在线还原富集-导数火焰原子吸收光谱法测定环境水样中铬(Ⅲ)和铬(Ⅵ)的形态

采用单阀双阳离子交换树脂微柱并联，设计了双路采样逆向洗脱在线分离富集系统，该系统与原子吸收导数测量技术相结合，实现了在线分离富集．导数火焰原子吸收光谱法同时测定水中Cr（Ⅲ）和Cr(Ⅵ），导数仪用2mV／min档位，富集lmin时，分析速度为60样/h，测定Cr（Ⅲ）和Cr(Ⅵ）的特征浓度分别为0．448μg/L和0．793μg/L(相当于1％导数吸收度)，线性范围分别为0-90和0-180μg/L；对浓度分别为10、20μg/LCr（Ⅲ）和Cr(Ⅵ）测定的相对标准偏差分别为2．85％和2．85％；检出限分别为0．855和1．7lμg/L．该法对实际水样加标回收率在94．7％．104％之间。     

在线还原富集火焰原子吸收光谱法测定环境水样中Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的形态

采用单阀双阳离子交换树脂微柱并联，设计了双路采样逆向洗脱在线分离富集系统，该系统与原子吸收测量技术相结合，实现了在线分离富集-火焰原子吸收光谱法同时测定水中Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)，富集1min时，分析速度为60样/h，测定Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的特征浓度分别为6．08μg/L和11．58μg/L(相当于1％吸收)，线性范围分别为0～1．0μg/mL和0～2．0μg/mL，对质量浓度为100μg/L的Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)测定的相对标准偏差分别为2．9％和3．0％、检出限分别为8．70和10．8μg/L。该法对实际水样加标回收率在94．5％～104．3％之间。     

萃淋树脂分离-全差示光度法测定环境水样中铬Ⅲ和铬Ⅵ

用CL TBP萃淋树脂分离富集Cr 和Cr 、对氨基二甲基苯胺做显色剂 ,采用全差示光度法测定环境水样中的Cr 和Cr 。方法的表观摩尔吸收系数为 3.42× 10 5L·mol- 1 ·cm- 1 ,线性范围为 0～ 0 .16mg/L ,线性方程为A =6 .7C +0 .0 0 1,(C :mg L) ,r =0 .9996 ,Cr 和Cr 的检测限分别为 8和 6 μg L。测定Cr 和Cr 分别为 18.7和 31.6 μg L ,其相对标准偏差分别为 3.1%(n =6 )和 2 .4%(n =6 )。Cr 和Cr 的标准加入回收率为 93.3%～ 10 2 .3%。用本法测定环境水样中Cr 和Cr ,结果满意。     

改性沸石填充柱在线分离富集电热原子吸收法测定水中铬(Ⅵ)及铬的形态分布

本文用溴化十六烷基三甲胺(HDTMAB)改性的天然斜发沸石微填充柱,建立了顺序注射在线分离富集电热原子吸收法测定水中Cr(Ⅵ)及铬形态分布的方法.方法测定Cr(Ⅵ)的线性范围为0.1～3.0 μg/L,检出限为0.03 μg/L,精密度为3.7%(1.0 μg/L,n=5),采样频率为16/h,当进样体积为200 μL时的富集倍率为5.6.用本法测定了标准水样GBW08608中的铬,所得结果与标准值相符.另外测定了自来水中的铬及其形态分布,加标回收率合格.     

活性氧化铝微柱分离富集-电感耦合等离子体原子发射光谱法在线测定水中铬（Ⅲ）和铬（Ⅵ）

研究了活性氧化铝对Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)分离富集的性能，建立了流动注射(FI)-在线微柱分离富集-电感耦合等离子体原子发射光谱(ICP-AES)法测定水中微量Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的分析方法。优化了流动注射测定的条件，进样频率为60/h；检出限(3σ)：Cr(Ⅲ)为0．8μg/L，Cr(Ⅵ)为0．6μg/L；线性范围为5-600μg/L;相对标准偏差小于2．4％；回收率为94．0％-102％。     

