碘化物-罗丹明6G体系共振瑞利散射法测定痕量铅

在稀磷酸介质中 ,铅 (Ⅱ )与过量的I-离子形成 [PbI4]2 -配阴离子 ,并进一步与罗丹明 6G(Rh6G )形成离子缔合配合物 ,产生强烈的共振瑞利散射 (RRS )光谱 ,最大RRS波长位于 315nm 对共振瑞利散射光谱特性、主要影响因素和反应的最佳条件进行了研究 ,在 4 0× 10 -5%D 2 0× 10 -4μg·ml-1范围内 ,共振瑞利散射强度与铅的浓度成线性关系 ,实验结果表明 ,铅的检出限为 3 5× 10 -5μg·ml-1,可用于自来水中痕量铅的测定     

铒钇异核脯氨酸配合物:[ErY(Pro)4(H2O)8](ClO4)6的合成及晶体结构

为了研究稀土离子与氨基酸 (Pro)的相互作用 ,在pH≈ 3.5水溶液中合成了高氯酸八水·(脯氨酸 )合铱 (Ⅲ )铒 (Ⅲ ) ,获得了单晶 ,并经四圆衍射仪测定了结构 .配合物组成为C2 0 H52 Cl6ErN4 O4 0 Y ,属三斜晶系 ,P1空间群 .晶胞参数a =0 .986 0 (2 )°nm ,b =1.30 2 0 (5 )nm ,c=1.36 32 (5 )nm ,α =10 9.32 (3)° ,β=110 .19(2 )° ,γ =10 0 .96 (2 )°,V =1.45 6 (1)nm3,Z =1,Dc=1.6 6 3g/cm3,μ =2 .797mm-1,F(0 0 0 ) =72 9.配合物分子中 ,Y3 ‘、Er3 在相应位置上出现的几率各为 5 0 % ,相邻两个金属离子被两个以桥式双齿配位的Pro分子连接 ,每个金属离子除了与 4个羧基O配位外 ,还与 4个水分子的氧配位 ,配位数为 8,形成变形的四方反棱柱 .图 4表 3参 10     

Al(Ⅲ)与Fe(Ⅲ)溶液共聚合研究

以AlCl_3·6H_2O和FeCl_3·6H_2O混合溶液通过滴加NaOH溶液的方法制备了不同Al/Fe(摩尔比,下同)和不同[OH]_b/[Al+Fe]值的共聚物.测定了聚合过程和熟化过程中的pH值变化,并对不同碱化度和熟化时间下的聚合物进行了混凝效能实验.结果表明,在共聚过程中,Fe(Ⅲ)与 OH~-的络合速度比Ai(Ⅲ)快,即 Fe(Ⅲ)具有较强的共聚合活性.Al/Fe,[OH」_b/[Al+Fe]值对铝铁共聚物形态分布有明显影响.不同条件下共聚物混凝对比实验表明,在Al/Fe为5:5,[OH]_b/[Al+Fe]为 1.6,熟化时间为24h时,显示出了较优异的混凝效能.     

Cr(Ⅵ)-Ⅱ底唑-CTAB体系显色反应的研究

本文提出了甩(口底)唑和CTAB分光光度法测定微量Cr(Ⅵ)的新方法。五法灵敏度高,络合物在555nm处有最大吸收,表观摩尔吸光系数为9.0×10~4/摩尔·厘米。铬量在0—10μg/50ml符合比尔定律。用C_yDTA和H_2O_2掩蔽Fe(Ⅲ)、Al(Ⅲ)、Cu(Ⅱ)、Ti(Ⅳ)和V(Ⅴ).Cr(Ⅲ)不干扰测定。本法可应用于水中微量Cr(Ⅳ)的测定。     

