FeⅡ(EDTA)溶液吸收NO的传质反应动力学

在双驱动磁力搅拌釜内,探讨FeⅡ(EDTA)溶液吸收NO的传质反应动力学.实验结果表明:在pH值为6.0,温度为50℃的实验条件下,FeⅡ(EDTA)溶液吸收NO气体为快速拟一级反应,所得到二级反应速率常数k2=1.41×108L·(mol·s)-1.实验增强因子与吸收液浓度的平方根成正比,将其与膜模型计算得到的理论增强因子进行比较,两者最大误差小于6%.     

烟气脱氮体系中FeⅡ(NTA)的氧化分析

在填料吸收塔中,考察O2的体积分数、温度和pH值等对FeⅡ(NTA)氧化的影响,并与FeⅡ(EDTA)的氧化进行比较.结果表明,在实验考察的FeⅡ(NTA)浓度范围(0～10 mmol·L-1),氧化过程对FeⅡ(NTA)浓度和O2的体积分数均为一级反应,反应活化能为17.5 kJ·mol-1,小于FeⅡ(EDTA)的氧化活化能,从而使FeⅡ(NTA)的氧化更快,同一条件下的氧化速率常数比FeⅡ(EDTA)的氧化速率常数大10倍以上.当该值小于5时,由于溶液中游离态Fe2 和络合态FeⅡ(NTA)共存,氧化过程中溶液pH值呈先升后降的趋势,而在pH值为6～9时,Fe2 均形成FeⅡ(NTA)络合物,氧化过程中反应液pH值持续下降,但氧化速率随pH值的增加而加快.     

EDTA冠醚衍生物(Ⅶ)——EDTA大环醚双内酯与铜(Ⅱ)、钴(Ⅱ)配合物的合成和性质研究

合成了N,N‘—二羧甲基大环醚双内酯与铜(Ⅱ)、钴(Ⅱ)的4个固态配合物。经元素分析、红外光谱、紫外光谱和热重分析确证,得到了两种组成的配合物:一种为ML·HNO_3·3H_2O,配体中羧氧、叔胺氮直接配位金属离子.另一种为MHL·NO_3·2H_2O,酸式盐。4个配合物中的醚氧或酯氧通过与配位水中的氢原子形成氢键来束缚金属离子。     

对二甲氨基苯甲醛缩氨基脲Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Fe(Ⅱ)配合物的直接电化学合成

用电化学金属阳极氧化法在非水溶剂中合成了对二甲氨基苯甲醛缩氨基脲(HL)与Cu(Ⅱ) 、Zn(Ⅱ)、Fe(Ⅱ)的配合物,通过元素分析、红外光谱、紫外光谱、摩尔电导等对配合物进行了表征.     

非离子表面活性剂Tween-80存在下5-Br-PADAP分光光度法同时测定微量Cu(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)

在pH 3.50酸性介质中,Cu(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)在非离子表面活性剂Tween-80存在下与5-Br-PADAP生成有色配合物.有色配合物最大吸收波长都位于570 nm处;表观摩尔吸光系数分别为7.96×104 L·mol-1·cm-1和6.30×104 L·mol-1·cm-1;Cu(Ⅱ)在0～13 μg/25ml,Fe(Ⅲ)在0～18 μg/25ml范围内符合比耳定律.用拟定的方法测定了铝片和水样中的Cu(Ⅱ)和Fe(Ⅲ),结果令人满意.     

2,4-二氯苯甲醛缩氨基硫脲Cu(I)、Fe(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)配合物的直接电化学合成

本文在以2,4一二氯苯甲醛缩氨基硫脲(HL)为配体的非水溶剂中,用Cu,Fe,Zn金属做阳极,首次用电化学金属阳极氧化法合成2,4一二氯苯甲醛缩氨基硫脲(HL)与Cu(I)、Fe(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的金属配合物,通过元素分析、红外光谱、紫外光谱、摩尔电导等对配合物进行了表征。     

Fe(Ⅲ) EDTA 催化分解H2O2反应动力学研究

用比色法研究了Fe(III_EDTA催化分解H2O2反应,在pH=8.2,离子强度I＝0。1,温度T＝288,OK的条件下,反应的动力学方程为－d[H2O2]/dt=k(h2o2][Fe(III)EDTA],速率常数k=30.38dm^3.mol^-1,min^-1,反应的活化能En=43.15kJ.mol^-1,并对反应机理进行了讨论。     

