APCD—MIBK萃取石墨炉原子吸收分光光度法测定Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)

本文详细地研究了影响石墨炉原子吸收分光光度法测定Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)时使用的APCD—MIBK萃取体系的溶液状态参数及其它参数。这些参数包括萃取前水相的pH值,APCD浓度,邻苯二酸氢钾缓冲液浓度、完成萃取所需时间和有机相中螯合物的瞬时稳定性。在此基础上,制定了单独测定Cr(Ⅵ)以及在无需把Cr(Ⅲ)转换为Cr(Ⅵ)情况下一次同时测定[Cr(Ⅲ)+Cr(Ⅵ)的操作程序。用差减法可求得Cr(Ⅲ)的浓度。该方法已用于测定一些天然水和饮用水试样中的Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和总铬。Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)在MIBK相中的检测限(空白标准偏差的3倍)均为0.3ng/ml。本文对该方法的精密度、准确度和干扰因素做了介绍。     

阳极溶出伏安法、石墨炉原子吸收法测定海水中总铬的方法比较研究

铬是海洋水体中的痕量重金属之一,海水的高盐基体对铬的测定有严重的干扰,而且海水中同时存在Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ),两种不同价态给测定也带来了一定难度。文章从Cr(Ⅲ)的氧化率、方法检出限、精密度、实际样品加标等方面对过氧化氢氧化-阳极溶出伏安法与传统的MIBK萃取-无火焰原子吸收分光光度法进行了比较研究,发现两种方法在测试结果上无显著差异,但是过氧化氢氧化-阳极溶出伏安法具有更高的精密度,更低的检出限,且对Cr(Ⅲ)的回收率略有提升。     

环境监测的新方法

随着经济建设和科学技术的发展,环境监测方法也需不断更新.本文介绍了三价铬离子的测定,采用三价铬(Ⅲ)与偶氮肿Ⅰ发生显色反应,形成络合物,选择性好,效果明显.对样品中微量铜的测定,采用铜与二乙基二硫代氨基甲酸镉(Cd—DDTC),在酸性条件下形成黄色络合物,被萃取在氯仿中,比色定量,也获得满意的效果.     

鲁米诺化学发光法测定地面水中微量铬(Ⅲ)铬(Ⅵ)及总铬

<正> 目前测定水中总铬量通常是采用火焰原子吸收法和比色测定法,这些方法都需要繁锁的前处理过程,而且灵敏度较低、误差较大。微量铬的液相化学发光法具有灵敏高度、线性范围宽、仪器设备及测定方法简单等优点,seitz Hoyt等已建立了鲁米诺(Luminol)——过氧化氢体系测定水中铬(Ⅲ)的方法。在铬的化合物中,铬(Ⅵ)的毒性比铬(Ⅲ)的毒性大100倍,而且毒作用机理亦有差别,从环境卫生学角度考虑,测定水中总铬及二种价态铬的含量具有实际意义。因此我们在上述实验的基础上用     

铬渣动态淋滤重金属铬溶解释放规律研究

为了全面系统地研究铬渣中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)溶解释放特征,以锦州和沈阳两地铬渣堆场为研究对象,通过动态淋滤试验,测定滤出液中Cr(Ⅵ)和总铬的质量浓度变化,分析铬渣淋滤液中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)溶解释放规律。试验结果表明,锦州新铬渣和沈阳陈铬渣淋滤过程中,Cr(Ⅵ)和总铬浓度都经历先迅速下降再缓慢下降的过程;相较锦州新铬渣,沈阳陈铬渣Cr(Ⅵ)和总铬浓度下降都较慢,且初始浓度也较低;相比Cr(Ⅵ)的溶出,两地铬渣Cr(Ⅲ)的溶出量均较少,Cr(Ⅲ)溶出占比呈波动性上升趋势;锦州新铬渣和沈阳陈铬渣的Cr(Ⅵ)和总铬溶出浓度随淋出液体积分别呈双指数曲线衰减关系和幂函数曲线衰减关系。试验成果将为防治铬渣对地下水污染提供科学理论依据。     

