Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系中Cr(Ⅵ)还原和酸性黄的协同降解

研究了在紫外光照射下,Fe(Ⅲ)-柠檬酸盐体系同时还原Cr(Ⅵ)和氧化酸性黄.同时,考察了溶液的pH值、Fe(Ⅲ)的浓度、柠檬酸盐(cit3-)的浓度、酸性黄(AY)的浓度以及Cr(Ⅵ)的初始浓度对反应速率的影响.分析了光反应动力学.研究结果表明,Cr(Ⅵ)的光还原和酸性黄的氧化互相促进,具有协同效应;Cr(Ⅵ)光还原的初始速率和酸性黄氧化的初始速率随着Fe(Ⅲ)的浓度、柠檬酸盐的浓度、酸性黄的浓度以及Cr(Ⅵ)的初始浓度的增加而增大;Cr(Ⅵ)的光还原和酸性黄光氧化的表观动力学方程分别为:-dCCr(Ⅵ)/dt=0.1123[Cr(Ⅵ)]0.16[Fe(Ⅲ)]0.4[cit3-]0.11[AY]0.37,-dCAY/dt=0.0916[Cr(Ⅵ)]0.72[Fe(Ⅲ)]0.74[cit3-]0.42[AY]0.3.     

铁(Ⅲ)-丙酮酸盐配合物光解引发水中铬(Ⅵ)还原

初步研究了含有Fe(Ⅲ)及丙酮酸盐的溶液在高压汞灯照射下对铬(Ⅵ)的光还原反应．考察了溶液pH值、Fe(Ⅲ)浓度、丙酮酸钠浓度、Cr(Ⅵ)浓度对反应的影响．分析了光还原反应的动力学及反应机制．结果表明：铁-丙酮酸盐体系能光还原Cr(Ⅵ)；最佳pH为3．0；Cr(Ⅵ)光还原的初始速率随着加入的铁(Ⅲ)、丙酮酸盐、Cr(Ⅵ)初始浓度的增加而增加；实验条件下的表观动力学方程为：-dGCr(Ⅵ)／dt=0．021[Cr(Ⅵ)]0.39[Fe(Ⅲ)r1.05[CH3COCOONa]0.39；Fe(Ⅲ)-丙酮酸盐配合物光解产生的Fe(Ⅱ)是Cr(Ⅵ)的主要还原剂．     

铁(III)-丙酮酸盐配合物光解引发水中铬(Ⅵ)还原

初步研究了含有Fe(III)及丙酮酸盐的溶液在高压汞灯照射下对铬(VI)的光还原反应.考察了溶液pH值、Fe(III)浓度、丙酮酸钠浓度、Cr(VI)浓度对反应的影响.分析了光还原反应的动力学及反应机制.结果表明:铁丙酮酸盐体系能光还原Cr(VI);最佳pH为3.0;Cr(VI)光还原的初始速率随着加入的铁(III)、丙酮酸盐、Cr(VI)初始浓度的增加而增加;实验条件下的表观动力学方程为:-dCCr(VI)/dt=0.021[Cr(VI)]0.39[Fe(III)]1.05[CH3COCOONa]0.39;Fe(III)-丙酮酸盐配合物光解产生的Fe(II)是Cr(VI)的主要还原剂.     

亚铁盐添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)的解毒与固化研究

中国铬盐生产量及消费量均居世界第一,铬盐生产排放的铬渣量很大,其中Cr(Ⅵ)是一种高毒性物质,是国家重点控制的重金属污染物之一,寻找经济、高效的Cr(Ⅵ)去除方法一直是研究的热点。以煤矸石为原料,以水玻璃和Na OH为碱性激发剂,合成矿物聚合物,用亚铁盐添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)进行解毒与固化研究,并采用XRD、TEM/EDS、XPS对固化体进行检测。结果发现,当添加的Fe(Ⅱ)与Cr(Ⅵ)摩尔比大于3∶1时,矿物聚合物中总铬浸出的质量浓度小于1 mg·L-1,铬固化率大于99%。以亚铁盐Fe SO4·7H2O作还原剂,矿物聚合物对Cr(Ⅵ)的最大固化量为0.8%。随着Fe SO4·7H2O和Cr(Ⅵ)添加量按3∶1的摩尔比增加,矿物聚合物的抗压强度减小。XRD检测表明,Fe SO4·7H2O和Cr(Ⅵ)添加的矿物聚合物为非晶质结构。TEM/EDS检测表明,矿物聚合物的非晶质结构中含有Fe和Cr。XPS检测结果证明,矿物聚合物中Fe和Cr分别为Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)。亚铁盐添加的矿物聚合物对Cr(Ⅵ)的解毒与固化是基于氧化还原反应。在Fe(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)添加的矿物聚合物合成过程中,Fe(Ⅱ)被氧化成了Fe(Ⅲ),Cr(Ⅵ)被还原成了Cr(Ⅲ),随后Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)被矿物聚合物中的-OAl(-)(OH)3吸引,并被固定在非晶质结构中。     

