发展一种小体系连续快速测定海洋水体溶解性铵盐的方法

关凤杰, 洪义国, 吴佳鹏, 王岩, 宾丽英,*, 汤兵, 谢光炎



发展一种小体系连续快速测定海洋水体溶解性铵盐的方法

关凤杰1, 洪义国2,3,*, 吴佳鹏3,4, 王岩3,4, 宾丽英1,*, 汤兵1, 谢光炎1

1. 广东工业大学, 环境科学与工程学院, 广州 510006 2. 广州大学, 环境科学与工程学院, 广州 510006 3. 中国科学院南海海洋研究所, 热带海洋环境国家重点实验室, 广州 510301 4. 中国科学院大学, 北京 100049

基于次溴酸盐氧化铵盐(NH+ 4)成为亚硝酸盐(NO2–)的原理, 发展了一种小体系连续快速测定海洋水体溶解性铵盐的方法。该方法以圆底旋盖2 mL离心管为反应容器, 应用次溴酸钠氧化剂氧化铵离子成为亚硝酸根离子, 进一步通过加入Griess试剂生成有色物质, 然后利用标准酶标板为底板, 采用酶标仪对生成的有色物质进行吸光值测定。此方法空白吸光值低, 标准曲线在0—32 μmol·L-1浓度范围内线性良好(2>0.99), 可批量连续测定样品。对环境样品的测定结果表明, 小体系铵盐测定法具有较高的精确度, 与《海洋规范》中标准25 mL体系法测定的数值具有大于99%的拟合度, 为海洋水体NH+ 4-N的实地测定提供了一种快速有效的新方法。

铵盐测定; 次溴酸钠氧化法; 酶标仪; 快速连续测定; 小体系

1 前言

氨氮(NH+ 4-N) 作为自然水体营养状况的主要指标之一, 可评价水体质量、污染程度、自净状况的好坏, 是自然水体中氮素生物地球化学循环过程中的关键要素[1–2]。目前, 国内外相关学者对水体氮素的研究主要集中在形态、分布特征和各形态氮转化的生物地球化学循环过程。南海北部秋季表层水体亚硝酸盐、硝酸盐和氨盐的含量范围分别为0.02—0.44, 0.04—12.29, 0.17—7.66 μmol·L-1 [3]。在珠江口伶仃洋海域, 枯水期底层NH+ 4-N最高达19.4 μmol·L-1、表层最高可达16.8 μmol·L-1, 丰水期和枯水期表层NH+ 4-N浓度均略高于底层[4]。这是因为通常情况下, 海洋水体表层形成的有机物会向下沉降, 有机物分解释放出NH+ 4[5]。释放出的NH+ 4有两种去向, 一种是在真光层被浮游植物重新同化吸收, 转化成生产力, 通常把利用再生NH+ 4作为氮源产生的初级生产力叫做再生产力(Regenerated production); 另一种是被硝化细菌(包括氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化菌)氧化成为硝酸盐。在大洋真光层以下的海水中的硝化作用非常彻底, 以至于铵盐和亚硝酸盐的含量通常甚微, 但在真光层有机物分解释放的NH+ 4不能被完全氧化或吸收, 故在温度跃层内或其上方水层之中铵盐和亚硝酸盐会出现最大值。其原因是由于光线随着深度的增加, 浮游植物代谢减慢, 对氮的需求减少; 另一方面, 光对硝化细菌的抑制还没有完全解除, 还不能将铵盐和亚硝酸盐充分氧化, 从而导致铵盐和亚硝酸盐的供应速率超过同化和氧化速率, 形成小幅积累[6]。在无氧的环境中, NH+ 4还可以作为厌氧氨氧化过程(Anammox)的底物, 进行脱氮作用。因此, NH+ 4-N的测定对于研究氮素在陆地和海洋生态系统中的生物地球化学转化过程至关重要[2]。

