雌二醇在铁(Ⅲ)-草酸盐配合物体系中的光降解

以125W高压汞灯为光源,研究了水中雌二醇(E2)在铁(Ⅲ)-草酸盐体系中的光降解;考查了初始pH值、铁(Ⅲ)/草酸盐配比、E2初始浓度对E2光降解的影响.结果表明,铁(Ⅲ)/草酸盐体系能引发E2光降解.在pH=3·50,Fe(Ⅲ)/草酸盐配比为10·0/120·0μmol·l-1时,2mg·l-1E2光照160min可降解48·0%.在pH3·0—6·0范围内,pH值为3·0—4·0时E2降解率较高;在2·0—10·0mg·l-1范围内,光降解效率随水溶液中E2初始浓度的增加而降低.     

μ-H_2O-桥联均相铁(Ⅲ)催化剂的合成及其对邻苯二甲酸二丁酯的降解性能

合成了μ-水桥联的双核铁(Ⅲ)配合物[Fe_2(μ-H_2O)(TS)_4(H_2O)_2]_2Cl_4·4H_2O](μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS)(TS=N,N'-triethylentetramine-salicylideimine;即三乙烯四胺水杨醛亚胺),并以其为催化剂、通过类Fenton反应考察了其对邻苯二甲酸二丁酯(DBP)的催化降解性质.结果表明,μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS在可见光条件下即可对DBP进行高效催化降解.采用UV-vis谱监测了μ-H_2O-Fe(Ⅲ)/DBP/可见光体系在加入H_2O_2前后不同时间的光谱,结果表明催化剂的活性位点可能为Fe(Ⅲ)-H_2O-Fe(Ⅲ)中心,形成了有利于H_2O_2活化的Fe(Ⅲ)-H_2O-Fe(Ⅲ)-H_2O_2过渡态,使得·OH可以在可见光作用下便可产生.降解实验研究表明,在pH值3.0—8.0范围内,μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS的浓度为1.16—11.56μmol·L-1,H_2O_2的浓度为0.408—40.8 mmol·L-1,μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS/H_2O_2/可见光体系均能在5 min内对浓度为14.39—143.88μmol·L~(-1)的DBP实现近100%降解,较普通Fenton反应体系有更宽的pH适用范围.μ-H_2O-Fe(Ⅲ)-TS可循环使用,是有优异潜力的水中DBP绿色降解催化剂.     

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．     

氯化四(4-磺酸钠苯基)卟啉铁(Ⅲ)催化过氧化氢氧化降解2,4,6-三氯苯酚的动力学研究

用紫外-可见分光光度法研究了水溶性金属卟啉Fe(TPPS)Cl催化H2O2氧化降解2,4,6-三氯苯酚(TCP)的动力学(TPPS为四(4-磺酸钠苯基)卟啉),探讨了反应体系酸度、H2O2/Fe(TPPS)Cl物质的量之比、温度对氧化降解速率的影响,提出了反应机理,建立了反应动力学数学模型.研究结果表明,TCP初始浓度为3.8×10-4 mol.L-1、Fe(TPPS)Cl浓度为4.0×10-5 mol.L-1、H2O2浓度为1.8×10-3mol.L-1、温度为25℃、pH值为6.8、反应时间为90 min时,TCP的降解率可达到99%,其表观活化能为10.96 kJ.mol-1.因此,Fe(TPPS)Cl作为模拟过氧化物酶在催化降解TCP过程中是一种有效的催化剂.     

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。     

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.     

氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯的还原脱氯研究

通过批量实验研究了在氧化锌-Fe(Ⅱ)混合体系中,束缚在氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯的还原脱氯作用。结果表明,这种束缚在氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯有一定的还原脱氯作用,且脱氯反应符合准一级反应动力学方程。与均质溶液中的Fe(Ⅱ)相比,束缚在氧化锌表面的Fe(Ⅱ)对三氯乙烯有更强的还原脱氯作用。实验还发现三氯乙烯在氧化锌-Fe(Ⅱ)混合体系中的还原脱氯速率受pH值和Fe(Ⅱ)浓度的影响。Fe(Ⅱ)浓度为1mmol·L-1,在pH值5.0～9.0范围内,还原脱氯反应速率常数kobs及三氯乙烯去除率随着pH值的升高而增大。维持pH值7.0不变,在Fe(Ⅱ)浓度1～4mmol·L-1范围内,kobs及三氯乙烯去除率随Fe(Ⅱ)浓度的增大而增大,但是Fe(Ⅱ)浓度进一步升高,kobs及三氯乙烯去除率反而降低。当Fe(Ⅱ)初始浓度为4mmol·L-1、pH=7.0时,三氯乙烯在氧化锌-Fe(Ⅱ)混合体系中的kobs及三氯乙烯去除率均达到最大值,分别为0.260h-1、71.7%。     

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.     