纳米Fe0对Cr(Ⅵ)的还原及其影响因素

采用纳米Fe0还原水溶液中的Cr(Ⅵ),考察纳米Fe0投加量、Cr(Ⅵ)初始浓度、溶液pH值和有机酸等因素对Cr(Ⅵ)还原的影响.结果表明,纳米Fe0对Cr(Ⅵ)的还原效果明显,其对Cr(Ⅵ)的还原率分别是铁粉和铁屑的7和13倍.Cr(Ⅵ)溶液初始质量浓度为20 mg·L-1、Fe0投加量为5g·L-1条件下,反应24 h时纳米Fe0对Cr(Ⅵ)的还原率达82.7％.溶液低pH值可以促进Fe0的腐蚀速度,提高反应速率,当pH值为3.0时还原效果最好.草酸、丙二酸和丁二酸对纳米Fe0还原Cr(Ⅵ)均有明显的促进作用,3种有机酸对Cr(Ⅵ)还原率的提高幅度由高到低依次为草酸、丙二酸和丁二酸.     

不同价态铬在不同水分条件下的生物有效性及其对水稻的毒性

氧化还原过程在铬的形态转化中起了重要作用,而铬形态的转化能够影响其生物有效性及毒性。通过温室土培试验研究了六价铬(Cr(Ⅵ))与三价铬(Cr(Ⅲ))在淹水与不淹水条件下在土壤溶液中的动态变化及水稻对其吸收的变化。结果表明,土壤中添加Cr(Ⅲ)时,土壤溶液中检测不出Cr;而随着土壤中添加Cr(Ⅵ)浓度的增加,土壤溶液中Cr(Ⅵ)的浓度增加,但是溶液中检测不出Cr(Ⅲ);淹水处理总体上降低了土壤溶液中Cr(Ⅵ)的浓度。而土壤添加Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和水分处理对土壤溶液p H没有显著影响,p H在7.08.0之间变动。土壤添加Cr(Ⅵ)处理的水稻中,只有90 mg·kg-1Cr(Ⅵ)淹水处理的水稻成活,而其余处理水稻没有成活。土壤中添加Cr(Ⅲ)处理,水稻幼苗生物量随Cr(Ⅲ)浓度的增加而显著降低;除了200mg·kg-1Cr(Ⅲ)处理外,其余淹水处理的水稻幼苗生物量明显高于不淹水处理的。土壤添加Cr(Ⅲ)处理的水稻,在不淹水条件下水稻空壳率比较高,淹水条件下,随着土壤中添加Cr(Ⅲ)浓度水平的增加,水稻各部位Cr含量有增加的趋势,但增加不显著,秸秆最高Cr含量达到33.80 mg·kg-1,籽粒中Cr含量最高0.30 mg·kg-1。土壤固定Cr(Ⅲ)的能力远强于Cr(Ⅵ),添加Cr(Ⅵ)处理的土壤溶液中Cr(Ⅵ)的浓度很高,对水稻表现出较强的生长抑制。     

模拟日光照射下草酸协同黄铁矿对Cr(Ⅵ)的还原作用

研究了模拟日光照射下草酸协同黄铁矿对Cr(Ⅵ)的还原作用机理及其影响因素.结果表明,加入草酸后,反应体系中生成了光化学活性高的草酸铁(Ⅲ)配合物,同时还可能阻止了黄铁矿表面Fe(Ⅲ)水解产物Fe(OH)3和CrxFe1-x(OH)3的生成,从而使黄铁矿还原Cr(Ⅵ)的速率明显得到提高.增加溶液酸度、草酸浓度和黄铁矿质量浓度,有利于Cr(Ⅵ)的还原.     