目前NH+ 4-N的测定方法有分光光度法、荧光法和营养盐自动分析技术[7–8]等。因荧光法反应体系需要加热处理且生成产物不够稳定, 使该法的应用受到一定的限制; 营养盐自动分析技术虽可大批量自动分析样品, 但涉及仪器价格昂贵, 在多数实验室难以推广普及; 分光光度法因其测定简单、准确且不需贵重仪器等特点而被广泛采用。分光光度法主要包括次溴酸钠氧化法[9]和靛酚蓝分光光度法[10]两种, 但是靛酚蓝法灵敏度低、操作繁琐且存在基体效应[11], 而次溴酸钠氧化法以其无需剧毒试剂、简便、氧化率高等优点而被很多实验室采用。但《海洋调查规范》“次溴酸钠氧化法测铵盐”的实验过程中需要清洗大量玻璃仪器, 利用分光光度计逐个测定样品吸光度, 具有耗时长和工作量大的特点, 且废液量大, 易造成二次污染。另一方面, 吴卓智认为玻璃内部存在氮化物杂质, 遇到次溴酸盐或NaOH溶液会产生氨, 严重干扰NH+ 4的测定, 容易出现重复性差、空白值高和线性差等现象, 而采用塑料制品可降低空白值, 改善线性关系[12]。为了克服传统溴酸钠氧化法的一些缺点, 我们对其在多个环节上进行了改进: 一是采用一次性圆底旋盖2 mL塑料离心管作为反应容器, 使用前仅用超纯水清洗, 节省了常规酸液浸泡过的玻璃比色管清洗的时间; 二是用塑料烧杯代替玻璃烧杯配制次溴酸盐和NaOH溶液, 减弱了玻璃仪器的干扰; 三是采用了酶标仪进行分光光度测定, 可批量测定样品吸光值, 有效提高测定的通量。改进的小体系次溴酸钠氧化法有效降低了样品使用量, 减少了人力成本, 提高了测定的精度和效率, 取得了理想的测定效果。另外, 相比较其他方法, 本方法尽量减少玻璃仪器的使用, 对仪器的操作要求不高, 适用于船上的现场测定。

2 材料与方法

2.1 仪器与试剂

Infinite M200 Pro多功能酶标仪(瑞士/Tecan)、标准96孔平底酶标板(Nunc Maxisorp/Thermo Fisher Scientific)、圆底旋盖2 mL离心管、棕色PET(聚对苯二甲酸乙二酯)塑料瓶, Bio-Tech移液器一套。

溶液配制参照国标《海洋调查规范》中的次溴酸钠氧化测定海洋铵盐的方法, 所用试剂具体配制如下: (1)氢氧化钠溶液(= 400 g·L–1): 称取100 g NaOH于500 mL塑料烧杯中, 加入超纯水至250 mL, 用塑料棒搅拌溶解, 将塑料烧杯置于95 ℃的水浴锅内加热, 约90 min后取出, 冷却至室温后补加超纯水至250 mL, 保存于塑料瓶中; (2)溴酸钠氧化剂使用液: 吸取溴酸钾-溴化钾氧化剂贮备溶液500 μL于棕色PET塑料瓶中, 加入24.5 mL超纯水, 加入1.5 mL 1︰1盐酸溶液, 迅速盖上瓶盖, 混匀, 置于暗处5.0 min, 加入25.0 mL氢氧化钠溶液(= 400 g·L–1), 混匀。此溶液使用前配制, 在35 ℃以下可稳定8 h; (3)铵标准贮备液: 称取0.5349 g优级纯氯化铵 (NH4Cl, 预先在100 ℃烘1 h, 置于干燥器内冷却至室温), 用少量水溶解后, 全量转移至1 L容量瓶中, 用水稀释至标线, 加1.0 mL三氯甲烷溶液, 混匀。低温冷藏, 有效期6个月; (4)铵标准使用液: 吸取500 μL氨标准溶液贮备液 ((NH+ 4-N ) = 10.0 μmol·L–1)于100 mL 量瓶中, 稀释至标线, 混匀, 有效期为1 d。

