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     

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%。     

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。     

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。     

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     

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。     

巯基棉纤维分离、衍生气相色谱法测定痕量砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)

在1mol/L HCl介质中,砷(Ⅲ)能被巯基棉纤维(SCF)吸附、富集,从而与砷(Ⅴ)分离。被吸附的砷(Ⅲ)用热浓盐酸洗脱后,再与二巯基丙醇(BAL)反应形成衍生物,以甲苯萃取,然后用气相色谱法测定。As(Ⅴ)不被SCF吸附,可用KI-硫脲溶液还原为As(Ⅲ),同上法测定。本法干扰很少,检出限达0.01ng(As)。     

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。     

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%.     

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.     

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。     

HPLC-AFS法分析海藻类产品中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

建立了分析海藻类产品中2种无机砷价态的高效液相色谱-原子荧光光谱（HPLC-AFS）联用的分析方法. 样品经稀硝酸热浸提后离心,取上清液过C₁₈小柱及0.22 μm滤膜,进样分析. 结果表明:2种无机砷在5.0~100.0 μg/L范围内呈良好的线性关系,相关系数r均大于0.999,As（Ⅲ）的最低定量限为0.01 mg/kg,As（Ⅴ）的最低定量限为0.02 mg/kg,As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的样品加标回收率为86.2%~106.5%,相对标准偏差（RSD）为3.47%~6.14%. 方法可满足海藻类产品中2种价态无机砷的含量分析要求.     

污水中砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)的选择测定

砷是污染地面水的主要有毒元素之一,有人认为砷(Ⅲ)比砷(Ⅴ)对人体的毒性更大。水中微量砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)的测定多用溶剂萃取或挥发分离后再用原子吸收法或原子荧光法测定,而利用锌还原及二乙基二硫代甲酸银光度法,灵敏度较低。本法以硼氢化钾作还原剂,调节pH为6—7,还原砷(Ⅲ)至砷化氢;然后加盐酸调节pH为2—3,加适量抗坏血酸还原砷(Ⅴ)为砷(Ⅲ),再加入硼氢化钾还原砷(Ⅲ)到砷化氢。两次还原得到的砷化氢用吸收瓶分别收集,以砷钼杂多酸结晶紫分光光度法直接测定。条件试验表明,在pH为6—7时,硼氢化钾只能还原砷(Ⅲ),而在pH≈1时,可以还原砷(Ⅴ),但由于酸性太强,反应速度过快,难以控制而使重现性欠佳,所以需先加入一定量的抗坏血酸还原砷(Ⅴ)到砷(Ⅲ)。本法以电磁搅拌器不断搅拌,可省去通氮气驱赶砷化氢的复杂操作及装置。水中存在的微量金     

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。     

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.     

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。     

电热氢化物原子吸收光谱法测定水中痕量砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)

砷是环境污染物中重要监测元素。原子吸收法测定不同价态砷的文章不多。本文建立了以电热氢化物原子吸收光谱法测定水中砷(Ⅲ)与砷(Ⅴ)的含量。以硼氢化钠为还原剂,当溶液pH为5.8时,砷(Ⅲ)转化为气态砷化氢与母液分离,试样中砷(Ⅴ)不干扰测定。另取一份试样于2N盐酸介质中可用同样方法测定总砷量。再以差减法求砷(Ⅴ)含量。采用国产仪器及自制电热石英管原子化器灵敏度可达0.5ppb(1％吸收)。     

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.     

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.     

溶剂萃取原子捕集测定水样中的砷（Ⅲ）和砷（Ⅴ）

本实验研究了水样中的砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)在APDC-CHCl_3体系中的选择性萃取和反萃取,并用缝管原子捕集技术结合火焰原子吸收法,通过二步萃取,测定了水样中的砷(Ⅲ)和砷(Ⅴ)。