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第五章 有机污染指标的测定

卫生检验学教研室公维磊

23/4/20 2

有

机

污

染

指

标

综合指标

类别指标

三氧

三氮

总有机碳

(TOC)

(DO 、 COD 、 BOD)(NH3-N 、 NO2

--N 、 NO3--N

挥发性酚表面活性剂石油农药

第一节 溶解氧第一节 溶解氧 第二节 化学需氧量 第二节 化学需氧量 ““三氧三氧”” 第三节 生化需氧量第三节 生化需氧量 第四节 总有机碳第四节 总有机碳 第五节 氨氮第五节 氨氮 第六节 亚硝酸盐氮 第六节 亚硝酸盐氮 ““三氮三氮”” 第七节 硝酸盐氮第七节 硝酸盐氮 第八节 挥发性酚类第八节 挥发性酚类 第九节 阴离子表面活性剂第九节 阴离子表面活性剂 第十节 石油第十节 石油 第十一节 农药第十一节 农药

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了解水中有机污染物的来源、有机污染的危害和通过有机污染指标测定对水质的判断；熟悉溶解氧、化学需氧量、生化需氧量、总有机碳、三氮、挥发性酚、表面活性剂的概念；掌握溶解氧、化学耗氧量、生化需氧量、酚、氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐、表面活性剂、农药测定方法的原理、注意事项和适用范围。

学习要求

第一节 溶 解 氧第一节 溶 解 氧

一、概 述

（一）溶解氧概念

溶解于水中的氧气称为溶解氧（ dissolved oxygen， DO ），以氧的 mg/L

表示。

（二）影响水中溶解氧的因素

环境因素 氧分压、大气压、水温

水体理化性质藻类植物、接触面积、

溶解的盐类物质

生物学特性 有机污染物、水生生物

溶解氧在不同水源中的分布

我国卫生标准规定，地面水的溶解氧不得低于 4mg/L ，东北地区鱼业水源不得低于 5mg/L 。

（三）水样的采集

测定溶解氧的水样的采样原则是避免产

生气泡，防止空气混入。因此要用溶解氧

瓶或具塞磨口瓶采集。

地面水的采集

自来水和井水的采集

1. 地面水的采集 采集地面水时，水样瓶装满后再有 2 ～ 3 倍的体积转换，既可起到冲洗水样瓶的作用，又避免了产生气泡并将瓶内原先与空气中氧接触的水样置换了出去。

2. 采集自来水和井水 采集自来水或带有抽水装置的井水时，先打开水龙头放水几分钟，再用橡皮管接在水龙头上，将橡皮管的另一头插到瓶底部，待瓶中水满外溢数分钟后，取出橡皮管，盖好瓶塞。

无论采集何种水样，瓶内都不能留有气泡。 影响水中溶解氧的因素很多，采样后最好尽快测定，不能尽快测定时，应加 MnSO4和碱性 KI 现场固定，固定后的水样也只能保存 4 ～ 8h ，不能长时间放置。

二、 测 定 方 法 二、 测 定 方 法

测

定

溶

解

氧

的

方

法

碘量法

溶解氧测定仪法

电导测定法

准确、精密，但有多种杂质干扰，适用于水源水、地面水等较清洁的水样是目前常用的测定溶解氧的方法

可测定颜色深、浊度大的水样，常用于江河水、湖泊水、排水口污水和废水。

11 ．碘 量 法．碘 量 法（（ GB7489-87GB7489-87 ））

1. 原 理

硫酸锰氢氧化钠

氢氧化锰+DO

亚锰酸

+ 过量的氢氧化锰偏锰酸锰

H+

+KII2

用硫代硫酸钠标准溶 液滴定析出的碘而定量。

MnSO4 + 2NaOH = Mn(OH)2↓ + Na2SO4

2Mn(OH)2 + O2 = 2MnO(OH)2↓

MnO(OH)2 + Mn(OH)2 ＝ MnMnO3 + 2H2O

MnMnO3 + 2KI + 3H2SO4 ＝ 2MnSO4 +

K2SO4 + I2 + 3H2O

I2 + 2Na2S2O3 = 2NaI + Na2S4O6

反应式如下：

测定时先在样品瓶中加入 MnSO4和碱性KI 溶液固定溶解氧 ; 然后加入浓H2SO4 析出碘，待沉淀完全溶解后，再吸取100.0ml 样液，用 0.0250 mol/L

Na2S2O3 溶液滴定析出的碘，根据消耗

Na2S2O3 的体积 V(ml) ，按下式计算出水样溶解氧含量（mg/L ）。 DO = (0.0250× V× 8× 1000)/100 = 2V

2. 测 定 步 骤

用本方法测定水样中的溶解氧时应注意：

3. 注 意 事 项

②注意淀粉指示剂的加入时机 ，应该先将溶液由棕色滴定至淡黄色时再加淀粉指示剂，否则终点会出现反复，难以判断。

①试剂的加入方式比较特殊，应将移液管尖插入液面之下，慢慢加入，以免将空气中氧带入水样中引起误差。

2NaN3 + 2HNO2 + H2SO4 =

2N2↑ +2N2O↑+ Na2SO4 + 2H2O

Fe3 ＋ + 6F － = [FeF6]3 －

③当水样中含有 NO2－、 Fe3 ＋时，可发

生下述反应而影响溶解氧的测定：2NO2

－ + O2 = 2NO3－

2 NO2－ + 2I － + 4H ＋ = 2NO↑ + I2 + 2H2O

2Fe3 ＋ + 2I － = 2Fe2 ＋ + I2

向样品中加入 NaN3 和 NaF ，可消除NO2

－和 Fe3 ＋ 的干扰：

④若水样中存在有大量 Fe2 ＋，会消耗游离出来的碘，使测定结果偏低。此时应加入高锰酸钾溶液将Fe2 ＋氧化为 Fe3 ＋，再加入 NaF将 Fe3 ＋转化为[FeF6]

3 －。过量的高锰酸钾溶液以草酸还原除去。

草酸也不能过量，否则会使碘还原为 I － ，影响测定结果。

⑤ 水样中的悬浮物质较多时，会吸附游离碘而使结果偏低。此时预先用明矾[KAl(SO4)2] 在碱性条件下水解，生成氢氧化铝沉淀，后者再凝聚水中的悬浮物质，沉淀析出后取上清液测定溶解氧。

22 ．溶解氧测定仪法 ．溶解氧测定仪法

溶解氧测定仪的测定原理是采用电化学的方法，其传感器的电极由阴极（金）和多孔的阳极（银）组成，电极浸没在氯化钾饱和溶液中，传感器有隔膜覆盖，隔膜将电极和电解质与被测溶液分开，当电极浸入被测溶液时，氧会通过隔膜扩散，在阴极上产生电极反应形成电流，电流的大小与被测水样的氧分压成正比。

1. 原 理

sensION6便携式溶解氧测定仪适用于不同环境下测量水中溶解氧

高精密溶解氧仪

测定样品时，先将溶解氧测定仪通电并预热 15min ，在标定 状态下将显示值调至21％。取一定量的水样于烧杯中，轻轻放入搅拌子，于电磁搅拌器上搅拌，保证水流转速>0.3m/s ，且水样不产生气泡时，将氧电极插入水样的二分之一深处，将溶解氧测定仪旋至测量状态，待读数稳定后，直接读出水样溶解氧的值。

2. 测 定 步 骤

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本法不需要试剂，操作简便，而且样品色度和浑浊度不影响测定。每次测定前都应校正溶解氧测定仪以减少仪器误差。搅拌速度对测定结果有影响，因为在测定时水中氧气在阴极上反应而被消耗掉，所以电极周围的水样必须保持搅动，以补充氧气，如果静止测定，结果会偏低。温度对测定结果有很大影响，在测定溶解氧的同时，应该测定水温。长期测定含有硫化氢一类气体的水样时， 会降低电极的灵敏度，应经常更换电极。

3. 注 意 事 项

33 ．电导测定法 ．电导测定法 用不导电的金属铊或其它化合物与水中溶解的氧反应生成能导电的 TI+ 离子：

通过测定水样电导的增量，求得 ( 换算 )溶解氧的浓度。实验表明：每增加0.035S/cm 的电导相当于 1mg/L 的溶解氧。此法是测定溶解氧最灵敏的方法之一，也可用于连续监测。

2TI + 1/2 O2 + H2O → 2TI ＋ +

2OH －

第二节 化学需氧量第二节 化学需氧量

一、概 述

定义 水中还原性物质，在规定条件下，被氧化时所消耗的氧化剂的量相当于氧气的量叫化学需氧量 (chemical oxygen

demand， COD) ，结果以氧的 mg/L 表示。

化学需氧量的主要影响因素

我国地表水环境质量标准 （GB3838-

2002 ）规定： I类水质的 CODCr(mg/L)

为≤ 15， II 类和 III 类的为≤ 20， IV 类为≤ 30， V 类为≤ 40 。

二、测定方法二、测定方法

氧化还原电位滴定法和库仑滴定法等等

重铬酸钾法

酸性高锰酸钾法测定 COD 的标准方法

11 ．酸性高锰酸钾法 ．酸性高锰酸钾法 (1) 原 理

水样在酸性条件下，加入高锰酸钾溶液，

在沸水浴中加热 30min ，使水中有机物 被氧

化，剩余的高锰酸钾以草酸滴定，然后根据实

际消耗的高锰酸钾的量计算出化学耗氧量。

4KMnO4 + 5[C]( 代表有机物 ) + 6H2SO4 =

2K2SO4 + 4MnSO4+5CO2↑ + 4H2O

2KMnO4 + 5H2C2O4 + 3H2SO4 =

K2SO4 + 2MnSO4 + 10CO2↑ + 8H2O

其反应式为：

（ 2 ）测 定 步 骤 1. 样品的氧化 取水样或稀释水样 100.0ml ，用稀H2SO4 酸化后，加入 c （ 1/5

KMnO4）= 0.01mol/L KMnO4 溶液 10.0ml ，在沸水浴中准确加热 30min; 2.终止氧化反应 立即加入c （ 1/2Na2C2O4）= 0.01000 mol/L

Na2C2O4 溶液 10.0ml; 3.滴定剩余的草酸 趁热用 c （ 1/5

KMnO4）= 0.01 mol/L KMnO4 溶液滴定至微红色，记录其用量为 V1 ml 。

（ 5-2 ）

4.校正高锰酸钾浓度 再加入c （ 1/2Na2C2O4）= 0.01000 mol/L 溶液 10.0ml ， 再用 c （ 1/5 KMnO4）=

0.01mol/L KMnO4 溶液滴定至微红色，记录其用量为 V2 ml 。 5.按式 5-2计算水样 COD值 (O2mg/L).

