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.     

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．超低温捕集塬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1．7×10^6,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．     

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     

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％。     

树脂预分离氢化物-原子荧光光谱法测定水中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

建立了As(Ⅲ)、As(V)的树脂分离 氢化物 原子荧光光谱分析方法。利用717阴离子交换树脂选择性的吸附水中的As(Ⅴ),从而实现了对水样中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的分离。考察了溶液的pH和流速以及洗脱剂浓度等条件对分离效果的影响,同时研究了仪器的工作条件、KBH4质量浓度和介质浓度对砷原子荧光强度的影响,并对测定砷时共存离子的干扰和消除进行了探讨。在最佳工作条件下,砷的检出限为0.096μg L,相对标准偏差为2.1%,将该方法应用于水样分析,其回收率为94.7%～107.9%。     

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。     

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.     

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。     

流动注射-氢化物发生-非色散原子荧光光谱法直接测定海水中的砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)的研究

用流动注射-氢化物发生-非色散原子荧光光谱法对海水中 As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的直接测定进行了研究.氢化物发生的最佳条件为:KBH4 溶液浓度为 5 g·L-1(含KOH 5g·L-1),流速 10.0 mL·min-1;样品酸度为1.3mol·L-1 HCl,流速4.2 mL·min-1.对基体 NaCl,MgCl2,CaCl2,Na2SO4以及微量共存金属离子(Cd,Zn,Pb,Cu)的干扰实验结果表明,基体和微量共存金属离子对 As(Ⅲ)的测定没有干扰.样品中As(Ⅴ)的测定用硫脲进行预还原,通过总量和As(Ⅲ)含量的差减得到As(Ⅴ)含量.在优化实验条件下测得方法的检出限(3σ)为0.08 ng·mL-1;7次测定的相对标准偏差为0.48%～1.30%(8.0 ng·mL-1标准溶液).标准曲线和标准加入法对海水样品测定的对照结果表明,两种方法测定结果吻合较好.该方法已应用于近岸海水和大洋海水中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的直接测定.     

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。     

磷酸提取-高效液相色谱-氢化物发生原子荧光光谱法分析垃圾焚烧飞灰中无机砷形态

以H3PO4为提取剂,通过微波提取的方法,采用高效液相色谱-氢化物发生原子荧光光谱联用技术(HPLC-HG-AFS)实现了垃圾焚烧飞灰中砷的价态测定.重点探究了H3PO4存在下,使用HPLC-HG-AFS测定无机砷(As(Ⅲ)和As(Ⅴ))价态的色谱条件.结果表明,当使用(NH4)2HPO4为流动相时,H3PO4的存在会对As(Ⅴ)的分析造成不利影响,增大流动相流速对改善这种状况几乎没有效果;而使用Na2HPO4-KH2PO4混合溶液(pH 6.864)作为流动相时,可以显著降低H3PO4对As(Ⅴ)分析的干扰.在优化的色谱条件下,As(Ⅲ)和As(Ⅴ)可在5 min内实现分离,检出限分别为0.063和0.110 μg/L.在标准物质加标回收实验中,各价态回收率良好(86.5％～102.5％).利用本方法对来自4个垃圾焚烧电厂的飞灰样品进行分析,发现垃圾焚烧飞灰中的砷主要以As(Ⅴ)的形式存在.     