泥炭对溶液中铬的吸附及其在制革废水处理中的应用

经初步处理的泥炭可通过吸附去除制革废水中的Cr(Ⅲ ) ,在不同的振荡时间、Cr(Ⅲ )浓度、吸附剂用量和不同的pH条件下 ,泥炭吸附和去除Cr(Ⅲ )的效果有很大差异 .Cr(Ⅲ )在 1 0— 40mg·l- 1 范围内 ,最大去除率为 73 5 %— 88 2 % ,对应的吸附剂用量为 6 6—8 0g·l- 1 .铬液的初始pH <4 5时 ,Cr(Ⅲ )的去除为吸附过程 ,pH3 6时达到最高值 ;pH >4 5后 ,为沉淀过程 .废铬液中的杂质成分与Cr(Ⅲ )产生竞争吸附 ,使去除率略有降低 .经二次吸附后 ,废水可达到排放标准 .但Cr(Ⅲ )吸附的复杂性 ,使泥炭解吸率较低 .     

藻菌生物膜胞外聚合物(EPS)与Al3+的配位作用机理

利用三维荧光光谱(3DEEM)和傅立叶转换红外光谱(FTIR)研究了藻菌生物膜EPS与Al3+的相互作用机理.3DEEM结果表明,生物膜EPS含有3个荧光峰.其中,峰A(Ex/Em=225～235 nm/300～330 nm)和峰B(Ex/Em=275～280nm/325～330 nm)荧光较强,属类蛋白峰,峰C(Ex/Em=335 nm/432～434 nm)荧光较弱,属类腐殖酸峰.峰A和峰B都能不同程度地被Al3+猝灭,它们的条件稳定常数(logK)分别为5.89和6.95.Al3+-EPS体系的峰A和峰B荧光强度明显受溶液pH值的影响.在pH为2～4之间时,荧光强度随pH的增大而增大,在4～7之间随pH的增大而减小,在7～11之间随pH增大而增大.FTIR光谱网分析表明,Al3+主要与EPS中所含的-NH-、C=O等发生强的配位作用.     

水中铁(Ⅲ)-草酸盐配合物光解产生羟基自由基的测定

对铁 (Ⅲ ) 草酸盐配合物光解过程中产生的·OH进行了气相色谱法间接测定 在pH =3 5 ,异丙醇浓度为 1mmol·l- 1的条件下 ,经过 1 2 5W高压汞灯 (λ≥ 31 3nm)光照 80min ,Fe(Ⅲ ) /草酸盐配比为 9 3/1 2 0 7μmol·l- 1的水溶液中 ,·OH的生成量为6 5 9μmol·l- 1,·OH生成反应符合表观零级反应动力学模式 ,其生成速率为 0 72 6μmol·l- 1·min- 1.同时蜒究了溶液pH值、Fe(Ⅲ ) /草酸盐配比对·OH生成量的影响 .     

水合铝离子单体和二聚体的DFT研究

用DFT方法在B3LYP/6-31G·水平下,对水合铝离子的单体和二聚体形态进行计算.在单体[Al(H2O)6]3 ,[Al(OH)(H2O)5]2 ,[Al(OH)2(H2O)4] 和二聚体[Al2(OH)2(H2O)8]4 ,[Al2(OH)3(H2O)7]3 ,[Al2(OH)4(H2O)6]2 ,[Al2(OH)5(H2O)5] 及其异构体中, Al和羟基O之间的键长明显小于Al和H2O中O之间的键长.将H2O代以羟基后,六配位的Al-O八面体骨架发生了较大的畸变.在[Al2(OH)4(H2O)6]2 形态的不同几何异构体中,当2个羟基相互邻近时稳定性较低.羟铝比(OH/Al)增大将有更多的电子流向Al(Ⅲ),同时,单体和二聚体中H2O的氢原子所带正电荷均有所减小.二聚体的羟桥氢原子所带正电荷随OH/Al比的增大而减小.各形态的键强度呈现:Al-O(H2O)＜Al-O(OH)-Al＜Al-O(OH),即Al-Ow＜Al-Ob-h＜Al-Oh.对单体形态,随OH/Al比增大, Al-Ow和Al-Oh键强度均逐渐减小.二聚体形态OH/Al比增大, Al-Ow键强度减小,但Al-Ob-h键强度基本不变, Al-Oh则呈不规则变化.无论是单体还是二聚体,OH/Al比较大形态的HOMO能级与OH/Al比较小形态的LUMO能级相近或前者稍高,前者很容易向后者提供电子.聚合过程主要是在不同形态组分之间进行.     