若为稀释水样，则应另取 100.0ml蒸馏水，按上述方法滴定，此为空白实验。设空白消耗高锰酸钾溶液的体积为 V0ml ，按式 5-3计算水样 COD值（mg/L ）。

(5-3)

（ 3 ）反应条件的控制1. ）酸度的控制2. ）高锰酸钾溶液浓度的控制3. ）加热方式和时间的控制4. ）水样稀释倍数的影响5. ）还原性无机物的影响6. ）水样中 Cl- 的影响7. ）其它因素的影响

1.1. ）酸度的控制）酸度的控制

酸度以 0.45mol/L H ＋为宜。 酸浓度过大、酸度过小的影响。 酸度只能用硫酸来维持，而不能用盐 酸和硝酸。

2. ）高锰酸钾溶液浓度的控制 高锰酸钾溶液的浓度应控制在 c （ 1/5

KMnO4）= 0.01mol/L 左右。浓度大，有机物 被氧化的程度大，结果偏高；反之，结果偏低。由于新配制的高锰酸钾溶液浓度不稳定，应提前两周配制，临用时用草酸标准溶 液校正。

3.3. ）加热方式和时间的控制）加热方式和时间的控制

过去一般采用电炉或电热板加热煮沸 10min 。

现改用沸水浴加热 30min

4.4. ）水样稀释倍数的影响）水样稀释倍数的影响 水样应适当稀释，保证在沸水浴中加热30min 后消耗的高锰酸钾溶液为加入量的二分之一左右，此时化学耗氧量与有机物 含量之间才有一定的 比例关系，可作不同水体有机污染 程度的比较。 原因：样品中有机物的 含量直接影响氧化剂的氧化速度和氧化能力，所以，同一水样由于稀释倍数不同，测得的 COD值也不一致，因此，必须在报告结果时注明稀释倍数。

5. ）还原性无机物的影响

当水样中含有大量的 NO2 －、 S2 －、Fe2＋ 等还原性无机物时， COD值会增高，应消除其影响。方法是取另一份水样在不加热的情况下测定其冷耗量，再从 COD值中减去冷耗量即可。

6.6. ）水样中）水样中 ClCl －－的影响的影响 水样中 Cl-浓度 >300mg/L 时，在酸性介质中被高锰酸钾氧化而生成氯气，这样就消耗了高锰酸钾，使结果偏高。可采用碱性高锰酸钾法测定，让高锰酸钾在碱性条件下氧化水中的有机物，可 避免大量氯离子的干扰。

6.6.）） ClCl-- 的影响的影响Cl-可被高锰酸钾氧化，消耗高

锰酸钾导致结果偏高。可用碱性高锰酸钾法测定。

7. ）其它因素的影响 测定 COD 的水样，用玻璃瓶采集，采集的水样应尽快测定。不能尽快测定的水样加硫酸调 pH＜ 2 、或加 HgCl2 50mg/L 或加

CuSO4 2～ 5 mg/L ，低温下，样品可保存两周。 样品氧化时所用锥形瓶事先要用酸性用高锰酸钾煮沸数分钟，以消除可能存在的有机物。

定量的重铬酸钾在强酸性溶液中将有机物氧化，剩余的重铬酸钾以邻菲罗啉为指示剂，用硫酸亚铁铵标准溶 液回滴，由实际消耗的重铬酸钾的量，计算水样的化学耗氧量。

(1) 原 理22 ．重铬酸钾法 ．重铬酸钾法

2K2Cr2O7+3[C]( 代表有机物 ) ＋ 8H2SO4 ＝

2K2SO4+2Cr2(SO4)3+3CO2↑+8H2O

K2Cr2O7+6(NH4)2Fe(SO4)2+7H2SO4 =

K2SO4+Cr2(SO4)3+3Fe2(SO4)3+6(NH4)2SO4

+7H2O

Fe2 ＋（稍过量）＋ 3Cl2H8N2 =

[Fe(C12H8N2)3]2 ＋

反应式如下：

（ 2 ）测 定 步 骤 取 50ml 水样或稀释水样于 300ml圆底烧瓶中，加 HgSO4 ( 消除 Cl －的干扰） 0.4g ，优级纯浓H2SO4 5ml ，充分摇匀。加0.004167mol/L K2Cr2O7 标准溶 液25.0ml ，再加入 H2SO4 75ml ，混匀，加Ag2SO4 ( 催化剂） 1g ，充分摇动后，加热回流 2h 。停止加热并放冷，用约 25ml蒸馏水洗涤冷凝管，将烧瓶内溶液全部转移至

500ml 三角瓶中，加水稀释至约 350ml ，加邻菲罗啉亚铁指示剂 2 ～ 3 滴，用 0.025

mol/L (NH4)2Fe(SO4)2 滴定至溶液由深绿色变为深红色即为滴定终点，记录（NH4 ） 2Fe(SO4)2 的用量。同法取 50ml

蒸馏水代替水样做空白试验，按式 5-4计算水样 COD值（mg/L ）。 （ 5-4 ）

（ 3 ）影 响 因 素 虽然 K2Cr2O7 的氧化能力强，仍不能完全氧化直链烃等有机物，可加入 Ag2SO4 作催化剂，并用煮沸回流的方式来提高氧化效率，其氧化效率能达理论值的 95％～ 100

％。 水样中的 Cl －可与 Ag2SO4 生成沉淀，阻碍氧化作用，此时可按 Cl － 10 倍的量加入HgSO4 ，使 Cl －生成氯化汞的配合物，可消除 800mg/L Cl －的干扰。

1

2

(NH4)2Fe(SO4)2 浓度不稳定，每次测定时需重新标定 。

水中的 NO2－会消耗 K2Cr2O7 ，使结果

偏高，可向样品和空白瓶中按每 1mg NO2－

加 10mg 氨基磺酸，将 NO2－转变为氮气，

消除NO2－干扰。

当水样 COD值＞ 500mg/L 时，应稀释后测定。稀释的程度以加热氧化后剩余的K2Cr2O7 量为加入量的 50％～ 80％为宜。

3

4

5

CODMn与 CODCr虽然都是常用的测定

方法，但二者在氧化能力上有差

别， CODCr 几乎能将有机物 完全破

坏， CODMn 只能氧化部分有机物， 且严格

受实验条件的影响。因此两种方法的测定结果是不同的。

3.3. 化学耗氧量库仑测定仪法 化学耗氧量库仑测定仪法 (1) 原 理

在水样中加入定量的重铬酸钾消解氧化有机物，用一定 强度的恒电流电解产生的 Fe2+

滴定剩余的重铬酸钾，用电化学方法指示 滴定终点，根据电解消耗的电量和法拉第定律计算有机物的 含量，即 COD值。

测定时先对样品进行消解，取 10.0ml 水样于消解杯中，加入定量的 K2Cr2O7及浓硫酸，加热回流 15min ，稍冷后用重蒸馏水冲洗冷凝管，加入硫酸铁溶液待测。同时消解试剂空白。再按仪器操作说明标定 重铬酸钾总氧化值>102 。把电极插入消解好的水样杯中测定 。

（ 2 ）测 定 步 骤

本法具有快 速、准确、经济、方便的特点，只需 30min即可完成一个水样的测定，对Cl －高的水样无需使用 HgSO4 ，仅用

Ag2SO4 即可消除干扰。

K2Cr2O7 的理论标定 值应为 120 ，但由于蒸馏水、硫酸、及操作等原因，使其标定值略小于理论值，但应控制在 >102 ，才可使用。

（（ 11 ）密 封 管 法）密 封 管 法

44 ．其 它 方 法 ．其 它 方 法

测定时将样品和氧化剂 (K2Cr2O7)

及催化剂 Ag2SO4 等密封于管中，在150℃下加热 2h ，使样品中有机物 完全氧化，然后测定氧化剂的剩余量，计算出样品 COD 。

（ 2 ）光 度 法

测定时将水样、 K2Cr2O7 溶液、 H2SO4及 Ag2SO4 溶液置于三角瓶中，准确加热回流 10min ，冷至室温后于600nm处测定 Cr(Ⅲ) 的吸光度，再根据用COD 标准溶 液 ( 邻苯二甲酸氢钾 ) 绘制的标准曲线计算出样品的 COD值。

（（ 33 ）氧化还原电位滴定法 ）氧化还原电位滴定法 水样被自动输入到检测水槽，与 H2SO4 溶液、 Ag2SO4 溶液及 KMnO4 溶液经自动计量后，被送到氧化还原反应槽，温度调节器将水浴温度自动调节到沸点，反应 30min ，立即准确注入 10.0ml

H2C2O4 标准溶 液，终止氧化反应。过量的 H2C2O4

以 KMnO4 溶液回滴，用电位差计测定铂指示电 极和饱和甘汞电极之间的电位差，以确定反应终点，求出高锰酸钾标准溶 液的消耗量，用反应终点指示 器将其滴定耗去的容量转为电信号，经运算回路变为 COD值。由自动记录仪记录。每次测定需 1h ，测定范围2×10－ 5g/L 。

COD 测定仪 /COD 分析仪 CTL—12型化学需氧量速测仪

◆ 测定范围广，适应性强 ◆ 仪器终点自动控制和显示，同时峰鸣器报警提示 ◆ 操作简便、易学、易掌握

2008年中国水环境状况

七大水系水质类别比例

长江水系 水质总体良好。 104个地表水国控监测断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ类、Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为 85.6%、 6.7%、 1.9%和 5.8%。主要污染指标为氨氮、石油类和五日生化需氧量。

黄河水系 水质总体为中度污染。 44个地表水国控监测断面中，Ⅱ～Ⅲ类、Ⅳ类、Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为 68.2%、 4.5%、 6.8%和 20.5%。主要污染指标为氨氮、石油类和五日生化需氧量。

其余水系的主要污染指标为石油类、五日生化需氧量、氨氮和高锰酸盐指数。

第三节 生化需氧量 第三节 生化需氧量

一、概 述定义 生化需氧量 (biochemical

oxygen demand， BOD) 是指水中的有机物 在好气性微生物的作用下，进行生物氧化分解所消耗氧气的量，结果用氧的mg/L 表示。

C6H12O6 + 6O2 → 6CO2↑+6H2O ( 完全氧

化 )

色氨酸 +6O2 → 吲哚 + 丙酮酸盐 +NH3↑ ( 不完

全氧化 )

6C6H12O6 + 6O2+ NH3 → 4C5H7O2N( 细菌细胞 ) +

16CO2 + 28H2O

有机物在水中发生的生物氧化反应，可用下述反应式来表示：

有机物在好氧性 微生物作用下的生物氧化过程的显著特点是吸收O2 。可根据生物氧化反应吸收的 O2 量来表示水体中有机物的 含量。

用 BOD 来衡量有机污染 程度时，最好能测出有机物 完全氧化分解所消耗的氧气量。

通常是在规定条件下测定一定时间内的生化需氧量，来衡量有机物污染的 程度。

我国 GB在 3838-2002 中规定地面水BOD5不超过 3～ 10mg/L ，工业废水排放标准为＜ 60mg/L 。

二、测 定 方 法二、测 定 方 法 标准 稀释（稀释培养）法具有稳定性和重现性好，准确度高的优点，是目前测定 BOD 的标准方法 ，已广泛应用于地面水、生活污水 和工业废水的测定。

BOD微生物传感器具有方 便、快速、重现、灵敏等特点，测一个样品只需 10～ 30min ，线性响应可达 200mg/L ，已广泛应用于环境水质和沉积物的监测。

BOD 仪器测定法近年来取得了重大进展。以检压法和库仑法为原理研制的 BOD 仪，操作简单，节约试剂，准确度好，可同时测定数个水样。

测定水样或稀释水样培养前的 DO值和在 20℃培养 5 天后的 DO值，根据培养前后 DO值之差和稀释倍数计算出水样BOD值。

（ 1 ）原 理

11 ．标准稀释法 ．标准稀释法

（ 2 ）水样稀释倍数的选择 进行样品测定时需要估计水样稀释倍数，若水样有机物 含量＜ 2mg/L或DO含量充足时不用稀释，若有机物 ＞ 2mg/L 时水样应稀释。水样经 20℃培养后，溶解氧下降40％～ 70％，测得的 BOD值与水中的有机物 含量呈线性关系。所以水样在稀释时要有合适的 稀释倍数。