2.2 实验设计

2.2.1 影响因素优化实验

为了确定改进方法的最佳反应条件, 本研究分别设置了氧化时间、氧化剂投加量、显色剂剂量对氨氧化过程影响的实验。

在室温下, 配制浓度梯度为2、4、6和8 μmol·L–1的铵使用液, 各浓度分别设置五组, 每组设置两个平行样, 进行氧化时间(20、30、40、50和60 min)对氨氧化反应的影响实验, 以确定次溴酸钠氧化剂的最优氧化时间。保证氧化时间一致, 在室温下改变氧化剂投加量, 分别投加20、40、60、80、100、120和140 μL的次溴酸钠氧化剂, 对不同浓度(2、4、6、8 μmol·L–1)铵使用液进行氧化, 来研究次溴酸钠氧化剂的投加量对氨氧化过程的影响, 每个浓度样品设七组, 每组两个平行。为了研究显色剂用量对NH+ 4测定的影响, 对浓度梯度为2、4、6、8 μmol·L–1的铵标准溶液样品依次进行了对氨基苯磺酰胺(磺胺)溶液使用量和1-萘替乙二胺二盐酸盐(盐萘)溶液使用量的实验分析, 以此分别确定磺胺溶液、盐萘溶液的最佳使用量, 实验均设两个平行。

2.2.2 标准工作曲线绘制

参照《海洋调查规范》中次溴酸钠氧化法测定海洋铵盐的方法, 绘制小体系下的次溴酸钠氧化法的标准工作曲线, 具体的步骤为: (1)在两组各六个圆底旋盖2 mL离心管中分别移入铵的标准使用液0、10、20、40、60、80 μL, 用超纯水稀释至1 mL, 混匀; (2)加入100 μL次溴酸钠氧化剂溶液, 混匀, 反应30 min; (3)加入100 μL磺胺溶液, 混匀, 放置5 min; (4)加入20 μL盐萘溶液, 充分混匀, 放置15 min 后即可测定,颜色可稳定4 h; (5)颜色稳定后, 吸取300 μL待测溶液至标准平底96孔酶标板中, 放置酶标仪内在543 nm波长下测定各个样品吸光值(As), 记录测定值; (6)绘制标准工作曲线, 求出其回归直线方程。

2.2.3 测定样品来源

本实验水样采自珠江口(PRE)四个站点PRE-A (113.43°E, 23.09°N)、PRE-B(113.69°E, 22.59°N)、PRE-C(113.86°E, 22.36°N)、PRE-D(113.72°E, 21.99°N)表层水和南海(SCS)SCS28#(118.01°E, 21.50°N)层次为25 m、50 m、75 m、100 m、200 m、300 m、500 m、1000 m和1400 m的海水样品(如图1所示)。水体样品采集后, 直接装入无菌PETG材料塑料瓶, 加入少许饱和氯化汞溶液, 4 ℃条件下避光保存。样品送回实验室后分别采用小体系测定法和海洋规范常规法两种方法同时进行NO2–-N、NH+ 4-N测定。

3 结果与讨论

3.1 氧化时间对氨氧化过程的影响

氧化时间长短是影响次溴酸钠氧化剂氧化水体介质中NH+ 4成为NO2–的一个重要因素。为了优化次溴酸钠的氧化时间, 本文研究了不同反应时间对次溴酸钠氨氧化过程的影响。结果如图2所示。

由图2可知, 不同NH+ 4-N浓度条件下, 在20—30 min的作用时间内, 氨氧化率随反应时间的延长而逐渐提高, 在30 min时达到最大值, 此后随着时间的延长氨氧化率会稍有下降。次溴酸钠氧化剂对NH+ 4氧化的适宜时间在30—40 min范围内, 时间太短或太长都会造成氨氧化率的下降。这是因为氧化过程是氧化剂将NH+ 4转化为NO2–, 反应时间太短会导致次溴酸钠氧化剂对NH+ 4氧化不完全, 从而不能最大程度的使NH+ 4转化为NO2–, 造成结果偏低。此外, 研究表明[13–14], NO2–在有氧的环境中不稳定, 会分解成氮氧化气体(2HNO2→H2O+NO+ NO2), 若反应时间过长, 氧化生成的NO2–会部分转化, 从而参与重氮化反应的NO2–量降低, 以致最终结果偏低。

