氢化物-无色散原子荧光法测定河水和废水中砷(Ⅲ)、砷(Ⅴ)、锑(Ⅲ)、锑(Ⅴ)、硒(Ⅳ)和硒(Ⅵ)

基于As (Ⅲ)、As(Ⅴ)、Sb(Ⅲ)、Sb(Ⅴ)、Sc(Ⅳ)、和Sc(Ⅵ)立不同酸度下,与硼氢化钾反应形成氢化物的行为,提出了测定水样中不同价态As、Sb和Se的原子荧光法:用HAC—NaAC缓冲液控制水样pH=5.5和PH=5.0分别测定As(Ⅲ)和Sb(Ⅲ)含量,水样加HCl至2N直接测定Se(Ⅳ);另取相同量的水样,经KI和抗坏血酸还原后分别测定总As和总Sb量,水样加HCl至6N煮沸后可测总Se量。用差减法求得相应的As(Ⅴ),Sb(Ⅴ)和Se (Ⅵ)含量,方法用于实际样品测定均得到满意结果。     

红外光谱法测定石灰型固硫剂中的SO_4~(2-)、SO_3~(2-)、CaO

采用红外光谱法测定燃煤固硫剂中的SO_4~(-2)、SO_3~(-2)、CaO。对SO_4~(-2)、SO_3~(-2)、CaO的检测极限分别为0.01％、0.01％、0.05％,线性响应范围分别为0.01—0.20％、0.01—0.20％、0.05—3.0％。本法具有快速、样品需用量少等特点,特别适于对易氧化的SO_3~(-2)的测定。采用本法对实际固硫剂灰渣样进行了测定,所得结果与标准化学法相比,重合性较好。     

Cu~(2+)、Zn~(2+)、Cd~(2+)、Cr~(6+)和Mn~(2+)对萼花臂尾轮虫联合急性毒性研究

为探究重金属复合污染对轮虫的毒性影响,以萼花臂尾轮虫为受试动物,选择Cu~(2+)、Zn~(2+)、Cd~(2+)、Cr6+和Mn~(2+)等5种重金属,采用水生毒理联合效应相加指数法开展了其24 h联合急性毒性作用的评价研究。结果显示,Cu~(2+)、Zn~(2+)、Cd~(2+)、Cr6+和Mn~(2+)等5种重金属对萼花臂尾轮虫24 h半数致死浓度分别为:0.00616 mg·L~(-1),12.62 mg·L-1,2.89 mg·L-1,17.29 mg·L-1和67.32 mg·L-1。联合急性毒性实验结果显示,等毒性配比的Cu~(2+)-Cr6+(0.00385-10.806 mg·L-1)和等浓度配比的Cu~(2+)-Zn~(2+)(0.0199-0.0199 mg·L-1)、Cu~(2+)-Cd~(2+)(0.0181-0.0181 mg·L-1)、Cu~(2+)-Cr6+(0.0118-0.0118 mg·L~(-1))、Zn~(2+)-Cd~(2+)(3.475-3.475 mg·L-1)二元联合测试液的作用结果显示为拮抗效应,其余二元联合测试液的作用结果则均显示是协同效应。等毒性配比的Cu~(2+)-Cr~(6+)-Mn~(2+)(0.00210-5.902-22.981 mg·L-1)和等浓度配比的Cu~(2+)-Cd~(2+)-Mn~(2+)(0.00727-0.00727-0.00727 mg·L-1)三元联合测试液的作用结果显示为拮抗效应,其余三元联合测试液的作用结果则均显示是协同效应。等浓度配比的Cu~(2+)-Zn~(2+)-Cd~(2+)-Cr6+(0.00907-0.00907-0.00907-0.00907 mg·L-1)、Cu~(2+)-Zn~(2+)-Cd~(2+)-Mn~(2+)(0.00898-0.00898-0.00898-0.00898 mg·L~(-1))、Cu~(2+)-Zn~(2+)-Cr6+-Mn~(2+)(0.00819-0.00819-0.00819-0.00819 mg·L~(-1))四元联合测试液的作用结果显示为拮抗效应,其余四元联合测试液的作用结果的则均显示是协同效应。Cu~(2+)-Zn~(2+)-Cd~(2+)-Cr~(6+)-Mn~(2+)等毒性(0.00074-1.520-0.348-2.082-8.107 mg·L~(-1))和等浓度(0.00582-0.00582-0.00582-0.00582-0.00582 mg·L-1)配比的五元联合测试液作用结果均显示是协同效应。     