估计水样稀释倍数的方法

②根据 COD值来估计。稀释倍数 = CODMn/n ，对于工业废水 n = 1, 生活污水取 n = 2～ 3 。 ③通过预试验来估计。

①根据水样的性质和工作经验估计。对严重污染水的可稀释到 0.1％～ 1.0％；生活污水 稀到 1％～ 5 ％；经过氧化处理的污水可 稀释到 5 ％～ 25

％；较清洁的河水可稀释到 25～ 100％。

无论采用哪种方法估计稀释倍数，每一水样都需同时作多个稀释倍数的测定，以确保至少有一 个稀释倍数的溶解氧下降率在40℅～ 70℅之间。如没有一 个稀释倍数符合上述要求，应重做。

（ 3 ）对稀释水的要求 测定前还应制备好稀释水。稀释水样用的水不是普通的蒸馏水，而是特制的稀释水，其作用是为微生物分解水样中的有机物 提供必要条件和适宜的环境。

稀释水应满足下述要求： 1. 溶解氧含量应充分， 20℃ 时， DO＞8mg/L ； 2.含有微生物生长所需要的营养物质：如Na ＋、K ＋ 、 Ca2 ＋、Mg2 ＋、 Fe3 ＋、 N 、 P 等，同时由这些离子造成的渗透压要和该细菌的渗透压相似；

3. 具有一定的 缓冲作用，能维持至 pH7左右，因微生物一般在 pH 6.2～ 8.5范围活动能力最强； 4.稀释水本身的有机物 含量低，空白值应＜0.2 mg/L ；如水样中含有对 微生物具有毒害作用的物质，如 Cu2 ＋、Hg2 ＋、 CN －、甲醛等，则应在稀释水中接种经驯化培养的特种微生物。

（（ 44 ）稀释水的制备）稀释水的制备

制备稀释水时，将蒸馏水置于大的烧瓶中，加入磷酸盐缓冲溶液、 MgCl2、 CaCl2 和 FeCl3 溶液，用真空泵抽气 1 ～ 2d ，必要时接种特种微生物，密塞静置一天以上，使溶解氧的量达到稳定。

（ 5 ）水样的稀释 根据估计的稀释倍数对水样进行稀释。稀释操作一般是在 1000ml 的量筒中进行，先用虹吸的方法加一半稀释水于量筒中，再将按照稀释倍数计算出来的所需水样体积加入其中，用稀释水稀释至1000ml刻度。用特定的搅拌棒混匀后，用虹吸法将量筒中的稀释水样分装于两个溶解氧瓶中，密塞。一瓶 15min 后测定溶解氧，另一瓶送培养。

需培养的溶解氧瓶用水密封好，再送入20℃ 的生化培养箱中，培养 5d 。培养期间应每天检查二次，严格控制温度20±1℃范围内，并及时补加密封水。按照DO 测定方法，分别测出每个稀释倍数包括稀释当天和培养 5d 后的 DO值。

LRH-250A 生化箱 LRH-70 生化培养箱

（ 6 ）结果的计算 计算结果时应首先计算出每个稀释倍数的 DO下降率，用 DO下降率在 40％～ 70％的稀释倍数按式 5-5计算 BOD（mg/L ）值，若同时有几个稀释倍数满足上述要求，先分别计算各稀释倍数下的 BOD值，用这几个稀释倍数的 BOD值的均值报结果。

（ 5-5 ）

（ 7 ）注 意 事 项 测定 BOD 的水样，采样方法同 DO ，但不得加防腐剂，并尽快测定。如果水样含有强酸或强碱，应当先中和至 pH7左右。 如果水样有余氯应先用 0.005mol/LNa2S2O3

溶液除去，以免余氯影响微生物活动。 水样稀释过程应避免产生气泡，防止空气进入。用虹吸法加入稀释水及分装稀释液时，虹吸管的下口要插入容器的底部。混匀时搅拌棒不能露出液面。

装瓶时，溶解氧瓶内不留有气泡 。溶解氧瓶塞必须是完全磨口，如果是很轻的空心塞，必须用金属夹或橡皮筋固定。否则瓶塞容易上浮，造成实验失败。 培养 5d 后，溶解氧瓶内产生气泡，结果会不准确。产生气泡的原因主要是稀释水或水样通过低温保存，使用时温度太低，或水样含有藻类物质，在未完全避光的情况下进行培养所致。

水样有硫化物、亚硫酸盐和亚 铁等还原性物质时，会很快消耗溶解氧，因此在测定培养前的稀释水样时应放置 15min ，以消除其影响。

若水样含有大量悬浮物，影响测定结果，有些活性污泥耗氧特别多，必须用KAl(SO4)2 混凝沉淀的方法除去悬浮物。

22 ．． BODBOD 仪器测定法 仪器测定法 （ 1 ）原 理

水样置于装有 CO2 吸收剂小池的密闭培养瓶中，当水样中的有机物 被微生物氧化分解时，消耗的溶解氧由气体管中的氧气补充，产生的 CO2

被吸收池中的吸收剂吸收，结果导致密闭系统的压力降低，压力的变化直接转换成 BOD值。

加入水样和 BOD营养液到 BOD专用瓶，将瓶子按方法要求连接到仪器的压力传感器上，开启搅拌器搅拌水样，以助样品瓶中的氧气转达至水样，然后将整个装置放入生化培养箱中， 20±1℃， 5 天后直接读出BOD值。

（ 2 ）测 定 步 骤

本法测定结果准确精密，操作简便，所用化学试剂少，分析成本低，可连续测定。

水样温度应调节在 20±1℃， pH值在 6.0～ 8.0 ，并加入由 CaCl2 ， FeCl3 ，

MgSO4 和磷酸盐缓冲溶液组成的营养液，以利于微生物的生长繁殖。

33 ．其它方法 ．其它方法

库仑法是在检压法的基础上发展起来的一种检测技术，微生物氧化分解有机物 所消耗的氧气由电解产生供给和补充，电解槽通过密闭气路的压差由导电溶液的继电回路自动控制，保持培养瓶上部氧气的相对稳定状态，使测定结果更加准确。水样的BOD 与电解产生的氧气相当，通过电解所消耗的电量来计算出水样 BOD值。

（ 1 ）库仑法

（ 2 ）微生物传感器法 BOD微生物传感器是由氧电极和微生物膜两大部分组成，在装有 BOD传感器的测量槽中以一定的流量加入磷酸盐缓冲液，恒速搅拌维持槽中溶解氧饱和，溶解氧通过固定的微生物层上，微生物氧化分解有机物 而消耗大量的氧，致使氧电极电流减少。通过微电流计和记录仪可直接读出水样 BOD值。

CH－ 2型便携式 BOD智能生物检测仪

仪器采用微生物电极法 , 具有小巧、便携、灵活的特点，被列为 HJ/T86-2002微生物传感器快速测定的标准方法 。测定一个样品仅需 30 分钟（ 2－ 4000mg/L ），与传统标准 稀释法测定 BOD（需用 5天）相比，效率高、精度好。

BOD 分析系统可无人看管运行，仪器自动关闭并贮存 BOD 数据供随时调用　标准 5天稀释法　无汞装置　无需测量溶解氧　可同时测 6个样品　测量范围 0-700mg/L 。

思考题思考题

205BOD

1 、测 BOD 时，如何制备稀释水？水样为什么要用稀释水稀释？

2 、测某水样 ，结果如下表，求其 值。

205BOD

水样ml 稀释水ml 消耗 0.025000mol/L Na2S2O3(ml)

当天 五天后0 1000 4． 40 4． 36

20 980 4． 24 2． 70

40 960 4． 16 2． 14

100 900 3． 80 1． 00

松花江水污染 事件

2005年 11月 13日，中国石油天然气股份有限公司吉林石化分公司双苯厂硝基苯精馏塔发生爆炸，造成 8人死亡， 60人受伤，直接经济损失 6908万元，并引发松花江水污染 事件。

张左己

第四节 总有机碳第四节 总有机碳

一、概 述 定义 总有机碳（ total organic

carbon， TOC ）是指 1L 水中有机物的总碳量，包括溶解性和悬浮性有机碳的 含量，用mg/L 表示。

水中的总有机碳 主要来自工业废水、生活污水、农业生产废水、 动植物的分解产物中的有机污染物， 所以它是评价水质有机污染 程度的直接指标 。 水中除了有机碳， 还有无机碳， 如CO2 、 CO3

2 －、元素碳微粒（煤烟）、碳化物、氰化物、氰酸盐和硫氰盐等，测定时应从总碳中扣除无机碳 。

二、测定方法

我国在 CJ/T 79-1999中规定 TOC的标准方法是非色散红外法。

总有机碳的测定方法，一般通过氧化的方法使有机碳转化 成二氧化碳进行间接测定。

CO2的测定方法：红外光谱法，滴定法（电导，电量），热导池检测器气相色谱法， CO2敏感电极法和把 CO2还原为甲烷后火焰离子化检测器法等。

非色散红外法

适用于地面水中总有机碳的测定，测定 浓度范围为 0.5～ 60mg/L ，检测下限为0.5mg/L 。

燃烧氧化—非分散红外吸收法，只需一次性转化，流程简单、重现性好、灵敏度高。

按测定 TOC值的不同原理又可分为差减法和直接法两种。

1.差减法测定 TOC值的方法原理 水样分别被注入高温燃烧管（ 900℃ ）和低温反应管（ 150℃ ）中。经高温燃烧管的水样受高温催化氧化，使有机化合物和无机碳酸盐均转化成为二氧化碳。经低温反应管的水样受酸化而使无机碳酸盐分解 成为二氧化碳，其所生成的二氧化碳依次导入非分散红外检测器，从而分别测得水中的总碳（ TC ）和无机碳（ IC ）。总碳与无机碳 之差值，即为 TOC 。

将水样酸化后曝气，使各种碳酸盐分解生成二氧化碳而驱除后，再注入高温燃烧管中，可直接测定总有机碳 。但由于在曝气过程中会造成水样中挥发性有机物的损失而产生测定误差，因此其测定结果只是不可吹出的有机碳 值。

2.直接法测定 TOC值的方法原理

测 定 步 骤

2. 水样测定 取适量水样注入 TOC 仪器进行测定，所得峰高从标准 曲线上可读出相应的浓度，或由仪器自动计算出结果。

1.校准曲线的绘制 由标准溶 液逐级稀释成不同浓度的有机碳、无机碳标准 系列溶液，分别注入燃烧管和反应管，测量记录仪上的吸收峰高，与对应的浓度作图，绘制校准曲线。

注意事项

2. 总有机碳的标准物为 邻苯二甲酸氢钾；无机碳的标准物为 碳酸钠、重碳酸钠。每一标准 浓度至少平行测定三次，取平均值绘制标准 曲线。

1. 样品中有机物在放置过 程中易受氧化或微生物分解，应及时分析。

3. 样品浓度大于工作曲线测定范围，应用无二氧化碳蒸馏水稀释后再测定；如果样品中有机碳 浓度很低，而无机碳 浓度很高，或总碳浓度小于 10mg/L ，此时应将样品溶液用 50

％盐酸酸化至 pH值为 2 ，然后通入净化空气5min ，将无机碳 吹掉，直接测得总有机碳的含量。4. 无水氯化钙除水装置，应经常检查，及时更换。

4. 无水氯化钙除水装置，应经常检查，及时更换。5.平行结果差时，可考虑更换催化剂。

TOC 分析仪主要由以下几个部分构成：进样口、无机碳 反应器、有机碳氧化 反应（或是总碳氧化反应器）、气液分离器、非分光（色散）红外 CO2 分析器、数据处理部分。

