比色法测定水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)含量

采用钼蓝比色法测定水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量,实验优化了测定As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的条件。结果表明,显色温度在24~28℃范围,配合物在40min后吸光度达到最大;显色温度高于30℃时,还原剂不稳定导致配合物吸光度一直增大;增大抗坏血酸的量可以消除过量的氧化剂对配合物显色的影响,过量的还原剂对配合物显色无影响;砷的检测在5~100μg/L范围线性良好,线性相关系数为0.9989;检出限为5μg/L;相对标准偏差为2.1%~5.9%。采用该方法测定实际水样中无机砷的含量,砷的加标回收率在98.2%~104.5%之间。     

HPLC-HG-AFS测定环境样品中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

建立了高效液相色谱-氢化物发生-原子荧光光谱法测定As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的分析方法。通过在载流HCl中加入硫脲使经色谱柱分离后的As(Ⅴ)在线还原为As(Ⅲ),使As(Ⅴ)以As(Ⅲ)的形式与Na BH4进行反应,结果等浓度的As(Ⅴ)和As(Ⅲ)可以获得近似相同的荧光信号,有效地提高了方法检出As(Ⅴ)的能力。     

HG-AAS测定废水中微量As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

在自然界水体中砷主要以无机的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的形态存在,而As(Ⅲ)的毒性比As(Ⅴ)大得多[1],因此必须对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)分别测定才能可靠评价砷的毒性及其生物重要性[2-4]。目前砷的化学形态分析方法很多,萃取法、巯基棉富集分离法、离子交换法[5]等可实现砷的形态分析,但操作复     

基于响应面法优化的La(OH)3吸附水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)特性对比

以La(OH)_3为原材料,探究其对水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附性能,并考察吸附剂投加量、p H值、初始浓度及温度对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)吸附效果的影响。在单因素初步实验基础上,采用响应面法对La(OH)_3吸附水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)过程进行优化,并研究等温吸附及吸附动力学、热力学特性。结果表明,水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的最佳去除条件分别为:投加量为0.437g和0.469g,p H值为4.365和3.672,初始浓度为106.716mg/L和108.65mg/L,该条件下As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的去除率分别达71.68%和99%以上,且相同条件下As(Ⅴ)的去除效果要优于As(Ⅲ)。等温吸附及动力学拟合结果表明,As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附等温线均符合Freundlich模型,相同条件下As(Ⅴ)优于As(Ⅲ)的吸附效果,As(Ⅴ)在200mg/L时的吸附量是As(Ⅲ)的1.43倍,吸附过程均遵循准二级动力学模型,吸附过程为吸热且非自发反应过程。     

季铵型阴离子交换纤维填充微柱吸附分离As(V)/As(Ⅲ)

借助季铵型阴离子交换纤维在弱酸性介质中对As(V)和As(Ⅲ)吸附效果的差异性,结合紫外分光光度法,建立了一种利用纤维填充微柱分离As(V)和As(Ⅲ)的新方法。考察了样品pH、样品流速、初始浓度等因素对As(Ⅲ)和As(V)分离效果的影响。在最优工艺条件下,吸附柱对砷含量在1.0~12.0mg/L的样品的分离效率在95%以上,微柱可重复使用15次以上,再生性良好。     

纳米氧化铝对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附行为研究

以HG-ICP-OES为检测手段,研究了纳米氧化铝对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附行为,据此建立纳米氧化铝微柱分离富集与HG-ICP-OES联用测定环境水样中痕量总As的新方法。     

氢化物发生-原子荧光光谱法对环境水样中砷(Ⅲ)与砷(Ⅴ)的直接测定

建立了氢化物发生-原子荧光光谱直接测定水样中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的方法,操作简便,实用性强.考察了HCl和KBH4浓度对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)测定灵敏度的影响以及共存元素的干扰情况.通过测定经还原剂还原前后水样中砷的荧光强度,计算出As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的含量.方法检出限为As(Ⅲ) 0.085 μg·L-1 ,As(Ⅴ) 0.108 μg·L-1.As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的加标回收率分别为96% ～104%和97% ～104%,RSD均小于6%.该法用于实际水样的测定,结果较为满意.     