2种水稻土中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸动力学

用一次平衡法研究了2种水稻土表面吸附态Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸动力学行为及柠檬酸和酒石酸对2种重金属离子解吸的影响。结果表明,虽然2种土壤对Pb(Ⅱ)的吸附量比Cu(Ⅱ)高得多,但无论在单一重金属体系还是Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)共存体系中,Cu(Ⅱ)的解吸量均大于Pb(Ⅱ),湖州水稻土Cu(Ⅱ)的解吸量大于嘉兴水稻土,说明土壤对重金属离子的吸附亲和力越大,吸附的重金属离子越不易解吸。用E lovich方程拟合动力学数据可以获得比较满意的结果。解吸速率与时间的关系曲线表明,Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸速率随时间的增加迅速减小。Cu(Ⅱ)的解吸速率大于Pb(Ⅱ),柠檬酸和酒石酸不仅使重金属的解吸量增加,而且使Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的解吸速率大大提高。2种有机酸对Cu(Ⅱ)解吸的促进作用大于Pb(Ⅱ),柠檬酸的促进作用大于酒石酸。     

TiO_2/CuO/Cu_2O(SeO_3)光催化去除水中腐殖酸

以Cu2Se为原料,用溶胶-凝胶法(Sol-Gel)合成了TiO2/CuO/Cu2O(SeO3)光催化剂,用XRD、FTIR和EDAX等方法进行了表征.探讨了催化剂制备过程中焙烧温度对催化剂组成、晶型结构和光催化去除水中腐殖酸性能的影响.当Cu2Se/TiO2焙烧温度为450℃,焙烧2h时,Cu2Se转化为CuO和Cu2O(SeO3).室温下当TiO2/CuO/Cu2O(SeO3)催化剂投加量为1.5g·l-1,溶液pH7.0时,水中腐殖酸的去除率可达到63.6%。     

SO_4~(2-)/TiO_2光催化还原Cr(Ⅵ)的研究

将溶胶-凝胶法制备的SO42-/TiO2在不同温度下焙烧得到了具有不同特性的催化剂,用X射线衍射(XRD)、热重-差热分析(TG-DTA)、氨气程序升温脱附(NH3-TPD)、静态吸附等手段对催化剂进行了表征.研究了不同特性的SO42-/TiO2催化剂光催化还原Cr(Ⅵ)的行为,并对其影响因素进行了分析.结果表明:SO42-/TiO2在300-600℃下焙烧均具有较高的催化效率,而在700℃及800℃下焙烧其催化活性显著降低.SO42-/TiO2的这种催化特性是由其吸附性能、晶相组成及表面酸量决定的.     

SO2-4/TiO2光催化还原Cr(Ⅵ)的研究

将溶胶-凝胶法制备的SO^2-4／TiO2在不同温度下焙烧得到了具有不同特性的催化剂,用X射线衍射(XRD)、热重-差热分析(TG-DTA)、氨气程序升温脱附(NH3-TPD)、静态吸附等手段对催化剂进行了表征,研究了不同特性的SO^2-4／TiO2催化剂光催化还原Cr(Ⅵ)的行为,并对其影响因素进行了分析,结果表明：SO^2-4／TiO2在300—600℃下焙烧均具有较高的催化效率,而在700℃及800℃下焙烧其催化活性显著降低,SO^2-4／TiO2的这种催化特性是由其吸附性能、晶相组成及表面酸量决定的。     

La_(2-x)Sr_xCuO_(4±λ)系列催化剂的合成、表征及NO分解催化性能的研究

合成了x值不同的 La_2.x_Sr_xCuO_(4±λ)(x=0.0—1.0)系列复合氧化物催化剂.用XRD、IR,XPS和化学分析等方法对催化剂的组成、结构进行了表征,并对NO分解的催化性能和作用机理进行了研究.结果表明:在x=0.0—1.0范围内.所有样品都具有A_2BO_4结构.发现NO分解活性与氧空位(缺陷)的浓度有关,与不同价态的Cu离子含量之间无直接关系.     