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 .     

Fe(Ⅲ)/HSO3-降解双氯芬酸钠动力学及机理研究

研究了基于Fe(Ⅲ)活化亚硫酸氢盐(HSO3,BS)的新型高级氧化技术对水中双氯芬酸钠的降解,考察了pH、Fe3+用量、BS用量、DCF初始浓度、溶解氧、温度、Cl-及黄腐酸(FA)对Fe(Ⅲ)/BS降解DCF的影响,探讨了DCF的降解机理.结果 表明,Fe(Ⅲ)/BS可实现Fe(Ⅲ/Ⅱ)自循环,快速高效地降解DCF,...     

溶液pH和吸附离子对水相中δ-MnO2氧化Cr(Ⅲ)的影响研究

实验室研究了溶解氧、介质pH及表面吸附离子(PO43–、Cd2 、Pb2 )种类等对人工合成的氧化锰(δ-MnO2)在水相中对Cr(Ⅲ)的氧化作用。结果表明:当悬浮液中ρ(MnO2)/ρ(Cr)为10/1时,氧化锰对Cr(Ⅲ)的氧化量达最大;pH值的升高降低Cr(Ⅵ)→Cr(Ⅲ)氧化还原电位以及增强Mn2 催化作用可以增强溶解氧对Cr(Ⅲ)的氧化能力。溶液pH的提高导致Cr(Ⅲ)的水解程度增强而生成Cr(OH)3沉淀和吸附离子后氧化锰表面位点的减少,可以提高Cr(Ⅲ)稳定性。因此,土壤和沉积物δ-MnO2在水相中氧化Cr(Ⅲ)的能力与溶液化学性质密切相关,且在Pb污染下显著降低。     

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.     

Fe(Ⅲ)改性生物质炭对水相Cr(Ⅵ)的吸附试验

为考察Fe(Ⅲ)改性对生物质炭吸附水相中Cr(Ⅵ)的影响,采用吸附平衡试验结合Zeta电位、傅里叶变换红外光谱(FTIR)、X射线衍射法(XRD)等方法研究了Fe(Ⅲ)改性秸秆生物质炭对Cr(Ⅵ)的吸附作用及机制。结果表明,Fe(Ⅲ)通过与生物质炭表面官能团形成络合物及氢氧化铁表面沉淀的物理覆盖作用降低生物质炭表面负电荷,增加表面正电荷,从而促进生物质炭对Cr(Ⅵ)的吸附。Fe(Ⅲ)改性对花生秸秆炭吸附Cr(Ⅵ)的促进作用大于稻草炭,pH值为5.0时Fe(Ⅲ)改性分别使花生秸秆炭和稻草炭对Cr(Ⅵ)的最大吸附量提高79%和26%。在pH值为4.0~6.5范围内,生物质炭和改性生物质炭对Cr(Ⅵ)的吸附量均随悬液pH值升高而降低,Fe(Ⅲ)改性对生物质炭吸附Cr(Ⅵ)的促进作用也呈相似的变化趋势。改性生物质炭的表面负电荷随pH值升高而增加是Cr(Ⅵ)吸附量减小的主要原因。Cr(Ⅵ)可在改性生物质炭表面的同时发生静电吸附和专性吸附,Cr(Ⅵ)的专性吸附量也随pH值升高而减小。因此,改性秸秆生物质炭在酸性条件下对Cr(Ⅵ)有较高的吸附容量,可用于酸性废水中Cr(Ⅵ)的吸附和去除。     

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.     

Ag(I)对大肠杆菌抑制作用影响因素的分析

通过测定在各种条件下Ag(I)对大肠杆菌Escherichia coli的生长的抑制作用,系统分析了各参数对Ag(I)毒性的影响.结果表明:好氧、厌氧状态下,Ag(I)对E.coli的抑制能力基本相同;在LB培养基、氨基酸基本培养基和标准基本培养基中Ag(I)开始抑制E.coli生长的浓度差异较大,分别为10、0.5、0.1μmol/L; LB组分中的酵母粉的加入完全消除了Ag(I)对E.coli的抑制作用;此外,菌体浓度越高抑制其生长所需的Ag(I)浓度也越高.因此Ag(I)对E.coli生长的抑制作用与氧化应激无关,而与培养基种类、培养基组分及菌体浓度高度相关.     