另外, 样品的温度也会影响最佳氧化时间。如果水样储存于–20℃, 融化后立即对解冻样品分析, 则需适当延长氧化时间, 否则可能造成测定结果偏低[15]。当样品温度低于10℃时, 需延长氧化时间以达到最高氧化率[16]。因此对于低温样品, 可以采取提高测定环境温度, 或者适当延长氧化时间等方法, 确保测定结果的准确性。

3.2 次溴酸钠氧化剂的剂量对氨氧化过程的影响

使用不同剂量的次溴酸钠溶液, 对不同浓度的铵标准使用液进行氧化, 实验结果如图3所示。由图3可知, 对不同浓度的铵溶液, 次溴酸钠用量对NH+ 4的氧化的影响的变化趋势的表现基本一致: 当氧化剂用量低于60 μL时, 随着氧化剂投加量的增多, 溶液吸光度平缓上升; 在60—100 μL范围内, 溶液的吸光值基本保持稳定, 但当次溴酸钠氧化剂用量超过100 μL时, 溶液吸光值急剧下降。

氧化剂使用量较低时, 次溴酸钠溶液不能完全使NH+ 4氨氧化为NO2–, 影响后续显色反应, 造成吸光度较低。而次溴酸钠加入量过高造成溶液吸光度急剧下降的原因可能有两种: 一是因为重氮化反应必须在酸性[17–18](pH=2)条件下进行, 次溴酸钠溶液加入量过多时, 氧化剂溶液中的碱会中和磺胺溶液中的酸, 使测定时的pH升高, 使得重氮化反应不能进行, 从而造成吸光值急剧下降[19-20]; 二是次溴酸钠的浓度过高, 使得所形成的NO2–进一步氧化为NO3–[21], 导致测定结果偏低, 具体反应机理还需进一步研究。

3.3 显色剂用量的优化

因为NH+ 4氧化生成的NO2–与磺胺进行重氮化反应, 其反应产物与盐萘作用生成深红色偶氮化合物, 所以显色剂用量也是影响试验结果的一个重要因素。为了研究显色剂用量对NH+ 4测定的影响, 分别进行了磺胺溶液使用量和盐萘溶液使用量的实验分析。

图4(a)表明, 当磺胺用量低于80 μL时对最终测定结果影响较大, 在磺胺用量为60 μL时, 测定吸光值接近空白吸光值。这是因为磺胺用量不足, 造成反应体系呈碱性或中性, 达不到重氮化反应需要的条件。而磺胺用量大于80 μL时, 随着磺胺用量的增加, 测定结果近乎保持不变。为保证测定结果的准确性, 不同的磺胺浓度应选择合适的磺胺使用量, 基于本研究所使用的磺胺储备液的浓度为2 g·L–1, 后续实验中均加入100 μL磺胺溶液。由图4(b)可知, 随着盐萘加入量的不断增加, 溶液吸光度没有明显变化, 即盐萘使用量对实验结果影响不大。虽然如此, 在样品测定过程中应当保持测定样品和标准溶液的盐萘使用量完全一致, 本文采用20 μL盐萘溶液进行以下实验。

