分光光度法测定Fe(Ⅲ)-二甲酚橙显色反应的研究

在 5× 10 -2 mol·L-1HCl溶液中 ,二甲酚橙与Fe(Ⅲ )生成紫红色络合物 ,其最大吸收波长位于5 6 0nm处 ,表观摩尔吸光系数ε =2 .0× 10 4L·mol-1·cm-1.Fe(Ⅲ )含量在 0～ 2 .4mg·L-1范围内符合Beer定律 .用于水样中微量铁 (Ⅲ )的测定 。

新显色剂5-氯-4-羟基-3-甲氧基苯基卟啉的合成及其与Fe(Ⅲ)的显色反应研究

合成了 5 -氯 - 4-羟基 - 3-甲氧基苯基卟啉 ( MTCHPMOP) ,并对其与 Fe( )的显色反应进行了初步研究。在 p H6.6的弱酸性介质中 ,在 Triton X- 1 0 0存在下 ,试剂与 Fe( )形成橙黄色配合物 ,其表观摩尔吸光系数ε4 46 =6.6× 1 0 5L· mol- 1·cm- 1,Fe( )浓度在 0 .0 1～ 7.5 μg/2 5 m L范围内符合比耳定律。方法应用于天然水中痕量 Fe( )的测定 。

TiO_2光催化氧化降解二甲酚橙的研究

在可见光(40W白炽灯)照射下,以自制的掺Fe(Ⅲ)锐钛型TiO2即A-TiO2对二甲酚橙进行催化降解,分析了二甲酚橙初始浓度、掺Fe(Ⅲ)A-TiO2量、掺Fe(Ⅲ)量、光照时间和溶液初始pH值等因素的影响。结果表明:在15mg/L的二甲酚橙溶液(pH=6)中,加入掺Fe(Ⅲ)8%的自制A-TiO2粉末,使其用量为1.0g/L,室温下可见光照反应4h,二甲酚橙降解率达到82.38%。

Fe(Ⅲ)-Salen功能化纳米Fe_3O_4复合材料的合成及其对三氯苯的催化降解性能

采用溶剂热制备了氨基功能化纳米Fe_3O_4磁性复合材料(NH2-nFe_3O_4),并进一步通过缩合、配位等反应得到Fe(Ⅲ)-Salen功能化纳米Fe_3O_4复合材料(nFe_3O_4@Fe(Ⅲ)Salen).通过元素分析(EA)、X-射线衍射(XRD)、红外光谱(FTIR)、透射电镜(TEM)、振动样品磁强计(VSM)等手段对其进行了组成、结构、形貌、磁性等表征.结果表明,nFe_3O_4@Fe(Ⅲ)Salen平均粒径为约200 nm,饱和磁化强度为24.8 emu·g-1.催化剂为nFe_3O_4@Fe(Ⅲ)Salen,研究了其在可见光/H_2O_2类Fenton体系催化降解水中2,4,6-三氯酚(2,4,6-TCP)的性能.研究发现,当nFe_3O_4@Fe(Ⅲ)Salen用量≥0.8 g·L^(-1),溶液pH值为4.0—7.0,H_2O_2浓度为8.16—40.8 mmol·L^(-1)时,nFe_3O_4@Fe(Ⅲ)Salen/H_2O_2/可见光体系可以实现对浓度<50.0 mg·L^(-1)(253.2 mg·L^(-1))的TCP溶液在5 min内近100%降解,较普通Fenton反应体系有更宽的pH适用范围.循环使用5次后,该催化体系对TCP的降解率仍能保持95%以上,nFe_3O_4@Fe(Ⅲ)Salen是有优异潜力的水中TCP绿色催化剂.

UV/Fe(Ⅲ)-富马酸盐体系对印染废水中橙黄Ⅱ的降解效果

为研究Fe（Ⅲ）-富马酸盐体系对染料废水的降解效果,在紫外光照射下进行Fe（Ⅲ）-富马酸盐体系中橙黄Ⅱ的光氧化反应试验,考察溶液中初始c〔Fe（Ⅲ）〕、ρ（橙黄Ⅱ）和c（富马酸钠）及溶液p H对橙黄Ⅱ去除率的影响.结果表明,当溶液p H为3-7时,Fe（Ⅲ）-富马酸盐体系对橙黄Ⅱ的去除率随着溶液p H的减小而增大.当溶液中c〔Fe（Ⅲ）〕为25μmol/L、ρ（橙黄Ⅱ）为25mg/L、c（富马酸钠）为250μmol/L、p H为3时、光照反应50 min后橙黄Ⅱ的去除率接近于100%,TOC去除率接近60%.橙黄Ⅱ的去除率随溶液中初始c〔Fe（Ⅲ）〕的增加而逐渐升高,而初始c（富马酸钠）的变化对橙黄Ⅱ的去除率影响不显著.动力学分析表明,橙黄Ⅱ光降解过程符合准一级动力学方程.试验采用荧光法验证了体系反应过程中·OH的产生,有助于对橙黄Ⅱ降解机理的进一步研究.