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.     

Cu(Ⅱ)、Ca(Ⅱ)共存对IRC748树脂吸附四环素的影响与机制

通过静态pH影响、等温线和动力学实验,研究了Cu(Ⅱ)/Ca(Ⅱ)共存对亚氨基二乙酸树脂IRC748吸附四环素(TC)的影响规律.研究结果表明,广泛的pH(2—8)范围内,共存的Cu(Ⅱ)显著促进了IRC748对TC的吸附,而共存的Ca(Ⅱ)会抑制其吸附.TC对Cu(Ⅱ)/Ca(Ⅱ)的吸附影响较小.TC吸附在不同体系中均符合Frendlich模型,亲和力参数Kf随共存Cu(Ⅱ)浓度的增大而增大(约33%),随共存Ca(Ⅱ)浓度的增大而降低(约15%).不同体系中TC吸附动力学均较符合拟二级动力学方程,含Cu(Ⅱ)体系中TC与Cu(Ⅱ)的吸附进程一致.UV-Vis、FTIR、XPS和Cu(Ⅱ)预负载证明了液相中仅Cu(Ⅱ)与TC发生强烈络合,TC因[Cu-TC]络合物吸附(RouteⅠ)或Cu(Ⅱ)位点的桥联吸附作用(RouteⅡ)在IRC748上得到增强去除;Ca(Ⅱ)会与TC竞争相同的吸附位点(羧基)而降低TC的吸附.     

钛酸盐纳米片光催化-吸附协同去除水中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)

以锐钛型纳米TiO2为原材料,采用水热法合成了钛酸盐纳米片(TNS),系统研究了Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)在TNS上的吸附行为,以及不同pH下TNS光催化协同吸附对水体中Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的同步去除.TEM及XRD表征结果表明,制备的TNS呈现出锐钛矿与钛酸盐混合晶相,这对于其光催化和吸附性能的发挥极为重要.吸附实验证实,TNS对Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的吸附显著受pH影响,高pH利于Cr(Ⅲ)的吸附,而Cr(Ⅵ)在低pH下吸附量更大.Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)在TNS上的吸附速度较快,吸附动力学符合准二级动力学模型(R20.99).吸附等温线结果符合Langmuir方程(R20.99),pH 5时,Cr(Ⅲ)的最大吸附量(13.19 mg·g-1)远大于Cr(Ⅵ)(0.63 mg·g-1),因此,单一吸附不是有效处理Cr(Ⅵ)的手段,光催化还原是必要的.光催化-吸附实验表明,随着pH的增加,TNS光催化还原Cr(Ⅵ)反应速率逐渐降低,但产生的Cr(Ⅲ)在TNS表面的吸附量显著增加.综合可知,光催化-吸附协同反应最佳pH值为5,Cr(Ⅵ)和总Cr的去除率可达97.6%,且体系中无Cr(Ⅲ)的积累.该研究为同步有效去除水体中的Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)提供了一种新的可参照的途径.     

异相草酸铁光降解五氯酚过程中的铁物种分配

草酸铁光化学体系在自然界中广泛存在,此体系可以内源生成过氧化氢,构成Fenton体系,产生羟基自由基(·OH),用于降解有机污染物.通过测定赤铁矿(α-Fe_2O_3)和针铁矿(α-Fe OOH)两种铁氧化物-草酸体系在光降解五氯酚(PCP)过程中草酸和pH的变化,计算反应过程中各种Fe(Ⅲ)和Fe(Ⅱ)物种的分配情况,分析影响体系活性的关键因素.研究表明,体系中的铁物种分配和pH通过影响体系的铁循环直接影响体系的反应活性.相同初始pH,不同草酸初始浓度下,高活性的Fe(Ⅱ)物种分配具有较大差异从而影响体系的铁循环速率和反应活性.不同初始pH,达到饱和吸附的相同草酸初始浓度下,高活性的Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)物种均为体系控制物种,而pH通过影响Fe(Ⅲ)的还原速率从而影响体系的铁循环速率和反应活性.