五价锕系元素“阳离子-阳离子”配合物研究Np(Ⅴ)-Np(Ⅴ)和Np(Ⅴ)-Np(Ⅵ)配合物的吸收光谱

自Ｊ .Ｃ .Ｓｕｌｌｉｖａｎ等人于 1 961年首次报道了五价锕系元素Ｎｐ(Ⅴ )和六价锕系元素Ｕ(Ⅵ )在高氯酸溶液中能够形成 1∶1型的“阳离子 阳离子”配合物以来[1 ] ,五价锕系元素在酸性溶液中的这一特殊配位行为引起了人们的极大兴趣。随着对锕系元素在后处理中化学性质的进一步认识 ,相继报道了Ｕ(Ⅴ )、Ｎｐ(Ⅴ )以及Ａｍ(Ⅴ )等五价锕系元素与Ｎｐ(Ⅵ )、Ｕ(Ⅵ )等六价锕系元素形成的“阳离子 阳离子”配合物[2 ,3] ,随后又报道了五价Ｎｐ(Ⅴ )和Ｐｕ(Ⅴ )与一系列三价过渡元素 ,如Ｃｒ(Ⅲ )、Ｒｈ(Ⅲ )、Ｓｃ(Ⅲ )、Ｇａ(Ⅲ )、Ｆ…     

HPLC-ICP/MS联用同时分析中药材中的多种形态砷

利用高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱(HPLC-ICP/MS)对中药材中的6种砷的形态(三价砷(As(Ⅲ))、五价砷(As(Ⅴ))、二甲基砷酸(DMA)、甲基砷酸(MMA)、砷甜菜碱(AsB)和砷胆碱(AsC))进行了同时分析.采用1.2mol/,L HCl浸提,Hamilton PRP-X100阴离子交换色谱柱分离...     

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%.     

HPLC—HG-AFS法测定雄黄中As（Ⅲ）的含量

采用离子交换高效液相色谱-氢化物发生-原子荧光光度法（HPLC—HG—AFS）测定雄黄在水、人工胃液、人工肠液中可溶性As（Ⅲ）的含量．结果发现雄黄在人工胃液及人工肠液中As（Ⅱ）的溶出量均高于在水中As（Ⅲ）的溶出量,从而增加了雄黄对机体的毒性．还研究了色谱分离条件如HCl和KBH4的浓度和流速等,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10min内达到良好的基线分离．     

硝酸钠-碘化钾-甲基绿-水体系液-固浮选分离铋(Ⅲ)

研究了硝酸钠-碘化钾-甲基绿-水体系液-固浮选分离铋(Ⅲ)的行为及其与常见离子分离的条件。结果表明,控制pH 7.0,在1.0 g硝酸钠存在下,当0.1 mol.L-1碘化钾溶液和1.0×10-3mol.L-1甲基绿溶液的用量分别为1.0,1.5 mL时,铋(Ⅲ)可被定量浮选,而铜(Ⅱ)、镉(Ⅱ)、锌(Ⅱ)、锰(Ⅱ)、钴(Ⅱ)、镍(Ⅱ)、铝(Ⅲ)等在此条件下不被浮选,实现了铋(Ⅲ)与常见离子之间的定量分离,对合成水样进行定量分离测定,结果满意。     

利用LC-AFS与ICP-OES测定污泥中砷形态及总砷含量

应用液相色谱和原子荧光联用(LC-AFS)技术以及在线紫外消解技术分析了污泥中三价砷(As(Ⅲ))、一甲基砷(MMA)、二甲基砷(DMA)、五价砷(As(Ⅴ))和砷甜菜碱(AsB) 5种砷形态含量,并利用电感耦合等离子体发射光谱(ICP-OES)测定了总砷(T-As)含量。通过对液相色谱分离、柱后衍生条件的优化,确定流动相为15 mmol/L (NH_4)_2HPO_4,pH 6. 0,载流5%(体积分数) HCl,还原剂为含5 g/L NaOH的10 g/L KBH_4溶液,5种砷形态可在10 min内得到分离、测定。结果表明,总砷含量与各形态砷总和接近,相对标准偏差(RSD)在5%之内; As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、MMA、DMA、AsB的检出限(以As计)分别为0. 3、2. 1、1. 4、1. 1、0. 7μg/L,总砷的检出限为0. 8μg/L,且在线性范围内各砷形态和总砷标准曲线的相关系数均大于0. 999。该方法前处理便捷,结果准确、重复性好,可为环境污泥中砷形态分析提供技术基础。     

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。