示波极谱法测定微量的六价铬

<正> 铬(Ⅵ)化合物对人体有很大的毒害作用。因此,铬(Ⅵ)的测定愈来愈引起人们的重视。极谱法测定水中铬(Ⅵ),有在氨性介质中引入少量溴代十六烷基吡啶直接测定,以及分别在0.1M NaF和0.1M醋酸盐及5×10~(-3)M乙二胺介质中用微分脉冲极谱法测定。也有先测定总铬,再于碱性介质中除去铬(Ⅲ),由差减法测定铬(Ⅵ)含量。我们发现在三乙醇胺介质中,加入少量十二烷基磺酸钠,铬(Ⅵ)于-0.14伏(Vs.S.C.E.)处有一尖锐波峰,240倍的三价铬不干扰测定,检测限为3×10~(-8)M,可用于水质中铬(Ⅵ)的测定。     

离子交换法分离和富集水中微量Cr(Ⅲ)及Cr(Ⅵ)的研究

应用离子交换法分离、富集和准确测定水中ppb数量级的Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)。水样以逆流方式连续通过阴(717~#,SO_4~-型)、阳(732~#H~+型)树脂柱,使Cr(Ⅵ)及Cr(Ⅵ)分别交换在阴、阳柱体的最下层,然后分开淋洗。阴柱上加入小体积还原 性酸液将CrO_4~=还原为Cr(Ⅵ)迅速洗脱,阳柱上只加少量酸液即可将Cr(Ⅲ)完全洗脱,回收液中的铬含量用DPC比色法测定。本文通过官厅水样中Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)的回收实验证明此方法适用于环境样品中不同价态铬的分离与测定。     

岩矿中硒(Ⅳ)、铊(Ⅲ)和铟(Ⅲ)的连续萃取-分光光度测定法

<正> 用光度法测定岩石、矿物中的硒(Ⅳ)时,对其伴生元素的分离多采用沉淀法富集硒(Ⅳ),但流程繁琐;而离子交换、色层、薄层等又多局限于纯物质试验;用萃取法分离岩石、矿物中硒(Ⅳ)的报道少见。为了寻求一个简便快速的分离方法,我们通过实验发现:在一定浓度的磷酸-氢溴酸介质中,甲苯能选择地定量萃取硒(Ⅳ)(一次萃取率达95％以上),萃取硒(Ⅳ)后的水相用醋酸异戊酯定量地同时萃取铊(Ⅲ)和铟(Ⅲ),再用水对醋酸异戊酯进行反萃取,则铟(Ⅲ)进入水相,铊(Ⅲ)留在有机相中。达到了硒(Ⅳ)、铊(Ⅲ)、铟(Ⅲ)的相互分     

冠醚交联壳聚糖在Cr(Ⅲ、Ⅵ)分析中的应用

研究冠醚交联壳聚糖（DCTS）对铬的吸附行为，建立了DCTS富集分离测定环境水样中痕量铬Cr(Ⅲ、Ⅵ）的新方法。在pH=7.5的溶液中，DCTS对铬的吸附率为100％，富集倍数可达50倍以上，用0.20g/L酒石酸2mL溶液可定量解吸总铬，用0.20g/L柠檬酸溶液2mL可定量解吸Cr(Ⅲ）。本法用于配置的南极水样中超痕量Cr(Ⅲ、Ⅵ）的测定，回收率98％－112％，变异系数1.8%，检出限0.004μg/L。     

水中微量铀分析方法

本标准包括:1.固体荧光法(磷酸三丁酯萃取—铀试剂Ⅲ反萃取或三正辛基氧膦萃取);2.液体激光荧光法;3.分光光度法(磷酸三丁酯萃取—铀试剂Ⅲ反萃取).前两种方法用于天然水和排放废水中微量铀的测定,可任意选择使用,第三种方法用于排放废水中微量铀的测定.     