3.4 在优化条件下的标准工作曲线的绘制

根据上述研究结果, 确定适宜的反应条件为: 次溴酸钠氧化剂使用量100 μL, 氧化时间30 min, 磺胺溶液使用量100 μL, 盐萘溶液加入量20 μL。

使用浓度范围在0—10 μmol·L–1的铵标准溶液, 按确定的实验条件进行了1 mL体系标准曲线绘制, 同时根据《海洋调查规范》绘制相应25 mL体系的标准曲线(图5a)。可以得出, 吸光度与NH+ 4-N浓度具有很好的线性回归关系: 1 mL体系吸光度与NH+ 4- N浓度的回归方程为= 0.0381- 0.0016, 线性相关系数R= 0.9999; 25 mL体系线性方程为=0.0372+ 0.0027, 相关系数R= 0.9991。同时实验结果说明: 1 mL体系空白对照具有较低的吸光度(= 0.0198), 适用于河口以及海水样品的测定。为了进一步说明小体系测定的准确性, 本文采用正交验证法对两种方法进行交叉验证, 即用两种方法同时测定相同浓度梯度的铵标准使用液, 以25 mL体系测定的结果为横坐标, 以1mL体系测定的结果为纵坐标, 进行线性拟合(图5b)。两种测定方法的线性方程为1mL体系= 1.02225mL体系- 0.0042, 线性相关系数R= 0.9988, 这表明两种测定方法的结果高度一致。方差分析(= 4.834<表= 6.39, 置信度为95%)进一步证实1 mL体系测定法与25 mL测定法的测定结果间不存在显著性差异。

3.5 小体系的线性检测范围

采用优化后的实验条件进行1 mL小体系的线性检测范围实验, 结果如图6所示。可以看出, 当NH+ 4-N浓度在0—32 μmol·L–1范围内, 溶液浓度与吸光度呈线性关系, 相关系数R= 0.9989; 当NH+ 4-N浓度超过32 μmol·L–1时, 随着NH+ 4-N浓度的增加, 吸光值增大幅度降低; 当NH+ 4-N浓度超过80 μmol·L–1时, 吸光值已基本不变, 不随NH+ 4-N浓度的增加而增大。故本实验确定的小体系快速连续测定水体中NH+ 4- N的检测范围为0—32 μmol·L–1, 较之《海洋调查规范: 次溴酸钠氧化法铵盐测定》[22]中的0.03 μmol·L–1—8.00 μmol·L–1测定范围扩大将近4倍。小体系测定法明显提高了铵氮的测定上限, 可以有效地对较高铵氮浓度水样进行测定, 同时也节省了多梯度稀释所耗费的时间和药品。

根据《环境监测分析方法导则》(HJ 168-2010)的要求, 重复测定6次空白, 计算标准偏差为0.13 μmol·L–1。按照公式MDL =(n-1, 0.99)×计算此方法检出限, 当=6、置信度为99%时,值取3.37, 则该小体系法测定水体铵盐的检出限为0.4 μmol·L–1。

3.6 对实际样品的测定以及与传统方法的交叉验证

用两种方法分别同时测定珠江口和南海样品。因珠江口铵氮含量较高, 浓度最高可达500 μmol·L–1[23–24],测定前进行相应倍数的稀释。测定结果采用正交验证法进行比较, 以1 mL体系测定结果为横坐标, 25 mL体系测定结果为纵坐标进行线性拟合(图7)。PRE和南海28#水样的两种测定结果的拟合直线相关系数分别为0.9971、0.9917, 线性关系良好, 为进一步验证1 mL体系测定的可行性, 对样品的两种测定结果做检验和检验。

经置信度为95%的检验, 1 mL体系和标准25 mL体系测定法对PRE样品测试结果的值为1.01, 小于表6.39, 说明两种方法的精密度无显著性差异。经置信度为95%的检验, 两种方法的Sig. = 0.842 > 0.05, 说明2种方法无显著性差异。因此, 采用1 mL小体系次溴酸钠氧化法测定河口水样中NH+ 4-N是可行的。

经置信度为95%的F检验, 1 mL体系和标准25 mL体系测定法对南海28#不同层次海水样品测试结果的值为3.58, 小于F表6.39, 说明两种方法的精密度无显著性差异。经置信度为95%的检验, 两种方法的Sig. = 0.775 > 0.05, 说明2种方法无显著性差异。因此, 采用1mL小体系次溴酸钠氧化法测定海水样品中的NH+ 4-N是可行的。

