水质氨氮测定

2024-10-03

水质氨氮测定（精选7篇）

水质氨氮测定篇1

摘要：当污染事故发生, 应急监测数据的及时性和准确性将直接影响到决策部门对事件处置措施的制定, 如何确保应急仪器能充分发挥快速检测的优势应该引起高度关注。本文简单介绍了DR2800水质快速测定仪在氨氮项目上的比对方法和结果。

关键词：DR2800,比对,氨氮

目前我国已经初步建立了以常规监测、自动监测为基础的技术装备、技术标准、技术人才的环境监测体系, 形成了国家、省、市三级监测网络, 拥有2300多个环境监测站和4.7万余人的环境监测队伍。环境监测的作用日益显现, 能力建设和技术水平都有很大提高。在污染减排、污染源普查、土壤调查、水专项等重点环保工作中发挥了重要的技术支撑作用。但无法忽视的是近年来我国突发环境污染事件明显增长, 突发性环境污染事故虽然出现频率小, 但危害极大, 是威胁人类健康、破坏生态环境的重要因素。对于此类事故的应急监测和处置必须做到及时、快速、简便、准确。各级政府和环保部门往往面临压力和挑战, 也暴露了仪器设备的不足。为了提高突发环境事件的反应能力, 为决策部门提供及时准确的数据支撑, 常州市环境监测中心引进了哈希DR2800多参数水质快速测定仪、PDV6000重金属测定仪、便携式测油仪、水流跟踪者 (FlowTracker) 手持式声学多普勒流速仪等多款先进的水环境应急监测仪器。为保证在污染事故中哈希DR2800能准确提供监测数据, 本文选取其中一个参数 (即氨氮) 进行比对实验。

1 比对方法

DR2800水质快速测定仪在氨氮项目上提供了2种分析方法, 即纳氏试剂法和水杨酸盐法[1], 相对于水杨酸盐法, 纳氏试剂法的分析更为简单和快速, 在应急监测中更加适用, 因此本文选用标准溶液和实样 (地表水样) 进行手工分析[2]和快速测定仪比对 (均用纳氏试剂法且样品浓度在量程0.02～2.5 0 mg/L内)

2 比对结果

如表1、表2所示。

3 结论

(1) 由表1可以看出, 手工分析的Cv值为1.6%, 而DR2800水质快速测定仪分析的Cv值为1.1%, DR2800水质快速测定仪分析的重现性要略好于手工分析。

(2) 由表2可以看出, DR2800水质快速测定仪分析的相对标准偏差 (%) 为0.6%, 相对误差 (%) 为2.5%, 说明该仪器纳氏试剂法在0.02～2.50 mg/L量程内的准确度和精密度都是可靠的。

参考文献

[1]美国哈希公司.DR2800方法手册[EB/OL].http://hach.shuo.com, 2011-09-26.

[2]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境科学出版社, 2002:279-281.

水质氨氮测定篇2

就目前我国水质监测中的氨氮测定来说, 主要采用的纳氏试剂比色国家标准法, 其不仅操作简单, 而且较为精确, 但在实际的氨氮测量工作中仍有一些因素影响着测量结果的精确性。

1 水质监测中氨氮测定的重要性

在水环境中, 氨氮不仅是主要的水污染元素, 且通过氨氮含量的测定能实现对水环境的全面检测, 从而从整体上来更好的把握水环境的质量, 因此, 氨氮测定对水质监测来说, 具有很大的重要性, 具体表现如下:

1.1 氨氮测定可以有效分析水源污染物

在水质监测中使用氨氮测定方法, 不仅可以实现对水源污染物的有效监测, 亦可以详细分析出各种水源污染物中所含氨和氮的含量, 从而对水源污染物的各种成分进行全面的分析研究, 满足水质监测的需求。

1.2 氨氮测定能提高水质监测的精确性

氨氮是水污染的主要元素, 因此, 将氨氮测定方法运用到水质监测中, 可以准确测定出监测水源中氨氮的具体含量, 从而从整体上提升水质监测的水平, 提高水质监测的精确性, 为更好的采取措施来预防和控制水污染打下坚实的基础。

2 水质监测中氨氮测定的具体方法分析

氨氮含量是反应水源质量的重要指标, 因此, 提高氨氮测定的准确性对水质监测具有重要的意义。从目前我国水质监测中氨氮测定的技术水平来看, 为保证氨氮监测的有效性, 在氨氮测定中可以采取以下具体的测定方法:

一是运用目视比色和分光光度法测定, 也即通过纳氏试剂的反应颜色程度来测定氨氮的含量, 具体表现为:

首先, 将以游离或者是其它形式存在的氨氮与纳氏试剂发生化学反应, 并观察其所生成黄色综合物的颜色程度, 颜色越浓, 就代表氨氮的含量越高;

其次, 利用目视比色法测量氨氮的具体含量, 其检出浓度的范围为0.02m g/L~2m g/L, 或者是利用分光光度法对氨氮含量进行具体的测量, 其氨氮的检出浓度范围为:0.05m g/L~2m g/L;

二是在水样的分析过程中, 要尽可能的提出酸碱度对氨氮测量结果造成的影响, 也即在水样品的检测中, 要将水样品的p H值控制在合理的范围之内, 一般为10.5左右, p H值太低可能会造成样品显色的不完全, 而过高则可能会使溶液出现浑浊现象, 因此, 在水样品的检测过程中, 要选择良好的滤料来尽可能的消除样品的酸碱度对测定值造成的影响, 以保证氨氮测量结果的精确性与可控性。