纳米零价铁去除垃圾渗滤液中铬(Ⅵ)的性能及机理研究

利用柠檬酸处理后的纳米零价铁(NZVI)对铬(Cr(Ⅵ))的去除进行了研究.NZVI对Cr(Ⅵ)的去除率受Cr(Ⅵ)初始浓度、pH值、反应温度和NZVI的浓度等因素影响,在Cr(Ⅵ)初始浓度为20mg·1-1、pH=5.0、NZVI投加量为1.0g·1-1和20℃条件下,Cr(Ⅵ)去处率达到了100%.腐殖酸(HA)与Cr(Ⅵ)可以形成稳定的HA-Cr螯合物,这种螯合物减少了溶液中有效的Cr(Ⅵ)浓度;同时,HA与NZVI的反应减少了NZVI的有效活性位点,HA的存在对NZVI去除Cr(Ⅵ)有竞争抑制的作用.     

有机-无机复合改性蒙脱石同时吸附水中苯酚和铬(Ⅵ)

以钠基蒙脱石(Na-MMT)为原料,采用十六烷基三甲基溴化铵(CTMAB)预先改性,然后进行羟基铝柱撑改性,以制备不同CTMAB含量的有机-无机复合蒙脱石(CTMAB-Al-MMT),用于同时对水中苯酚和铬(Ⅵ)的吸附.采用XRD、FTIR表征复合改性蒙脱石.研究结果表明,CTMAB和羟基铝阳离子有效进入蒙脱石层间,且层间距随CTMAB加载量增大而增加.吸附时间、溶液pH和投剂量等因素对吸附率的影响显著,在混合溶液的苯酚、铬(Ⅵ)初始浓度均为30 mg·L-1,投剂量0.6 g/50 mL,pH=6,以及吸附时间2 h时,苯酚和铬(Ⅵ)吸附去除率分别达85.0%和94.7%,表明制备的复合改性蒙脱石具有能有效同时吸附水中苯酚和铬(Ⅵ)的良好性能.复合改性蒙脱石对苯酚、铬(Ⅵ)的等温吸附可用Langmuir方程和Freundlich方程来拟合,对苯酚的吸附符合Freundlich方程,相关系数为0.9946,对铬(Ⅵ)的吸附符合Langmuir方程,相关系数为0.9989.     

纳米零价铁对溶液中PCB77的降解及其影响因素

设计了以溶液初始pH值、3,3’,4,4’-四氯联苯(PCB77)初始浓度、纳米零价铁(Fe0)投加量、纳米零价硅(Si0)投加量、腐殖酸和环糊精浓度为影响因素的正交试验,研究纳米Fe0降解PCB77时各因素对反应体系中PCB77残留率、氢离子浓度及氧化还原电位变化的影响及其相互关系。结果表明,在溶液初始pH值为4.5,初始ρ(PCB77)为1 mg.L-1,纳米Fe0投加量为10 g.L-1,纳米Si0投加量为0,ρ(腐殖酸)为0.25 g.L-1,ρ(环糊精)为1 g.L-1时,反应2 h后,PCB77残留率最低,为35.2%。溶液初始pH值对反应体系中PCB77的残留率影响最大,纳米Fe0投加量次之;溶液初始pH值对反应体系中氢离子浓度变化影响最大,环糊精投加量次之;PCB77初始浓度对反应体系中氧化还原电位变化影响最大,纳米Fe0投加量次之。     

氨基化氧化石墨烯(AGO)的制备及其对六价铬的吸附机制

以乙二胺盐酸盐(EDH)为改性剂改性氧化石墨烯(GO),水热法制备氨基化氧化石墨烯(Amino-functionalized;graphene;oxide,AGO).SEM、XRD、FTIR和Zeta电位表征分析发现,AGO表面含有羟基、羧基及氨基基团,Zeta电位为pH=10.14.以水中低浓度六价铬Cr(Ⅵ)为污染物,探讨了乙二胺盐酸盐(EDH)用量、pH、AGO用量、Cr(Ⅵ)初始浓度以及常见干扰离子对AGO吸附Cr(Ⅵ)影响.结果表明,在pH=6.0、7-AGO用量为0.8;mg·L^-1和Cr(Ⅵ)初始浓度为2.0;mg·L^-1,7-AGO对Cr(Ⅵ)去除率可达95.1%;SO₄^2-会明显抑制AGO对Cr(Ⅵ)的吸附.AGO对Cr(Ⅵ)的吸附过程符合二级动力学模型,吸附机制主要为静电作用.     