胞外多聚物在氧化亚铁硫杆菌吸附Mn~(2+)、Ni~(2+)、Pb~(2+)中的作用

利用从粤北大宝山酸性矿山废水(AMD)分离的氧化亚铁硫杆菌(A.f菌),采用原子吸收分光光度技术和荧光分光光度技术,研究其胞外多聚物(EPS)对水中Mn~(2+)、Ni~(2+)、Pb~(2+)的吸附率及二者间的相互作用方式.结果表明,A.f菌对Mn~(2+)、Ni~(2+)、Pb~(2+)具有较强的耐受性;A.f菌的EPS对3种金属离子吸附率随时间的延长而升高,当EPS吸附Mn~(2+)、Ni~(2+)、Pb~(2+)后,类蛋白复合物荧光强度增强且最大发射峰位蓝移;A.f菌对Mn~(2+)、Ni~(2+)、Pb~(2+)的耐受性与其胞外有机多聚物特别是类蛋白物质的生物吸附密切相关.A.f菌的EPS的生物吸附在水中重金属的去除中可发挥重要作用.     

高压纸上电泳研究汞的络合水解状态——Hg~(2 )-FA-NO_2~2体系

本工作采用了蓟运河水体中的可溶性富啡酸,(FA:Fulvic Acid)[1],研究了pH 5.25—8.20区间,离子强度μ=0.1条件下,Hg~(2 )-FA-OH~-体系中汞的络合水解状态,电泳分离结果表明有Hg~(2 )-FA的电中性分子(占优势)和阴离子存在。用~(202)Hg示踪原子方法找到了Hg~(2 )-FA在不同pH值下,汞在不同的电泳组分中的分配比例,找到Hg~(2 )-FA的“沉淀边界点”,发现在该点前后汞在各络合水解状态及沉淀中的分配有明显突变。本文还试图推论了Hg~(2 )-FA的可能组成及稳定常数。     

2-碘芴在鲮鱼(Cirrhina molitorella)中的积累、分布、代谢和排泄

卤代芴是近年发现的新型环境污染物,目前尚无其生态毒理学研究的报道。以~(125)I-2-碘芴(~(125)I-2-IFlu)作为2-碘芴(2-IFlu)的放射性示踪剂,研究了2-IFlu在鲮鱼(Cirrhina molitorella)中的吸收、分布、代谢和排泄过程;同时,以2-溴芴(2-Br Flu)作为2-IFlu的质谱示踪剂,进一步对2-IFlu在鲮鱼体内的生物转化产物进行结构表征。结果表明,鲮鱼对2-IFlu的积累表现为波浪式增长,浓集系数在积累7 d时达到1 251.13。2-IFlu及其代谢产物主要积累在鲮鱼的胆囊部位,峰值时所占比例超过生物总吸收量的60%,此时胆囊的浓集系数达78.85×103。鲮鱼对2-IFlu的排泄具有清晰的快、慢两个排泄阶段,排泄实验开始后短时间内拥有较快排泄速度,残留率降至19.20%,之后转入慢速排泄。快排泄期2-IFlu及其代谢物仍主要分布于胆囊部位,慢排泄期时分布于其余内脏和剩余组织中。对胆汁的甲醇提取物进行薄层层析-放射自显影分析发现,积累4 d时鲮鱼胆汁中的2-IFlu全部以其代谢物形式存在,主代谢产物为3种大极性物质。经质谱确认,鲮鱼胆汁中的2-IFlu代谢主产物为2-IFlu-硫酸酯、2-IFlu-(OH)-硫酸酯、2-IFlu-葡萄糖醛酸和2-IFlu-(OH)-葡萄糖醛酸。表明2-IFlu进入鲮鱼体内后,很快被转化为一相代谢氧化产物,随之发生后续的二相代谢过程进一步转化为极性基团加合的代谢产物,最终排出体外。     

2℃低温下冬小麦幼苗质膜Ca~(2 )-ATPase的活性变化

用氯化铈 (CeCl3 )沉淀的电镜细胞化学方法 ,对常温下及 2℃低温处理后的冬小麦 (TriticumaestiviumL .)幼苗质膜Ca2 ATPase活性进行定位 .结果显示 :(1)常温下生长的冬小麦幼苗 ,质膜上有部分Ca2 ATPase活性反应 .(2 )冬小麦幼苗经 2℃低温处理 1h ,质膜上Ca2 ATPase活性增加 .处理 3h ,活性进一步加强 .2℃下处理 12h ,有强的酶活性反应 .处理 2 4h后 ,活性反应达到最强 .2℃处理 3d ,Ca2 ATPase活性有所下降 ,但仍高于CK .细胞结构完整 .据结果推测 ,质膜Ca2 ATPase活性受细胞内Ca2 浓度反馈调节 .图 1参 10     