3 水质监测中影响氨氮测定的因素

3.1 光波长对氨氮测定产生的影响

光波监测是氨氮测定中常用的测定办法, 监测光波的长短直接影响着氨氮的测定结果, 因此, 在氨氮测定时, 采用光波监测法, 就要选择长度合适的光波, 以尽可能的消除氨氮测定中光波长度对氨氮含量的测定结果造成的结果, 提高氨氮监测的有效性, 具体的光波长度对氨氮测定产生的影响如下表:

从上表中可以看出在400nm~435nm之间的光波长中, 显色剂的空白吸光度均普遍较小, 而与其相比, 标准液显色吸光度就较大且较稳定, 并且在415nm光波长是, 显色剂空白吸光度和标准液显色吸光度的值均达到最大, 由此可见, 在水质监测中的氨氮测定中, 所用的光波监测方法的光波长应为415nm, 以提高氨氮测定结果的精确性。

3.2 气泡对安氨氮测定产生的影响

在水样品检测的过程中, 不可避免的会产生小气泡, 虽然少数的且较小体积的水泡不会对氨氮测定结果造成影响, 但是若这些小气泡在比色池中滞留并不断积累增加就会严重影响到氨氮测定结果的稳定性及精确性, 使测定结果产生一定程度的偏差, 不能保证氨氮测定结果的有效性, 也就自然不能满足水质监测的需求。

因此, 在氨氮测定的过程中, 可以将显色剂真空脱气或者是在检测管路中加装玻璃泡滴液器来防治小气泡进入到管道中, 在比色彩滞留聚集, 消除小气泡对氨氮测定的影响, 提高氨氮测定结果的精确性。

3.3 盐度对氨氮测定产生的影响

在对江河出海口的水质进行监测的过程中, 要注意含盐量对氨氮测定结果造成的影响, 尤其是该处的含盐量受淡水河流以及潮汐的交接影响, 其含盐量是处于不断的变化过程中, 具有很大的不确定性, 因此, 要重视对该处水质含盐量的测定, 以及其对氨氮测定结果造成的影响, 具体表现如下:

从上表数据可以看出, 当水源含盐量为20j以下时, 其对氨氮测定的结果几乎无影响;而当水源含盐量为20j以上时, 氨氮的测定结果出现轻微的正向偏差。

在水质监测中对氨氮进行测定时, 水中多多少少会含有一定的盐量成分, 尤其是江河出海口的含盐量可能会比内陆水源高很多, 因此, 在氨氮测定中, 要注意把握含盐量对测定结果造成的影响, 主要体现在一下两个方面:一是掌握水源中含盐量的变化规律, 提高水质监测中氨氮测定结果的有效性;二是掌握水源中的含盐量, 也即只有达到一定程度的盐量积累才会对氨氮测定结果造成影响。

3.4 显色时间对氨氮测定产生的影响

在使用纳氏试剂比色法对氨氮含量进行测量的过程中, 所采用的是自动进样方法, 进样速度直接控制着样品与显色剂混合后的吸光度显色时间, 因此需要把握住显色所必需的最短时间。

从上表数据, 可以看出, 在自动进样的过程, 在2分钟的显色时间内吸光度迅速上升, 4~10分钟基本保持稳定上升, 10分钟以后保持不变。因此, 在自动进样的过程中, 要确保自动监测时间为2分钟以上, 以确保氨氮测定结果的稳定性。

3.5 试剂储存时间对氨氮测定产生的影响

显色剂是氨氮测定的必用物品, 因此, 其性能的稳定性直接影响着氨氮测定结果的精确性。经相关实验证明, 当显色剂及氧化剂保存于室温为20~30℃之间的棕色瓶中保存时, 12天以内的储存时间对氨氮测定结果几乎无影响, 但12天以上的储存时间则会影响显色剂的稳定性, 进而影响到氨氮测定结果的准确性。因此, 在显色剂的选择上, 既要考虑到显色剂本身的稳定性以及储存时间对其结构的稳定性所造成的影响, 尽可能的消除显色剂自身不稳定性或者失效等因素对氨氮测定结果造成的不利影响。

4 结语

综上所述可知, 在水质监测中进行氨氮测定时, 存在众多因素影响其测定结果的稳定性及精确性。然而氨氮的测定是提高水质监测质量和效果的重要举措, 因此, 在氨氮测定的过程中, 要尽可能的考虑到各方面因素对其测定结果造成的影响, 并采取相应的措施加以预防或者是控制, 以提高氨氮测定结果的精确性和有效性。

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.

[2]邓翔宇.水质监测中氨氮测定的影响因素分析[J].资源节约与环保, 2014.