浊点萃取-石英双缝管捕集火焰原子吸收光谱法分析铬价态

在不同pH值的缓冲溶液中,亚硝基苯胲铵盐(铜铁试剂)可与Cr(Ⅵ)及Cr(Ⅲ)络合生成中性疏水络合物,以Triton X-114为萃取剂,浊点萃取分离富集Cr(Ⅵ)及总铬,石英双缝管原子捕集-火焰原子吸收光谱法(STAT-FAAS)测定铬价态.实验对浊点萃取时溶液的pH值、铜铁试剂和Triton X-114的用量、离心分离时间、平衡温度和时间等影响因素进行了研究.结果表明,分别在pH=3.0和6.0的溶液中,40 ℃恒温加热15 min后,离心5 min,Triton X-114浊点萃取Cr(Ⅵ)及总铬的富集倍数达到50倍(100 mL起初样品溶液/2 mL最终测定液).和普通火焰原子吸收光谱法(FAAS)相比,利用石英双缝管原子捕集技术,STAT-FAAS法测定铬的灵敏度提高了近5倍.本方法测定Cr(Ⅵ)及总铬的线性范围分别为0.005～0.5 mg/L和0.01～1.2 mg/L;检出限分别为0.66 μg/L和0.81μg/L.     

活性氧化铝微柱分离富集-电感耦合等离子体原子发射光谱法在线测定水中铬(Ⅲ)和铬(Ⅳ)

研究了活性氧化铝对Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅳ）分离富集的性能,建立了流动注射(FI)-在线微柱分离富集-电感耦合等离子体原子发射光谱(ICP-AES)法测定水中微量Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅳ）的分析方法.优化了流动注射测定的条件,进样频率为60/h;检出限(3ó):Cr（Ⅳ）为 0.8 ìg/L, Cr（Ⅳ）为0.6 ìg/L;线性范围为5～600 ìg/L;相对标准偏差小于2.4%;回收率为94.0%～102%.     

以PT-C_(18)色谱预柱在线流动注射分离富集火焰原子吸收法测定银

使用 PT- C18色谱预处理柱 ,以双硫腙为螯合剂 ,甲醇为洗脱剂 ,采用流动注射在线分离富集与原子吸收联用技术 ,对银的测定进行了研究。 1 min富集 ( 4 .2 m L)的富集倍率 2 4 ,检出限为 0 .6 2μg/ L,相对标准偏差为 1 .8% ( n=7)。     

硫代乙酰胺键合硅胶在线选择性固相萃取火焰原子吸收测定环境样品中痕量铜

以制备的硫代乙酰胺键合硅胶为微柱填充材料,建立酸性条件(pH 1 0)下流动注射微柱选择性预富集,0.6 mol/L硫脲溶液洗脱,火焰原子吸收测定环境样品中痕量铜的方法。流动注射在线固相萃取的最佳采样流速为8.0 mL/min;最佳洗脱流速为5.0 mL/min,时间为60 s。在优化的条件下,采样体积为10和50 mL时,线性范围分别为2.0～100.0μg/L和0.5～30.0μg/L;检出限(3σ)分别为0.36和0.07μg/L;富集倍数分别为80和170;相对标准偏差分别为(n=9)3.5%和2.0%。研究了环境样品中常见阴阳离子对测定的干扰。应用于灌木枝叶样品(GBW07602)、标准模拟水样(GBW08608)样品和环境样品中铜的分离与富集,取得满意结果。     

流动注射在线富集分离-火焰原子吸收光谱法测定水体中的铬(Ⅲ)和铬(Ⅵ)

内装活性氧化铝（碱式）和阴离子交换树脂的微型柱流动注射在线富集分离水体中的铬（Ⅲ）和铬（Ⅵ），火焰原子吸收法直接检测。微型住可同时富集两种价态的离子，分别用1mol／L的NH4NO3和HNO3洗脱Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）于喷雾器中。进样时间25s，铬（Ⅵ）和铬（Ⅲ）的富集倍数分别为11倍和20倍，实际水样的加标回收率在90％～106％之间；分析速率为50个样／h；铬（Ⅵ）、铬（Ⅲ）的检出限（3δ）分别为1．5μg／L和0．7μg／L；相对标准偏差（50μg／L）分别为1．9％和2．6％。     

