C60掺入分子筛

南极臭氧浓度再次降低南极上空的季节性臭氧空洞９３年１０月上旬又创一个新纪录，部分原因是菲律宾的皮纳图博火山爆发留下的后遗症。由卫星、气球运载的仪器及地面仪器进行的测量都说明南极这块冰冻大陆上空的臭氧浓度骤然降至空前的低水平。南极美国研究站放出的气球所...     

非常态臭氧化空气的臭氧半衰期初探

为了克服常压型臭氧催化氧化工艺效率偏低的不足,拟将常压臭氧化气体增压增浓后再与废水反应,所以有必要研究臭氧化气体增压增浓后臭氧的衰减规律。首先用压缩及冷冻的办法获得非常态臭氧化空气(状态参数为300KPa、20L、0.5℃、臭氧浓度为114mg·L-1),然后分别放置1-7h后测定臭氧浓度,最后通过数据拟合得到臭氧浓度C与放置时间T的指数关系式C=112.29 e-0.052T。计算得知,臭氧半衰期Г=13.33h,臭氧衰减系数γ=0.052。由此初步认定,非常态臭氧化空气的臭氧具有较高的稳定性,可以开展常态臭氧化空气的增压增浓工艺的研究。     

靛蓝二磺酸钠分光光度法和碘滴定法测定水中臭氧含量适用条件的比较

臭氧是一种微溶于水,具有强烈刺激性气味的气体,氧化性仅次于氟,可以杀菌、消毒[1]、脱色[2]、除臭,氧化废水中的有机、无机污染物,被广泛用于水厂饮用水消毒[3]、城市污水处理、工业废水[4]处理等方面。但是,对于臭氧含量的测定,国家标准中只有针对空气中[5-6]臭氧浓度的测定方法,缺乏对水中臭氧浓度的测定。文献已报道水中臭氧的测定方法有多种[7-11],其中应用较多的是靛蓝二磺酸钠分光     

Fe2+/UV催化臭氧-曝气生物滤池降解腈纶废水研究

腈纶废水是一种难降解的有毒有机废水。本文采用Fe2+/UV催化臭氧-曝气生物滤池降解腈纶废水,探讨了臭氧浓度和紫外光辐射强度等影响因素对腈纶废水的COD去除效果的影响,并考察了紫外催化臭氧氧化单元和曝气生物滤池单元对COD去除的协同作用。结果表明,臭氧浓度对COD的去除率影响较大,臭氧浓度下降25%时,臭氧催化氧化和曝气生物滤池单元处理的COD去除率分别下降了12.53%和15.98%。紫外光强度对臭氧催化氧化单元的COD去除率影响较小,但对曝气生物滤池单元影响较大。臭氧催化氧化单元和曝气生物滤池单元COD去除率之比为1∶2,其协同作用使总出水COD值稳定在较低水平。     

氟氯烃在臭氧空洞形成中的作用

从1978年以来,每逢北半球的九、十月份(南极的春天),南极上空臭氧层中臭氧的含量急剧减低近50％,形成面积相当于美国的臭氧空洞。这已为南极的地面站、探空气球、气象卫星的观测结果所证实。在北极,发现了另一空洞,面积约为南极洞的三分之一。这些引起人们     

用乙烷抑制臭氧空洞的设想

美国加州的三位科学家 R.J.Cicerone、S.Elli-ot 和 R.P.Turco 最近提出了在冬季往同温层注入乙烷或丙烷以减弱南极臭氧空洞的形成的建议。根据他们的计算,如在冬季往极地上空的同温层中注入成吨的乙烷或丙烷,用以捕捉氯原子以干扰造成臭氧浓度下降的链反应可能是一种有效的方法。他们同时强调,由于在科学技术上、法律上和伦理上还有不少问题需要考虑,如是否会产生其他的副作用,要用上百架大型飞机去释放5万吨左右的乙烷,释放的时间应当最     