共振散射光谱-免疫分析法测定己烯雌酚

己烯雌酚残留量的检测有很重要的意义.目前对己烯雌酚的检测方法主要有高效液相色谱法、气相色谱-质谱法、液相色谱-质谱法、薄层色谱法、放射免疫方法、酶联免疫法、流动注射化学放光法、电化学法等.共振散射光谱-免疫分析[1]具有快速、简便、灵敏等特点.纳米银胶标记抗体的共振散射光谱-免疫分析鲜有报道.     

Fe（Ⅲ）—邻氯苯基荧光酮络合吸附波的研究

研究Fe(Ⅲ ) -邻氯苯基荧光酮络合吸附波发现 ,Fe(Ⅲ )与邻氯苯基荧光酮在pH为 10 .7的氨 -氯化氨缓冲溶液中形成紫色络合物 ,并于 - 0 .70V左右产生灵敏的络合吸附波。研究表明 ,Fe(Ⅲ )与配位体络合比为 1∶2 ,K稳 为 5 .4× 10 12 ,Fe(Ⅲ )浓度在 0 .8- 2 4μg/L和 2 4- 72 μg/L分段呈线性关系。应用电化学分析手段对其机理进行了研究 ,并将此法用于头发中微量铁的测定     

1,10-菲啰啉-全氟辛烷磺酸(PFOS)体系共振光散射法测定痕量镉(Ⅱ)

在pH 6.8 Britton-Robinson(BR)缓冲介质中,镉(Ⅱ)与1,10-菲啰啉(Phen)作用后与全氟辛烷磺酸(PFOS)形成离子缔合物,使体系的共振光散射信号显著增强.最大散射峰位于307.0 nm处,其增强散射信号强度与镉(Ⅱ)的浓度在6.0—342.5 ng·mL-1范围内呈线性关系,据此建立了测定镉(Ⅱ)含量的共振光散射分析方法,检出限(3!)为0.6 ng·mL-1,研究了反应产物的RLS光谱特征,适宜的反应条件和影响因素,考察了共存物质的影响.该方法用于自来水和实验室废水样中镉(Ⅱ)的测定,RSD≤4.4%.     

Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)在弱酸性条件下对大肠杆菌的毒性和致毒机制

比较了弱酸性条件下Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)和Cr(Ⅲ)单独或加入抗坏血酸(L-AscA)对大肠杆菌(E.coli)的毒性,深入分析了Cu(Ⅱ)/L-AscA体系的特性;通过电子自旋共振(ESR)定量分析羟基自由基(.OH)浓度以分析其毒性机理.结果表明,pH 4.0下L-AscA促进了Cu(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)而非Cr(Ⅲ)的毒性,三者毒性Cu(Ⅱ)>Cr(Ⅲ)>Fe(Ⅲ).通常被认为无毒的Cr(Ⅲ)却在0.2 mmol.L-1,pH 4.0时表现出了很高的杀菌率.与0.01%L-AscA共存时,Cu(Ⅱ)为200、20μmol.L-1和2、0.2μmol.L-1下,E.coli的存活率分别在30 min和2 h内迅速降至零,且该体系对自然水体中分离所得的其它7种菌株同样具有明显的制御作用.ESR结果表明L-AscA的加入使200μmol.L-1Cu(Ⅱ)反应体系的.OH浓度约提高两倍,.OH浓度呈Cu(Ⅱ)浓度依赖.但在Fe(Ⅲ)、Cr(Ⅲ)/L-AscA体系中未检测到.OH,表明三者对细胞的致毒机制存在明显差异.     

