EDTA对含Fe~Ⅲ商陆色素稳定性的影响研究

以商陆果色素原液为实验材料,通过添加FeⅢ与EDTA的方法,研究了商陆色素的稳定性。结果表明,色素的稳定性与FeⅢ和EDTA的加入顺序有关,"FeⅢ+EDTA+色素"的加入顺序色素的ABS保留率最高;FeⅢ可降低商陆色素的ABS值及光、热稳定性,色素的稳定性与FeⅢ浓度、加热时间和光照时间呈负相关;在含FeⅢ商陆色素液中添加EDTA,可提高色素的稳定性,当EDTA与FeⅢ摩尔数比大于1时,色素的ABS保留率在85%以上。

Fe(Ⅲ)-XG配合物选择性絮凝微细粒赤铁矿与石英及其机理研究

基于金属离子配位理论,将FeCl_(3)·6H_(2)O与黄原胶(XG)按一定比例混合制备Fe(Ⅲ)-XG配合物,用于改善微细粒赤铁矿难沉降、回收效果差的问题。采用沉降实验研究了不同条件下Fe(Ⅲ)-XG对微细粒赤铁矿和石英的选择性絮凝行为,结合动电位、红外光谱和显微镜分析,揭示Fe(Ⅲ)-XG对赤铁矿的絮凝作用机理。矿物絮凝沉降试验结果表明:以黄原胶和Fe(Ⅲ)为絮凝剂,无法实现赤铁矿与石英的选择性絮凝,而黄原胶与FeCl_(3)·6H_(2)O质量比为1︰9时生成的Fe(Ⅲ)-XG配位絮凝剂,对赤铁矿和石英表现出较强的选择性絮凝作用,pH值为6时两者沉降率差异最大,分别为91.50%和39.96%。显微镜观察结果证实,Fe(Ⅲ)-XG作用下,赤铁矿颗粒形成块状絮体,且絮体密实程度更大,而石英颗粒间未发生团聚作用,处于相对分散的状态。Zeta电位、溶液化学计算、吸附量实验与红外光谱分析结果表明:黄原胶主要通过羧酸基团的羰基C=O与Fe^(3+)发生配位作用形成Fe(Ⅲ)-XG配合物,Fe(Ⅲ)-XG在石英和赤铁矿表面吸附方式不同,因而在两种矿物表面吸附量不同。Fe(Ⅲ)-XG中的羟基氧和赤铁矿表面的铁元素发生化学键合特异性吸附在赤铁矿表面,而在石英表面只有微弱的氢键吸附。通过FeCl_(3)·6H_(2)O与黄原胶配位组装可显著提升微细粒赤铁矿选择性絮凝分离效果,为赤铁矿选择性絮凝分选提供新的策略和理论指导。

Fe(Ⅲ)对Anammox污泥脱氮效能长短期影响

通过接种厌氧氨氧化(Anammox)污泥,研究了Fe(Ⅲ)对Anammox污泥脱氮效能长短期影响.结果表明,适量提升Fe(Ⅲ)浓度可以提升Anammox菌的活性.当进水Fe(Ⅲ)浓度达到0.09mol/L时,反应器氮去除速率最高为0.238kg/(L·d),较对照组提升了14.2%.继续提高进水Fe(Ⅲ)浓度,氮去除速率逐步下降,当Fe(Ⅲ)浓度升至0.18mol/L时,氮去除速率降至0.215kg/(L·d),与最高氮去除速率相比下降10.75%.采用Haldane抑制动力学模型拟合得到Fe(Ⅲ)对Anammox半速率常数(KFe)为0.012mol/L,半抑制常数(KI)为0.449mol/L.长期结果表明,在0.09mol/L Fe(Ⅲ)浓度下,Anammox氮去除速率增幅最快,并且随着Fe(Ⅲ)浓度增加而逐步降低.由于Fe(Ⅲ)代替了NO_(2)^(-)-N作为电子受体发生厌氧铁氨氧化反应,在含有Fe(Ⅲ)的反应器中NO_(2)^(-)-N与NH_(4)^(+)-N的转化比在1.108~1.227之间波动,明显低于理论值1.32,并随Fe(Ⅲ)浓度的提升而降低.扫描电镜结果表明,添加Fe(Ⅲ)可使Anammox菌细胞结构更加稳定.