TOC 分析仪的组成

双光束非色散红外检测器 TC, IC, TOC, NPOC

应用：地下、表水，饮用 水，废水，海水等

在线 TOC 分析仪

总有机碳分 析仪岛津 TOC 仪

TC， IC， TOC， NPOC

自动 /手动

第五节 氨 氮 第五节 氨 氮 一、概 述

氨氮（NH3-N， ammonia

nitrogen ）以游离氨（NH3 ，也称非离子氨）或铵盐（NH4+ ）的形式普遍存在于地下水及地面水中，其存在形式取决于水体的酸碱度。

氨氮的来源 用氯胺消毒的饮水可产生微量氨氮 ;

生活污水 中含氮有机物 受微生物作用产生大量氨氮 ;

人畜粪便和某些工业废水中尿素和氨的含量很高 ;

水中的亚硝酸盐在氧气不足的条件下亦可受微生物作用还原成氨，水中尿素也可转变成氨氮。

用三氮含量评价水体的卫生状况 若水体中含有较高浓度的氨氮，说明水体最近受到了污染； 若主要含亚硝酸盐氮，则表明不久前受到污染； 若主要含有硝酸盐氮，说明水体受到污染已经有较长时间 ，自净过程已基本完成； 如水体中氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度均较高，则说明水体受到连续污染 。

检测氨氮的水样需用聚乙烯瓶或玻璃瓶采集。水中氨氮的稳定性差，要求采样后立即测定。如不能立即测定，须每升水样加入 0.8m1浓硫酸（调 pH≤2 ），于 4℃冰箱保存，酸化样品应注意防止空气中氨的污染 。对含有余氯水样，采样后，应立即加入硫代硫酸钠脱氯，否则余氯可与氨反应生成一氯氨、二氯氨或三氯氨，使测定结果偏低。

水样的采集和保存

当水样有色或 浑浊以及含有其他干扰物质而影响氨氮测定时，需对水样进行预处理。 对较清洁的水样，可采用絮凝沉淀法处理，于水样中加入适量硫酸锌溶液，并加氢氧化钠溶液使呈碱性，生成氢氧化锌絮状沉淀，再经过滤除去颜色和浑浊。 对污染 严重的水样或工业废水，则需用蒸馏法消除干扰，蒸馏时需加入磷酸盐缓冲液调水样pH7.4左右，以利于氨的馏出。

二、测 定 方 法 纳氏试剂光度法是最经典的测定方法，也是我国 《地表水环境质量标准 》规定的分析方法之一。 现在使用得较多的是酚盐光度法和水杨酸光度法。 国际标准化 组织（ ISO ）和我国已分别将水杨酸光度法列为推荐方法和标准方法 。

此外，水中氨氮测定方法还有氨电极法、离子色谱法、蒸馏－滴定法和氨氮在线自动检测法等。

1. 1. 纳氏试剂光度法纳氏试剂光度法

水中氨与纳氏试剂（ K2HgI4 ）在强碱性介

质中反应生成黄棕色化合物， 10min 后显色完全，比色定量。反应式：

NH3 ＋ 2K2HgI4 ＋ 3KOH ＝ NH2Hg2OI

＋ 7KI ＋ 2H2O

原 理

测定时，取 50ml 水样或一定量水样加纯水至50ml ，分别加入酒石酸钾钠溶液和纳氏试剂，混匀后放置 10min 后，于 420nm比色测定，标准曲线法定量。 本法最低检测量为 1mg 氨氮，若取 50m1 水样测定则最低检测浓度为 0.02mg/L 。适用于清洁水及受污染水中氨氮 含量的测定。

测定步骤

注意事项 水中常见的钙、镁、铁等离子在强碱性条件下易生成沉淀干扰测定，可加入酒石酸钾钠掩蔽。 如水样含有色物质、 浑浊或有干扰物质 时，需经蒸馏后测定。 水中悬浮物可用絮凝沉淀法除去。

纳氏试剂中碘化汞与碘化钾的比例。

2. 2. 水杨酸盐光度法水杨酸盐光度法

原理 在亚硝基铁氰化钠（俗称硝普钠）催化下，氨与次氯酸盐反应生成一氯胺，一氯胺与水杨酸盐反应生成蓝色化合物，光度法定量。

测定时，取一定量水样于 10ml 具塞比色管中，加纯水至刻度。分别加入水杨酸－柠檬酸盐显色液、硝普钠溶液和次氯酸钠溶液，混匀。静置 60 min 后，于 697nm波长比色定量。

测定步骤

本法最低检出浓度为 0.01mg/L ，线性范围上限为 1mg/L 。适宜于饮用水等水样中氨氮的测定。

苯胺和乙醇胺对本法有干扰。 pH 过高或过低会干扰显色化合物的生成。当水样中盐含量过高、颜色较深，或因钙镁及氯化物浓度过高而产生干扰时，应用蒸馏法预处理样品。

注意事项

显色液酸碱度对本法有重要影响。其最佳显色pH范围为 11.5 ～ 11.7。 pH 过低生成的一氯胺会分解， pH 过高时，氯胺的生成受到抑制。

33 ．氨气敏电极法．氨气敏电极法

氨气敏电极由 pH玻璃电极与银－氯化银电极组成，安装在充有氯化铵－氯化钠内充电解液的套管中，套管底部装有一 选择性透气膜，使内电解液与被测试样隔开。在碱性条件下，试样中释放出来的氨通过疏水性选择性透气膜渗入电解液层。发生如下反应：

原 理

NH3 ＋ H2O NH4+ ＋

OH －

由于电解液的浓度较上述反应形成NH4+

的浓度高，故产生的可忽略不计；而电解液层的 pH则随生成的 OH －增加而升高，该变化由 pH玻璃电极测得。 在一定离子强度下，电极电位与试样中氨氮浓度的对数呈线性关系。因此，由测得试样的电位值可以确定试样中氨氮的含量。

氨气敏电极外观和内部结构图

A ：半透膜。只有 NH3气态分子才能通过它，进入电极

内部的电解液。

B ：玻璃电极和银基参比电极。玻璃电极即为测量电极，当水中的氨氮转化为氨分子进入到电极电解液后，电解液的 PH值会升高， PH值的变化就通过玻璃电极测量出来。而银基参比电极则提供了一个稳定的参比电势，保证了测量的稳定性。C ：电解

液 : 氯化氨溶液

氨气敏电极组成部分主要分为 3 部分

注意事项 氨气敏电极只对水样中的 NH3 有响应 ，

因此测定时需用氢氧化钠调节水样 pH1l～

12 ，使定量转化为 NH3 。 电极电位受温度影响较大，因此测定水样和标准系列时的温度应尽可能保持一致。测定过程中搅拌速度不要太快。操作应在无氨环境中进行。

应用氨气敏电极时，要保持透气膜良好的透气性能，试液中不能有胶状物和沉淀物。水样浑浊时，须过滤或离心除去。如用滤纸过滤水样，则需注意滤纸可能含有微量铵。水样中某些金属离子在加入氢氧化钠溶液后易生成沉淀，故应加入一定量 EDTA掩蔽。水中共存的汞离子和银离子能与氨生成配合物，使氨的有效浓度降低而引起负误差，可加入碘化钾掩蔽。

44 ．氨氮自动分析仪．氨氮自动分析仪 氨氮自动分析仪广泛应用于自来水厂的入口和出口水质、污水 处理厂水质、工业废水、河水和天然水资源等的在线监测。根据工作原理的不同，氨氮自动分析仪可分为多种类型，常见的有滴定型、光度型和电极型。

5B-6D型　氨氮测定仪 5B-5A型氨氮全自动在线测定仪

滴定型氨氮自动分析仪的基本原理是样品在一定的条件下，经加热蒸馏，释放出的氨冷却后被吸收于硼酸溶液中，再用 HCl 标准溶液滴定，当滴定至设定的电极电位即终点时停止滴定，根据所消耗的 HCl 标准溶 液的体积，计算出水中氨氮的含量。水样在进入仪器前需进行预处理，可采用过滤或沉降的方法，以除去水样中较大的悬浮物。

光度型氨氮自动分析仪的基本原理是将废水导入样品池，与定量的氢氧化钠溶液混合，样品中所有的 铵盐转换成为气态氨，气态氨扩散到一个装有定量指示剂 （水杨酸 - 次氯酸）的测量池中，氨气再被溶解，生成NH4+ ，在强碱性介质中， NH4+ 与水杨酸盐和次氯酸离子反应，在硝普钠催化下，生成水溶性的蓝色化合物，仪器内置双光束、双滤光片光度计，测量溶液颜色的改变，从而得到氨氮的浓度。钙镁等阳离子干扰测定，可加入酒石酸钾掩蔽除。通过参比光束的测量，消除了样品的浊度、电源的波动等因素对测量结果的干扰，提高了测量精度。可使用标准溶 液定期自动校正仪器，标准溶 液和指示剂消耗量少。但含有悬浮物的样品在进入仪器前，需经过滤处理。

电极型氨氮自动检测仪有两种形式，一种采用铵离子选择性电极 ,另一种基于氨气敏电极。

基于铵离子选择电极的氨氮自动检测仪的原理是利用铵离子选择性电极和参比电极之间的电势差与样品氨氮浓度之间存在的特定关系定量的。

基于氨气敏电极的氨氮自动检测仪的工作原理是水样经过滤系统进入仪器，仪器通过蠕动泵将水样和 EDTA、 NaOH试剂定量加入到测量室中， EDTA 用于防止重金属在强碱性溶液中水解生成沉淀阻塞透气膜，加入 NaOH 可调节水样 pH值

12左右。此时水样中的铵离子转化为气态氨，气态氨通过渗透膜进入到电极内，使电极内部平衡反应（NH3 ＋ H ＋）发生变化，由 pH玻璃电极测得其

变化，并产生与样品中铵离子浓度有关的输出电压，其输出符合能斯特方程，由此得到相应的氨氮浓度。

特点和适用范围

滴定型氨氮自动分析仪 电极型氨氮自动分析仪 氨气敏电极法 铵离子选择性电极法 水杨酸盐比色法氨氮自动分析仪

第六节 亚硝酸盐氮 第六节 亚硝酸盐氮

一、概 述

亚硝酸盐氮（NO2--N， nitrite nitrogen ）

是含氮有机物 受细菌作用分解的氮循环中间产物，

在水中不稳定，在氧和微生物的作用下易被氧化成

硝酸盐，在缺氧条件下也可被还原为氨。

NO2--N 的来源

生活污水 中含氮有机物的分解； 化肥、酸洗等行业排放的工业废水。 此外农田排水也可引入较高浓度的 NO2

--

N

水样的采集和保存

水样采集可用玻璃瓶或聚乙烯塑料瓶，采样后

应尽快测定，以避免细菌将亚硝酸盐还原成氨。 若不能立即测定，可于每升水样中加入 40mg

氯化汞抑菌，并置 4℃冰箱闭光保存，可稳定 1～

2d 。

二、测定方法

水中亚硝酸盐氮的测定方法主要有光度法、离子色谱法和示波极谱法等。

重氮化偶合光度法是应用最广泛的方法，该法简便快速，灵敏度高，但色度和浊度对测定有干扰。该法是我国水质检验标准方法 。

11 ．重氮化偶合光度法 ．重氮化偶合光度法

原理 在 pH1.8 的磷酸介质中，亚硝酸盐与对氨基苯磺酰胺反应生成重氮盐，再与 N-（ 1-萘基） -乙二胺偶合生成紫红色偶氮染料，比色定量。

HNO2 + + +

+

HClNH2 SO2NH2 N+

H2NO2S N

Cl£ 2H2O

N+

H2NO2S N

Cl£ NH2(CH2)2NH2 2HCl.