硫酸亚铁一硼泥处理电镀废水中铬(VI)的研究

采服硫酸亚铁还原 ,硼泥絮凝沉降的方法处理电镀废水中的铬 (Ⅵ ) .控制还原时的PH为 3 .5～ 5.5,铬 (Ⅵ ) :硫酸亚铁 :硼泥 =1 :2 0 :1 4 0 (重量比 ) ,铬 (Ⅵ ) ,的去除率达 99%以上 .对于铬 (Ⅵ )浓度小于 1 0 0 0mg/L的废水 ,经一次处理 ,就可以达到国家的排放标准 .     

铬渣中全量六价铬溶取方法研究

铬渣加工成－200目均匀样品,(1＋10)H₃PO₄为溶取剂．密封．经0．12～0．14MPa压力,121℃高温处理30min。此法可溶取铬渣中全量Cr(Ⅵ)．不影响Cr(Ⅵ)的价态形式,并可消除Fe(Ⅲ)对Cr(Ⅵ)测定的干扰。      

皮革厂废水和电镀废水中铬(Ⅵ)的测定

本文提出用异戊醇萃取Cr(VI)与二苯偕肼的反应产物,萃取条件是:酸度为1N硫酸;加入NaCl量应在2.5—3.0M间,且必须在显色后才能加入NaCl,否则因还原铬(VI)使结果偏低;用离子交换剂证明反应产物带正电荷;反应产物进入有机相后比在水相稳定;萃取反应几乎瞬间完成;相比可达1:12以上.方法初步用于皮革厂的皮泡水,排放乳浊废水和电镀废液中Cr(VI)的测定,不需冗长的消化过程,测定结果用加入法证明回收率在90％以上.     

N263溶剂萃取分析环境样品中微量放射性钍

本文用阴离子交换剂N_(263)作为钍的萃取剂,使待测样品中的钍与铀、镭、铁、稀土等杂质元素分离,并对萃取与反萃取,干扰离子,回收率等因素进行了研究.拟定了硝酸体系萃取,盐酸反萃取,偶氮胂Ⅲ比色测定的分析方法,同时测定了土壤、植物、煤及水样中钍含量.     

二溴硝基偶氮氯膦光度法测定水中微量铬

本文研究了二溴硝基偶氮氯膦与铬(Ⅲ)的显色反应.在pH为3.2的缓冲介质中,铬(Ⅲ)与二溴硝基偶氮氯膦生成1:2的配合物,其最大吸收波长为624nm,摩尔吸光系数ε=1.1×10~4L·mol~(-1)·cm~(-1)铬(Ⅲ)量在0～20μg/25ml范围内符合比尔定律.该法可用于环境水样的分析.     

“Achromobacter sp. CH-1-Cr(Ⅵ)-H2O”体系Cr(Ⅵ)还原的电化学行为

采用循环伏安法探明了"Achromobacter sp.CH-1-Cr(Ⅵ)-水"体系的电化学行为.结果表明:循环伏安曲线上-0.62V(相对于SCE)的电流峰对应的反应为Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)的反应,在电势为-0.82V时Cr(Ⅲ)开始还原为零价铬.体系中的电极反应为不可逆过程,阳极扫描时Cr(Ⅲ)不会被重新氧化为Cr(Ⅵ).细菌的存在使Cr(Ⅵ)的还原更容易进行,其还原峰电势正移约0.2 V,细菌对体系中的电化学反应起了催化作用.随细菌量的增加,氢气的析出、六价铬还原为三价铬及三价铬进一步还原为零价铬的电势均发生了正移,过高的细菌量主要影响三价铬还原沉积为金属铬的过程.铬浓度对细菌还原Cr(Ⅵ)溶液的循环伏安曲线的影响不大.初始pH值为10是细菌还原Cr(Ⅵ)的最佳pH值.     