不同Mn/Fe比例天然含铁锰矿的As(Ⅲ)吸附性能与机制

水体中的砷主要以亚砷酸(As(Ⅲ))形态存在.金属氧化物常用于水体砷的去除,但其对As(Ⅲ)的亲和力较弱,导致水体砷很难去除,因此,寻求高效、廉价、绿色的除As(Ⅲ)材料具有显著的环境意义.天然含铁锰矿是一种高效的砷吸附剂,由于自然形成条件复杂,其不同含铁锰矿对As(Ⅲ)的去除性能存在较大差异.本研究以两种不同Mn/Fe比例的天然含铁锰矿(NFM-L、NFM-H)为研究对象,评估其对As(Ⅲ)的吸附性能,并结合XPS、XRD等光谱学表征手段探究其砷的去除机制.实验结果表明,NFM-L的Fe含量是NFM-H的5.61倍,其As(Ⅲ)的最大吸附量(24.82 mg·g^(−1))与吸附速率亦显著高于NFM-H(18.94 mg·g^(−1)),NFM-L和NFM-H对As(Ⅲ)的等温吸附曲线更符合Freundlich模型.影响因子实验表明,溶液pH值对NFM-L的影响更大,共存离子H_(2)PO_(4)^(−)能够显著抑制两种材料对As(Ⅲ)的吸附,但是材料粒径对As(Ⅲ)去除的影响较小.光谱学表征发现,两种矿物吸附砷后结构并未发生明显变化,但锰氧化物能将As(Ⅲ)氧化为As(V),从而显著提高了铁锰矿对砷的吸附能力.

羟胺强化Fe(Ⅲ)-NTA络合物活化过二硫酸盐降解磺胺甲恶唑

针对Fe(Ⅱ)/过二硫酸盐(Peroxydisulfate,PDS)高级氧化技术存在的pH值应用范围窄、铁泥产量大等缺陷,研究构建Fe(Ⅲ)-氨三乙酸(Nitrilotriacetic Acid,NTA)/羟胺(Hydroxylamine,HAm)/PDS体系,以在中性条件下高效降解水中新污染物磺胺甲恶唑(Sulfamethoxazole,SMX)。研究结果显示,Fe(Ⅲ)-NTA/HAm/PDS体系在pH=7条件下对SMX的降解率可达91%,该体系降解SMX的主要活性物种为·SO_(4)^(-)和·OH。SMX在Fe(Ⅲ)-NTA/HAm/PDS体系中的降解效率随溶液pH值的升高而降低,且增加Fe(Ⅲ)、PDS的用量会加速SMX降解。NTA的引入可将Fe(Ⅱ)/PDS体系的pH值应用范围由酸性拓展至弱碱性,与此同时,向体系内加入HAm可有效减少铁泥的产量。根据检测到的降解产物,提出SMX在Fe(Ⅲ)-NTA/HAm/PDS体系中可能的降解途径包括断键反应、羟基化反应、氨基氧化反应。双酚AF、双氯芬酸、土霉素等其他新污染物也能在Fe(Ⅲ)-NTA/HAm/PDS体系中被高效去除,表明该体系在新污染物的降解领域有较大的应用潜力。

铁锰改性生物炭处理低浓度含As(Ⅲ)废水的研究

以玉米秸秆为原料制备生物炭,通过加碱沉淀的方式对生物炭进行改性,并通过静态及动态实验分析了其对水中As(Ⅲ)的吸附机理及性能。结果表明,静态吸附符合准二级动力学模型以及Freundlich等温吸附模型,对As(Ⅲ)的吸附过程以非均匀多分子层的化学吸附为主,铁锰改性生物炭(FMBC)的最大静态吸附容量为20.63 mg/g;FMBC吸附As(Ⅲ)的适宜pH范围广,但共存物质中PO_(4)^(3-)、SiO_(3)^(2-)对吸附效果影响较大;进水流量及进水As(Ⅲ)浓度会影响动态吸附的有效床体积,Thomas模型和Yoon-Nelson模型对动态吸附曲线都有较好的拟合效果;在进水As(Ⅲ)浓度为200μg/L、流量为9 mL/min时,FMBC的最大动态吸附容量为1.41 mg/g。本研究可为FMBC处理含As(Ⅲ)废水的应用提供必要的数据支撑。