粘土矿物作用下铬的迁移转化机理研究进展

铬含量超标威胁生态环境安全,探究多种粘土矿物作用下铬的迁移转化机理,可以为铬污染土壤修复提供理论依据。主要从粘土矿物对铬的氧化-还原、吸附-解吸、催化作用等几个方面归纳分析了粘土矿物作用下铬迁移转化机理的研究现状,探讨了氧化物及微生物作用、pH、温度、有机质、矿物类型等因素对铬迁移转化的影响。首先,锰氧化物是氧化Cr(Ⅲ)的唯一天然矿物,其结构中Mn(Ⅱ)或Mn(Ⅲ)含量越高,氧化能力越强;低温、碱性条件下,Cr(Ⅲ)稳定性较高。锰氧化细菌会加速Cr(Ⅲ)的氧化,矿物表面吸附的Mn(Ⅱ)会抑制Cr(Ⅲ)的氧化。其次,黄铁矿、黑云母、绿泥石、柯绿泥石、磁铁矿等矿物常用于Cr(Ⅵ)还原,黄铁矿组成中的Fe(Ⅱ)和S2~(2-)能有效地还原Cr(Ⅵ),而黑云母、绿泥石只有经生物作用产生Fe(Ⅱ)才能还原Cr(Ⅵ),蒙脱石、伊利石、高岭石、黄铁矿对Cr(Ⅵ)的还原速率在pH4.5时较大。最后,高岭石、伊利石、蛭石、蒙脱石可吸附固持Cr(Ⅵ),且酸性、有机质含量低的条件下吸附效果明显,吸附顺序为:高岭石伊利石蛭石=蒙脱石;粘土矿物层间结合比表面结合更强,可对粘粒矿物进行改性以提高吸附效果。在吸附机理方面,研究者广泛采用Langumiur、Freundlich等方程来描述矿物对铬的吸附。粘土矿物作用下铬的迁移转化机理探究,可以使我们更加深入的了解沉积物、土壤对铬的解毒原理以及矿物在其中所起的作用,这对于矿物材料吸附性能的提高、铬污染土壤的治理具有深远的意义。     

催化极谱法测定茶叶中的总铬

铬(Ⅵ)在邻二氮菲-亚硝酸钠体系中(pH=9.3),有一灵敏的极谱催化波,检测下限为0.05ppb,线性范围为0.05-2.5ppb,铬(Ⅲ)氧化为铬(Ⅵ)后,可测得总铬量.     

不同形态铬离子与牛血清白蛋白结合的反应机制

利用亲和毛细管电泳法研究了不同形态铬离子与牛血清白蛋白(BSA)结合的反应机制并进行了比较分析.模拟生理条件下,构建配体Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)与受体(BSA)相互作用模型,依据BSA有效淌度的变化,通过非线性模拟方程计算Cr(Ⅲ)-BSA和Cr(Ⅵ)-BSA结合反应的表观结合常数KCr(Ⅲ)-BSA、KCr(Ⅵ)-BSA,定量表征Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)与BSA结合反应的差异性.结果表明,Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)与BSA的结合反应与金属离子形态之间存在明显的价态相关性,而同一形态金属离子随着Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)浓度的变化与BSA均存在量效关系,同时通过解析电泳谱图获得了Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)与BSA结合反应均为快平衡体系的结论.     