水质氨氮测定篇3

关键词：大凌河,氨氮,污染分析,趋势分析

1 概述

大凌河是锦州市第一大河流,位于松岭山脉和努鲁儿虎山脉之间,发源于凌源县打鹿沟,流经朝阳市、锦州市义县,于凌海市东南注入渤海湾,全流域面积23 549km2,河长397.4km。主要支流有老虎山河、牤牛河及细河等。大凌河从义县头台乡杨孟沟入锦州市并向东流,过义县义州镇后折向南穿过凌海市大凌河镇和金城镇之间,于凌海市西八千乡南注入渤海辽东湾。锦州市境内流域面积2 985.9km2,境内河长151.5km,多年平均迳流量20.18亿m3,2007-2008年对锦州地区的污染源进行了全面详细的普查,结果显示,由于沿途接纳了锦州地区的生活污水和工业废水,致使大凌河水质受到严重污染。通过对大凌河水质的调查及沿途污染源的分析与评价,寻找水质污染的根源,提出了控制污染的措施,对改善大凌河水环境质量,确保人民生活、生产用水安全具有十分重要的意义。

2 流域受纳废水污染物总量状况分析

2.1 大凌河流域各源污染物排放情况

根据污染源普查结果,流域各种污染物排放总量12 175.4吨,其中工业源污染物排放总量2 459.6吨,占流域总量20.2%,生活源污染物排放总量7 833.24吨,占流域总量64.3%,集中式污染治理设施污染物排放总量1 882.6吨,占流域总量15.5%,见表1、图1。

从大凌河流域接纳各种污染物总量分布比例看,主要来源于工业源,排放污染物占流域总量75.85%。

2.2 流域受纳各种污染物情况分析

大凌河流域污染物排放总量中,COD>BOD>总氮>动植物油>氨氮>总磷>石油类>总铬>挥发酚>六价铬>氰化物>铅>镉>汞>砷。主要污染物COD排放总量8 923.25吨,占流域污染物总量73.29%,位居首位,其中生活源占65.69%,工业源占22.07%,集中式占12.24%; BOD排放总量1 205.83吨,占流域污染物总量9.9%,位居第二位,其中生活源占56.1%%,工业源占29.56%,集中式占14.33%;总氮排放总量933.29吨,位居第三位,其中生活源占48.71%%,集中式占51.29%;动植物油污染主要来源于生活源,总量为503.64吨;氨氮排放总量451.98吨,占流域污染物总量3.71%,其中生活源占66.17%,工业源占17.77%,集中式占16.05%;各污染物各源分布情况具体见图2。

3 大凌河(锦州段)氨氮污染状况

3.1 氨氮污染评价分析

作者对十一五期间大凌河水环境中氨氮污染因子进行了评价[1],结果见表2。

注:Ⅲ类水质标准为1.0 mg/l, Ⅳ类水质标准为1.5 mg/l, Ⅴ类水质标准为2.0 mg/l[2]。

由表2评价结果表明:十一五期间的监测结果大凌河各断面氨氮除张家堡断面超标外,其余数据均满足地表水环境标准相应要求。

3.2 大凌河污染趋势分析

采用秩相关系数检验法对大凌河污染趋势进行分析。评价公式如下:

$r_{j} = 1 - [6 \sum_{Ι = 1}^{n} d i^{2}] / [Ν^{3} - Ν]$

di=Xi-yi

式中:di为变量Xi和变量Yi的差值;

Xi为周期1到周期N按数值从小到大排列的序号;

Yi为按时间排列的序号。

在0.05水平上,当N=10时,临界值Wp=0.564,得到2001年至2010年间的大凌河(锦州段)氨氮年际变化图,详细情况见图3。

由图3看出,氨氮指标符合Ⅴ类水质状态,但这十年间,虽无明显上升趋势,但一直处于波动状态,应引起重视。

3.3 各源对流域氨氮排放贡献

3.3.1 工业源氨氮排放量

大凌河流域受纳重点工业污染源氨氮排放总量84.18吨,流域工业污染源分布19家,废水排放总量1 799.67万吨,工业总产值30.14亿元。大凌河流域氨氮排放量影响较大且年排放量在1吨以上的企业分布7家,共计排放量80吨,占流域工业氨氮排放总量95.03%,涉及废水排放量1 792.7万吨,占流域工业氨氮废水排放总量99.61%;涉及工业总产值45.46亿元。

对7家企业污染物氨氮排放浓度进行分析,有4家企业排放浓度超过标准(25 mg/L)排放,其中有2家企业排放浓度达1 000 mg/L以上,主要分布在凌海市,具体排放量及排放浓度情况见表3,排放量、排放浓度、废水排放量关系见图 4。

表3看出对大凌河氨氮贡献最大的是造纸行业的“****造纸股份有限公司”,氨氮排放量占流域氨氮总量的77%;其次是原油及石油制品加工业,如“凌海**化工有限公司”,氨氮排放浓度最高,超标114倍。

3.3.2 生活源氨氮排放

生活源氨氮排放占流域氨氮总量66.17%。生活源污水(不包括城镇居民生活污水量)直接排入大凌河总量1 944.30万吨,各种污染物排放总量15 543.955吨,其中氨氮产生量1 239吨,排放量1 206吨,平均排放浓度为62.03mg/l,是标准的2.5倍。

3.3.3 集中式污染治理设施废水排放

工业集中式污染治理设施排入大凌河流域废水总量292.17万吨,各种污染物排放总量259.98吨,其中氨氮产生量8.3吨,排放量0.82吨,平均排放浓度为0.3mg/l,满足排放标准要求。

