大气中SO2和HCOOH在CaO表面的耦合相互作用

矿物气溶胶表面非均相反应由于可以改变气溶胶理化性质以及大气痕量气体平衡而成为大气化学的研究热点. 然而目前关于痕量气体在矿物气溶胶表面的共同吸附研究却很有限. 本研究中采用原位漫反射红外光谱研究了大气中SO₂和HCOOH在CaO表面的耦合相互作用. 通过分析红外光谱以及获取动力学曲线发现SO₂和HCOOH在CaO颗粒物表面非均相反应相互抑制, 同时通入两种气体时表面产物甲酸盐和亚硫酸盐都减少. 通过分步实验发现SO₂和HCOOH在CaO表面的耦合相互作用主要分为两个方面. SO₂共同存在时可供吸附的反应活性位点变少从而抑制HCOOH在颗粒物表面反应, 导致产物甲酸盐生成量减少. 另一方面对于SO₂在CaO表面的非均相反应而言, HCOOH会阻止SO₂在颗粒物表面的非均相反应, 使得表面生成亚硫酸盐减少.     

几种多氮杂环高能化合物的光电子能谱与紫外吸收光谱

多氮杂环化合物由于含氮量高, 具有很高的生成焓, 而且分解产物一般不会对环境造成污染, 因此这类化合物用于环境友好的炸药和推进燃料的前景十分诱人, 成为当前高能量材料的研究热点之一. 利用紫外光电子能谱实验手段和量子化学计算研究了四种多氮杂环化合物[1H-tetrazole (1), 5-aminotetrazole (2), 1,5-diaminotetrazole (3), 1,4-bis(1-methyltetrazol-5-yl)-1,4-dimethyl-2-tetrazene (4)]的电子结构, 提供了这些化合物的电离能: 实验结果表明四个化合物的第一电离能分别为: 11.22, 9.40, 9.27, 9.18 eV; 同时报道了这四个化合物在乙氰溶液中的紫外吸收光谱: 化合物 1～3 均只有一个紫外吸收峰带, 分别为193, 216, 218 nm, 化合物 4 在230和298 nm出现了两个吸收带.     

Ti8C12H8簇的理论研究

用量子化学从头计算方法, 预测了Ti8C12H8簇的几何结构、电子结构, 分析讨论了该簇的成键和化学反应性质。     

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.     

牛视紫红质蛋白质中视黄醛的活性位点

视紫红质蛋白是一个跨膜蛋白, 视黄醛(RET)在该蛋白中的活性结合位点涉及到视觉过程机理, 与一些眼科疾病病理有关. 基于牛视紫红质蛋白1U19的蛋白质晶体结构数据, 采用密度泛函理论的B3LYP方法计算RET-Lys296残基与视黄醛分子周围半径为0.6 nm的空间范围30个氨基酸残基相互作用和结合能. 数值显示1U19蛋白中的残基Glu113、Glu181和Glu122是质子化的RET-Lys296残基的活性结合位点, 结合能分别为-333.38、-205.67和-194.56 kJ·mol-1. 这些氨基酸残基带有一个负电荷, 与质子化的RET-Lys296残基发生强烈的离子静电相互作用. 另外几个残基Ala292、Cys187、Phe293、Pro291以及Trp265等与质子化RET-Lys296残基也有相互吸引作用. 当RET-Lys296残基非质子化, 上述相互作用消失, 促使视黄醛分子与视蛋白分离. 研究发现残基Glu113和Glu181周围各自有一个结晶水分子通过双氢键形式起着稳定作用.     

蝎型钒氧苯甲酸配合物的合成、结构及量化计算

设计合成了两种以聚吡唑硼酸盐、苯甲酸为配体的钒氧配合物VO[HB(pz)3](pzH)(C6H5COO)(1)和VO[HB(3,5-Me2pz)3](3,5-Me2pzH)(C6H5COO)(2)((HB(pz)3: 聚吡唑硼酸钠盐; pzH: 吡唑; HB(3,5-Me2pz)3: 聚甲基吡唑硼酸钠盐; 3,5-Me2pzH: 3,5-二甲基吡唑). 通过元素分析、红外光谱和X射线单晶衍射方法对配合物进行了表征. 并结合从头计算结果进一步分析了配合物的稳定性及分子中配键的共价特征. 分析结果表明, 配合物2的稳定性大于配合物1, 中心钒原子周围的价键类型都属于共价键范畴, 键序分析结果与晶体结构测定的键长结果是一致的.     

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(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.