高效液相色谱与电感耦合等离子体质谱联用测定矿泉水中的三价铬与六价铬

由于铬在各种工业生产中应用广泛,加之来源于自然界中铬的腐蚀,使得铬在环境中普遍存在.因此,对环境、食品以及水资源中的铬进行监测,并以此评价由于铬暴露所造成的潜在危害是至关重要的.Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)在价态上的差异导致其在毒性、反应活性以及生物可利用性方面存在显著不同,因此,对于铬的价态区分显得十分重要.Cr(Ⅲ)是人体的必需元素,它在葡萄糖、蛋白质以及脂肪代谢等生命活动中扮演着很重要的角色,对于成人而言,Cr(Ⅲ)的每日推荐摄取量为50到200μg;急性动物实验表明,Cr(Ⅲ)若经口摄入,会产生中等毒性,而对于Cr(Ⅵ),由于其强的氧化性,误食或者吸入后将对人体产生非常大的毒害,有证据表明,一定量的Cr(Ⅵ)暴露能刺激皮肤、鼻、眼睛以及咽喉;严重时会造成肺和肾脏循环系统以及神经组织的损害,甚至引起呼吸系统方面的癌症,鉴于此,世界卫生组织(WHO)推荐饮用水中Cr(Ⅵ)的最大允许浓度为0.05 mg·l-1,美国环境保护署(EPA)和欧盟(EU)各自颁布法令规定饮用水中总铬含量最大容许浓度分别为0.1和0.05 mg·l-1.     

黑炭/零价铁复合材料耦合金属还原菌对溶液中Cr(Ⅵ)的去除

针对黑炭/零价铁复合材料(BF)、金属还原菌(GY~(-1))单独使用修复Cr(Ⅵ)污染环境存在的问题,构建了黑炭零价铁与金属还原菌的耦合体系,考察了耦合体系中溶液pH值、Cr(Ⅵ)浓度、反应时间、温度对微生物生长和溶液中Cr(Ⅵ)去除的影响,并且研究了耦合体系中铁的动态变化。实验结果表明:黑炭/零价铁复合材料可作为金属还原菌的固定化载体,为金属还原菌提供繁殖场所的同时,提高其对Cr(Ⅵ)的抗性。耦合体系中Cr(Ⅵ)的去除效果明显优于单独使用零价铁/黑炭和单独铬还原菌的效果。在耦合体系中,3 mL细胞培养液(OD_(600)为1.2—1.6)和0.1 g黑炭负载零价铁材料,Cr(Ⅵ)初始质量浓度为100mg·L~(-1)条件下,反应24h后可将溶液中Cr(Ⅵ)完全去除。XPS结果显示,反应阶段Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)共同存在于耦合体系中,但大部分的Cr(VI)会被零价铁和铬还原菌还原为Cr(Ⅲ),此外,存在黑炭和菌体对Cr(Ⅵ)的吸附作用。耦合体系中Fe(Ⅱ)含量高于单独黑炭负载零价铁材料,说明微生物能还原零价铁钝化层的Fe(Ⅲ)为Fe(Ⅱ),使Fe(II)继续参与还原反应,产生循环效果,增强耦合体系对Cr(Ⅵ)的去除效果。同时,铁离子作为一种电子传递介质增强微生物对Cr(Ⅵ)还原过程中的电子传递,加速反应进行的同时,解决零价铁表面易钝化问题。     

铁锰结核对As(Ⅲ)的吸附和氧化特性研究

研究As(Ⅲ)在土壤中的铁锰结核上的吸附和氧化特征,对理解土壤中As(Ⅲ)的含量变化和制定有效的治理措施有至关重要的作用.以东北地区代表性土壤-棕壤中提取的铁锰结核作为试验材料,采用一次平衡法,对As(Ⅲ)在铁锰结核上的吸附和氧化特性,及其动力学特征进行了研究.研究结果表明,反应是包括吸附和氧化反应的复杂过程.初始质量浓度在1～15 mg·L~(-1)的范围内时,随着初始质量浓度的提高,吸附量随之增大,Mn的释放量增加,初始质量浓度在15～30 mg·L~(-1)的范围内时,吸附量的增加缓慢,Mn的释放量也接近平衡,吸附曲线可用Langmuir方程及Freundlich方程拟合(r>0.97),铁锰结核对As(Ⅲ)具有较强的吸附性能,最大吸附量达到了3 000 mg·kg~(-1).动力学实验中,反应在24 h内趋于饱和,可用Freundlich模型描述.氧化反应后释放到溶液中的As(V)质量浓度随时间变化先升高后降低,大多数的As(V)都被吸附在了铁锰结核表面,说明铁锰结核对砷具有很好的吸附和解毒作用.Mn的释放量在6 h时基本达到平衡.释放到溶液中的Mn质量浓度与时间符合Elovich动力学方程.     