综上表明:大凌河水质氨氮污染主要来自生活源。

4 氨氮污染控制措施

通过上述评价与分析,提出大凌河(锦州段)氨氮污染控制措施,可有效降低大凌河水质污染,改善大凌河水环境质量。

4.1 严格整治大凌河(锦州段)排放氨氮超标企业

通过本次污染源普查,原油加工和石油制品制造行业、无机碱制造行业及屠宰业等企业排放的工业废水氨氮超标,尤其原油加工和石油制品制造行业排放的氨氮超标及其严重,必须进行整改,加强治理,通过改进废水处理工艺、设施设备,提高处理效率,确保废水达标排放;

4.2 实施污染物总量控制

针对氨氮排放量较多的工业源: “****造纸股份有限公司”等,虽然排放浓度不超标,但废水排放量很大,致使氨氮排放总量很多,因此对此排放的工业废水应进行深化处理,提高中水回用率,减少废水排放量,从而降低氨氮排放总量,进而减轻受纳水体大凌河的氨氮污染负荷。

4.3 加强对生活源的控制

大凌河(锦州段)生活源主要来源于农村,由于农村没有生活垃圾、生活污水和畜禽粪便的处理设施,污水绝大多数是随意排放,不仅严重影响农村人居环境,对周围水环境质量带来极大威胁,因此必须加强对其控制。

1)大力研究、开发和推广农村生活污水和生活垃圾处理、畜禽养殖污染防治、废弃物综合利用等实用技术,支持小城镇和规模较大的村庄建设污水处理设施,城市周边村镇的污水可纳入城市污水收集管网,逐步推广城乡一体化垃圾处理模式,提高垃圾无害化处理水平。

2)大力推广“四位一体”模式。以土地资源为基础,以太阳能为动力,以沼气为纽带,将沼气池、猪(禽)舍、厕所、日光温室合在一起,构成“四位一体”综合利用模式,是种植、养殖并举,生物链结构健全,能流、物流循环较快的能源生态系统工程,可有效控制生活污染,取得经济、生态和社会等多方面的综合效益。

3)建立和完善农村环境监测体系,建立有关土壤污染防治、畜禽养殖污染防治等环境保护体系,逐步建立覆盖农村的环境监察体系。

参考文献

[1]锦州市环境保护局.锦州市十一五环境质量报告书[R].2011.

水质氨氮测定篇4

氨氮水质监测仪用于环境污染物氨氮浓度的监测,是环境质量监测与污染源排放监测控制的重要仪器。其稳定可靠运行直接关系到对环境污染物的控制,但国内水质监测仪在产品设计阶段注重满足其功能需求,缺少可靠性的研究,无法评估其是否达到可靠性指标。通过现场统计数据或实验室模拟正常应力试验对氨氮水质监测仪进行可靠性评价会花费很长的试验时间,很有可能可靠性试验未完成,新的监测仪又被设计出来,为此必须寻求能快速评定其可靠性的方法。

设备的某些性能指标会随着设备运行时间的增加而产生退化,对这些性能指标进行测量分析,可以推测出产品的可靠性信息[1]。如肖坤等[2]对某O型密封圈进行恒定应力加速退化试验,以永久压缩变形率为性能退化数据,利用伪失效寿命方法外推了其在正常应力下的寿命。钟强晖等[3]提出了不假定退化轨道模型的评估方法,利用试验得到产品的退化信息,进而获得产品在各检测时刻的可靠度。Meeker等[4]在进行某印制电路板寿命试验时,基于化学反应规律建立了电路板绝缘材料的绝缘性能退化轨迹,并利用似然法对模型参数进行了估计。潘骏等[5]通过步进应力加速退化试验对电连接器的接触可靠性进行了快速评估。邓爱民等[6]采用温度作为加速应力,利用Arrhenius模型分别基于伪失效寿命分布和性能退化量分布对碳膜电阻器的可靠性进行了评估。汪亚顺等[7,8]提出了基于蒙特卡洛仿真的退化试验及加速退化试验优化设计方法,将复杂的求目标函数解析式的过程转化为较易的退化数据仿真分析问题,降低了加速退化试验设计的难度,便于工程应用。

本研究通过对氨氮水质监测仪进行失效机理分析,建立以其对标准试样的示值误差为退化量的退化轨迹模型和温度应力下的加速退化方程,利用伪失效寿命评估方法对氨氮水质监测进行可靠性评估。

1 氨氮水质监测仪失效机理

氨氮水质监测仪由试剂贮存单元、采样计单元、反应检测单元、数据处理与显示单元和通讯单元组成,其中反应检测单元为核心组成部分。反应检测单元利用纳试剂分光光度法测量水质中的氨氮含量[9],其工作原理如图1所示。

1—光源;2—单色器;3—吸收池;4—比色皿;5—调制器;6—读数指示器

由光源经过单色器得到所需的波长λ的单色光,单色光通过吸收池,透射过的光信号通过调制器转化成电信号,最后经读数指示器显示被测水质的氨氮溶液的浓度。

在吸收池中氨氮溶液的游离氨(NH3)和离子氨(NH4+)均会与纳氏试剂发生化学反应,生成棕红色的络合物,其化学反应式为:

棕红色的络合物NH2Hg IO在波长400 nm~425 nm下会被强烈地吸收,称为吸光物质,由上述的化学方程式可知,氨氮溶液的浓度C1与反应生成的吸光物质的浓度C是成正比的,即C=l C1,l为常数。

根据朗伯(Lambert)-比尔(Beer)定律可得溶液的吸光度A与吸光系数ξ、溶液层的厚度L及吸光物质的浓度C关系满足以下关系式:

由钠试剂分光光度法,可建立吸光度与对应的氨氮溶液浓度的显示值之间的关系式为[10]:

式中:ε—常数。

由此可知:

则氨氮溶液浓度的显示值与吸光物质的吸光系数有关。

氨氮水质监测仪设计时为了减小监测误差,采用的是吸光物质的最大吸光波长λ,最大吸光波长λ与吸光系数ξ之间近似满足以下关系式[11,12]:

光波的波长与单色器的色散元器件光栅有关,光栅是一块刻有大量平行等宽等距狭缝(刻线)的平面工程塑料,平行光通过光栅每个狭缝的衍射和各缝间的干涉形成不同波长的光谱,光栅方程为:

式中:d—光栅两狭缝的间距;Ф—衍射角;φ—入射角,通常入射光为正射入φ为0;m—光谱级数;λ—光波波长。

2 氨氮水质监测仪的退化模型

由氨氮水质监测仪的示值误差不得大于10%[13,14]可知,

式中:C1—标准试样氨氮溶液的浓度。

由式(3~6)可得:

式中:γ—常数,γ=Llψ(sinФ+sinφ)/εm。

因此,氨氮水质分析仪的示值误差取决于光栅两狭缝的间距d。

氨氮水质监测仪在工作时,由于单色器光栅是由工程塑料制成,在热和氧的作用下会发生化学反应,造成光栅两狭缝的间距d随时间变化,其规律满足函数关系式:

式中:d0—初始时刻狭缝间距;ρ—与温度有关的化学反应速率,满足阿伦尼斯方程:

式中:ΔE中为激活能,e V;k—波尔慈曼常数;T—绝对温度,K;M—常数。

将式(8)代入式(7)整理得:

令y=ΔCr,a=ργ,b=γd0-1,可得氨氮水质监测仪示值误差的退化模型为:

氨氮水质监测仪的加速退化方程为:

3 氨氮水质监测仪步进应力加速退化试验可靠性评估

3.1 氨氮水质监测仪步进应力加速退化试验

本研究将4台氨氮水质监测仪在T1=50℃、T2=60℃、T3=70℃、T4=80℃4个温度应力下进行步进应力加速退化试验,各应力试验截尾时间分别为τ1=350 h、τ2=320 h、τ3=315 h、τ4=350 h,各应力水平等间隔检测次数分别为n1=7、n2=8、n3=11、n4=14次。为了减少温度本身对监测的影响,本研究在最初监测时进行温度补偿,对氨氮水质监测仪进行校准,最后得到不同应力水平Ti下,每个检测时刻ti1,ti2,…,tij时,第k台试样的性能退化量,记作(tij,yijk)(i=1,2,3,4;j=1,2,…,ni;k=1,2,3,4)。

3.2 氨氮水质监测仪步进应力退化数据折算方法

氨氮水质监测仪在进行步进应力加速退化试验时,性能退化过程具有单调性。步进应力加速退化试验在各应力水平下不改变试验仪器的失效机理,因而加速退化数据在不同的应力下具有相同的分布形式。试验仪器的剩余寿命仅依赖于累计失效部分和当时的应力水平,与累计方式无关,为了便于试验数据的统计分析,将步进应力退化数据向恒定应力退化数据折算。

在每个测试点对试验仪器进行性能退化测试,得到每台仪器在不同应力、不同时刻的退化量(tij,yijk)。在i应力水平下,第k台仪器在tij时刻的退化数据观测值为yijk,此时,第k台仪器已经试验了τ1+τ2+…+τi-1+tij时间。令g=1,2,…,i-1,第k台仪器分别在Tg应力下试验时间为τg,在应力水平Ti下试验时间为tij。由于各应力水平下仪器的性能退化轨迹仅依赖于当前应力水平与之前的退化量有关,与以往的退化轨迹无关。由退化模型可知,退化模型经适当变换可转变为一元线性形式。假设仪器在g应力水平中的退化斜率为θg,在i应力水平中的退化斜率为θi,则在g应力水平下的性能退化增量为τgθg,在i应力水平下的性能退化增量为tijθi。第k台仪器的初始性能退化量为wk,可得到退化数据为yijk:

第k台仪器在前g应力下的退化数据为:

由此可以进一步将步进应力退化数据折算成恒定应力退化数据(Dijk),其折算公式为:

3.3 基于伪失效寿命的氨氮水质监测仪可靠性评估

本研究将4个样本放入步入式高低温试验箱,现场图如图2所示。

经步进加速退化试验得到4个样品示值误差的退化轨迹,求值误差随时间变化曲线图如图3所示。

本研究对氨氮水质监测仪每个温度下的退化数据进行最小二乘法拟合,并对退化模型参数进行估计,各样本退化轨迹参数估计值如表1所示。通过查相关系数临界值表[15]可知R20.1=0.805 38,因为表1中的每个相关系数的绝对值均大于0.805 38,氨氮水质监测仪退化轨迹方程的线性回归效果都是显著的,从而验证了通过失效机理推导的退化轨迹模型服从一次线性模型。

本研究按照3.2节中介绍的数据折算方法对步进加速退化试验数据进行折算,将氨氮监测仪正常工作的失效阈值Df=10%代入退化模型,可得各样本在各温度应力水平下的伪失效寿命估计值ti,结果如表2所示。