多齿配体改性碱木质素对Hg~(2+)和Cd~(2+)的吸附性能

以碱木质素(AL)为原料,经1,2-二氯乙烷、亚氨基二乙酸(IDA)改性制得多齿配体改性碱木质素(AL-IDA)吸附材料,用FT-IR、热重和氮吸附技术对其结构进行表征.通过静态吸附实验,考察了pH值、吸附时间、Hg~(2+)和Cd~(2+)初始浓度、温度和共存离子等因素对AL-IDA吸附Hg~(2+)、Cd~(2+)效果的影响.结果表明,溶液pH值对AL-IDA的吸附性能有显著影响,最适宜pH值范围是5.0—6.0;吸附平衡时间为8 h,吸附动力学可以用准二级动力学模型描述和预测;Langmuir方程可以较好地描述AL-IDA对Hg~(2+)、Cd~(2+)的吸附;在pH值为5、初始浓度为300 mg·L-1、温度为25℃时,对Hg~(2+)和Cd~(2+)最大吸附容量分别为239.5 mg·g~(-1)、129.2 mg·g~(-1);温度升高,吸附容量增大,AL-IDA吸附Hg~(2+)、Cd~(2+)的表观活化能分别为22.49 k J·mo1~(-1)和23.28 k J·mo1~(-1),表明吸附主要为化学作用.AL-IDA对重金属Hg~(2+)、Cd~(2+)主要吸附机理是离子交换作用和表面络合.     

P204f(D2EHPA)萃取分离回收催化剂母液中钴、锰

石油化工和化纤工业中大量使用钴,锰催化剂,应及时从各种废液中回收、再生,本文在25±1℃下研究了D_2EHPA-煤油从硫酸盐介质中萃取分离钴(Ⅱ)、锰(Ⅱ)的工艺,考察了萃取剂浓度、平衡pH值、相比对萃取的影响,求取了较适宜的工艺条件,利用五级逆流萃取模拟试验将钴、锰浓度比从1:1.5提高到1000:1,加入洗涤段后,又可获得金属含量比为1000的纯锰溶液,初步探索了用先进的液膜萃取新技术从溶液中分别富集、分离钴(Ⅱ)、锰(Ⅱ)的方法,找出了体系pH值对液膜萃取的影响,提出了从PTA氧化母液中回收废催化剂,萃取分离钴、锰,再生制备醋酸钴、醋酸锰和其他含钴、锰精细化工产品的工艺。     

Cu2+、Cd2+、Zn2+对两种单胞藻的毒害作用

分别用不同浓度 (c =0 .0 1～ 2 .34mmol/L)的Cu2 + 、Cd2 + 、Zn2 + 处理亚心型大扁藻 (Plztymonassp.)和小球藻(Chlorelavulagris) ,观察了重金属离子对其生长、呼吸及其被富集的情况 .结果表明 :① 3种离子的毒性强度的顺序为Cu2 + >Cd2 + >Zn2 + ;亚心型大扁藻的耐受力大于小球藻 ;②Cu2 + 对生长的抑制最强 ,两种藻的c(EC50 ,72h)分别为 0 .2 11mmol/L和 0 .2 89mmol/L ;Cd2 + 对生长的抑制稍弱 ,两种藻的c(EC50 ,72h)分别为 0 .4 38mmol/L和 0 .2 4 1mmol/L ;Zn2 + 对生长的抑制最弱 ,其c(EC50 ,72h)分别为 0 .75 4mmol/L和 0 .30 8mmol/L ;③在c(EC50 )毒害浓度下 ,两种单胞藻均提前进入生长静止期 ,缩短了种群生长周期 ;呼吸作用先增强后降低 ;④在c(EC50 )毒害浓度下 ,两种藻对Cu2 + 、Zn2 + 的富集量为 4 5 82～ 4 12 83.7mgkg-1,对Cd2 + 的富集量 5 0 0～ 2 72 3.6mgkg-1.图 2表 3参 8     

外源脱落酸(ABA)增强菹草抗镉(Cd2+)胁迫能力

以高等沉水植物菹草(Potamogen crispus)为试验材料,观察4 mg·L-1 Cd2 胁迫条件下外施脱落酸(abscisic acid,ABA)对菹草某些生理生化指标的影响.结果表明,外施ABA可以明显减轻Cd2 毒害作用,使Cd2 胁迫下菹草叶片中叶绿素、可溶性蛋白、脯氨酸含量增加,超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)、抗坏血酸过氧化物酶(APX)活性提高,过氧化物酶(POD)活性和O(-)/(·)2产生速率降低,且以施用2.5～5 μmol·L-1 ABA效果最好.     