纯手性Fe(Ⅱ)配合物的合成、结构及磁性质

合成和表征了两个纯手性的单核Fe(Ⅱ)希夫碱配合物fac-Λ-[Fe(R-L)3〗(ClO4)2(1)和fac-Λ-[Fe(R-L)3〗(BF4)2(2)(R-L=1-(1-萘基)-N-(1H-咪唑-4-亚甲基)乙胺)。X-射线单晶衍射结果表明,配合物1和2都结晶于手性空间群P213,配合物1的晶胞参数为a=b=c=16.979(6)×10-10m,α=β=γ=90°,配合物2的晶胞参数为a=b=c=16.704(2)×10-10m,α=β=γ=90°。在这两个配合物中,Fe(Ⅱ)中心与3个双齿配体提供的6个N原子配位,形成变形八面体配位环境,且R-L配体都诱导配合物呈现单一的fac-Λ构型。变温磁性研究表明,配合物1和2在常温处于高自旋态(S=2),随着温度的降低,金属中心之间存在弱的反铁磁性耦合作用,不同阴离子的引入未对金属中心的自旋状态带来明显变化。     

氮和磷对东海原甲藻吸收Cd(Ⅱ)及其分布的影响

研究了不同氮和磷浓度下,东海原甲藻(Prorocen trum dongha ineseLu)对微量Cd(Ⅱ)的吸收及其在细胞亚结构和大分子物质中的分布.结果表明,硝酸盐的添加促进了藻细胞对Cd(Ⅱ)的吸收,而磷酸盐的添加在低浓度Cd(Ⅱ)时对藻细胞吸收Cd(Ⅱ)没有影响,但在高浓度Cd(Ⅱ)时则抑制藻细胞对Cd(Ⅱ)的吸收;尿素为氮源时,细胞中Cd(Ⅱ)的含量较硝酸盐为氮源时高.细胞内的Cd(Ⅱ)主要分布在可溶性物质中.硝酸盐的添加主要影响Cd(Ⅱ)在细胞亚结构中的分布,细胞壁中Cd(Ⅱ)的含量随培养液中硝酸盐浓度的增加而降低,而细胞器中的含量却随培养液中硝酸盐浓度的增加而增加;培养液中磷浓度的添加增加了细胞壁内Cd(Ⅱ)的含量.Cd(Ⅱ)在各生化组成中的分布以蛋白质中含量最高,可达总Cd(Ⅱ)含量的55.0%~79.6%,脂类中含量最低,仅为总Cd(Ⅱ)含量的5.9%~7.1%,蛋白质内Cd(Ⅱ)的含量随培养液中硝态氮浓度的增加而增加.蛋白质内Cd(Ⅱ)的含量与藻细胞内的蛋白质含量密切相关.     

Shewanella sp.RQs-106还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程影响因素

考察了菌株Shewanella sp. RQs-106还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO产氨过程的影响因素,在此基础上确定了适宜操作条件. 结果表明,乙酸钠和柠檬酸钠不能作为菌株RQs-106的电子供体,较适宜的电子供体为乳酸钠,在36 h内产氨率可达到99%. C/N质量比值过高或过低都会对菌株的Fe(Ⅱ)EDTA-NO降解率和产氨率产生影响,最适宜的C/N质量比值为20. Fe(Ⅱ)EDTA-NO浓度过高会抑制菌株活性,导致Fe(Ⅱ)EDTA-NO难以被降解,本实验条件下宜控制Fe(Ⅱ)EDTA-NO浓度为1 mmol/L. 当初始pH为5.0~6.0时,菌株RQs-106不能还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO,当初始pH值升高到7.2~9.0时,可将Fe(Ⅱ)EDTA-NO还原为氨氮,但碱性过大对菌株RQs-106活性有抑制,较适宜的pH值为8.0. 菌株可在20~35 ℃内还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO并产氨,最适温度为30 ℃.     