N+

H2NO2S N NH2(CH2)2NH2. 2HCl + HCl

反应式：

紫红色偶氮染料

对氨基苯磺酰胺

N-（ 1-萘基） -乙二胺

测定水样时，吸取一定量水样于比色管中，用稀

磷酸溶液或氢氧化钠溶液将水样调节至近中性后，加

入 1.5mol/L 磷酸溶液配制的对氨基苯磺酸胺 -N-

（ 1-萘基） -乙二胺混合溶液，摇匀，放置 20min

后，于 540nm 波长比色定量。

测定步骤

注意事项

本法适用于较清洁水中亚硝酸盐氮含量的测定。 如亚硝酸氮浓度过高，不易显色，需稀释后测定。 水样如含有悬浮物或有色 时，对测定有干扰，可

用氢氧化铝悬浮液吸附后过滤或离心除去后测定。 溶液酸度对显色的影响。 实验用水不能含有亚硝酸盐氮。

22 ．示波极谱法．示波极谱法

原理：水样中的亚硝酸盐氮在弱酸性介质中与对氨基

苯磺酰胺反应生成重氮盐，再与 N-（ 1-萘基） -乙

二胺偶合生成紫红色偶氮化合物，该偶氮化合物在

pH 11.0～ 11.7 的氨碱性介质中，可在示波极谱仪

的滴汞电极上于－ 0.63V（ Vs SCE ）处产生吸附

还原峰，峰电流在一定范围内与试液中的亚硝酸盐氮

浓度成正比，标准 曲线法定量。

测定步骤：测定水样时，取一定量样液于 10ml 具塞比色管中，加入一定量 0.1mol/L HCl使试液 pH

为 1.8～ 2.5 ，再分别加入氨基苯磺酰胺和 N-（ 1-

萘基） -乙二胺溶液，混匀，室温下放置 20min 后，再加 1： 1 氨水 1.0ml ，加纯水定容、混匀后用示波极谱法测定。

示波极谱法可检出水样中 0.001mg/L 亚硝酸盐氮。水样有颜色、或 浑浊等对测定基本无影响。

JP-303极谱分析仪 RST3000 电化学分析系统

小 结小 结一、概 述

亚硝酸盐氮的定义、来源水样的采集和保存

二、测定方法11．重氮化偶合光度法．重氮化偶合光度法 （原理和注意事项）（原理和注意事项）22．示波极谱法．示波极谱法

第七节 硝酸盐氮第七节 硝酸盐氮

一、概 述

定义 硝酸盐氮（ NO3--N ， nitrate

nitrogen ）是含氮有机化合物的在水体中的 最终氧化产物。

环境水体中硝酸盐的污染来源

硝酸盐类化肥使用； 生活污水、生活 垃圾、生产含氮废弃物； 人畜粪便的自然降解； 空气中氧化氮污染物 经降水淋溶后形成的 硝酸盐。

用硝酸盐含量评价水体的卫生状况

我国《生活饮用水卫生规范》（ 2001 ）规定硝酸盐含量不得超过 20mg/L 。

对人健康的影响

样品的采集和保存 用于硝酸盐氮测定的水样需用玻璃瓶或

聚乙烯瓶采集，采样后应尽快测定。如不能

及时测定，为了抑止微生物活动对氮平衡的

影响，需于每升水样中加入 0.8m1浓硫酸，

并于 0～ 4℃ 保存， 24h 内完成测定。

二、测定方法

水中硝酸盐氮的测定方法较多，如紫外光度法、离子选择性电极法、光度法、离子色谱法和示波极谱法等。 我国卫生部《生活饮用水卫生规范》（ 2001 ）规定的标准 检验方法是麝香草酚光度法、镉柱还原法、紫外光度法和离子色谱法。

11 ．二磺酸酚光度法．二磺酸酚光度法 （ 1 ）原 理

在浓硫酸存在下，硝酸根离子和二磺酸酚作用，生成硝基二磺酸酚，在碱溶液中发生分子重排，生成黄色化合物，该化合物在420nm波长处有吸收峰。

本法可用于较清洁水样中硝酸盐氮含量的测定。

（ 2 ）测定方法 样品测定时，吸取适量水样或经过预处理的澄清水样，置于 100ml蒸发皿中，调溶液至接近中性，于水浴上蒸干。加入二磺酸酚试剂，用玻棒研磨，使试剂与蒸发皿内残渣充分接触，静置 10min 后，加入10ml纯水，然后在搅拌下滴加浓氨水，使溶液的黄色达到最深。如出现沉淀可过滤，或加乙二胺四乙酸二钠溶液至沉淀溶解。将溶液定容后于 420nm波长测定吸光度值，同时作空白对照和标准 系列。

（ 3 ）水样预处理

水中浊度、颜色、氯化物、亚硝酸盐和铵等均可产生干扰，故需对水样作预处理。

① 去除浊度 ②去除颜色， ③去除氯化物 ④去除亚硝酸盐：

22 ．镉柱还原光度法．镉柱还原光度法

（ 1 ）原 理

在一定条件下，水中的硝酸盐氮经镉柱还原为亚硝

酸盐氮，亚硝酸盐氮与对氨基苯磺酰胺反应生成重氮

盐，再与 N-（ 1-萘基） -乙二胺偶合生成玫瑰红

色偶氮染料，于 540nm比色定量。扣除未经还原

水样中的亚硝酸盐氮，即可得出水样中硝酸盐氮含量。

（ 2 ）测定方法

测定水样时，吸取一定量水样于 250ml容量瓶中，

加 5ml氯化铵 -乙二胺四乙酸二钠溶液，加纯水至刻

度，混匀。使该溶液通过镉还原柱，控制流速为 7 ～

10ml/L ，收集流出液。取一定量流出液，立即加入

对氨基苯磺酰胺溶液，摇匀。在 2 ～ 8min 内加入

N-（ 1-萘基） -乙二胺溶液，放置 10min 后，在

540nm波长测量吸光度， 2h 内完成比色测定。

（ 3 ）影响因素及干扰的消除

水样与镉还原柱应有充分的接触时间，流出速度不 能太快，以保证硝酸盐被定量还原。 试样中加入氯化铵，可与镉离子络合，以减少镉盐 在柱内沉淀，并可抑制对亚硝酸盐的进一步还原作用。 加入 EDTA消除铁、铜或其它金属的干扰。 溶液的 pH 值对镉柱的还原效率有影响， 须控制溶 液 pH 值在 3.3～ 9.6 的范围内。

33 ．麝香草酚光度法．麝香草酚光度法 (( 自自学）学）

44 ．紫外光度法．紫外光度法

利用硝酸盐在 220nm波长具有紫外吸收、而在 275nm波长不具吸收的性质进行测定，于275nm波长测出有机物的 吸收值对测定结果进行校正。 因为溶解性有机物在 220nm处也有吸收，故根据实践经验，引入经验校正值。该校正值是在275nm处测得吸光度值的 2 倍。在 220nm处的吸光度减去经验校正值即为净硝酸根离子的吸光度。

测定时，对水样进行必要的预处理，然后加盐酸

溶液酸化试样，用纯水调节紫外分光光度计吸光度值

为 0 ，分别在 220nm和 275nm波长处测量吸光

度。 本法适用于清洁地表水和未受明显污染的地 下水中硝酸盐氮的测定，最低检测质量为 10 μg ，若取50ml 水样测定，最低检测质量浓度为 0.2 mg/L 。

55 ．离子色谱法．离子色谱法 水样中待测阴离子随碳酸盐 - 重碳酸盐淋洗液进入

离子交换柱系统 ( 由保护柱和分离柱组成 ) ，根据分

离柱对各阴离子的不同的亲和度进行分离，己分离的

阴离子流经阳离子交换柱或抑制器系统转换成具高电

导度的强酸，淋洗液则转变为弱电导度的碳酸。由电

导检测器测量各阴离子组分的电导率，以相对保留时

间和峰高或面积定性和定量。

本法可同时测定 NO3- ， NO2

- ， F －， Cl －和

SO42- 等阴离子。

存在较高浓度的低分子量有机酸时， 加标后测量。 某一阴离子含量过高时，稀释样品可改善或消除。 为防止保护柱和分离柱系统堵塞，水样需经 0.2μm滤膜过滤或超速离心后测定。 为了防止高浓度钙、镁离子在碳酸盐淋洗液中沉 淀，可将水样先经过强酸性阳离子交换树脂柱除去 这些干扰离子。

第八节 挥发性酚类第八节 挥发性酚类 一、概 述

1.概念 挥发性酚类（ volatile phenols ）即蒸馏时能随水蒸汽一起挥发的酚类，主要是沸点低于 230℃ 的绝大多数一元酚；而不能随水蒸汽挥发的酚类称为不挥发酚（ involatile phenols ），主要为沸点高于 230℃ 的硝基酚和二元酚与多元酚等。

2. 理化性质 大多数酚类化合物为无色晶体，微溶于水，易溶于乙醇和乙醚等有机溶剂。酚有一定酸性，能和 碱直接反应生成易溶于水的酚盐。酚类化合物易被氧化成有色的 醌类化合物。

3. 来 源 天然水体中除非遭受人为污染，一般不应含有酚类。地面水体中酚类 主要来自焦化、煤气制造、石油精炼、木材防腐、造纸、石油化工、合成氨等工厂排出的工业废水。

4.4. 酚的毒性和卫生标准酚的毒性和卫生标准酚为原生质毒物，毒性较大。人体长期饮用被酚污染的水，可 引起头昏、出疹、瘙痒、贫血及各种神经系统症状。

我国《生活饮用水卫生规范》（ 2001 ）规定饮用水中挥发性酚类不能超过0.002mg/L（以苯酚计）。

5. 样品的采集和保存采集挥发性酚类水样时采用玻璃仪器，采

样后应尽快测定。水样中硫化物、氧化剂和石油等可对 4 －

氨基安替比林光度法产生干扰。采样后，立即加磷酸酸化水样至 pH4.0 ，

并按 1g/L 的比例加入硫酸铜以抑制微生物对酚类的生物氧化作用， 4℃冰箱保存。采样后 24h 内完成测定。

二、测定方法二、测定方法 溴化容量分析法 光度分析法（ 4-4- 氨基安替比林光度氨基安替比林光度法法）） 色谱分析法 紫外光度法 荧光光度法 高效毛细管电泳法

1. 4-1. 4- 氨基安替比林光度法氨基安替比林光度法（ 1 ）原 理

在 pH 10.0±0.2 和有氧化剂 铁氰化钾的溶液中，酚与 4- 氨基安替比林反应生成红色的安替比林染料。直接比色或经三氯甲烷萃取后比色定量。

NN

NH2CH3

OCH3

£« OHK3Fe(CN)6

pH 10.0 ¡À0.2

NN

CH3

O

N

CH3

O

（ 2 ）水样的处理 水样处理时，量取 250ml 水样，置于500ml全玻璃蒸馏瓶中。 以甲基橙为指示剂用硫酸溶 液调 pH至4.0 以下，使水样由桔黄色变为橙色，加入硫酸铜溶液及数粒玻璃珠，加热蒸馏。待蒸馏出总体积的 90％左右，停止蒸馏。 稍冷，向蒸馏瓶内加入 25ml纯水，继续蒸馏，直到收集 250ml馏出液为止。

蒸馏装置图

（ 3 ）测定方法 1.直接光度法 吸取一定量蒸馏液于 50ml 具塞比色管中，加入 pH9.8 氨性缓冲液，摇匀。 加入 20g/L 4- 氨基安替比林溶液 1.5ml ，混匀。 最后加入 80g/L铁氰化钾溶液 1.5ml ，充分混匀。 准确放置 10min 后，于 5l0nm波长，以空白管为参 比，测量吸光度。标准 曲线法定量。 本法测定线性范围为 0.1～ 5.0mg/L 。