稀土元素对铬酵母中铬含量影响的研究

研究了稀土化合物在铬酵母制备过程中对总铬和有机铬含量的影响作用。镧、铈、镨、钕等轻稀土化合物均能明显提高铬酵母中总铬和有机铬的含量 ,其中镧化合物对铬酵母中总铬和有机铬含量的提高作用最显著 ,总铬含量可达到 70 8.33μg·g- 1 ,有机铬含量可达到 6 39.0μg·g- 1 ,是未加稀土铬酵母样品的近 3倍 ;添加钕化合物的铬酵母中有机铬占总铬的比例最高 ,可达到 97.5 %。通过紫外光谱分析 ,发现有机铬在 2 6 0nm处有特征吸收峰 ,通过红外光谱分析 ,发现有机铬在 478cm- 1 处有特征吸收峰 ,而加稀土化合物的铬酵母样品在此两处的吸收峰值均高于未加稀土的铬酵母样品     

稀土铬酵母的制备及其铬含量研究

研究了稀土元素La、Nd、Sm、Er的添加浓度分别为50μg·g-1、75μg·g-1、100μg·g-1和125μg·g-1时对富铬酵母中铬含量的影响 研究结果表明,稀土元素能够提高富铬酵母中的总铬和有机铬含量,当添加100μg·g-1Nd时,富铬酵母中的总铬含量和有机铬含量最高,分别为784.24μg·g-1和755.85μg·g-1,是未加稀土的富铬酵母的3倍以上     

铬与健康

对铬与人体健康的关系进行了综述，主要内容包括：三价铬的作用、六价铬的作用和环境中的铬。     

Chromium removal technologies

Chromium can exist in different oxidation states (e.g. 0, III, VI). Chromium can be both beneficial and toxic to animals and humans depending on its oxidation state and concentration. At low concentration, Cr(III) is essential for animal and human health. Chromium(VI) compounds are highly soluble, mobile and bioavailable compared to trivalent chromium. Chromium(VI) is dangerous for humans due to its toxicity and carcinogenic properties. The presence of hexavalent chromium in waste water is a potential hazard to aquatic animals and humans. Various methods are adopted for the removal of hexavalent chromium from industrial effluents. Among these different techniques, biosorption is the most promising one. In this process, the various components present in biomaterial reduce the toxic hexavalent chromium to non-toxic trivalent chromium. Algae, fungi and bacteria have biosorption properties, and cell walls are responsible for biosorption of dead biomaterial. But this process removes chromium from waste water very slowly. So for chemical modification of biosorbents, optimization of biosorption parameters is required to increase the effectiveness of this process.     

New Chromium Enolates

Three new (η²‐acrylate)(η⁶‐arene)dicarbonylchromium complexes are reported. They were obtained either by CO/acrylate exchange in [Cr(η⁶‐benzene)(CO)₃] ( 1 ) via the photolytically generated η²‐cyclooctene intermediate or by arene exchange in [Cr(η²‐methyl acrylate)(η⁶‐benzene)(CO)₂] ( 3 ) (Scheme 1). On crystallization, [Cr(η²‐methyl acrylate)(η⁶‐o‐xylene)(CO)₂] ( 5 ) underwent partial resolution. The degree of this resolution was analyzed via X‐ray crystal‐structure determination (Fig. 1) and was correlated to the CD spectra in solution (Fig. 6), thus allowing the assignment of the absolute configuration. The reaction of [Cr(η²‐acrylate)(η⁶‐benzene)(CO)₂] complexes with cyclopentad‐1,3‐diene or 1H‐indene afforded new (η⁶‐cyclopenta‐2,4‐dien‐1‐yl)‐ or (η⁶‐1H‐inden‐1‐yl)(η³‐oxaallyl)chromium complexes (Scheme 2). A mechanism is proposed that involves arene‐ligand substitution by the diene ligand, initiated by haptotropic rearrangement of the acrylate from a η²‐ to a η⁴‐coordination mode, followed by hydride migration from the diene to the acrylate (Scheme 3). An X‐ray crystal‐structure determination of [Cr(CO)₂(η⁵‐1H‐inden‐1‐yl){η³‐CH(CH₂CF₃)C(O)OEt}] ( 8 ) reveals a metal enolate that is best described as η³‐oxaallyl species (Fig. 2). A shorter, more‐efficient route to the [Cr(η⁵‐1H‐inden‐1‐yl)(η³‐oxaallyl)] complexes was devised via the reaction of [Cr(CO)₂(η²‐cyclooctene)(η⁶‐1H‐indene)] with methyl acrylate (Scheme 4).