臭氧标准参考光度计的国际间接比对技术

正臭氧是城市环境空气中最为重要的二次污染物之一,主要由燃烧等污染源排放的一次污染物NOx和挥发性有机物(VOCs)在太阳紫外线作用下发生一系列光化学反应而生成[1]。世界卫生组织在2005年新发布的《空气质量指南》中设立了臭氧浓度的长期目标、阶段目标及最高限值[2]。由于臭氧具有强氧化性,难以制备稳定、可靠的臭氧气体标准样品,因此臭氧校准不同于常规污染物监测时采用     

累积性库仓法测定臭氧

大气中臭氧浓度大小是衡量光化学烟雾程度的重要指标。本文采用恒电流库仑滴定法测定臭氧,以硼酸碘化钾为吸收液,为了防止碘的损失在吸收液中加入一定量的硫代硫酸钠,使臭     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数(英文)

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学.实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度,使得实验在准一级条件下进行.加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响.在(298±1)K和1.01×105Pa条件下,测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10-17和(8.20±1.01)×10-17cm3·molecule-1·s-1.与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现,臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释.另外,通过对比发现,臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率.这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实.利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度,还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命.结果显示,与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径,尤其是在污染严重地区.     

极地平流层云及其非均相化学

南极臭氧洞的形成与南极平流层云及其非均相化学过程有很大关系.南极平流层云中存在着硫酸气溶胶粒子、与硫酸/硝酸/水有关的固体或液体粒子以及水的冰晶粒子等,在其表面上可以发生非均相化学反应,一方面使本来比较惰性的硝酸氯(ClONO₂)具有相当大的活性,另一方面可以把NO₂或硝酸以硝酸固体粒子的形式从平流层中移走.由非均相化学产生的HOCl和Cl₂发生光离解,产生活性氯,加强了与ClO的二聚物或者与ClO-BrO互反应有关的破坏臭氧的催化循环圈的进行,加快南极臭氧洞的形成.本文重点介绍极地平流层云及其非均相化学在极地平流层臭氧消耗过程中的作用,使人们对加重平流层臭氧消耗的非均相化学有所了解。     

痕量臭氧标准气体发生装置的研制

研制了一种新型的痕量臭氧标准气体发生装置,可输出设定量值的稳定臭氧标准气体,24 h连续运行,输出量值相对标准偏差小于1.2%。发生臭氧浓度范围为25～1 000 nmol/mol。该装置可输出一组按顺序增大或减小的臭氧标准气体,可与被校准仪器连接进行比对试验或检定校准。与美国国家标准局(NIST)臭氧基准测量装置SPR41比对试验研究表明,研制的臭氧标准气体发生装置具有很好的准确性,定值不确定度小于1%(k=2)。     

二磺酸靛蓝体系褪色光度法测定水中低浓度臭氧

水中臭氧浓度的测定已有许多报道,如碘量法,直接紫外吸收法,丁香醛连氮法,电化学分析法等.这些方法在应用中都存在一定的局限性,尤其在浓度较低时,或受灵敏度限制或因干扰物质的影响,结果误差较大.本文研究了以二磺酸靛蓝为显色剂,利用褪色光度法测定水样的吸光度,从而确定水样中的臭氧浓度.结果表明,本法检出限为5μg·L~(-1),RSD为0.5%～1.2%,回收率为98%～102%.1 基本原理二磺酸靛蓝分子结构中存在着由苯环、羰基、碳碳双键组成的共轭体系,这个共轭体系构成分子的发色体,使其呈现蓝色.当共轭体系与臭氧分子相遇时,臭氧进攻(?)使其断裂,原来的发色体遭到破坏,颜色消褪.臭氧对二磺酸靛蓝分子中的(?)有高度的反应活性,反应时物质的量比为1:1.在臭氧水溶液中加入二磺酸靛蓝,其颜色将会变浅直至消褪,基(?)建立了光度法     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.