SiW_(11)O_(39)Fe(Ⅲ)(H_2O)^(5-)的电化学性质及电催化还原过氧化氢

用循环伏安和交流阻抗等方法详细研究了SiW11O39Fe(Ⅲ)(H2O)5-(SiW11Fe)的电化学性质和对H2O2还原的间接电催化作用,并与PW11O39Fe(Ⅲ)(H2O)4-(PW11Fe)进行了比较,同时提出了电催化反应的机理。实验结果表明,与PW11Fe类似,SiW11Fe在酸性水溶液中也有3对还原氧化伏安响应,分别归属于Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)电对和W-O骨架的还原氧化反应。但SiW11Fe的3对还原氧化波的峰电位与PW11Fe相比明显负移,且均受溶液pH的影响。SiW11Fe中Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)电对传递电子的可逆性比PW11Fe的差,但同样对H2O2的还原具有明显的电催化作用,并受溶液pH的影响。随着溶液pH的增加,Fe波和W-O骨架波的还原氧化峰电位均负移,Fe波对H2O2还原的电催化活性降低甚至被完全抑制,相反,第一个W-O骨架波对H2O2的还原却有明显的电催化作用。

Fe(Ⅲ)-多羧酸盐配合物光催化还原Cr(Ⅵ)

研究了在高压汞灯(300nm)光照下4种FeIII-多羧酸盐络合物(FeIII-柠檬酸,FeIII-草酸钠,FeIII-酒石酸钾,FeIII-EDTA)对CrVI的光还原试验,比较了它们光还原Cr(VI)的反应速率.具体研究了在FeIII-草酸钠体系中CrVI)的光还原.探讨了各种影响因素:初始pH值,FeIII、草酸盐、CrVI的初始浓度,以及FeIII∶草酸盐的配比,光照强度等对CrVI光还原的影响.结果表明:在不同光化学体系中光还原CrVI的速率在不加FeIII时,光还原CrVI的速率由大到小依次为:EDTA、草酸钠、柠檬酸钠、酒石酸钾.在FeIII-多羧酸盐络合物体系中CrVI的光还原速率由大到小依次为FeIII-酒石酸钾、FeIII-EDTA、FeIII-柠檬酸钠、FeIII-草酸钠.在FeIII-草酸钠体系中CrVI的光还原速率随着pH值的增大而减小;随FeIII、草酸钠初始浓度的增加而增加,而随CrVI初始浓度的增加,光还原CrVI的速率是减少的.

Fe(Ⅲ)-草酸配合物光分解降解苯酚的研究

文章研究了Fe( )-草酸配合物在可见光及太阳光照射下,对苯酚的光解降解作用。结果表明,在pH=5.0、cFe( )=0.040mmol/L、cH2C2O4=1.44mmol/L(草酸分3次加入)及光照3h的条件下,20mg/L的苯酚的降解率为91%。溶液pH值、铁与草酸浓度比和苯酚浓度均对降解效果产生影响。

鲁米诺-H_2O_2Fe(Ⅲ)-Tween-80化学发光与应用

研究了Fe(Ⅲ )催化鲁米诺 H2 O2 体系化学发光反应 .用EDTA作掩蔽剂 ,非离子表面活性剂吐温 80为敏化剂 ,Fe(Ⅲ )的最低检出线为 6 .8× 10 -8g/L .在Fe(Ⅲ )的浓度范围 1× 10 -6～ 1× 10 -4g/L及检测 1× 10 -5g/LFe(Ⅲ )的浓度时 ,相对标准偏差 (RSD)为 2 .6 % .大多数元素不干扰 ,回收率为 97%～ 10 8%

Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)混凝-微滤去除废水中As的对比研究

以混凝-微滤工艺处理5mg.L-1的模拟含砷废水,对比了FeSO4和Fe(2SO4)3混凝剂的效果。结果表明:Fe(Ⅱ)比Fe(Ⅲ)有更好的混凝效果,对As(Ⅴ)的混凝-微滤去除率可达到99.21%,并且无论Fe(Ⅱ)还是Fe(Ⅲ),对As(Ⅴ)的去除率均高于As(Ⅲ)。Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)水解产物的Zeta电位、红外吸收光谱和X-射线衍射测试分析表明其表面电位和结构基本相同,电中和能力相当。比表面积和粒度分布测试结果显示相对于Fe(Ⅲ),Fe(Ⅱ)水解产物的粒度较小,比表面积较大,说明Fe(Ⅱ)比Fe(Ⅲ)混凝效果好的原因主要是能对砷起到更好的吸附作用。扫描电镜(SEM)图表明铁盐混凝处理As(Ⅴ)所形成的絮体粒度比处理As(Ⅲ)所形成的大,因此,将As(Ⅲ)预氧化为As(Ⅴ)可使混凝除砷絮体更易从水中分离。

Fe(Ⅲ)改性海藻酸钠微球微萃取-原子荧光光谱法测定海水中As(Ⅴ)和As(Ⅲ)

首次制备了Fe(Ⅲ)改性修饰的海藻酸钠微球作为固相微萃取材料,用该微球装载的微柱能够在不同形态砷化物共存时选择性富集水样中As(Ⅴ)。结合氢化物发生-原子荧光光谱法,可以实现实际水体样中无机As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的形态分析。具体过程为:(1)以0.1mol·L-1柠檬酸为介质,在填充柱后流出液中选择性测定As(Ⅲ);(2)以20g·L-1硫脲-10g·L-1抗坏血酸溶液为预还原剂,5%盐酸为介质,测定不经过微萃取柱分离的原始水体样品中无机总砷(As(Ⅲ)和As(Ⅴ)),然后以差减法计算As(Ⅴ)的量。Fe(Ⅲ)改性海藻酸钠微球制备过程简便,成本低廉、绿色环保,相应基于Fe(Ⅲ)改性海藻酸钠微球微萃取过程的砷形态分离分析微萃取柱及其光谱联用技术,可以有效、快速地测定自然水体中As(Ⅲ)和As(Ⅴ),具有实际意义。

Fe(Ⅱ)-2,2'-联吡啶分光光度法测定维生素B_1

基于维生素B1(VB1)可将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ),生成的Fe(Ⅱ)与2,2'联吡啶形成桔红色配合物,建立了偶合反应分光光度法测定VB1的新方法.线性范围2.4～21.0mg/L,相对标准偏差为2.7%.该方法用于VB1片剂、针剂的测定,结果与药典标准方法测得值一致.

汞盐在Fe(III)-草酸盐络合物体系中的光化学还原研究

进行了Fe(Ⅲ)-草酸盐配合物体系对含Hg(II)的模拟废水的光化学还原处理研究,当pH=5.0时,Hg(II)光化学还原效率最好。在实验选择的[Fe(Ⅲ)]和草酸盐浓度范围内,Fe(Ⅲ)和草酸盐浓度的增加能提高Hg(II)的光化学还原效率。CH3OH也能提高Hg(II)的光化学还原效率。

HEH[EHP]萃取Fe(Ⅲ)的动力学研究

用两相充分混合法,在298±1K下研究了HEH[EHP]-正庚烷-1.0mpL·L-1(Na,H)NO3体系中萃取Fe(Ⅲ)的动力学过程。认为界面慢反应为速率控制步骤。

Fe(III)与2,3-二羟基苯磺酸钠配位反应的动力学研究

[H+]在0.01～0.70mol?L-1范围内,离子强度为1.00mol?L-1,[Fe(III)]>>[配体]、[H+]>>[配体]的条件下,研究了Fe(III)与2,3-二羟基苯磺酸钠(Tiron)的配位反应.发现当[H+]≤3.00×10-2mol?L-1时,[Fe(III)]2对反应速率有明显的贡献.求得了相关反应的动力学参数,从而揭示了FeOH2+和FeOH24+与Tiron配位的解离反应途径及FeOH32+的缔合反应机制,并提出了该配位反应的可能机理.

