水质氨氮检测

2024-05-23

水质氨氮检测（精选7篇）

水质氨氮检测篇1

一、前言

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.

[3]蔡刚.纳氏试剂比色法对污水中氨氮的测定研究[J].甘肃科技,2014(14):22-23.

水质氨氮检测篇2

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

水质氨氮检测篇3

氨氮是反映水体受污染程度及湖泊、河流等富营养化的重要标志之一, 而防止水体的富营养化最主要的手段就是对于氨氮流入水体中的含量进行有效控制。近年来我国在治理水体的富营养化方面也取得了一定的成效, 比如在“九五”期间对太湖、巢湖及滇池流域等地实施了进入水体的氨氮含量的控制政策, 以及采取一切办法限制大企业的污水排入等。

为了控制水体中的氨氮含量, 以达到减少水质污染的目的, 我国对各大企业的生产废水制定了相应的排放标准。我油田开发区域的涉及地表水主要包括延河水系、马莲河水系、无定河水系、黑河水与蒲河水系等四大流域的水体, 油田废水中氨氮的排放标准则依据地下水及地表水中氨氮的含量标准, 限制水体中的氨氮的检测标准关系到污染控制目标的实现, 同时往往也关系到石油产业发展的走向。以下是地表水及地下水监测中各指标的标准限值见表1所示:

在这四大水体水质监测项目中, 结合我国的水源水质现状及氨氮的毒性分析建议执行Ⅲ类水质检测标准。Ⅲ类水质主要用于集中式的生活用水即地表水氨氮含量的限制标准为1.0mg/L, 地下水氨氮含量的限制标准为0.2mg/L。

由于目前水体中的氨氮含量的控制还面临着缺乏最佳技术、处理设施升级改造的任务艰巨等问题, 氨氮排放标准的制定不再与区域的水质功能直接对应分级, 而是与环境容量和环境管理需求相联系。由于在上述的油田的四大流域水体中, 氨氮作为主要的污染物, 是水体富营养化及环境污染的一项重要指标, 所以, 为了保证石油生产过程的顺利进行, 必须将水体中的氨氮的检测标准进行严格限制。

2 水质监测过程对于氨氮浓度的影响

2.1 水质监测中氨氮检测原理

水质监测项目中的氨氮测定较常采用的方法是纳氏试剂比色法或者酚盐法等, 纳氏法是氨氮监测中较经典的方法, 而酚盐法比纳氏试剂法具有更高的灵敏度。纳氏试剂主要由KI、Hg I2、Na OH组成, 其主要成分为[Hg I4]2-, 在采用纳氏试剂法对于水体中的氨氮含量进行测定时, 水体中的氨氮与纳氏试剂发生反应生成黄棕色的络合物, 该络合物的色度与氨氮的含量成正比关系, 根据氨氮与纳氏试剂发生的化学反应情况来判定氨氮含量。

2.2 水质监测过程对于氨氮浓度的影响因素

2.2.1 采样过程对于氨氮检测浓度的影响

水中的含氮有机物在特定微生物的作用下, 首先会分解并转化为铵态氮, 然后转化为亚硝态氮, 最后为硝态氮。很多种类的微生物都可以参与含氮有机物的转化过程, 所以这一转化过程历时并不会太长。然而光化学、浮游植物、细菌的分解及蒸发都有可能造成氨浓度的变化, 所以合适的保存方式是保证氨氮测定结果准确与否的关键因素, 一般情况下, 应该是采样后加入保存剂, 然后尽量冷藏运输及尽快测定。由此可见, 采样过程如果没有特定的保存措施以及测定不及时均会影响氨氮浓度的测定。

2.2.2 试剂对于氨氮检测浓度的影响

纯氨水及纳氏试剂是氨氮检测中用到的的重要原料, 由于氨水的易挥发性及氨气的易溶于碱性气体的特性, 所以水及测定氨气用的玻璃器皿都容易被沾染, 从而导致氨氮检测浓度受到影响。在实际的检测实验中, 氨水都是现做现配, 不另行储存, 而测定氨的玻璃器皿则不用于其他实验。配置纳氏试剂时, KI过多会使氨与试剂的显色较浅或者不显色, 从而导致整个实验的历时太长乃至影响最终的氨氮浓度检测。