钯基催化剂还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO络合脱硝液

Fe（Ⅱ）EDTA络合脱硝法对一氧化氮（NO）具有良好的吸收效果,是脱硝技术重点研究方向,但Fe（Ⅱ）EDTA-NO络合液再生困难限制了它的发展.为达到Fe（II）EDTA络合液循环使用的目的,以阴离子交换树脂IRA900为载体,通过浸渍法负载钯前驱体,经硼氢化钠还原后制备出了Pd/IRA900催化剂.通过X射线衍射、X射线光电子能谱图、透射电子显微镜、热重分析等表征表明,Pd/IRA900催化剂中钯纳米微团的平均粒径为2.14 nm, Pd⁰含量为84%（质量分数）,对还原Fe（II）EDTA-NO有着良好的催化活性.搭建一套可持续运转的流化床试验装置,评价结果如下：在气相的条件为总流量200 L·h^-1、NO含量为0.07%（体积分数）、含氧量10%,络合液再生条件为初始浓度0.05 mol·L^-1、温度60℃、pH=5、液气比6的最佳工艺条件下,可以维持脱硝率90%以上稳定运行300 min.     

苯甲醛双缩硫代对称二氨基脲Cu(Ⅰ)、Fe(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Sn(Ⅱ)配合物的直接电化学合成

合成了新的含硫希夫碱配体苯甲醛双缩硫代对称二氨基脲,在以此化合物为配体的非水溶剂中,用Cu、Fe、Zn、Sn金属做阳极,首次用电化学金属阳极氧化法合成了对氯苯乙酮双缩硫代对称二氨基脲(HL)与Cu(Ⅰ)、Fe(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)、Sn(Ⅱ)的金属配合物.通过元素分析、红外光谱、紫外光谱、磁化率、摩尔电导等对配体和配合物进行了表征.     

过氧化氢加Fe(Ⅱ)作催化剂处理电镀废液中Cr(Ⅵ)

以微量Fe(Ⅱ)作催化剂, 利用还原剂过氧化氢在酸性条件下催化处理电镀含Cr（Ⅵ）废水, 使Cr（Ⅵ）转变为Cr（Ⅲ）, 再将Cr(OH)₃沉淀使铬从原废水体系中分离. 还原剂分解后的产物对环境无二次污染; 经30 min处理后, Cr（Ⅵ）含量由初 始值200 mg/L降至0.2 mg/L以下, 去除率达99.9%以上.     

多同位素(Fe、S和C)协同揭示高锑地下水Fe(Ⅱ)-Sb(Ⅲ)共氧化机制

好氧黑暗地下水环境中Sb(III)也能实现快速氧化,前人推断Fe(Ⅱ)和Sb(Ⅲ)共氧化可能是最重要的驱动机制,然而该机制缺乏环境同位素分馏的野外验证。为此,野外采集湖南锡矿山锑矿区北矿D3x4水高低Sb地下水样品20组,通过对比高低Sb地下水环境同位素(δ56Fe、δ13C和δ34S)的差异,探究高Sb地下水形成过程中环境同位素的分馏过程,揭示好氧黑暗地下水环境中Sb(Ⅲ)快速氧化的新机制。结果如下：湖南锡矿山锑矿区北矿D3x4水中TSb浓度范围为5.30~20700 μg/L,平均值为3660.61 μg/L,Sb(Ⅴ)是最主要的Sb价态。偏中性-弱碱性和富含氧气的D3x4水环境为FeS2和Sb2S3共氧化提供了便利,也引发了沉积物和地下水间δ18OSO4、δ34SSO4和δ56Fe的分馏,导致高Sb地下水SO42-、TFe和Sb(Ⅴ)含量的升高。于此同时,微生物活动导致的有机碳氧化分解进一步促进了Fe(Ⅱ)和Sb(Ⅲ)共氧化速率的提升。该结论揭示了好氧黑暗地下水环境中Sb(III)氧化新机制,并为进一步提升Sb地球化学循环过程的认知和防止高Sb地下水污染提供科学依据。     

硝基苯在钢渣-Fe(Ⅱ)系统中的还原转化

研究了钢渣含铁废物,以及添加Fe(Ⅱ)后钢渣-Fe(Ⅱ)体系对硝基苯还原转化的可行性及化学机理.实验在20±2℃及转速为30 r.min-1条件下进行,结果表明,单独钢渣体系对硝基苯的吸附和还原转化能力有限,其还原能力与钢渣本身残存的还原活性组分Fe(0),FeO有关.钢渣与Fe(Ⅱ)的表面结合系统能够提高硝基苯的还原转化速率.溶液中钢渣量大于12 g.L-1时,混合液pH值范围为11~12,硝基苯可在1h内完全转化.降低钢渣用量使混合液酸碱度稳定在中性,硝基苯转化速率减慢,高效液相色谱分析结果证实硝基苯还原转化遵循硝基苯→亚硝基苯→羟基苯胺→苯胺的途径.     