巯基棉分离-氢化物原子荧光光谱法测定中药中不同形态的砷

建立了巯基棉分离吸附-氢化物发生-原子荧光光谱法测定中药中不同形态砷的分析方法：在1mol／l盐酸介质中．利用巯基棉实现了As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的分离。研究了试剂浓度、不同增感剂等对砷荧光强度的影响和砷(Ⅴ)的还原条件,利用本法成功地对5种中成药中的砷进行了形态分析。方法检出限为64．3ng／L,RSD为1．12％,回收率为90％～116％。     

As(Ⅴ)存在下阻尼动力学荧光法测定痕量As(Ⅲ)

基于KBrO3与HCl反应,其产物能使丁基罗丹明B荧光猝灭,在As（Ⅴ）共存时As（Ⅲ）能灵敏抑制该反应,据此建立了测定痕量As（Ⅲ）的新方法.在最佳实验条件下,测定As（Ⅲ）的线性范围为7.7～153.8 ng/mL,方法的检出限为2.9 ng/mL.对30.8和92.3 ng/mL的As（Ⅲ）标准溶液平行测定11次,其相对标准偏差分别为1.3%和0.62%.并考察了常见物质的干扰情况.该方法用于环境水样中痕量As（Ⅲ）分析,回收率在98%～105%之间.并提出了可能的反应机理.     

As(Ⅲ)和As(Ⅴ)与牛血清白蛋白的结合平衡研究

在模拟动物体生理条件下,研究As(Ⅲ)和As(V)与牛血清白蛋白(BSA)的相互作用.用氢化物发生-超低温捕集-原子吸收分光光度法测定平衡透析后As(Ⅲ)或As(V)的浓度,用Scatchard方法分别处理实验数据,确定结合部位和结合常数.发现当As(Ⅲ)浓度(cAs(Ⅲ)∶cBSA≤1∶1)较低时,在BSA中有1.3个强结合部位,结合常数为1.7×106,为强结合;当As(Ⅲ)的浓度(cAs(Ⅲ)∶cBSA≥2∶1)较高时,没有明显的特征结合点,表现为弱结合.而As(V)与BSA无任何结合作用.     

透析-高效液相色谱-氢化物发生-原子荧光光谱联用系统研究无机砷与牛血清白蛋白的结合平衡

采用透析-高效液相色谱-氢化物发生-原子荧光光谱联用法研究了生理pH(7.4)条件下As(Ⅲ)或/和As(Ⅴ)与牛血清白蛋白的结合平衡模型. 当As(Ⅲ)浓度[cAs(Ⅲ)∶cBSA≤1∶1]较低时, As(Ⅲ)与BSA的结合符合Scatchard模型, 在BSA中有1.4个强结合部位, 结合常数为1.7×106; 当As(Ⅲ)的浓度[cAs(Ⅲ)∶cBSA≥2∶1]较高时, 符合Plasvento的相分配模型, 没有明显的特征结合点, 而As(Ⅴ)与BSA无任何结合作用. 研究了HCl和KBH4的浓度和流速等对色谱分离的影响, 并对检测器参数等实验条件进行了优化, 使不同价态无机砷在10 min内达到良好的基线分离, As(Ⅲ) 和As(Ⅴ)的检测限分别为2.89和6.38 ng/L.     

强阴离子交换柱分离-氢化物发生-原子荧光光谱法测定水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

本文报道水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的Supelco强阴离子交换(SAX)柱分离-氢化物发生-原子荧光光谱(HG-AFS)法检测的新方法.方法的检出限为0.0466 μg/L,相对标准偏差为0.89%～1.01%,加标回收率为95.10%～105.30%.该方法具有操作简单,分离效果好,测定精确度、准确度高等优点.将其应用于水样分析,可测定水中砷的不同价态.     

阴离子交换柱分离不同价态砷的研究及其应用

利用醋酸型AG 1-X8阴离子交换树脂和氯化物型AG 1-X8阴离子交换树脂对As(Ⅴ)和As(Ⅲ)吸附的差异,实现As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的有效分离。过滤和酸化后的水样流经树脂交换柱(75mm×5.3mm i.d.)时,醋酸型AG 1-X8阴离子交换树脂可吸附As(Ⅴ);而As(Ⅲ)可通过树脂柱。被吸附的As(Ⅴ)用0.12mol/L HCl淋洗出来,在此过程中醋酸型树脂转化为氯化物型树脂。该树脂交换柱可多次循环使用。本方法简单易行,适用于野外现场条件下高砷地下水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的分离和准确测定;用于检测水铁矿除砷过程中砷价态变化。结果表明,缺氧条件下水铁矿对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附动力学特征遵循假二级反应动力学模式,内扩散不是控制As(Ⅲ)和As(Ⅴ)吸附的因素。随着时间的推移,膜扩散对吸附的控制作用增强。     

溶剂萃取分离测定河水及河流沉积物中As(Ⅲ)As(Ⅴ)、一甲基胂、二甲基胂

砷具有毒性并致癌。不同化学形态的砷,毒性有很大不同。无机三价砷[As(Ⅲ)]的毒性最剧烈,无机五价砷[As(Ⅴ))毒性约为As(Ⅲ)的1%;在水体环境中,还存在一甲基胂酸盐(MMA)和二甲基胂酸盐(DMA),它们的毒性与As(Ⅴ)相仿。水源中的As(Ⅲ),As(Ⅴ)能与其他物质作用形成难溶物而沉     

