腐殖酸对蒽的增溶作用及其影响因素

对比研究了腐殖酸(HA)及3种非离子表面活性剂(Tween20,Tween80,TX100)对典型多环芳烃蒽的增溶性,并探讨了离子强度、共存有机物对HA增溶多环芳烃行为的影响,实验结果表明,当表面活性物质浓度大于临界胶束浓度(CMC)时,蒽的表观溶解度与表面活性物质浓度具有良好的线性关系,而且HA与非离子表面活性剂相比,其增溶效果明显优于非离子表面活性剂,增溶顺序为HA＞Tween20＞Tween80＞TX100;同时离子强度及共存有机物对HA增溶葸的程度均有较大的影响.     

秸秆焚烧物对黄土吸附五氯酚的影响研究

为研究添加秸秆焚烧物对黄土吸附环境激素的影响,以五氯酚（PCP）为目标污染物,采用批量实验法研究了PCP在黄土与添加秸秆焚烧物黄土上的吸附动力学、吸附热力学以及初始浓度、离子强度、粒径、pH值等影响因素.结果表明：添加秸秆焚烧物促进黄土对PCP的吸附,黄土与添加秸秆焚烧物黄土的动力学均较好的符合准二级动力学模型;其热力学吸附过程均更符合Freundlich吸附模型,且吸附等温线符合C-型;温度在25~45℃时,PCP在黄土与添加秸秆焚烧物黄土上的吸附平均自由能（E）小于8kJ/mol,说明其对PCP的吸附主要以物理吸附为主;PCP的吉布斯自由能ΔG^θ、焓变ΔH^θ和熵变ΔS^θ均小于0,表明该吸附属于自发放热且混乱度减小的过程;当pH值在3~7范围内时,PCP的吸附量随pH值升高而逐渐减小,而pH值在7~10范围内时,其吸附量逐渐增大;黄土对PCP的吸附量随其粒径的减小而增大;离子相同时,其浓度越高越有利于PCP的吸附;离子浓度相同时,黄土对PCP的吸附量随其价态的升高而增加.     

施加牛粪熟肥对黄土吸附双酚A的影响

为研究施加腐熟牛粪对黄土吸附BPA（双酚A）的影响,采用批量平衡试验法,分析不同因素[如黄土粒径、体系温度、初始ρ （BPA）、离子强度、pH等]对BPA在黄土及施加牛粪熟肥黄土上吸附量的影响.结果表明:BPA在黄土中的吸附均符合先快后慢并最终达到平衡的吸附规律,准二级动力学模型能较好地描述其吸附动力学过程.BPA在黄土与施加腐熟牛粪黄土上的解吸量远小于其吸附量,说明吸附-解吸过程中存在解吸滞后性.黄土与施加腐熟牛粪黄土对BPA的热力学吸附过程符合Freundlich等温吸附模型,并且吸附等温线符合L-型吸附等温模式,BPA的吸附吉布斯自由能（ΔGθ） < 0,焓变（ΔHθ） < 0,熵变（ΔSθ） < 0,表明该吸附属于混乱程度减小、可自发放热的吸附过程.影响因素分析结果显示,黄土对BPA的吸附量随其粒径的减小而增大,而不论是否施加腐熟牛粪,其对BPA的吸附量均随体系温度升高而减少,且随初始ρ （BPA）的增加而升高.此外,加入的阳离子（Ca2+、Mg2+）会与BPA形成竞争吸附,不论是黄土还是施加腐熟牛粪黄土,其对BPA的吸附量均随加入阳离子浓度的升高而降低.当pH为3~7时,黄土与施加腐熟牛粪黄土对BPA的吸附量随着pH的升高而增加,而pH为7~10时对BPA的吸附量变化较小,表明该范围内pH变化对黄土与施加腐熟牛粪黄土吸附BPA的影响不明显.研究显示,施加牛粪等腐熟肥可能导致BPA的吸附行为发生改变.      

固相萃取—反相液相色谱法测定水中邻苯二甲酸酯

采用亲水-亲脂平衡固相萃取柱和反相液相色谱法研究了水中邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二丁酯（DBP）3种邻苯二甲酸酯的萃取条件和测定方法。利用正交实验对影响萃取回收率的4个主要因素（洗脱剂组成、洗脱剂加入量、洗脱速率及清洗剂组成）进行了优化，确定了固相萃取的最佳条件：洗脱剂组成为V（甲醇）：V（乙醚）=3：17，洗脱剂加入量为6mL，洗脱速率为1．0mL／min，清洗剂组成为V（甲醇）：V（水）=1：9。3种邻苯二甲酸酯的萃取回收率在75．1％～111．3％之间。在优化条件下，色谱峰面积与3种邻苯二甲酸酯的浓度呈良好的线性关系（线性相关系数大于0．9995），DMP，DEP，DBP的检出限分别为0．24，0．51，0．12μg／L。DEP，DBP，DMP的加标回收率分别为103．1％，103．8％，95．7％，相对标准偏差分别为0．36％，1．20％，2．10％。     