2.萃取光度法 将全部馏出液转入 500ml 分液漏斗中，加入pH9.8

氨水－氯化铵缓冲液，混匀。再加 4- 氨基安替比 林溶液，混匀，最后加入铁氰化钾溶液，充分混 匀，准确静置 l0min 。 加入三氯甲烷，振摇 2min ，静置分层后，取三氯 甲烷层于 460nm波长，用 2cm吸收池，以三氯甲烷为 参比，测量吸光度。标准 曲线法定量。 本法测定范围为 0.002～ 0.05mg/L 。

锥形分液漏斗 ---- 常用做萃取操作的仪器。（颈短）球形分液漏斗 ---- 多用做制气装置中滴加液体的仪器。（颈长）

萃取原理：按照一种物质在两种互不相容的两种溶剂中的溶解度差异，使溶质从一种溶剂中转移到另一种溶剂中的操作。

使用操作： 1 .检漏 。 2 . 加液 。 3 .振摇 。 4 .静置 。 5 . 分液 。 6 . 洗涤 。

萃取原理：按照一种物质在两种互不相容的两种溶剂中的溶解度差异，使溶质从一种溶剂中转移到另一种溶剂中的操作。使用操作： 1 .检漏 。 2 . 加掖 。 3 .振摇 。 4 .静置 。 5 . 分液 。 6 . 洗涤 。

（ 4 ）注意事项 （ 1 ）各种试剂加入的顺序不得更改。 首先加入缓冲溶液，使溶液呈碱性，以防 止 4- 氨基安替比林分解。 再加入 4- 氨基安替比林与酚缩合。 最后，加入铁氰化钾将缩合产物氧化成醌 式结构的红色安替比林染料。

（ 2 ） 4- 氨基安替比林在酸性条件下，易缩合成红色的安替比林红，故测定中加量要准确，消除其可能生成的安替比林红使空白值增高所造成的误差。 （ 3 ）要严格控制显色液 pH 在碱性范围。酚与 4-

氨基安替比林在 pH 在 8.0～ 10范围内均可显色，但在此宽 pH条件下，苯胺、甲苯胺和乙酰苯胺等芳香胺对本法有干扰， 而在 pH9.8～ 10.2范围内时，芳香胺的影响可降至最低。

（ 4 ）游离氯能与酚反应生成氯酚，生成氯酚后测得的吸光值显著增高。其它氧化剂也能将一部分酚类化合物氧化。所以，采样时应立即加入过量硫酸亚铁或亚砷酸钠除去氧化剂。反应中所用的氧化剂，除铁氰化钾外，还可用过硫酸铵等。

22 ．溴化容量法 ．溴化容量法 （ 1）原 理

在过量溴的溶液中，酚与溴反应生成三溴酚，剩余的溴与碘化钾作用，释放出游离碘，用硫代硫酸钠标谁溶液滴定。根据硫代硫酸钠标准溶液的浓度和用量，计算出酚的含量（mg/

L）。

反应式为：

（ 2 ）测定方法 测定样品时，取适量水样馏出液，置于250m1 碘量瓶中，用纯水稀释至 100m1 ，加入 5ml浓盐酸后用 0.1mo1/L溴酸钾 -溴化钾溶液滴定至淡黄色，再多加该用量的 50％。密塞，放置 15min 后，加入 1g 碘化钾，盖严瓶塞，摇匀，于暗处放置 5min 后，用硫代硫酸钠标准溶 液滴定。同时作水空白。

（ 3 ）注意事项 本法适用于测定水样中浓度较高的挥发酚类化合物。不同酚的溴化量不同，结果均以苯酚含量表示。酚与溴作用时间的长短，溴过量的多少以及溴化温度等对测定结果有影响，因此 必须严格控制酚与溴的作用时间，加入的溴量最好多于理论需要量的 50％，不要过量太多，否则除产生不必要的溴化外，溴本身容易挥发损失而造成误差。溴化温度最好为常温，如温度过高，将发生过度的溴化，使结果偏高而产生误差。

酚的溴化所用的溴水，是由 KBrO3-KBr

溶液在酸性条件下即时产生的。 KBrO3-KBr

溶液无挥发性，可以准确量取，克服了使用溴水挥发性大，不易准确量取的缺点。 测定时须严格控制实验条件，如浓盐酸和KBrO3-KBr 加入量、反应时间和温度等，使空白和样品滴定条件完全一致，否则会造成误差。

（ 4 ）主要干扰物质及其消除①氧化剂：当水样中含有氧化剂 ( 余氯等 ) ，可使酚氧化为醌，在酸性条件，还可将碘化钾氧化为碘，影响测定结果。采样后立即加入适量的硫酸亚铁或亚砷酸钠等还原剂，以消除其干扰。

②还原剂：当水样中含有 S2- 、 SO32-和 S2O3

2- 等还原物时，会消耗溴而影响结果，故在加入磷酸调节pH值后，应充分搅拌曝气，使硫化氢和二氧化硫挥发除去。水样中芳胺、金属离子等于扰物可通过蒸馏除去。

③油和焦油：油和焦油中常含有酚，并可 使蒸馏液浑浊，因此应在蒸馏前以氢氧化钠溶液调水样 pH>11 ，将酚转变为钠盐后，再用四氯化碳提取除去油和焦油。在水浴上加热挥发掉残存的四氯化碳，水样再用于测定。

④氰化物：氰化物在蒸馏时可同时和酚一起蒸出而进入蒸馏液，测定时可与溴反应生成溴化氰而消耗溴，使测定结果偏高。向水样中加入多硫化铵，使氰化氢生成无挥发性的硫氰酸，再加入碳酸铅粉末直至不再形成黑色硫化铅为止，滤去沉淀，以除去过量的多硫化铵，然后将水样蒸馏，由于硫氰酸不挥发，蒸馏时被留在蒸馏瓶内。

33 ．气相色谱法．气相色谱法 由于酚类化合物的理化性质的差异，其在气相色谱柱的固定液和载气两相中的分配系数不同。水样中酚类化合物经净化浓缩后直接注入色谱柱，或经溴化或酯化后注入色谱柱，用火焰离子化检测器（溴化时用电子捕获检测器）检测，可得到不同酚或其衍生物的色谱峰，用保留时间定性、峰面积定量。

分析水样时，因水样中酚浓度较低，一般需用有机溶 液提取或固相萃取柱浓缩净化后再直接进样或经衍生化后进样测定。 分直接测定和乙酸酰衍生化后再测定两种。

44 ．高效液相色谱法．高效液相色谱法 水中酚类化合物在酸性条件下用二氯甲烷萃取或采用固相萃取柱浓缩净化后，经色谱柱分离、紫外检测器检测，以保留时间定性，峰面积定量。

1.什么是挥发性酚类 ? 水体中挥发性酚类的主要来源有哪些 ?

2. 采集测定挥发性酚类的水样时要注意哪些问题 ?

3.如何测定水样中的挥发性酚类化合物？为何水样需蒸馏，蒸馏时须注意什么问题？

4.简述 4- 氨基安替比林光度法的原理及其注意事项，如何消除干扰因素。

思考题思考题

第九节 阴离子表面活性剂第九节 阴离子表面活性剂

一、概 述 1. 定义 表面活性剂（ surfactant ）是一种能降低水和其他溶液体系的表面张力或界面张力的物质。降低表面张力这一性质即是表面活性。

2. 分 类 分子结构中能在水溶液中降低表面张力的部分称为活性部分，在水中离解后，活性部分呈离子或分子状态，故表面活性剂常按活性剂部分所处的状态分类。阴离子表面活性剂：活性部分是阴离子阳离子表面活性剂：活性部分是阳离子两性表面活性剂：既带正电又带负电荷非离子表面活性剂：呈分子状态

3. 应用 工业、农业、国防及人民日常生活 阴离子表面活性剂（ AS ）在性质、性能和价格等方面具有优势，应用较广。

4. 来源 生产过程的污染和 使用性污染， 包括洗涤剂生产的废水、洗衣工厂废水以及大量家庭生活污水的排放。

5. 表面活性剂对水体的污染水体受到表面活性剂的污染， 会产生泡沫、乳化和微粒悬浮现象，对氧气的交换有隔绝作用。表面活性剂在微生物作用下可发生降解，由于常伴有磷酸盐的存在，易出现富营养化而引起微生物大量繁殖，溶解氧下降。当表面活性剂浓度较高时，导致水质恶化，影响水生生物的生存。

6.6. 卫生标准 卫生标准 我国《生活饮用水卫生规范》（ 2001 ）规定饮用水中阴离子表面活性剂不得超过0.3mg/L 。 《地表水环境质量标准》（ GB3838-200

2 ）规定Ⅰ～Ⅲ类水中阴离子表面活性剂浓度不得超过 0.2mg/L，Ⅳ ～ Ⅴ类水不得超过 0.3

mg/L 。

二、测 定 方 法 早期使用红外分光光度法 目前使用的主要方法为分光光度法，该法的原理是首先将阳离子显色剂与 AS 发生缔合反应而呈色，然后进行测定。 —— 直接测定法 —— 萃取测定法 亚甲蓝分光光度法和二氮杂菲分光光度法

水样的采集水样的采集 采集表面活性剂的水样，应使用洁净的玻璃瓶而不能使用塑料瓶。 当浓度 <1mg/L 时，需用水样清洗容器 2 ～3 次。 一般不要采集表面水样，必要时可设法将泡沫消失后再采样，保证采集的水样具有代表性。 为防止微量的表面活性剂受水中微生物分解，采样后应立即测定；若不能及时测定，可于 4℃

保存样品，一般不得超过 24h 。

11 ．亚甲蓝分光光度法．亚甲蓝分光光度法

阳离子染料亚甲蓝与阴离子表面活性剂作用生成易被有机溶剂 萃取的蓝色化合物，再经三氯甲烷、二氯乙烷或苯等有机溶剂 提取，未反应的亚甲蓝仍留在水溶液中，在 650nm波长下处测定有机 相的吸光度值，与标准 比较可求出水中阴离子表面活性剂的浓度。

（ 1 ）原 理

（ 2 ）测 定 方 法 测定时吸取水样于分液漏斗中，加入酚酞溶 液，逐滴加入氢氧化钠溶液，使水样呈红色； 然后加入硫酸溶液，使红色刚褪去； 再加入三氯甲烷及亚甲蓝溶液，强烈振摇， 放置分层； 洗涤有机 相，然后于 650nm波长测量吸光度。 标准溶 液平行操作。

（ 3 ）注 意 事 项 1. 三氯甲烷的空白值严重影响测定结果，使用前应先测其空白。测定标准 曲线与水样时应注意三氯甲烷和亚甲蓝为同一批号。 2. 在水样检测时，有时 两相界面处有深 蓝色絮状物生成，应注意不能放入待测液中。 3.所有容器不得用洗衣粉和其它洗涤剂洗涤。可用热水 -甲醇 -室温水或丙酮洗涤；吸收池可 用乙醇浸泡，洗涤。

4. 酚、有机硫酸盐、 磺酸盐、羧酸盐、以及大量氯化物、硝酸盐、硫氰酸盐等均可使结果偏高。可通过反复洗涤，以消除其干扰。 5.季铵盐等阳离子化合物造成负干扰，可采用阳离子交换树脂去除。 6.浑浊水样可因含有较多的 悬浮物而吸附亚甲蓝，产生乳化层，负干扰现象严重，可经0.45μm滤膜抽滤。

本法是测定水中阴离子表面活性剂的标准方法。适于测定饮用水、地面水、生活污水 及工业废水中直链烷基苯磺酸钠、烷基磺酸钠和脂肪醇硫酸钠。最低检测质量浓度为 0.050mg/L 。本法对河水、井水和自来水等样品测定的回收率为 100%～

