由于生活污水中含氮有機物受微生物作用可產生大量氨氮，人畜糞便和某些工業廢水中尿素和氨的含量很高，所以水體受生活污水、人畜糞便以及某些工業廢水污染后，氨氮濃度將明顯增加。除此之外，水中的亞硝酸鹽在氧氣不足的條件下亦可受微生物作用還原成氨，水中尿素也可轉變成氨氮，致使某些厭氧環境下的自然水體氨氮高至3mg/L。結合水中氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的含量，有助于評價水體受污染情況，了解水體自凈能力，并正確評價水質衛生。

水中氨氮測定方法較多，主要有納氏比色法、酚鹽光度法、水楊酸光度法和氨電極法、離子色譜法、蒸餾一滴定法和氨氮在線自動檢測法等

1、納氏比色法

納氏試劑分光光度法水中氨與納氏試劑( K2HgI4)在強堿性介質中反應生成黃棕色化合物(NH2Hg2OI) ,10分鐘后顯色*，比色定量。

NH3＋2K2HgI4＋3KOH＝NH2Hg2OI＋7Kl＋2H2O

測定時，取50ml水樣或一定量水樣加純水至50m1，分別加入酒石酸鉀鈉溶液和納氏試劑，混勻后放置10分鐘后，于420nm比色測定，標準曲線法定量。

本法低檢測量為1.0ug氨氮，若取50m1水樣測定則低檢測濃度為0.02mg/L。適用于清潔水及受污染水中氨氮含量的測定。

水中常見的鈣、鎂、鐵等離子在強堿性條件下易生成沉淀干擾測定，可加入酒石酸鉀鈉掩蔽。水中硫化物、銅、硅等可引起溶液渾濁；脂肪胺、芳香胺、亞鐵等可與納氏試劑產生顏色；水樣本身有色等干擾均可采用蒸餾法去除。水中懸浮物可用絮凝沉淀法除去。

實驗用水應為無氨水，無氨水應臨用時制備，不宜貯存。如無超純水制備裝置，可用離子交換法或蒸餾法自制，離子交換法可用強酸型陽離子交換樹脂；蒸餾法制備無氨水時，可在1升水中加1～2m1濃硫酸并滴加5％高錳酸鉀溶液至呈深紫紅色，再行蒸餾。

納氏試劑中碘化汞與碘化鉀的比例對顯色反應的靈敏度有較大影響。試劑中過量的碘離子將影響有色絡合物的生成，使結果偏低。貯存過久的納氏試劑，使用前應先檢查其質量，除達到原顯色靈敏度外，加入試劑后2小時內不得出現渾濁，否則應重新配制。

2．水楊酸鹽分光光度法
在亞硝基鐵氰化鈉(俗稱硝普鈉)催化下，氨與次氯酸鹽反應生成一氯胺，一氯胺與水楊酸鹽反應生成藍色化合物，比色定量。

測定時，取一定量水樣于10ml具塞比色管中，加純水至刻度。分別加入水楊酸-檸檬酸鹽顯色液、硝普鈉溶液和次氯酸鈉溶液，混勻。靜置60分鐘后，于697nm波長比色定量。

本法的低檢測質量為0.25ug，若取10.0ml水樣，測定則低檢出濃度為0.025mg/L。適用于生活飲用水及其水源水中氨氮的測定。

苯胺和乙醇胺對本法有干擾。pH過高或過低會干擾顯色化合物的生成。當水樣中鹽含量過高、顏色較深，或因鈣鎂及氯化物濃度過高而產生干擾時，應用蒸餾法預處理樣品。

顯色液酸堿度對本法有重要影響。其顯色pH范圍為11.5～11.7。pH過低生成的一氯胺會分解，pH過高時，氯胺的生成受到抑制。

亞硝基鐵氰化鈉溶液易變質，配制好的溶液應儲于冰箱保存，如發現空白值增高，應重配。

如用酚代替水楊酸作顯色劑(酚鹽法)，則所需顯色時間20℃時為20分鐘。

3.氨氣敏電極法
氨氣敏電極由pH玻璃電極與銀-氯化銀電極組成，安裝在充有氯化銨一氯化鈉內充電解液的套管中，套管底部裝有一選擇性透氣膜，使內電解液與被測試樣隔開。在堿性條件下，試樣中釋放出來的氨通過疏水性選擇性透氣膜滲入電解液層，發生如下反應：

NH3＋H2O→NH4++OH-

由于電解液的NH4+濃度較上述反應形成的濃度高，故產生的NH4+可忽略不計；而電解液層的pH則隨生成的OH-增加而升高，該變化由pH玻璃電極測得。在一定離子強度下，電極電動勢與試樣中氨氮濃度的對數呈線性關系。因此，由測得試樣的電位值可以確定試樣中氨氮的含量。

氨氣敏電極只對水樣中的NH3有響應，因此測定時需用氫氧化鈉調節水樣pH11～12,使NH4+定量轉化為NH3。

應用氨氣敏電極時，要保持透氣膜良好的透氣性能，試液中不能有膠狀物和沉淀物。水樣渾濁時，須過濾或離心除去。如用濾紙過濾水樣，則需注意濾紙可能含有微量銨。水樣中某些金屬離子在加入氫氧化鈉溶液后易生成沉淀，故應加入EDTA掩蔽。水中共存的汞離子和銀離子能與氨生成配合物，使氨的有效濃度降低而引起負誤差，可加入碘化鉀掩蔽。

電極電位受溫度影響較大，因此測定水樣和標準系列時的溫度應盡可能保持一致。測定過程中攪拌速度不要太快。操作應在無氨環境中進行。