4 结论

本方法以一次性2 mL旋盖离心管代替50 mL玻璃反应容器, 部分消除了玻璃器皿的干扰, 降低了空白值, 提高了线性关系, 减少了玻璃器皿洗涤的工作量; 用酶标仪代替分光光度计测定吸光度, 有效提高了测定样品的通量, 节省了测定的时间。与标准25 mL体系法相比, 1 mL小体系测定法具有很好的准确度和精密度, 检测限为0.4 μmol·L–1, 检测范围为0—32 μmol·L–1, 该法对环境样品的适用性宽, 可快速连续测定样品, 大大节省测定时间, 提高工作效率, 可以在船上实地测定海水中NH+ 4-N。

[1] LEGUA C M, LLORET S M, MARTINEZ Y M, et al. A guide for selecting the most appropriate method for ammonium determination in water analysis[J]. Trends in Analytical Chemistry, 2006, 25 (3): 282–290.

[2] 曾巾, 杨柳燕, 肖琳, 等. 湖泊氮素生物地球化学循环及微生物的作用[J]. 湖泊科学, 2007, 19(4): 382–389.

[3] 龙爱民, 陈绍勇, 周伟华, 等. 南海北部秋季营养盐、溶解氧、pH值和叶绿素a分布特征及相互关系[J]. 海洋通报, 2006, 25(5): 9–16.

[4] 马媛, 魏巍, 夏华永, 等. 珠江口伶仃洋海域营养盐的历史变化及影响因素研究[J]. 海洋学报, 2009, 31(2): 69–77.

[5] BABBIN A R, WARD B B. Controls on nitrogen loss processes in Chesapeake Bay sediments[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(9): 4189–4196.

[6] ALLEN, HOWARD-JONES M H. BOOTH M G, et al. Importance of heterotrophic bacterial assimilation of ammonium and nitrate in the Barents Sea during summer [J]. Journal of Marine Systems, 2002, 38(1): 93–108.

[7] 邹长胜. 海水营养盐现场检测[J]. 海洋技术, 2001, 20(4): 26–29.

[8] KEROUEL R, AMINOT A. Fluorometric determination of ammonia in sea and estuarine waters by direct segmented flow analysis [J]. Marine Chemistry, 1997, 57(3-4): 265–275.

[9] 高凤鸣, 张淑华, 汪心源, 等. 用次溴酸钠氧化法测定海水中铵氮的研究[J]. 海洋湖沼通报, 1980,2 (4): 41–47.

[10] CATALAN G. An improved method for the determination of ammonia in sea water[J]. Marine Chemistry, 1987, 20(3): 289–295.

[11] 宁志铭, 刘素美, 任景玲. 铵氮不同分析方法的对比[J]. 海洋环境科学, 2013, 32 (5): 763–766.

[12] 吴卓智. 次溴酸盐氧化法测定水中NH+ 4-N的改进方法[J]. 海洋环境科学, 2007, 26 (1): 85–87.

[13] WU Deli, SHAO Binbin, FU Minyu, et al. Denitrification of nitrite by ferrous hydroxy complex : Effects on nitrous oxide and ammonium formation [J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 279 (1): 149–155.

[14] CASTRO-BARROS C M, RODRÍGUEZ-CABALLERO A, VOLCKE E I P, et al.Effect of nitrite on the N2O and NO production on the nitrification of low-strength ammonium wastewater[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 287: 269–276.

[15] 王娟娟, 王秀芹. 对次溴酸盐氧化法测定海水氨氮影响因素的探讨[J]. 天津水产, 2009, 31(2): 24–26.

[16] 任妍冰, 李婷婷, 刘园园, 等. 次溴酸盐氧化法测定海水中氨氮试验条件的优化[J]. 环境监测管理与技术, 2013, 25 (3) : 44–46.

[17] MASOUD S R, MOHSEN I, SHABNAM M. Spectro­photo­metric determination of nitrite in soil and water using cefixime and central composite design[J]. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and Biomolecular Spectroscopy, 2015, 149: 190–195.