羟胺强化Fe(Ⅲ)-NTA/H_(2)O_(2)类芬顿体系降解磺胺甲恶唑

为改善传统芬顿法pH应用范围窄、铁泥产量大等缺陷,提出了一种新型Fe(Ⅲ)-NTA/HAm/H_(2)O_(2)类芬顿体系用于降解水中新污染物磺胺甲恶唑(SMX)。考察了不同pH、Fe(Ⅲ)浓度对该体系降解SMX的影响,探究了SMX在该体系中的降解机理,并评估了该体系对其他有机污染物的降解效能。实验结果表明,Fe(Ⅲ)-NTA/HAm/H_(2)O_(2)体系在中性或弱碱条件下对SMX的降解率可达85%以上,并且SMX的去除率随着Fe(Ⅲ)投加量的增加而增大。通过自由基淬灭实验,识别出HO•为体系中降解SMX的主要活性物种,并根据SMX的降解产物提出了SMX可能的三条降解途径:羟基化、氨基氧化和断键反应。相较于传统芬顿法,Fe(Ⅲ)-NTA/HAm/H_(2)O_(2)体系的pH应用范围显著拓宽,铁泥产量明显减少,并且该体系也能有效降解罗丹明B、橙黄G、双氯芬酸、土霉素等其他有机污染物,说明该体系具有一定的应用潜力。

Fe(Ⅲ)/2,6-吡啶二羧酸活化高碘酸盐强化染料脱色的效能与机制

有色染料是环境中非常重要的污染源之一,严重威胁着水生生态环境和人类健康。由于其难以被天然降解,且传统的污水处理工艺亦无法实现其高效去除,因此急需开发绿色、高效的水处理工艺进行有色染料污染控制。发现Fe(Ⅲ)/2,6-吡啶二羧酸(2,6-PDA)可高效活化高碘酸盐(PI)实现亚甲基蓝(MB)这一典型染料的高效降解。实验结果表明,该体系在Fe(Ⅲ)浓度为10μmol/L、2,6-PDA浓度为10μmol/L和PI浓度为200μmol/L时,可在pH 3.0条件下使5 mg/L MB降解率在120 s内大于97%。该方法依托高级氧化原理和配位强化策略,利用PI对有色染料进行降解,为目前染料废水治理提供了新思路从而有效地修复了污染水体。

Fenton反应中水解Fe(Ⅲ)的形态分布特征研究

利用Fe Ferron逐时络合比色法 ,研究了不同条件下Fenton反应中Fe(Ⅲ )的水解形态分布与转化规律 .结果表明 ,H2 O2和小于 0 2mg L的Fe2 + 的存在对Ferron试剂及后续的络合反应没有影响 .当水解度相同时 ,Fenton反应生成的Fe(Ⅲ )比一般铁盐具有更强的水解趋势 .Fenton反应生成的Fe(Ⅲ )的水解形态受到H2 O2 浓度和水解度的影响较大 .水解速率随水解度的增大而增大 ,而高聚合态所占的比例却随H2 O2

水中铁(Ⅲ)-草酸盐配合物光解产生羟基自由基的测定

对铁 (Ⅲ ) 草酸盐配合物光解过程中产生的·OH进行了气相色谱法间接测定 在pH =3 5 ,异丙醇浓度为 1mmol·l- 1的条件下 ,经过 1 2 5W高压汞灯 (λ≥ 31 3nm)光照 80min ,Fe(Ⅲ ) /草酸盐配比为 9 3/1 2 0 7μmol·l- 1的水溶液中 ,·OH的生成量为6 5 9μmol·l- 1,·OH生成反应符合表观零级反应动力学模式 ,其生成速率为 0 72 6μmol·l- 1·min- 1.同时蜒究了溶液pH值、Fe(Ⅲ ) /草酸盐配比对·OH生成量的影响 .

怀山药多糖铁(Ⅲ)的组成及性能表征

目的：对怀山药多糖铁（Ⅲ）复合物的性能进行表征并分析其组成。方法：从性状、溶解性及稳定性方面分析怀山药多糖铁的理化性质，利用红外及透射电镜技术分析怀山药多糖铁的表面结构。采用高温炉灰化法、湿法消化法和直接溶解法对怀山药多糖铁进行样品处理，用邻菲罗啉分光光度法测定复合物中铁含量。硫酸（苯酚法测定怀山药多糖铁中多糖含量。结果：怀山药多糖铁是无定形棕红色粉末，易溶于水，在pH3．8—11．6不沉淀、不水解。怀山药多糖铁是以聚合的β-FeOOH微核为核心，多糖在其表面配合形成的多糖铁（Ⅲ）表面复合物。3种样品处理方法测得的铁质量分数分别为17．05％，16，53％，17．10％。硫酸-苯酚法测得多糖质量分数为16．27％。结论：怀山药多糖铁（Ⅲ）为首次报道，生理条件下性质稳定，有望开发为新型补铁剂。