食品中痕量Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的极谱测定

用单扫描极谱法研究了铜铁试剂(Cup)-六次甲基四胺(C6H12N4)-HAc体系的伏安行为,发现在pH为4.0~4.5,0.4 mol/L的六次甲基四胺中,铜(Ⅱ)、铅(Ⅱ)在铜铁试剂存在下,分别于-0.26 V(vs.SCE)-、0.58 V(vs.SCE)左右产生一尖锐、灵敏的二次导数极谱波.铜(Ⅱ)、铅(Ⅱ)的浓度分别在8.0×10-8~8.0×10-6mol/L、4.0×10-8~8.0×10-6mol/L的范围内与相应的峰电流成线性关系,检出限分别为1.0×10-8mol/L和6.0×10-9mol/L.该方法用于大米、大白菜中铜(Ⅱ)、铅(Ⅱ)浓度的测定,结果满意.     

尿素/ 添加剂湿法烟气同时脱硫脱氮研究(Ⅱ)——————净化过程中SO2 和NOx 的吸收特性

简述了吸收过程传质理论———双膜理论的基本原理‚据此研究了尿素／添加剂湿法烟气同时脱硫脱氮过程中SO 2 和 NO x 的吸收特性．实验结果表明‚在尿素／添加剂水溶液中‚烟气中SO 2 的吸收由气膜控制‚是液相中伴有快速不可逆化学反应的气体吸收;NO x 的吸收由气膜和液膜共同控制‚是液相中伴有慢速不可逆化学反应的气体吸收．     

固定化WAS吸附剂净化Pb(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)污染水体影响因素研究

采用固定化WAS吸附剂,净化Pb(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)污染水体影响,结果表明:该吸附剂吸附2种重金属离子时呈现出不同的规律,吸附Pb(Ⅱ)的最佳条件为在25℃,200 mL,质量浓度为99.23 mg/L,pH值为5,WAS与固化剂的包埋比例(质量比)为1∶5,振荡吸附1 h,最大吸附率为71.00%,吸附量为14.20 mg/g;吸附Hg(Ⅱ)的最佳条件为在25℃,质量浓度为99.87 mg/L,pH值为4,WAS与固化剂的包埋比例(质量比)为1∶5,振荡吸附1 h后,最大吸附率为60.60%,吸附量为12.12 mg/g。在所实验的质量浓度范围内,基本符合经典Langmuir等温吸附模型,固定化WAS吸附Pb(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)的表观最大吸附量分别为88.50 mg/g和66.67 mg/g,为固定化WAS吸附剂净化Pb(Ⅱ)和Hg(Ⅱ)污染水体应用研究提供可靠依据。     

氧化分光光度法测定铁剂中的Fe(Ⅱ)

采用氧化分光光度法测定铁剂中的Fe（Ⅱ）含量，结果表明，该法干扰因素比较少，在Fe（Ⅱ）浓度1×10－6～6×10－5mol／E的范围内，符合Lambert－Beer定律．     

Zn(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)竞争结合人血清蛋白研究

用平衡透析法在生理pH值（7．43）条件下,研究了等摩尔比的Zn（Ⅱ）与Mn（Ⅱ）离子竞争结合人血清白蛋白（HSA）。Scatchard图分析表明,Zn（Ⅱ）与Mn（Ⅱ）在HSA中没有共同的强结合位点,在竞争和非竞争结合时,Zn（Ⅱ）的强结合位点数目均为1,Mn（Ⅱ）的强结合位点数目均为2。Hill图分析说明Zn（Ⅱ）与Mn（Ⅱ）之间具有一定的正协同效应。