品红的深度氧化机理研究

选用 2 5 3 7nm的紫外光为激发光源 ,对品红 /过氧化氢体系中的紫外光解离进行了研究 .结果表明 ,该体系中品红的解离近似为表观一级反应 ,解离反应的速率常数为 0 0 386 7s- 1.品红水溶液的脉冲瞬态光谱结果表明 ,品红主要与OH自由基反应而导致脱色 ,其在 5 4 0nm处的脱色与 34 0nm处的瞬态吸收存在很好的相关性 ,品红在5 4 0nm处脱色为一级反应 ,速率常数为 8 1 0× 1 0 5s- 1,34 0nm处新的瞬态物种生成较快而衰减较慢 ,其衰减速率为 5 33× 1 0 3 s- 1.     

聚硅氯化铝(PASC)的形态分布及转化规律Ⅱ.27Al-NMR法研究PASC溶液中铝的形态分布

采用27Al-NMR法比较研究了PASC与PAC中铝的形态分布.实验结果表明,在PASC中,由于聚硅酸与铝水解聚合产物间的相互作用,使得铝的水解聚合形态分布及转化情况发生了变化.在相同B值条件下,PASC中Al单和Al13的含量低于 PAC中相应Al单和Al13的含量,而PASC中Al其它的含量却大于PAC中Al其它的含量,其差值随着碱化度(B)和Al/Si摩尔比的减小而增大.共聚法制备的PASC(共 )与复合法制备的PASC(复)相比较,PASC(复)具有较高的Al单和Al13含量,较低的A l其它含量.这说明制备工艺对PASC中铝的形态分布具有一定的影响.     

青岛地区大气气溶胶中微量金属的时空分布

于 2 0 0 1年 4月— 2 0 0 2年 5月在青岛近海三个采样点采集了 1 0 0多个大气气溶胶样品 ,用ICP AES测定了Al,Fe ,Mn ,Cu ,Pb和Zn的浓度 ,讨论了这几种元素的时空分布特征及其来源 .结果表明 ,六种元素浓度的时空分布特征为 :沧口 >八关山 >仰口 ,TSP(总体悬浮颗粒物 )与Al,Fe ,Mn的浓度呈明显的季节变化 :春季 >冬季 >秋季 >夏季 ,而Cu ,Pb ,Zn的季节变化比较复杂 .六种元素中Al,Fe,Mn主要由自然过程输入 ,而Cu ,Pb ,Zn主要是人为来源 .     

聚合氯化铝Al13模型化合物的量子化学计算

采用MNDO方法对聚合氯化铝(PAC)中的Al13模型化合物进行了量子化学计算.结果表明:作为电子给体化学反应的活性点主要是羟基氧原子或羟基桥键氧原子,作为电子受体化学反应的活性点主要是六配位的Al.羟铝比(OH/Al)大的模型物, 铝氧四面体中Al所带正电荷明显减少,表明OH/Al比大时将有更多的电子流向Al(Ⅲ).与此同时,羟桥Al-O的键级会逐渐减小,有利于PAC的水解.水解过程实际上是通过OH-的HOMO和被水解形态组分的LUMO相互作用使Al-O(H2O)键断裂形成Al-O(OH)键的过程.     

parDE基因对重组质粒pLM2在Enterobacter gergoviae 57-7中稳定性的影响

将 parDE基因克隆到载有组成型表达nifA基因的质粒 pST10 2 1上 ,得到重组质粒pLM2 .将 pLM2 ,pST10 2 1分别转到玉米联合固氮菌Enteorbactergergoviae 5 7 7(E5 7 7) ,获得转化子E5 7 7(pLM2 ) ,E5 7 7(pST10 2 1) ,二者在c(NH+ 4 ) =5 0mmolL-1的Kp培养基中表达的固氮活性一致 .将pLM2 ,pST10 2 1分别转到E .coliDH5α(pMGFP2 .1) ,培养物用 4 88nm光激发后在 5 10nm均有相同的的荧光特征发射峰 .上述实验表明 ,重组质粒pLM2仍保留了原质粒pST10 2 1中nifA的功能 .但质粒 pLM2和 pST10 2 1在E5 7 7中的稳定性试验表明 ,E5 7 7(pST10 2 1)在无抗生素的LB中继代培养 70代后 ,质粒几乎全部丢失 (仅存 1% ) ;而E5 7 7(pLM2 )继代培养 10 0代后 ,质粒全部存在 (10 0 % ) .图 4表 1参 12     