皂角苷络合洗脱污灌土壤中重金属的研究

选择白银污灌土样为供试样品,采用振荡离心法研究了生物表面活性剂皂角苷(saponin)在不同浓度、pH值和离子强度条件下对供试土样中重金属的解吸影响,并采用Tessier法对解吸前后土样中的重金属形态进行了测定.结果显示,随皂角苷浓度增加,重金属解吸率随之增加,在皂角苷浓度为3%时,Cu、Cd、Pb、Zn解吸率分别达到43.87%、95.11%、83.54%和20.34%,而水及合成表面活性剂单独冲洗对重金属解吸率最大不超过5%;并且发现随土壤pH值增加,重金属解吸率逐渐减小;离子强度对Pb、Zn影响不大,而Cu、Cd随离子强度增大解吸率减小.比较冲洗前后重金属形态的变化,发现Cu、Cd、Pb、Zn元素的可溶态、碳酸盐结合态减少均达50%以上,Pb残渣态也减少60%左右,并且重金属氧化物结合态和有机态含量也有减少.说明皂角苷与重金属形成稳定的可溶性络合物,大大降低了土壤对重金属的吸附,从而降低了土壤中重金属的毒性和生物可利用性,表明皂角苷对污灌土样中重金属具有较好的淋洗去除效果.     

皂角苷及腐殖酸对微生物降解蒽的影响

研究了皂角苷(1种生物表面活性剂)和腐殖酸(1种类表面活性物质)对微生物降解蒽的影响,并与Tween-80(1种化学表面活性剂)对蒽的增溶及促进微生物降解的作用进行了对比.结果表明,在不加任何表面活性物质时,微生物需要7d产生足够的糖脂使葸溶解,并发生微生物降解.皂角苷、腐殖酸和Tween-80均能较大程度的加速葸的降解,而且在相同条件下皂角苷及腐殖酸的效果明显优于Tween-80.腐殖酸及皂角苷大大缩短了微生物降解葸的时间,在2～4d内蒽的降解率可达到98%.同时,发现腐殖酸的浓度、葸的初始浓度均影响着蒽的微生物降解速率.     

蒽在腐殖酸溶液中的增溶热力学及动力学研究

采用批平衡试验法, 研究了疏水性有机污染物蒽在腐殖酸溶液中的溶解热力学及动力学特征. 结果表明, 腐殖酸对蒽有一定的增溶性, 随着温度的升高, 增溶程度增强. 在25℃下蒽在腐殖酸溶液中的增溶行为为自发、吸热的熵增过程, ΔG~θ=-1.682 kJ/mol, ΔH~θ=11.96 kJ/mol, ΔS~θ=45.78 J/(K·mol); 在35℃、45℃下ΔG~θ分别为-2.140 kJ/mol和 -2.598 kJ/mol. 用几种溶解动力学曲线方程对腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线进行了拟合, 结果表明腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线更符合 Elovich 方程.     

不溶性腐殖酸对重金属离子的吸附研究

讨论了不溶性腐殖酸(IHA)对水中重金属pb2 、Cd2 、Cu2 的吸附去除作用.将可溶性腐殖酸进行改性处理,制备了不溶性腐殖酸,并应用差热分析(TG-DTA)、扫描电镜(SEM)等测试手段对其热性能及微观形貌进行了分析表征.研究了不溶性腐殖酸对水溶液中的Pb、Cd、Cu等重金属离子的吸附特征.吸附等温线分别以Linear,Frendlich和Langmuir方程进行拟合,结果显示吸附的最佳模型为Frendlich方程.利用该方程拟合的数据,由Clausius-Claperyon's方程计算出的pb2 、Cd2 、Cu2 吸附焓变值说明,重金属在不溶性腐殖酸上的吸附以物理吸附为主.同时考察了温度、酸度及吸附时间对吸附的影响.结果表明,随着温度的升高和pH值的增大,不溶性腐殖酸对pb2 、Cd2 、Cu2 的吸附量增加.随着pH的增加,在近中性条件下不溶性腐殖酸对重金属离子的吸附率高且稳定.当pH=7时,在实验浓度范围内pb2 、Cd2 、Cu2 在不溶性腐殖酸中的吸附率分别为98.73%,97.86%,99.25%.吸附进行12 h以后,吸附作用基本达到平衡.不溶性腐殖酸对重金属离子具有强烈的吸附作用且吸附率稳定,可以广泛用于去除污水中的重金属离子.