不同因素对多硫化钙处理地下水中Cr(Ⅵ)效果影响

选用多硫化钙为还原剂,进行地下水中Cr(Ⅵ)去除效果的研究。主要考察了多硫化钙投加量、溶液p H、温度、Mn(II)、Fe(III)、腐殖酸(HA)存在条件下,对多硫化钙处理Cr(Ⅵ)效果的影响。结果表明:当多硫化钙与Cr(Ⅵ)的摩尔比由1∶1变到5∶1时,去除率从41.03%增加到100.00%;溶液p H值从6.0增上升到9.0时,去除率下降27.16%;水环境温度由(7±1)℃增加到(27±1)℃时,去除率达到100.00%所需反应时间,缩短了4~6倍;当地下水中含有Mn(II),随着Mn(II)质量浓度升高(0.00~10.00 mg·L-1),Cr(Ⅵ)浓度低于检测线所需要的时间缩短3倍;当地下水中含有Fe(III),Fe(III)质量浓度从0.00 mg·L-1增加到10.00 mg·L-1,去除率增加9.05%;当地下水中含有HA(0.00~15.00 mg·L-1),去除率由99.31%降低至90.28%。(7)多硫化钙与六价铬的反应产物的X射线衍射光谱图像中2θ值为18.2°、19.36°、26.67°与Cr(OH)3,2θ值为23.02°与单质S的标准卡片匹配度较高。另外,对含有11.36 mg·L-1 Cr(Ⅵ)实际污染地下水的处理效果表明,Cr(Ⅵ)的去除率达到99.78%,残留浓度达到GB/T 1448—1993地下水质量标准III类标准,说明多硫化钙修复实际铬污染地下水具有良好的应用前景。     

一株铬还原菌的分离鉴定及铬还原特性研究

铬污染是目前最为普遍的重金属污染物之一,一定浓度的Cr(Ⅵ)会威胁动植物健康。用微生物修复技术降解高毒性的Cr(Ⅵ)可为环保高效的铬污染治理开辟新途径。针对从湖南某铬盐厂污染区土壤中分离筛选出的铬还原菌G12进行菌种鉴定及铬还原特性研究,明确该菌株的最适生长条件,考察其在不同环境条件下的铬还原效果,为原位微生物修复技术实际工程应用提供理论依据。通过菌株形态特征和16S r RNA基因序列分析,确定该菌株为革兰氏阳性芽孢杆菌,鉴定为短小芽孢杆菌(Bacillus pumilus)。研究发现B.pumilus G12的最佳生长温度和p H分别为30℃和9.0;且菌株铬还原能力随着初始Cr(Ⅵ)浓度的升高而下降;在50、100、200、400和600 mg·L~(-1)初始Cr(Ⅵ)浓度条件下其铬还原率分别为66.2%,35.7%,26.1%,16.0%和6.0%。在改变环境过程中,该菌株以甘油为外加碳源电子供体时对Cr(Ⅵ)的还原率可达100%,在60 h可将50mg·L~(-1)Cr(Ⅵ)还原为零;菌株G12培养可耐受较高盐浓度,在10 g·L~(-1) Na Cl盐浓度下菌株的还原能力最佳,Cr(Ⅵ)的去除率为70%;将菌株分别培养在含不同重金属离子的培养液中,菌株G12还原能力均受到抑制。对菌株G12的铬还原能力的初步研究结果表明,菌株G12在铬污染修复中具有良好的应用潜力。     

离子色谱法测定水溶性铬（Ⅵ）

自然界中的铬主要以铬(Ⅲ)和铬(Ⅵ)的形式存在.铬(Ⅲ)在生物体中少量存在,用以维持新陈代谢.铬(Ⅵ)在工业生产中具有极其广泛的应用,但是对环境造成了严重的污染,特别是对人体本身危害极大.美国Dionex(戴安)公司采用双官能基的 CS5分离柱可以同时检测铬(Ⅲ)和铬(Ⅵ),但灵敏度不是很高.鉴于铬(Ⅵ)的毒性,作为环境治理的主要目标,应该针对其特性进一步提高检测灵敏度和抗基体干扰的能力.