Fe-OH/UV-Vis体系中Cr(Ⅵ)还原和BPA降解的协同效应

研究了在250W金属卤化物灯(λ≥365nm)照射下,Fe(Ⅲ)-OH配合物同时光催化还原铬(Ⅵ)和氧化双酚A(BPA)的协同效应.结果表明:铬(Ⅵ)光还原和BPA光氧化相互促进,具有协同作用.在低pH值(2.5-4.0)时,光还原铬(Ⅵ)和光氧化BPA的初始速率较大;增加Fe(Ⅲ)的浓度,有利于铬(Ⅵ)光还原和BPA光氧化;铬(Ⅵ)的光还原率及BPA的降解率随其初始浓度的增加而快速减小.     

衡阳紫色土丘陵坡地微地形对土壤水分及生物量的影响

采用样方调查和随机采样相结合的方法,对衡阳紫色土丘陵坡地6种微地形(包括:原状坡(CK)、浅沟(Ⅰ)、切沟(Ⅱ)、塌陷(Ⅲ)、缓台(Ⅳ)和陡坎(Ⅴ))的土壤水分及地上生物量进行调查和研究.结果表明:(1)6种微地形两两配对的Wilcoxon秩检验,CK~Ⅰ(0.110)、Ⅱ~Ⅲ(0.109)、Ⅱ~Ⅳ(0.973)和Ⅳ~Ⅴ(0.339)的相关性不显著外(P0.05),其余两两配对的相关性达到显著或极显著正相关(P0.05或P0.01);(2)6种微地形中,从土层(0~20 cm)→土层(20~40 cm)→土层(40~60 cm),土壤含水量显著减小(P0.05).0~60 cm土层,各微地形土壤含水量的大小顺序为:Ⅲ(13.32%)Ⅳ(12.28%)Ⅰ(10.30%)Ⅱ(12.03%)CK(9.53%)Ⅴ(8.22%)(P0.05);(3)6种微地形中,从土层(0~20 cm)→土层(20~40 cm)→土层(40~60 cm),土壤水分的变异系数显著减小(P0.05).0~60 cm土层,各微地形土壤水分变异系数的大小顺序为:Ⅴ(26.0%)Ⅳ(25.9%)CK(24.9%)Ⅱ(20.7%)Ⅲ(18.0%)Ⅰ(15.1%)(P0.05);(4)不同微地形的生物量的大小顺序为:Ⅲ(263.82 g/m2)Ⅱ(254.29 g/m2)Ⅰ(238.67 g/m2)CK(193.61 g/m2)Ⅳ(154.86 g/m2)Ⅴ(122.35 g/m2)(P0.05),微地形生物量与0~60 cm土壤水分的变异系数呈负相关(y=-0.006x+35.30,**R2=0.690).研究结果表明:在衡阳紫色土丘陵坡进行植被恢复时,在按传统立地类型划分原则的基础上,还应按微地形的水分特征有区别地配置植被恢复模式.图1,表4,参24.     

3株真菌对毒死蜱的降解特性

从污水排放口污泥中分离到3株以毒死蜱为唯一碳源生长的真菌WZ-Ⅰ、WZ-Ⅱ、WZ-Ⅲ,鉴定均为镰孢霉属(FusariumLK. exFx). 3株菌5d内对50mgL-1毒死蜱的降解率分别高达93. 5%、91. 4%和83. 5%.测定了不同碳源、pH、温度及毒死蜱浓度对真菌降解能力和生长量的影响.结果表明,以毒死蜱为唯一碳源且其浓度为20~200mgL-1,pH6. 5~9. 0,温度30 ~40℃时,真菌的降解效果较好;真菌生长量随外加碳源浓度的增加而增加,在pH 6. 5 ~9. 0时生长量较大,且当毒死蜱浓度为50mgL-1,温度40℃时其生长量最大. 图5表1参18