105% ，相对标准偏 差为 0.6%～ 1.6% 。

22 ．二氮杂菲分光光度法 ．二氮杂菲分光光度法

水中阴离子合成洗涤剂与 Ferroin (Fe2+

与二氮杂菲形成的配合物 ) 形成离子缔合物，可被三氯甲烷萃取，于 510nm下测定吸光度，与标准 比较定量。

（ 1 ）原 理

吸取水样于分液漏斗中，依次加入二氮杂菲溶液，缓冲液，盐酸羟胺 -亚铁溶液及三氯甲烷，萃取振摇，静置分层，分出的三氯甲烷置于干燥的比色管中，于 510nm波长测量吸光度值。标准溶 液平行操作。

（ 2 ）测 定 方 法

本法是我国《生活饮用水卫生规范》中的 规范方法。 适用于生活饮用水及其水源水中阴离子合 成洗涤剂的测定， 本法最低检测质量为 2.5μg 。本法对河水、 井水和自来水等样品测定的回收率和相对 标准偏 差分别为 92%～ 110%和 0.41

%～ 13.3% 。

33 ．碳吸附．碳吸附 -- 红外分光光度法红外分光光度法 将水样以适当流速用碳吸附管过滤，水样中的阴离子表面活性剂被吸附于活性炭上。 再将各段活性炭转入不同的回流瓶中，分别用苯 -乙醇溶液和甲醇 ( 两次 ) 回流提取，合并提取液，于水浴上加热蒸发，最后将各段活性炭的提取液合并于一个烧杯中，加热蒸干。 用水溶解残渣，盐酸酸化，回流 1h 后再蒸干。

用水溶解，并以氢氧化钠调节至 pH值 8 ～9 ，用石油醚提取以除去其他共存的有机物。 水相先用硫酸中和至微酸性，加入 pH6.8 的磷酸盐缓冲溶液，再用 0.1% 1-甲基庚胺 -三氯甲烷液提取三次，合并有机 相，并于蒸汽浴上加热至干，继续加热以除去过量的胺。 残渣用 CS2 溶解，再于红外分光光度计上测定 9.6及 9.9μm波长的吸光度，则可计算出对应的阴离子表面活性剂含量。

本法经多次提取后，可消除多数干扰物的影响，在纯化时可除去有机硫酸盐表面活性剂，并可区分烷基苯磺酸盐和其他烷基磺酸盐。但操作步骤多，费时，需用红外分光光度计，因此在普通实验室难以推广。

阴离子表面活性剂测定方法的主要问题是标准 品的选择。 我国卫生标准是 根据直链烷基苯磺酸盐产生泡沫的剂量而制定的，因而监测方法的建立也是以直链烷基苯磺酸盐为基础。 近年来大量使用的洗涤剂都属侧链烷基苯磺酸盐型洗涤剂 ,现行的卫生标准和 监测方法显然与实际情况不甚符合。

思考题思考题 1.什么叫表面活性剂 ? 它可分成哪几类 ?

2.如何采集和保存测定阴离子表面活性剂的水样？

3.简述阴离子表面活性剂测定方法的原理及注意事项。

第十节 石 油第十节 石 油 一、概 述

石油 (petroleum) 是一种烃类和非烃类的复杂混合物，烃类占 95.0%～99.5% ，其余为含氧、氮、硫、金属等的化合物。石油中的烃类主要为烷烃和环烷烃，也含少量芳香烃。刚开采出的石油习惯上称为原油，是一种黑色或深棕色液体。

通常所指的石油污染多指 烃类物质的污染。

海湾战争中燃烧的油井油轮爆炸

石油污染水的 途径

②蒸发与溶解：在水表层形成的油膜与空气和水充分接触，易挥发组分将迅速蒸发，而极性组分则溶于水中。蒸发的速度与气象因素有关，溶解过程主要受控于石油的组成和性质；

①扩散：含油废液进入水体后立即扩散，在水表面形成大面积油膜，扩散速度既取决于石油的种类和性质，又受气象和水文因素的影响；

③乳化：进入水层的石油在各种因素引起搅动的作用下被乳化，形成油包水或水包油的细微颗粒。油包水颗粒在水层中很稳定，可在水中漂浮数月而不破裂，而水包油颗粒则不稳定，很容易消失；

④沉积：溶解于水中的石油组分被水中共存的颗粒物吸附，随同颗粒物一起沉降于水体底部。

石油污染水环境的危害 隔绝空气与水的氧气交换； 污染 沉积物，在一定条件下沉积物又可对水体造成二次污染。 石油污染可 影响食用水生生物的使用价值。

水样的采集与保存 采样是水体石油分析中的重要环节，要有代表性 。 测定石油的水样需用广口玻璃瓶采集，必须单独采样，全量分析，不能在实验室中再分样。 我国的标准方法规定， 当仅测定水中乳化状态和溶解性油时，应于水面下 20～ 50cm处采样，并要避开漂浮在水面的油膜。采集水样后要加入 HCl ，使pH≤2.0 ，并应尽快萃取分析，否则 4℃冷藏。

油在水中以两种状态存在，一种是漂浮在水面的游离状态油，另一种是在水面下乳化状态油，通常因微粒大小和比重不同而分层存在，从表面向下形成浓度梯度，因而应采集水体表面至 50cm 以下的全部水样，混匀后测定以防止产生采样误差，此法称为“水柱平移”法。

油在水中的存在状态

石油与动植物油的区别 石油类物质可被 CCl4萃取，但不被硅酸镁吸附，在波数 2930cm-1、 2960 cm-

1 、 3030 cm-1全部或部分谱带有特 征吸收； 动、植物油类是可被 CCl4萃取并被硅酸镁吸附的物质。因此，测定时可将萃取液经硅酸镁柱吸附以除去动、植物油。

二、测 定 方 法二、测 定 方 法 重量法 荧光法 紫外分光光度法 红外分光光度法和非分散红外法 气相色谱法

11 ．重量法．重量法

原理：水样经石油醚萃取后，蒸发去除石油醚，称量。计算水中石油的含量。

测定步骤 1. 将水样倾入分液漏斗中，记录水样体积，加入硫酸，摇匀放置。 2.如采样瓶壁上沾有石油，应先用石油 醚洗涤采样瓶，将石油醚并入分液漏斗中。 3. 用石油醚充分振摇萃取 2 ～ 3 次，弃去水样，合并石油醚萃取液于原分液漏斗中。用氯化钠饱和溶液洗涤石油醚萃取液 2 ～ 3次。

4. 将石油醚萃取液移人锥形瓶中，加入无水硫酸钠脱水，放置过夜。 5. 用预先以石油醚洗涤的滤纸过滤，收集滤液于经 70℃ 干燥至恒量的烧杯中，用少量石油醚依次洗涤锥形瓶、无水硫酸钠和滤纸，合并洗液于滤液中。 6. 将烧杯于 70℃ 水浴上蒸去石油醚。于70℃恒温箱中干燥 lh ，取出烧杯于干燥器内，冷却 30min 后称重。

重量法的特点：优点是不需特殊的仪器与试剂，测定结果重复性好、准确度高，且方法不受油品的限制（水中的挥发油类会有损失）。缺点是操作复杂，灵敏度低，分析时间长，并要耗费大量的石油醚，只适用于测定 10mg/L 以上的含油水样。适用范围：本法适用于生活饮用水及其水源水中石油的测定，实际上本法测定的是水中可被石油醚萃取物质的总量。

22 ．紫外分光光度法．紫外分光光度法

石油中所含的具有共轭体系的物质在紫外区有特 征吸收，通过测定一定波长的紫外吸收，与标准 比较可求出样品中石油的含量。

（ 1 ）原理

（ 2 ）测定方法 将水样倾入分液漏斗中，加入 H2SO4 溶液及NaCl ，摇匀使之溶解。用石油醚洗涤采样瓶，将洗涤液倒入分液漏斗中，充分振摇 ( 注意放气 ) ，静置分层，将水样放入原采样瓶中，收集石油醚萃取液于容量瓶中。另取石油醚按上述步骤再萃取一次，合并萃取液于容量瓶中，加石油醚至刻度，摇匀。用无水硫酸钠脱水。

取具塞比色管，分别加入石油标准溶 液，用石油醚稀释至刻度，配成标准 系列。于256nm波长，用 1cm 石英吸收池，以石油醚为参比，测量样品管和标准 系列的吸光度。每次测量，包括标准 液配制，萃取样品和参比溶剂均应使用同批石油醚。制作标准 曲线并计算水样中石油质量浓度。

（（ 33 ）石油醚 纯度要求）石油醚 纯度要求检查纯度方法：在波长 255nm处，以水为参比测定其透光率，若透光率<80% ，需进行脱芳处理，将 60～ 100 目的硅胶和 70～120 目的中性氧化铝于 150～ 160℃ 活化4h ，于未冷前将硅胶装入直径 2.5cm 、长75cm 的玻璃柱中，硅胶高度为 60cm ，上面覆盖 5cm厚的氧化铝，将 60～ 90℃沸程的石油醚通过此柱收集于试剂瓶中，蒸馏水为空白，检查合格后方可使用。

（ 4 ）特点和适用范围 优点；方法简单，灵敏度与精确度较高，测定结果与红外光谱接近，适用于测定 0.05～50mg/L矿物油水样 ;

缺点；标准油取得 比较困难，数据可比性差，不能统一配制标准物质 进行测定。 本法适用于生活饮用水及其水源水中石油含量测定。

33 ．荧光光度法．荧光光度法 原理：水中微量石油经二氯甲烷萃取后，在紫外线激发下可产生荧光。荧光强度与石油含量成线性关系，可用荧光光度计或在紫外线灯下目视比较定量。萃取物组成中所含具有共轭体系的物质在紫外区有特 征吸收。

测定方法 取水样置于分液漏斗中。对非中性水样可用稀H3PO4 或NaOH调节水样 pH值为中性。加磷酸盐缓冲溶液，二氯甲烷，猛烈振摇，静置分层，用脱脂棉拭去漏斗茎内积水，收集二氯甲烷萃取液于石英比色管中。 取不同体积石油标准溶 液置于比色管中，加二氯甲烷至刻度，配成标准 系列。

将标准 系列及样品依次置于荧光光度计中，激发光波长 365nm ，测量荧光强度。也可在紫外灯下目视比较荧光强度。

由于不同石油产品的荧光强度不一，本法所用石油标准 应取自污染水体的石油 品种。或者可取污染源水， 调节至 pH 6～ 7 ，用二氯甲烷萃取，萃取液于 50℃ 水浴上蒸去溶剂，以萃取物配制标准溶 液。

特点和适用范围 荧光法是最灵敏的测定石油方法，其测定的范围为 0.002 mg/L～ 20 mg/L ，但当油品组分中芳香烃的数目不同时，所产生的荧光强度差别很大。本法适用于生活饮用水及其水源水中石油的测定。本法最低检出质量为0.0025mg 。若取 250ml 水样测，最低检测浓度为 0.01mg/L 。

44 ．非分散红外光度法和红．非分散红外光度法和红外分光光度法 外分光光度法

水样中石油经 CCl4 萃取后，经非分散红

外或红外分光光度法测油仪测量吸收值定量。

（ 1 ）原理

将水样倒入分液漏斗中，加入盐酸溶液酸化，加入 NaCl ，摇匀使溶解。用 CCl4 分次洗涤采样瓶后倒入分液漏斗中，振摇，静置分层。收集萃取液于具塞比色管中，用 CCl4 稀释至刻度。用无水硫酸钠脱水后，注入非分散红外光度仪或红外分光光度仪测量吸收值。标准 曲线法定量。