CASS工艺微生物抵抗含Cu~(2+)、Ni~(2+)锻造添加剂废水毒性的效果

工(产)业园区内企业在紧急情况下排放的污水中,有毒物质会影响污水处理厂活性污泥微生物的活性,甚至导致微生物的死亡.基于此,利用CASS工艺的特点检验微生物系统抗冲击毒性的能力,通过不同的配比浓度调整试验水样中Cu~(2+)、Ni~(2+)的质量浓度,监测CASS系统进出水的Cu~(2+)、Ni~(2+)、COD_(cr)指标,用以判断微生物系统是否受到影响,进而确定CASS微生物系统抗毒性冲击的临界点.结果表明:Cu~(2+)质量浓度小于3.0 mg·L~(-1),Ni~(2+)质量浓度小于5.0 mg·L~(-1),时,CASS 工艺微生物抵抗含Cu~(2+)、Ni~(2+)锻造添加剂废水的毒性能力较强,对Cu~(2+)、Ni~(2+)、COD_(cr)的去除率均可以达到80%;当Cu~(2+)质量浓度大于3.0 mg·L~(-1),Ni~(2+)质量浓度大于5.0mg·L~(-1)时,CASS工艺微生物对毒性抵抗能力显著降低,活性受到严重破坏,对CU~(2+)、Ni~(2+)、COD_(cr)去除率下降至60%以下.所以可以确定CASS工艺微生物抵抗含Cu~(2+)、Ni~(2+)锻造添加剂废水毒性的最高质量浓度限值,Cu~(2+)为3.0 mg·L~(-1),Ni~(2+)为5.0mg·L~(-1).为污水处理厂实际运行工程中避免活性污泥微生物系统受毒性冲击而导致运行瘫痪提供参考依据.     

Ni(NO3)2对汕优13水稻幼苗中过氧化氢酶活性的影响

在水稻幼苗25叶期,分别用浓度为C10.01%、C20.03%和C30.04%(W/V)的Ni(NO3)2溶液(含0.05%Tween20)喷雾处理,以05%(W/V)Tween20作对照.在4 h、24 h、48 h、72 h、96 h分别测定叶片中的过氧化氢酶(CAT)活性.结果表明,Ni(NO3)2对过氧化氢酶活性有抑制作用且随其浓度的升高,抑制作用越明显,在72 h抑制作用最强,过氧化氢酶活性比对照分别下降了21.7%、28.3%、55.8%.     

Pb2+、Cd2+和Cr(Ⅵ)抑制球形红细菌生长的毒性效应

运用评价化学品对水生生物毒性的标准方法,得到Pb2 、Cd2 和Cr(Ⅵ)对球形红细菌生长的最小无差异浓度(LNOEC)分别为85.9mgL-1、22.1mgL-1和17.7mgL-1.根据实验结果采用几率单位进行数据处理,得到抑制球形红细菌生长的96hEC50分别为195.0mgL-1、91.2mgL-1和77.6mgL-1,并对各剂量反应方程进行χ2检验,结果均符合精度要求,计算出的96hEC50真实可靠.研究结果表明,抑制球形红细菌生长的毒性由大到小的顺序是Cr(Ⅵ)>Cd2 >Pb2 .不同金属离子与细胞壁亲和性不同或能通过菌体内生物化学转化形成沉淀,可能是导致金属离子抑制球形红细菌生长毒性差异的主要原因.图1表2参15     

MnO2氧化去除制革污泥中的Cr(Ⅲ)

开展了MnO2化学氧化去除制革污泥中Cr(Ⅲ)的研究.结果表明,pH为4.0时MnO2处理污泥16h,Cr(Ⅲ)的溶出率达到90%以上(污泥中总Cr的原始浓度为6548mg·kg-1),但pH>6.0时MnO2基本不能去除污泥中的Cr(Ⅲ);处理温度升高、MnO2加入量的增大有利于Cr(Ⅲ)的去除.