不同价态铬和土壤理化性质对大麦根系毒性阈值的影响

三价铬和六价铬的化学性质不同,对植物的毒性也不同,但我国土壤质量标准中铬的限值未区分三价和六价.因此,选取8种土壤,基于土壤溶液中铬的变化趋势,通过模型计算,分析8种土壤中土壤性质对大麦根部Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)毒性阈值的影响.结果表明,不同价态铬和土壤性质对大麦根长的影响均显著.同一土壤条件下,Cr(Ⅲ)的10%抑制浓度的毒性阈值(EC_(10))、半抑制浓度(EC_(50))和无观察效应浓度(no-observed-effect concentrations,NOEC)显著高于Cr(Ⅵ), Cr(Ⅲ)的EC_(50)比Cr(Ⅵ)高2.8～101.7倍.添加Cr(Ⅲ)时,EC_(50)的变化范围为298.8～2 014.1 mg·kg~(-1), 8种土壤间相差6.7倍;添加Cr(Ⅵ)时,EC_(50)的变化范围为8.0～126.6 mg·kg~(-1), 8种土壤间相差15.8倍.回归分析结果表明,土壤pH和土壤有机质是影响铬对大麦根部毒害的主要因子,而土壤阳离子交换量和土壤黏粒含量对铬的毒性无显著影响.当Cr(Ⅲ)添加量低于1 280 mg·kg~(-1)时,其土壤溶液中铬的质量浓度均低于检测限;而在Cr(Ⅵ)添加量高于40 mg·kg~(-1)时土壤溶液中能检测到铬的存在.因此,土壤固定Cr(Ⅲ)的能力显著强于Cr(Ⅵ),土壤中Cr(Ⅵ)的生物毒性显著高于Cr(Ⅲ),土壤理化性质对铬的生物毒性影响显著.     

萃取色层全差示分光光度法测定水和食品中钍

<正> 甲基膦酸二(1-甲基)庚酯(简称P_(350))系中性磷类萃取剂,对硝酸钍有较高的萃取能力,应用P_(350)萃取色层测定水和食品中微量钍,文献均有报导,但对磷酸盐含量高的生物样和含钍很低的水样,存在干扰大及测不出的问题。本法在上柱前进行一次草酸钙(钍)共结晶沉淀,消除了PO_4~(-3)的干扰,用P_(350)萃取色层分离微量钍,偶氮胂Ⅲ(U-Ⅲ)显色,7215型全差示分光光度计比色,提高了方法的灵敏度。方法的灵敏度为0.186/0.1μg,最小检出量4.2×10~(-8)克,各种生物样和水样的回收率分别为91.2±5.9％和79.6±8.6％,适用于水,食品,土壤和矿样钍的分析测定。     

中空纤维膜器中二(2-乙基己基)磷酸萃取铈(Ⅲ)的动力学研究

研究了在中空纤维膜萃取器中二（2－乙基己基）磷酸（HDEHP）萃取铈（Ⅲ)的动力学，通过测定水相和有机相流速，水相铈（Ⅲ) 浓度、酸度和有机相HDEHP浓度，得出了萃取速率的规律。实验结果表明，在本实验条件下，萃取速率 为界面化学反应控制，Ce^3 与第一个HD EHP二聚体离子HA^-2的配位反应是萃取速率的控制步骤。     

电动力和铁PRB技术联合修复铬(Ⅵ)污染土壤

考察了电动力学方法对模拟铬(Ⅵ)污染土壤以及天津市原同生化工厂遗留下的铬渣山周边土壤的修复效果,并将该技术与铁可渗透反应格栅(permeable reactive barrier,PRB)技术联用,找出了较好的联用方式,与单一电动修复进行了对比.研究表明,电动力学技术能有效地修复被铬(Ⅵ)污染的土壤,模拟污染土壤铬(Ⅵ)的去除率达98%～100%,总铬去除率在阳极室附近为80%左右,而阴极室附近则为90%以上,恢复到土壤背景值;铬(Ⅵ)去除的同时伴随着铬(Ⅵ)向铬(Ⅲ)的转化,修复结束时土壤中残留的铬90%以上为铬(Ⅲ);污染极其严重的铬渣山下土,由于含约28%的铬(Ⅲ),修复结束时铬(Ⅵ)的去除率达98%以上,而总铬去除率仅为75%～77%;阳极室附近土壤pH降低而阴极室附近土壤pH升高,处于两极中间位置的pH变化不大.电动力学与铁PRB原位联用方式能充分地利用这2种技术的优点,修复后,土壤任意位置的总铬去除率接近90%,阳极室附近尤为好于单一电动修复,对土壤pH的影响也较小.