抑制-褪色光度法测定痕量铁(Ⅲ)

基于ＮａＯＨ介质中，溴化十六烷基三甲铵（ＣＴＭＡＢ）作为增稳剂时， Ｐｅ（Ⅲ）能抑制Ｈ２０２氧化桑色素的褪色反应，提出了一种高灵敏度测定痕量铁的新方法。该方法的表观摩尔吸光系数为３．１×１０７ Ｌ·ｍｏ１－１·ｃｍ－１，线性范围为０．０４～０．２０ μｇ Ｆｅ（Ⅲ）／Ｌ作曲线的回归方程为ΔＡ＝－４．０Ｘ×１０－４＋０．５５５×ＣＦｅ（Ⅲ）（μｇ／Ｌ），相关系数 ｒ＝０． ９９９８，检出限 ４． ０× １０－９ｇ／Ｌ．本方法用于水样中 Ｆｅ（Ⅲ）的测定，结果满意。

与Fe(Ⅲ)共存的Fe(Ⅱ)分光光度法测定

Fe(Ⅱ)的含量及变化与土壤和沉积物的氧化还原性质关系密切。当与Fe(Ⅲ)共存时,Fe(Ⅱ)的测定往往受到干扰。本文研究了常用显色剂2,2’-联吡啶和菲洛嗪(Ferrozine)测定土壤Fe(Ⅱ)时存在的问题及解决办法。结果表明,Fe(Ⅲ)可与显色剂作用形成络合物,该络合物对Fe(Ⅱ)测定所用波段的光线具有吸收作用,从而使Fe(Ⅱ)浓度被过高估计。Fe(Ⅲ)对Fe(Ⅱ)测定的干扰程度与其浓度及所选显色剂有关。当以2,2’-联吡啶为显色剂时,单位浓度Fe(Ⅲ)(1.0 mg/L)将导致Fe(II)的测定值比实际值高0.012 mg/L;而当菲洛嗪为显色剂时,单位浓度Fe(Ⅲ)引起的Fe(Ⅱ)高估值在0.010～0.032 mg/L之间。F-能够抑制Fe(Ⅲ)-显色剂络合物的形成。当F-的加入量超过Fe(Ⅲ)的4倍时,F-能有效地消除Fe(Ⅲ)的干扰。实际样品的测定结果表明,改进的Fe(Ⅱ)分光光度法能够满足土壤及沉积物中Fe(II)的准确测定。

2种氨基多羧酸改良光-Fenton体系降解2,4-二氯苯酚

研究中性条件下,2种氨基多羧酸(APCAs),乙二胺-N,N’-二琥珀酸(EDDS)和氨三乙酸(NTA)改良光-Fenton体系对2,4-二氯苯酚(2,4-DCP)的降解。考察Fe(Ⅲ)和EDDS/NTA的络合比、Fe(Ⅲ)-EDDS/NTA配合物浓度、H;O;浓度及初始pH对2,4-DCP降解的影响。结果表明,中性条件下,Fe(Ⅲ)和EDDS/NTA以摩尔比1:1络合,Fe(Ⅲ)-EDDS/NTA配合物浓度为0.1 mmol/L,H;O;浓度为1.0 mmol/L时,2,4-DCP几乎完全降解。并且,2,4-DCP在中性和碱性条件下仍有显著的降解效果。HO;是降解的主要活性物种。EDDS和NTA能够提高光-Fenton体系的降解效率,一定程度上拓宽pH的适用范围。

龙脑基β-二酮铁配合物催化的苯乙烯类化合物的不对称环氧化反应

合成了四个龙脑基β-二酮Fe(III)络合物,并用它来催化苯乙烯类化合物在氧气和2-乙基丁醛作用下的不对称环氧化反应.在25～30℃下,反应获得较高的化学产率,得到的手性环氧化合物的ee范围为47.5%～91.6%.考察了催化剂结构、底物结构、反应温度等因素对反应的化学产率和光学收率的影响.

光度法测定α-乙酰基-γ-丁内酯含量方法的研究

本工作对α-乙酰基-γ-丁内酯与Fe^3＋的显色条件进行了系统的研究。结果表明：在酸性水溶液中，α-乙酰基-γ-丁内酯与Fe^3＋生成紫色的稳定配合物。最大吸收波长位于555nm处。其吸光度值与α-乙酰基-γ-丁内酯浓度在0．05％--0．50％范围内符合朗伯比尔定律，相关系数为0．9999。加标回收率为98．52％--01．22％。该法用于α-乙酰基-γ-丁内酯工业化生产过程中的质量控制。获得与气相色谱测定相吻合的结果。