本研究通过对个应力水平下的伪失效寿命数据进行分布假设检验,验证其伪失效寿命是否满足两参数Weibull分布,同时利用最小二乘法对正常应力条件下的分布参数进行估计。

本研究对表2中的寿命数据进行分布假设检验,以lnti为横坐标,以ln[-ln(1-F(ti))]为纵坐标,检验结果如图4所示。

由图4可知,各应力水平下的伪寿命基本分布在一条直线上,可认为伪失效寿命基本服从两参数Weibull分布。利用最小二乘法估计得Weibull分布的形状参数βi与特征寿命估计值ηi。其寿命分布参数估计值如表3所示。

氨氮监测仪的寿命服从两参数Weibull分布,利用各应力下的估计参数外推正常应力25℃条件下的寿命分布参数估计值为β0=2.544 8,η0=25 018.87h,氨氮监测仪的寿命分布函数的参数估计值确定其可靠度函数R(t):

正常应力下氨氮水质监测仪的可靠度如图5所示。

4 结束语

(1)本研究通过分析氨氮水质监测仪失效机理上,建立了以其对标准试样的示值误差为退化量的退化轨迹模型,并利用反应动力学理论建立了其温度应力下的加速退化方程;

(2)针对氨氮水质监测仪步进应力加速退化试验方法,本研究利用伪失效寿命评估方法对氨氮水质监测仪示值误差退化试验数据进行统计分析。

(3)本研究通过对氨氮水质监测仪实施步进加速退化试验,得到了其正常温度应力下的随时间变化的可靠度预测曲线。

(4)与传统加速寿命试验相比,本研究的试验时间大为缩短,为企业快速评估氨氮水质监测仪可靠性提供了一种可行的评估方法。

摘要：针对氨氮水质监测仪如何快速评定其可靠性问题,通过分析氨氮水质监测仪的失效机理,建立了以其对标准试样的示值误差为退化量的退化轨迹模型,并利用反应动力学理论建立了其温度应力下的加速退化方程;通过步进应力加速退化试验获取了退化数据,并利用加速退化方程实现了步进应力加速退化数据向恒定应力加速退化数据的折算,利用伪失效寿命评估方法对氨氮水质监测仪进行了可靠性评估。研究结果表明,利用步进应力加速退化试验可以在较短的试验时间和较少的样本量情况下,实现对氨氮水质监测仪的可靠性评估。

水质氨氮测定篇5

1. 氨氮对生态环境以及人体健康的危害

氨氮是废水中一种常见的污染物,因此,氨氮含量是评估水体质量的一项重要指标,也是水体检测的常用指标。通过测定水中氮氧化物的含量有助于评价水体质量和水体“自净能力”,科学监测水体中氮氧化物的含量有助于正确评估水体富营养的程度,对于强化水体环境,加强环境保护具有重要意义。

在某些条件下,水质中的氨氮与亚硝酸盐氮和硝酸盐氮是相互转化的,当氨氮转化为亚硝酸盐氮的时候,亚硝酸盐氮与蛋白质相互作用形成一种致癌物亚硝胺,这种物质对人体有很大伤害。

氨氮其中一种存在形式游离氨是水生物的最大危害,水环境碱度越高则游离氨的毒性越大。

2. 国内外的发展现状

在国外发达国家,流动注射技术已应用很久,有美国、日本、荷兰、德国等国家的多个仪器公司在研制和生产流动注射分析仪。主要包括间隔流动注射和连续流动注射两大类。国内现在逐步开始推广使用此技术。它具有缩短分析时间,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,自动稀释,操作简单,样品和试剂消耗量小等特点,并且样品全封闭蒸馏、吸收和检测,减少了对环境的污染和对人体的危害,尤其在检测大批量的样品上有显著优势,是现今水质检测中比较先进的检测手段。氨氮的流动注射法是基于氨氮的分光光度法而形成的,它的原理与分光光度法基本相同,并有将手工分析的过程转变为自动化分析的特点

国内现在逐步开始推广使用此技术。实验室在实际工作中更多的使用了仪器自动分析样品,大大减轻了工作量,同时节省了试剂并减少了对环境的污染,使我国的实验室分析水平和国际接轨。

二、水质氨氮的检测

水环境中的氮主要以亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、氨氮、有机氮的形式存在,当水中微生物耗氧的条件下,这四种氮会相互转化。本次研究的水质氨氮检测方法为纳氏试剂分光光度法,参考国家标准《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》(HJ 535-2009)。

水质氨氮的检测原理为水质中的氨氮与纳氏试剂反应后形成淡红棕色的络合物,此络合物与水质中所含的氨氮含量成正比,通过在波长为420 nm,1cm比色皿的条件下所测得的吸光度计算既得水质中氨氮的真实含量。

三、检测过程的影响因素

1. 实验室环境对氨氮检测的影响

实验室环境中含有的氨气以及其他挥发性试剂对氨氮的测定影响也很大,由于大多数实验室都不能做到每一个检测项目都有专门的房间,所以如总硬度、硝酸盐氮的测定中都会用到氨水,那么如果此时检测水质氨氮,就会有环境污染,测定结果即偏高,因此,氨氮的检测过程中应该在无氨、通风良好的环境下操作。