2.2.3 PH值对于氨氮检测浓度的影响

由于在碱性条件下, 氨氮容易生成气体挥发, 所以采样后如果不能现场测定的情况应该加浓硫酸进行固定, 否则会使水样中的氨氮含量发生变化而影响最终的检测结果。

2.2.4 预处理方式对于氨氮检测浓度的影响

对于浑浊的地表水, 氨氮检测时会出现由于色度、浑浊度及各种干扰物质而影响测定结果的情况, 所以测定前需要对水样进行预处理, 比如过滤法、蒸馏法, 或者在水样中加入硫酸锌与氢氧化钠混凝沉淀等来去除色度及浑浊等。但是采用过滤法或蒸馏法进行水样预处理时, 往往会因为测定的周期长等因素而不如混凝沉淀法所检测的氨氮浓度的准确性大。

3 防止地表水或地下水氨氮超标的措施分析

为了防止地表水及地下水中的氨氮含量超标, 我国政府采取了相关的应对措施。比如:

(1) 借鉴国外的一些先进技术和设施增强处理污水的能力, 并且制定了严格的氨氮检测标准, 并进行逐一落实;

(2) 严禁氨氮含量超标的工业废水外排, 并定期对各大企业的水质进行监测和检查;

(3) 通过对污水的有效处理和减排协同作用来有效减少废水中氨氮化合物的含量;

(4) 根据不同流域及水质情况, 对当地的地表水或地下水进行水质监测, 对水体中氨氮浓度超过国家制定的相关氨氮检测标准的进行相应的治理和改善。

4 总结

氨氮作为水体的重要污染物之一, 越来越受到社会各界的关注, 而水质监测项目中氨氮检测标准的制定对于地表水环境的好坏有着最直接的关系。同时为了有效控制氨氮的排放, 工厂、企业应该严格控制行业发展速度及经济规模, 从源头上控制氨氮污染物的危害, 以及抓紧企业的末端管理, 运行污染治理设施的监测, 以确保工业企业对于氨氮污染物的超标排放, 从而达到造福人类的目的。

mgL

摘要：随着水污染的不断加剧, 水体的富营养化以及其引起的水体蓝藻、赤潮现象也越来越严重, 而氮盐是水体富营养的重要营养盐之一, 水体中的氨氮超标对人体及社会环境会造成很大的危害性, 所以, 水质监测项目中对于氨氮的检测标准的制定与执行具有非常重大的现实意义。

关键词：水质监测,氨氮,检测标准,探讨

参考文献

[1]倪雪春.氨氮在线监测方法的研究[D].江南大学, 2009年硕士论文

[2]环境中氨氮的分析和监测方法综述.百度文库

水质氨氮检测篇4

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.

水质氨氮检测篇5

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。

水质氨氮检测篇6

氨氮(NH3-N)是以游离氨(NH4+)形态存于水中,水里氨氮来源多为生活污水里含氮有机物受微生物作用后的分解产物、农田排水、工业废水等。在《水和废水监测分析方法(第四版)》[1]里,氨氮的测定方法包括气相分子吸收法、纳氏试剂分光光度法、电极法等。现今,应用最多的方法即为纳氏试剂分光光度法,可准确测得水内氨氮含量,为防污调度提供更准确的数据资料。

2 实验部分

2.1 原理

碘化汞与碘化钾的碱性溶液与氨发生反应后会产生淡棕红色胶状化合物,该溶液于较宽波长中能强烈吸收,可测量波长410~425nm的范围。

2.2 测量方法

水样给予过絮凝沉淀预处理后,取一定量体积稀释到50mL比色管内,向其中添加1.0mL酒石酸钾钠,均匀混合后添加1.5mL纳氏试剂,重新混匀,待放置一段时间后,在420nm波长处完成比色测定。

2.3 所用仪器与试剂

751紫外—可见分光光度计,便携式pH计,10%硫酸锌溶液,酒石酸钾钠溶液,25%氢氧化钠溶液,纳氏试剂。

3 结果分析

3.1 水体自身成分对结果的影响

水体pH值、浊度、色度等,水体内含有的脂肪胺、醛类、芳香胺、醇类、丙酮、有机氯胺等多种有机化合物,以及镁、铁、氯、钙等无机离子均会对氨氮测定结果产生影响。在分析时,需对水样给予相应的预处理。