[18] 刘娟娟. 两种试剂测定水中亚硝酸盐氮的可行性[J]. 水科学与工程技术, 2015, 2: 52–54.

[19] SATAKE M, WANG Genfeng.Spectrophotometric deter­mina­tion of nitrite in natural waters using diazotization- coupling method with column preconcentration on naphthalene supported with ion-pair of tetradecyldimethylbenzyl- ammonium and iodide [J]. Analytical Chemistry, 1997, 357 (4): 433–438.

[20] MOLDOVAN Z. A novel kinetic-spectrophotometric method for determination of nitrites in water[J]. Chemical Papers, 2009, 63 (4): 385–390.

[21] 李学刚, 宋金明, 袁华茂, 等. 盐酸浸取­­–次溴酸盐氧化法测定海洋沉积物中的氨氮[J]. 岩矿测试, 2011, 30 (5): 550–554.

[22] GB/T 12763.4–2007, 海洋调查规范第4部分: 海水化学要素调查[S] .

[23] 黄小平, 黄良民. 珠江口海域无机氮和活性磷酸盐含量的时空变化特征[J]. 台湾海峡, 2002, 21 (4): 416–421.

[24] XU Jie, YIN Kedong, JOSEPH H W L, et al. Long-term and seasonal changes in nutrients, phytoplankton biomass, and dissolved oxygen in Deep Bay, Hong Kong[J]. Estuaries and Coasts, 2010, 33 (2): 399–416.

A fast sodium hypobromite oxidation method for the sequential determination of ammonia nitrogen in small volume

GUAN Fengjie1, HONG Yiguo2,3,*WU Jiapeng3,4, WANG Yan3,4, BIN Liying1,*, TANG Bing1, XIE Guangyan1

1. School of Environmental Science and Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006, China 2. School of Environmental Science and Engineering, Guangzhou University, Guangzhou 510006, China 3. State Key Laboratory of Tropical Oceanography, South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China 4. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

Based on the chemical reaction of oxidation of NH+ 4 into NO2–by bromite oxidant, a fast and sequential method was devolved in small volume. In this method, a 2 mL Oak Ridge centrifuge tube was selected as reaction vessel, and the dissolved NH+ 4 was converted to NO2–with bromite as oxidant. The generated NO2–was determined with Griess reagent by a Microplate Reader. The absorption blank was relatively low, and the calibration curve had rigid linear regression (2>0.99) in the range of 0-32 μmol·L-1. Environmental samples assay demonstrated that this small volume method was well consistent with conventional method (in 25 mL volume) for ammonia determination. In total, this modified method improved accuracy and efficiency of operations greatly, and would be realized as a rapid and high-throughput determination of ammonia in field analysis with low cost.

ammonia determination; hypobromite oxidation; Microplate Reader; rapid and high-throughput determination; small volume

10.14108/j.cnki.1008-8873.2017.02.006

X830.2

A

1008-8873(2017)02-042-07

2015-11-03;

2016-01-08

国家自然科学基金(31270163); 国家自然科学基金(41576123); 广东省自然科学基金重点项目(S2013020012823); 广州市科学研究重点项目(201504010005); 热带海洋环境国家重点实验室自主项目(LTOZZ1604)

关凤杰(1992—), 女, 河南新乡人, 硕士研究生, 主要从事海洋生物地球化学研究, E-mail: gfjincs@163.com

洪义国, 男, 博士, 研究员, E-mail: yghong@scsio.ac.cn; 宾丽英, 女, 博士, 讲师, E-mail: 377047956@qq.com

关凤杰, 吴佳鹏, 王岩, 等. 发展一种小体系连续快速测定海洋水体溶解性铵盐的方法[J]. 生态科学, 2017, 36(2): 42-48.

GUAN Fengjie, WU Jiapeng, WANG Yan, et al. A fast sodium hypobromite oxidation method for the sequential determination of ammonia nitrogen in small volume[J]. Ecological Science, 2017, 36(2): 42-48.