2. 蒸馏水对氨氮检测的影响

根据国标《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》(HJ 535-2009) 要求,氨氮检测用水需为无氨水,如果制备的无氨水在空气中暴露时间过长,则会导致空气中氨以及实验环境中的铵盐进入无氨水中导致空白吸光值过高,影响测试结果。同时如果无氨水被污染严重,那么空白浓度已经超出检出限。因此,每次制备出的无氨水都需要密封保存。

3. 实验器材对氨氮检测的影响

实验用玻璃器材都需要经过洗涤剂清洗之后使用1:9 浓度盐酸溶液浸泡,最后使用蒸馏水清洗干净,尽量不对下次实验造成污染。清洗完毕的玻璃器材需要避开含氨的污染源,尽量做到专项专用。

4. 纳氏试剂配置对氨氮检测的影响

纳氏试剂是氨氮检测中的显色剂,纳氏试剂中的碘化钾和二氯化汞的配比尤为重要。

配置试剂的过程中碘化钾和二氯化汞的配比会对氨氮的测定过程中显色效果和灵敏度有一定的影响,实验表明,当二氯化汞和碘化钾的比例在0.4:1 时,效果最为理想。

在配置过程中需要不断地搅拌碘化钾溶液同时少量多次地加入二氯化汞粉末,每次加入二氯化汞都需要将上一次加入的二氯化汞全部溶解后操作,直到溶液中出现了朱红色沉淀才停止加入二氯化汞粉末,之后将其混合溶液与氢氧化钾水溶液混合均匀,暗处避光24 小时后过滤, 备用。此方法适用于生活污水、工业废水、地表水和地下水中的氨氮检测,此方法检测的检出限为0.25 mg/L。

四、结论

综上所述,在环境监测的过程中,纳氏试剂分光光度法检测水质氨氮的过程中,影响检测结果的因素是多方面的。实验过程中需要注重每一步操作规范,规避这些影响因素,提升环境检测工作的水平。

参考文献

[1]王彬彬.氨氮测定中有关干扰因素及其消除方法的探讨[J].吉林水利,2014(12):47-48,57.

[2]许卫娟.浅谈纳氏试剂光度法测定水体中氨氮的影响因素及消除方法[J].环境科学导刊,2013(6):109-110,114.

水质氨氮测定篇6

关键词：不确定度,线性拟合,常数S法

目前环境监测领域采用的不确定度的评定方法基本上都是ISO/IEC GUM (JJF 1059) 的方法, 这种bottom-up方法比较繁琐, 容易遗漏重叠分量, 一致性也较差。在欧美实施的是Top-down不确定度的评定方法, 该方法主要是通过实验室的质控数据及能力验证、环境标准样品定值等数据, 使用精密度法、控制图法、线性拟合法和经验模型法四种不确定度评定方法进行不确定度的评定。本人结合我站在水质中氨氮长期积累的大量数据, 参照GB/T 22554和ISO11095, 用线性拟合-常数S法对水质中氨氮的不确定度进行评定。

1 方法简介

氨氮:水质氨氮的测定。纳氏试剂分光光度法HJ535-2009。该标准方法是测定水中存在的游离氨 (NH3) 或铵盐 (NH4+) 形式的浓度, 碘化汞和碘化钾的碱性溶液与氨反应生成淡红色胶态化合物, 此颜色在较宽的波长内有强烈吸收。

2 对水质中氨氮的不确定度的评定

2.1实验依据HJ 535-2009《水质-氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》对10.0 mg/L氨氮标准物质, 经过稀释而得不同浓度水平的RQV, 同时进行了5个浓度水平的RQV的校准实验。每一水平进行4次重复测量。这些重复测量时间间隔不少于一个月, 以保证其测量的独立性 (表1) 。

常数剩余标准差假定下校准函数的估计, 对RQV与y的平均测定值进行线性拟合 (表2) 。

2.2工作曲线的失拟误差检验 (表3)

残差总平方和=0.076216 SSP试验误差总平方和

失拟误差与实验误差的比较 (表4)

因F

上限 (UCL) 和下限 (LCL) 的计算:UCL=0.198 LCL=-0.198

2.3选择两个标样用于控制方法, 这两个备选的标样应尽量覆盖正常操作条件下的浓度值, 每天对这两个标样进行测量, 后续的测量X值换算成估计值 (表5) 。

3 不确定度报告

总平方和SS=0.003455 自由度2J=14 σcal=0.0148

报告:水氨氮方法测量不确定度U=±0.0296mg/L。

参考文献

[1]中华人民共和国国家标准.检测实验室中常用不确定度评定方法与表示.

APT生产废水中氨氮的测定篇7

氨及氮的测定有多种方法, 最常用的三种方法-纳氏试剂比色法;电极法和滴定法。前两种检测方法涉及到仪器分析, 纳氏试剂比色法具有操作简便、灵敏等特点, 但钙、镁、铁等金属离子、硫化物、以及水中色度和混浊等干扰测定, 需要相应的预处理。氨氮含量较高时, 可采用蒸馏-酸滴定法。本法采用蒸馏-酸滴定法。测定废水中氨氮的含量:用硼酸吸收, 硫酸标准溶液滴定。硼酸吸收法中, 吸收液硼酸无需定量加入, 滴定终点突变明显, 操作简便, 准确度高。该法的基本原理可用如下方程式表示:

吸收反应NH3+H3BO3=NH4++H2BO3-,

滴定反应H2BO3-+H+=H3BO3

1 实验部分

1.1 主要仪器和试剂

带氮球的定氮蒸馏装置;电炉;滴定装置

氨标准溶液:准确称取0.3882g于105℃烘干2小时的优级纯硫酸铵, 溶于煮沸并冷却的水中, 于500毫升容量瓶中定容, 此溶液中的含氨量为0.2g/L;

硼酸溶液:称取40g硼酸溶于水, 稀释至2L;

硫酸标准溶液:c (1/2H2SO4) ≈0.02mol/L:分取11m L (1+19) 硫酸, 用水稀释至1L。

标定:称取经180℃干燥2小时的基准试剂无水碳酸钠0.2500克, 溶于新煮沸并冷却的水中, 移入200ml容量瓶中, 定容。移取上述20.00ml碳酸钠溶液于150m L锥形瓶中, 加25毫升新煮沸放冷的水, 加1滴甲基橙指示剂 (0.5g/L) , 用硫酸标准溶液滴定至淡橙色即为终点[1]。

式中, C为硫酸标准溶液的浓度 (mol/L)

m为称取碳酸钠质量 (g) ,

v为消耗硫酸标准溶液的体积 (m L) ,

53为 (1/2Na2CO3) 的摩尔质量;

甲基红-亚甲基蓝混合指示液:称取200mg甲基红溶于100m L95%乙醇。称取100mg亚甲基蓝溶于50m L95%乙醇。以两份甲基红溶液与一份亚甲基蓝溶液混合后使用。每月配制。

其他试剂均为分析纯, 水为二次蒸馏水。

1.2 实验方法

吸取50.00毫升硼酸溶液于500毫升锥形瓶中, 将导管管尖伸入吸收液液面下约1.5cm。取50m L水样, 加水至250m L (如氨氮含量较高, 可取适量并加水至250m L, 使氨氮含量不超过2.5mg) , 移入凯氏烧瓶中, 加入15克氢氧化钠。加入数粒玻璃珠, 立即连接氮球和冷凝管[2], 导管下端插入吸收液液面下。加热蒸馏, 至馏出液达200m L时, 用PH试纸检查馏出液酸度, 如为中性, 将吸收瓶取下;若仍为碱性, 继续蒸馏, 直至中性。停止蒸馏。定容至250m L。洗净冷凝管出口处, 关闭电炉。待吸收液冷却后, 加2~3滴甲基红-亚甲基蓝指示剂, 用硫酸标准溶液滴至溶液颜色由绿色至淡紫色为终点, 记录用量。同时做空白实验。

V1为试样滴定所消耗的硫酸标准溶液的体积 (m L) ,

V0为空白实验所消耗硫酸标准溶液的体积,

V为试样体积 (m L) ,

C为硫酸标准溶液的浓度 (mol/L) ,

14.01为氮的摩尔质量,

计算氨的含量时用氨的摩尔质量17.03即可。

2 结果与讨论

2.1 实验条件

2.1.1 样品的预处理。

在国家标准方法中, 在蒸馏前需对样品进行消解处理, 方法是加入硫酸钾进行煮解。该处理的目的是:分解有机物质 (如蛋白质, 胺类, 酰胺类等) 中的氮, 使其转化为NH4HSO4或 (NH4) 2SO4。考虑到APT生产的废水中氨氮主要以铵盐的形式存在, 有机氮成分含量甚微, 可以忽略不计 (通过消解和不消解的实验对比, 也证明了APT生产中废水的有机氮含量甚微) , 故在分析时省去了消解这一步, 同时也减少了试剂用量 (消解时除了使用硫酸钾之外, 还要用硒或者铜盐作催化剂) , 本方法直接加碱蒸馏, 降低了成本, 也大大缩短了分析时间。

2.1.2 碱的用量。

为了使试液中的NH4+转化为NH3而被蒸出, 需用过量的氢氧化钠, 考虑到加氢氧化钠水溶液导致溶液体积偏大, 给蒸馏带来一定的困难, 所以本实验采用加入固体氢氧化钠的方法。实验表明, 对废水中氨的蒸馏时, 50ml试液中加入10克以上以上氢氧化钠即可将氨完全蒸出, 故本实验选用15克。

2.1.3 蒸馏速度和时间。

蒸馏速度太快则引起试液的翻滚, 容易使碱液随水蒸汽带出, 影响测定结果;太慢则延长分析时间。因此实验时保持溶液微沸, 实验表明, 20分钟以上氨可完全蒸出, 故选择蒸馏25分钟, 馏出液体积在200m L时, 能满足要求。

2.1.4 氨的吸收。

氨在水中溶解度很大, 而蒸馏试样时生成的氨量又很少, 故对于氨的吸收并不存在问题。实验表明, 硼酸吸收液的用量对氨的测定结果无明显影响, 故选择20g/L的硼酸溶液50m L。

2.2 精密度

根据选定的条件, 对废水试样分析5次, 平均值为15.31mg/L;相对标准偏差为1.9%。由此可见, 该方法的测定精密度较高。

2.3 加标回收率

按实验方法, 在废水试样中加入氨标准溶液作回收实验以验证分析方法的准确性, 结果见表1。氨的回收率在95%~105%之间, 表明该方法具有较高的准确度。

3 总结

综上所述, 该方法准确度高, 重现性好, 分析流程短, 操作简便, 而且设备简单, 成本较低, 完全能够满足APT生产企业中对废水中氨氮测定的要求。