3.1.1 pH值的调节

取得的样品需尽快分析,并用H2SO4将样品酸化为pH值低于2。若水样酸度偏高,添加纳氏试剂后依然偏酸性,并有红色沉淀,会影响测定结果的准确性。因而在测定中,需将水样pH值调至7左右,方可确保所测得的结果更准确。

3.1.2 水样浊度、色度与有机物干扰与处理

(1)对较洁净的水,需利用絮凝沉淀法:朝水样内添加相应量ZnSO4,再添加NaOH使溶液呈碱性,后用滤纸过滤除去颜色与浑浊等[2]。不过滤纸内多含有痕量铵盐,使用前需用无氨水充分洗涤3~4次后再测定。

(2)镁、钙、铁等金属离子干扰及消除。若钙离子浓度超过0.1mg/L,向其中加入试剂后水样会相当浑浊,直接影响吸光度值。消除方法为:向其中添加1mL15%EDTA或酒石酸钾钠溶液。

(3)硫化物干扰及消除。硫化物与纳氏试剂发生反应后,会生成黄色化合物,与氨氮跟纳氏试剂发生反应后的棕黄色类似,于420nm波长下仍有较强吸收,肉眼基本无法辨认,硫化物含量高达1000μg后,向其中添加纳氏试剂,发黑现象明显,无法准确测得吸光度。消除方法:于酸性环境里加热后消除。

3.2 实验环境因素对结果的影响

实验室环境也会直接影响测定结果。如实验过程中挥发的酚、总硬度、亚硝酸盐氨等,当纳氏试剂吸收空气内的氨后会让空白值与测量值变高。因此实验室需严防交叉污染,以免实验用水及水样被挥发的氨污染。

3.3 显色反应时间、显色温度对结果的影响

通常情况下,标准的显色反应时间约10min,若显色时间过长或过短均会对显色结果造成影响,准确把握显色时间能提高测定结果的准确性。通过多次对比分析得出显色时间与显色结果的关系,即:0~10min,溶液显色欠完全;10~20 min溶液显色较稳定;20~40min溶液显色偏深;40~60min溶液颜色开始减退。同时,显色温度也直接影响显色结果,显色温度在5~15℃时,显色欠完全;显色温度在20~25℃时,显色较完全;显色温度在30~35℃时,显色体系欠稳定,并出现褪色与少许沉淀。因而在实验过程中,需将显色温度控制在20~25℃,时间控制在10~20min。

3.4 纳氏试剂配制的影响

纳氏试剂的配置方法有两种,分别为:方法一,将20gKI加入到约100g水里,搅拌的同时分次少量添加约10g二氯化汞(HgCl2)结晶粉末,产生朱红色沉淀且溶解较困难时,改成滴加饱和二氯化汞溶液,搅拌均匀,待产生微量朱红色沉淀溶解困难时,中止添加二氯化汞溶液。另取60gKOH添加到水中,在稀释到250 mL,冷却到室温后,把以上溶液充分搅拌,缓慢注入KOH溶液,在用水稀释到400mL,搅拌均匀。静置过夜。把上层清液移至聚乙烯瓶内,密封保存。在长期实践发现,硫化钾与二氯化汞配比会对显色反应敏感度造成影响,需严控二氯化汞添加量。二氯化汞与KCl的配比为0.45∶1时,所测定的结果最准确;方法二、取16g氢氧化钠,加入到50mL水里,待冷却到室温后。另取7gKI与10gHgI2到水里,充分搅拌,慢慢添加到已配好的NaOH溶液里,加水稀释到100 mL,在倒入聚乙烯瓶内,密封保存。通过多次实验对比,我们发现:使用方法一测定结果的准确度较高,而方法二测得的结果准确度稍逊,不可取。

4 结语

采用纳氏试剂光度法进行水质内氨氮的测定影响因素相当多,若要保证测得的结果更准确,在测定过程中需始终坚持严谨认真的工作态度,针对可能存在的影响因素,给予逐个分析研究后,选择正确的消除方法,进而增强环境水质监测工作水平。

参考文献

[1]罗俊玲.纳氏试剂分光光度法测定水中氨氮的分析体系优化[D].西安:西北大学,2015.

水质氨氮检测篇7

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