（ 2 ）测定方法

（ 3 ）红外分光光度法与非分散红外光度法的区别

区别：仪器的原理不同和测定的波长不同 红外分光光度法使用的是三波长测定法，测定波数分别为 2930cm-1、 2960cm-

1、 3030cm-1处的吸光度，结果可通过计算联立方程而得到。非分散红外光度法是使用一个包含上述三个波长的窄带红外滤光片，测量水中油的窄带吸收，与标准油对 照后计算油的含量。

本法适用于生活饮用水及其水源水中石油的含量测定。本法最低检测质量为 0.05mg ，若取 1000ml 水样测定，最低检测质量浓度为 0.05mg/L 。

（ 4 ）适用范围

在各种测定水体石油的方法中都存在使用标准的 问题。不同文件中规定的各种测定方法的使用标准不同。 由于石油类的测定是一个相对值，一种或几种物质混合物作为标准都 会产生一定的偏差。相比而言，选择待测水样中的萃取物作标准 更合理些，但在实际工作中困难较大，水体石油测定中的标准 问题还有待 进一步研究。

（ 5 ）使用标准 问题

第 十一 节 农 药第 十一 节 农 药

农药 (agricultural chemical)按用途可分为杀虫剂、杀菌剂、除草剂、植物生长调节剂、熏蒸剂、增效剂等。我国目前使用农药品种约 200 种，主要分为有机 磷、氨基甲酸酯和菊酯类。

一、概 述

农药对水体的污染 主要通过以下几种途径：①药厂废水的排放；②农田使用农药；③杀虫或控制卫生虫害使用农药；④在运输或储存过程中农药的泄漏。

农药污染水体的 途径

①引起急慢性中毒 : 由于水体受到农药污染 而引起的急性中毒比较少见，但长期饮用受污染的水可使体内的内分泌系统、免疫系统和一些酶的活性受到影响，阻碍人体的生长和发育；

水体受到农药污染后的危害 主要有以下几个方面：

②“三致”作用 : 动物实验的研究结果表明，有机 氯农药 (DDT 或六六六 ) 有致癌、致畸和致突变作用，近年来流行病学的研究结果也表明某些癌症的发病率与饮水中有机 氯农药含量呈正相关关系；

③对生态平衡的影响：农药可影响水生生物的生长和繁殖，通过食物链再作用于鱼和水鸟等，使其中毒甚至死亡。

采样之前，应做好准备工作，采样器材用事先经过有机溶剂 处理过的玻璃瓶，瓶盖为聚四氟乙烯盖，采样前用水样冲洗 2 ～ 3次， 360℃ 干燥 1h 后采集。采集时注意样品的代表性，采样的时间、面积、深度及某些情况下的流速都会影响整体的代表性，记录好采样表，对可能的干扰源、环境条件及出现的问题作出判断。

样品采集与保存

采集有机 氯样品时，如水中有余氯存在，可在每升样品中加入 90mg Na2S2O3 并混匀。采集后，最好在现场进行萃取，萃取液在避光情况下送实验室分析。若无条件现场萃取，则应将采集的水样加入 10％HCl

调节至 pH 4.4 ，于 4℃ 避光冷藏，采样后7d 内完成分析。

二、有机 磷农药的测定 有机 磷农药是含磷的有机化合物，分为以下几类：①磷酸酯类；②硫代磷酸酯类；③膦酸酯和硫代膦酸酯；④磷酰胺和硫代磷酰胺。

目前常用的测定有机 磷分析方法是气相色谱法，另外还有分 光光度法、薄层分析法以及近来发展的联用技术与酶法等。

11 ．气相色谱法．气相色谱法 国外应用气相色谱法测定有机 磷始于上世纪 60年代，我国于上世纪 90年代将其列为国家标准 （GB13192-91 ）。

分析的基本过程是首先将水中残留的有机磷用萃取剂提取，然后经过预处理分离干扰物质，直接进行色谱分析。

有机 磷农药一般极性较大，因此提取所用溶剂的极性也应较大，以二氯甲烷、三氯甲烷、乙醚、乙腈、丙酮等提取剂的提取效率最高。二氯甲烷具有价格便宜、沸点低、易浓缩等特点，现已被广泛采用。根据有机 磷农药的特点，常采用混合提取溶剂，一般而言，混合溶剂比单一溶剂的提取效果好。我国标准方法采用的是 丙酮 -二氯甲烷提取系统。

提取剂的选择

常采用的净化方法是溶剂萃取和吸附柱层析法，弗罗里土硅镁吸附柱层析法是有机 磷农药分析净化广泛采用的方法，淋洗液常采用含一定量二氯甲烷的己烷溶液。必要时经 K-D浓缩器浓缩。

由于 ECD、 FPD和NPD 的相继出现，使GC 法对有机 磷农药残留的最小检出量已达到 ng水平，已成为环境样品中有机 磷农药残留的主要检测方法。通常 FPD和NPD检测器比 ECD更适于残留有机 磷农药的检测。 FPD和NPD检测器的优点是轻污染、 选择性好、可在较高温度下操作、线性范围广等。

22 ．色质联用．色质联用 GC-MS联用同时具有毛细管柱气相色谱的高分离性能和质谱的高分辨性能，不仅可同时对多种有机 磷农药残留物定性和定量，而且对色谱峰重叠的不同组分也可以进行分析和测定。测定时，可选择具有特 征性高、质量数高、对称性高且稳定性好的非基峰离子作为定量依据，以消除重叠干扰，但 GC-MS 存在样品热分解与不能分析难挥发样品的缺点。

HPLC-MS联用可克服GC-MS 的缺点，可分离热不稳定、强极性或难挥发的有机物 。在分析过程中还可用预柱进行富集，将富集的样品洗脱后，进入 HPLC-MS检测。据统计，几乎所有 GC-MS 能分析的有机 磷农药皆可用HPLC-MS进行分析，且比GC-MS易于实现，因而HPLC-MS 是一种比GC-MS更有前途的分析方法。 色质联用技术的主要局限是仪器价格高，操作技术要求高。

33 ．酶 法．酶 法 酶法基于胆碱酯酶活性可被有机 磷农药抑制的原理。在胆碱酯酶的作用下乙酰胆碱发生水解，通过测定产物的含量，可间接测定水中有机 磷农药的含量。可使用电化学分析技术测定水解产物，先将胆碱酯酶膜固定于银基汞膜上，在化学电池上使用伏安法或电位法进行测定。由于有机 磷农药代谢物活度与电位法中的电池电动势或伏安法中的电流值间呈定量关系，故可由标准 曲线得到样品浓度。

与色谱法比较，酶法的特点是利用生物分子特异性来进行测定，方法有很 高的选择性，具有方法 简单，仪器经济，适于现场快速测定的优点。测定时一般不需要对样品进行预处理。但酶膜的机械强度、固定、稳定性以及不能区分有机 磷农药的种类等诸多问题始终没有得到 根本解决。

对环境中有机 磷农药分析时，应注意： ①大多数有机 磷农药性质不稳定，易分解、氧化、水解或重新排列。温度、 pH值、水分会加速这个过程。因此，浓标准 液 (0.5～ 1.0mg/m1)

应冰箱保存，避紫外光， 6 个月配一次；稀溶液(0.5～ 1.0μg/L) ，临用新配。②检测器及方法的干扰问题：一般选用灵敏度高、选择性好且稳定的 FPD与NPD ，但样品中存在的硫化物对 FPD 产生干扰，此时只能选用 NPD

检测器。

三、有机 氯农药的测定三、有机 氯农药的测定 有机 氯农药包括多种氯代烃及其衍生物，如滴滴涕（DDT ）、六六六（ BHC ）、林丹等，有机 氯农药一般情况下都不溶于水而易溶于有机溶剂，性质 极为稳定，在环境中的降解和破坏都十分缓慢。在环境中不断迁移 ,污染范围极广。由于其高残留性，我国在 1983年规定，禁止使用有机 氯农药。但是水体中仍然存在有机 氯农药，必须进行监测。

环境样品中有机 氯农药残留的测定，过去常用薄层色谱法，测定 DDT 时还可用分光光度法，但这些方法灵敏度低，准确度较差。

目前常采用气相色谱法。由于有机 氯农药分子中带有一 个电负性很高的氯，用电子捕获检测器来分析的灵敏度很高，所以又称为气相色谱 -电子捕获检测器法 (GC-ECD) 。气相色谱分析的过程包括样品提取、纯化与浓缩及测定。

水中有机 氯农药的提取水中有机 氯农药的提取可通过直接溶剂提取或通过活性炭和涂有亲脂性固定液的过滤柱来完成。常用苯、己烷、石油醚、乙醚、以及丙酮或异丙醇与己烷的混合物等极性较低的有机溶剂 提取。若提取三次，一般都能把有机 氯农药定量提取到有机溶剂中。 提取所得到的石油醚应经无水硫酸钠脱水后方可供测定用。

水中有机 氯农药的浓缩和净化水中有机 氯农药的浓缩和净化若提取液中杂质含量较少，可直接用 K-D浓缩器浓缩；若提取液中杂质较多，则需进行净化处理。净化可选用氧化铝柱、硅胶柱等完成，应根据农药的性质和杂质的性状选择净化方法。常用的方法是将浓硫酸注入石油醚提取液中，振摇，静置分层后弃去下层硫酸。重复操作数次，至硫酸层无色为止。用Na2SO4 水溶液洗涤有机 相，无水硫酸钠脱水，K-D浓缩器浓缩并定容至 l.0ml ，供色谱分析。

检测器 气相色谱法分析有机 氯农药，常采用 ECD

检测器，其放射源有两种，一种是 3H ，另一种是 63Ni 。分析时必须防止温度过高，以免放射性物质漏失。同时还要注意选择适当的柱温 ,否则会带来固定液流失，污染 ECD ，影响分析。有于 ECD 的放射源易污染， 故要求载气的纯度 >99.99％。

四、拟除虫菊酯类农药测定四、拟除虫菊酯类农药测定

气相色谱法 高效液相色谱法 GC-MS联用分析 免疫化学技术

1. 1. 气相色谱法气相色谱法 使用石油醚萃取水中拟除虫菊酯，浓缩后用带有电子捕获检测器的气相色谱仪分离和测定。 取均匀水样置于分液漏斗中，加入 NaCl ，摇匀；用石油醚萃取两次，于振荡器上振摇。静置分层后弃去水层，石油醚萃取液并入同一锥形瓶内，加无水硫酸钠脱水干燥。将萃取液移人 K-D浓缩器中，用少量石油醚洗涤锥形瓶和无水硫酸钠层，洗涤液转入 K-D浓缩器内。于 50～ 70℃ 水浴中浓缩。

22 ．高效液相色谱法．高效液相色谱法 水中拟除虫菊酯经萃取后，用高效液相色谱仪进行分离测定。萃取溶剂为环已烷或环已烷与乙醚的混合物。 取水样于分液漏斗中，加萃取剂，充分振摇；将萃取液收集于比色管中，然后用 K-D

浓缩器浓缩至 1.0mL ，供分析用。

由于 GC 方法需要较高的气化温度，而部分拟除虫菊酯类农药具有挥发性 及热不稳定性，气化过程中立体结构易发生变化，因而HPLC 分析拟除虫菊酯类农药具有较 强的优势。 HPLC 的不足是缺乏高灵敏度的通用型检测器，虽然除经典的紫外和荧光检测器外又相继出现了电化学及光化学等检测器，其通用性及灵敏度仍有待 进一步提高。