载Fe活性炭纤维除As(Ⅴ)的动力学及机理

研究了铁改性活性炭纤维(Fe-ACF)吸附地表水中砷离子的吸附特性。通过扫描电子显微镜(SEM)、X射线光电子能谱(XPS)、比表面积和孔径变化等探讨了Fe-ACF表面物质形貌、组成和吸附机理,考察了不同pH值和吸附剂投加量对As(Ⅴ)去除效果的影响,讨论了303K、313K、323K等条件下的吸附动力学及热力学。实验结果表明,Fe-ACF表面生成的氧化物为Fe2O3和Fe3O4,改性前后比表面积和孔容显著减小,吸附机理为Fe(OH)3(s)絮凝除As(Ⅴ)和活性炭纤维吸附除As(Ⅴ)。当pH=7,吸附剂投加量为2.0g/L时,出水As(Ⅴ)浓度可以达到国家地表水环境质量标准(<0.05mg/L)。Fe-ACF对As(Ⅴ)的吸附动力学及等温吸附的实验结果与准二级动力学模型及Langmuir等温吸附模型相吻合;吸附速率及吸附容量都随着温度的增加而增加;吸附速率k2从0.0372g/mg min增加到0.0434g/mg min,由Langmuir等温吸附拟合得到的吸附容量从11.31mg/g增加到18.34mg/g。根据标准吉布斯自由能变ΔG0<0、标准反应焓变ΔH0>0判断,Fe-ACF对As(Ⅴ)的吸附为自发的吸热过程。     

砷的价态分析——硫化铜精矿氯化物浸出液中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的测定

目前,直接测定As(Ⅲ)的方法,多采用氧化还原法,但硫化铜精矿氯化物浸出液中含有Fe(Ⅱ)、Cu(Ⅰ)等有影响。其它如萃取分离法及离子交换法等也有报导,但在实际工作中很少应用。本法根据在氢卤酸介质中,As(Ⅲ)的卤化物能被有机溶剂萃取,并在萃取分离少量砷及文献的基础上单独测出浸出液中高达45毫克As(Ⅲ),结果良好。As(Ⅴ)量是基于另一份浸出液中,用蒸馏法测得砷的总量中减去As(Ⅲ)量求得。     

砷的价态分析——铜电解液中微量 As(Ⅲ)和 As(Ⅴ)的测定

近年来,国内外对微量砷的价态分析多为溶剂萃取或挥发分离后用无火焰原子吸收测定,而用光度法测定者甚少,前者因仪器复杂昂贵等原因不易推广应用,后者还存在一些问题。本文在此基础上研究了As(Ⅴ)的还原,As(Ⅲ)和As(Ⅴ)与吡咯烷二硫代氨基甲酸铵(APDC)在甲基异丁酮(MIBK)中的萃取行为,提出了以APDC-MIBK萃取、KMnO_4-Br_2反萃钼蓝光度测定微量As(Ⅲ)和As(Ⅴ)。砷的检测下限为5μgAs/25ml,应用于铜电解液的分析,获得了满意的结果。 1.主要试剂与仪器:     

8-羟基喹啉掩蔽氢化物发生原子荧光法测定水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

研究了用8-羟基喹啉(8-HQ)作为As(Ⅴ)和其他共存金属离子的掩蔽剂,氢化物发生原子荧光法(HGAFS)测定水中痕量As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的最佳工作条件。该法的检出限为0．12μg／L,回收率为92％～104％,相对标准偏差为1．3％,有较好的抗干扰能力。此法用于实际水样的测定取得了满意结果。     

土壤中毒性元素As的形态分析及其测定

运用氢化物发生-原子荧光光谱法(HG-AFS)测定土壤中的As(Ⅲ)、 As(Ⅴ)的浸提、萃取分离条件, 以及HG-AFS测定As(Ⅲ)、 As(Ⅴ)的最佳条件. 该方法的线性范围为: 1.0～100 μg/L, 相对标准偏差为: As(Ⅲ): 3.2%～9.5%、 As(Ⅴ): 4.3%～5.2%;回收率为: As(Ⅲ): 104%、 As(Ⅴ): 92%.     

纳米二氧化钛对砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)吸附性能的研究

研究了纳米二氧化钛对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附行为。结果表明：纳米二氧化钛在pHl—10范围内对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附率可达99％。另外还考察了吸附时间、吸附体积、共存元素对吸附率的影响。此研究对合砷废水的处理、痕量砷的分离、分析有较高的应用价值。