪器与材料

1.1 仪器

双光束紫外可见分光光度仪(北京普析通用仪器有限公司,型号:TU-1901)、电热恒温度水浴锅。

1.2 材料

选用8个厂家生产的总蛋白测定试剂盒,依次编号为1～8号(表1)。TruLab N复合定值质控血清(正常值)为德赛诊断系统(上海)有限公司生产,批号:12335。

2 方法与结果

2.1 实验原理

双缩脲法:在碱性条件下,蛋白质分子中的肽键与二价铜离子发生双缩脲反应生成紫红色的络合物,其中每个铜离子与5～6个肽键络合,在540～550 nm范围内有最大吸收峰,且呈色强度在一定浓度范围内与肽键数量即蛋白质含量成正比,经与同样处理的蛋白质标准液比较,即可求得蛋白质的含量。该法为临床测定血清总蛋白的首选方法[1,2,3]。

注:带*表示单位浓度为g/L,“-”表示此项为空白

2.2 试验方法

2.2.1 选择8个厂家生产的总蛋白试剂盒,分别按说明书中要求将质控血和相应试剂按一定比例进行加样,然后将所得混合液在紫外分光光度仪上进行扫描,检出相应吸收峰和吸光度(表2)。

2.2.2 第一次试验扫描时用蒸馏水调零(即用蒸馏水走基线),再用紫外分光光度仪对其混合液进行扫描,连续扫描两次,得出吸收峰及相应吸收度。

2.2.3 第二次试验扫描时用各自厂家生产的试剂调零(即用试剂走基线),再用紫外分光光度仪对其混合液进行扫描,连续扫描两次,得出吸收峰及相应吸收度。

2.2.4 以4号厂家的吸光度为基础,其他7个厂家分别按质控血清∶试剂的比例计算出相应的理论吸光度和误差[4,5]。误差=[(测定值-理论值)/理论值]×100%。

2.3 结果

2.3.1 以蒸馏水调零所得的吸收峰和吸光度:用蒸馏水调零后,对其混合液连续扫描2次,分别得出吸收峰及相应吸光度(表3),吸收峰图谱见图1。

2.3.2 以试剂调零所得的吸收峰和吸光度∶用试剂调零后,对其混合液连续扫描两次,分别得出吸收峰及相应吸光度(表4),吸收峰图谱见图2。

2.3.3 理论吸光度和误差的计算:以4号厂家的吸光度为基础,计算出相应的理论吸光度和误差(表5)。

注:测定值即为吸光度平均值;*表示以4号厂家为基础

3 讨论

从表3、4检出的吸收峰波长结果以及相应的图谱来看,表3所检出的吸收峰波长已远远偏离了说明书中要求的吸收峰波长,表4检出的吸收峰波长在正常范围内。即第一次试验扫描虽然是以蒸馏水调零,对混合液进行平行操作扫描,但连续两次扫描所得吸收峰波长和理论吸收峰波长之差在10 nm以上,且图谱比较乱,没有规律性;而用各自厂家生产的试剂调零后,检出的吸收峰和理论吸收峰一致,吸收峰之差均在10 nm以内,相应图谱显示吸收峰明显,有一定规律性。

在分析方法学上,8个厂家生产的试剂盒均采用的是终点法。从紫外分光光度仪的特性来讲,任一物质通过仪器扫描所得的吸收峰和理论吸收峰之差都应在±2 nm内,这样所得的结果才能经得起验证,但考虑到体外诊断试剂的特殊性,所以吸收峰之差在10 nm以内均认同和理论值吸收峰值相一致。

从表4、5的比较中可看出3、5、6号的吸光度与理论吸光度几乎一致,误差<2%,而1、2、7、8号的吸光度与理论吸光度存在一定差异,误差范围在20%以内,排除在试验操作过程中一些不确定的因素如人为误差等,各自厂家生产的试剂对其吸光度值起着决定性的作用。8个厂家生产的总蛋白试剂盒均为单试剂,除了1号厂家加了适量防腐剂外,其余厂家的配方完全一样,在试验中都用的是终点法且反应原理一样,之所以出现吸光度值的差异与各自厂家配方的比例不一致有关。

参考文献

[1]国家药典委员会.中国药典[S].三部.北京:中国医药科技出版社,2010:附录ⅥB.

[2]朱铁志.脂血标本总蛋白测定方法的探讨[J].中国医学检验杂志,2009,10(2):94-95.

[3]王霞文.临床生物化学和生物化学检验[M].南京:南京大学出版社,1995:180-182.

[4]叶应妩,王毓三,申子瑜.全国临床检验手册[M].3版.南京:东南大学出版社,2006:452-456.