酸性Fe(Ⅲ)溶液催化氧化S(Ⅳ)的研究

利用酸性铁离子溶液在鼓泡反应器中进行了模拟烟道气SO2脱出实验研究.在总铁离子浓度为1 72×10-2～4 12×10-1mol·L-1、总S(Ⅳ)浓度为3 32×10-5～7 81×10-5mol·L-1、O2含量1%～10%(干重)、pH为0 8～2 2、温度为25～32℃的范围内,研究了水合Fe(Ⅲ)离子与氧化物之间的配合物反应.实验证明,在合适的操作条件下存在一个最佳脱硫效果的总铁离子浓度(0 13mol·L-1),在Fe(Ⅲ)离子浓度较低的情况下(小于0 13mol·L-1),反应液中的配合物主要是二聚羟合铁离子,其与亚硫酸配合物的形成与分解从而产生亚硫酸自由基是反应速度的控制步骤.当Fe(Ⅲ)离子浓度超过0 13mol·L-1后,由于多聚羟合铁离子、硫酸铁配合物等多核配位体的形成,使其在与亚硫酸根形成配合物时受到大基团的空间阻碍效应,使反应率下降.通过实验结果和理论分析,提出了脱硫反应为配位催化氧化自由基反应机理.

Fe(Ⅲ)催化过氧化氢分解影响因素分析

在2.0≤pH≤5.1、0.2mmol·L-1≤[H2O2]0≤100mmo·lL-1和0.05mmo·lL-1≤[Fe(Ⅲ)]0≤0.5mmol·L-1的试验条件下,考察了不含有机物的反应体系中[H2O2]0/[Fe(Ⅲ)]0、[Fe(Ⅲ)]0、pH及Fe(Ⅲ)水解形态等因素对类-Fenton反应中Fe(Ⅲ)催化分解H2O2动力学的影响.结果表明,在[Fe(Ⅲ)]0一定时,H2O2分解存在最佳[H2O2]0/[Fe(Ⅲ)]0摩尔比;当[H2O2]0一定时,Fe(Ⅲ)催化H2O2分解可用二级动力学反应进行描述,其二级动力学常数kd为22.21L·mol-1·min-1;Fe(Ⅲ)催化H2O2分解的最佳pH为3.0;H2O2的分解速率随着Fe(Ⅲ)水解时间的增加而降低,Fe(Ⅲ)存在形态对H2O2催化分解起主导作用.

Fe(Ⅲ,Ⅱ)/H_2O_2体系中Fe(Ⅲ)水解特征的对比

利用Fe Ferron逐时络合比色法对类Fenton与Fenton体系中Fe(Ⅲ )水解形态的转化规律进行了比较 .结果表明 ,水解度越高 ,两体系中Fe(Ⅲ )的水解速度也越快 ,但水解度相同时 ,与Fenton体系相比 ,类Fenton反应生成的Fe(Ⅲ )的水解速率要低 ,且Feb 所占比例也较少 .与Fenton体系一致 ,类Fenton体系中的Fe(Ⅲ )水解速率随H2 O2

一株嗜酸化能异养菌Acidiphilium sp.的分离鉴定及其对Fe(Ⅲ)代谢的研究

从云南省腾冲热泉酸性泥土样品中分离得到一株好氧嗜酸异养细菌Teng-A。菌株Teng-A细胞大小0.6～0.8μm×1.0～1.5μm,单生或成链状排列,革兰氏染色反应为阴性,有周生鞭毛,不产芽孢,该菌适宜的生长温度为29～33℃、pH为3.0～4.0,可以利用许多有机物生长,但不能利用Fe(Ⅱ)、S、Na2S2O3、K2S4O6等为能源生长。菌株Teng-A基因组DNA的(G+C)mol%为69.6mol%,其16S rRNA基因与Acidiphilium属菌种的16S rRNA基因的最高相似性大于99%。根据形态学、生理生化特点及系统发育分析表明,菌株Teng-A是Acidiphilium属的一个新成员,崭定名为Acidiphilium sp.strainTeng-A。厌氧条件下,菌株Teng-A可以葡萄糖或H2为电子供体,将Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ),还原速率分别为11.56mg/L.day与15.34mg/L.day。菌株Teng-A与Acidithiobacillus ferrooxidansLJ-1和Leptospirilum ferriphilum LJ-2共同培养,前3dFe2+氧化速度分别为0.44g/L.day和0.41g/L.day,比LJ-1(0.64g/L.day)和LJ-2(0.60g/L.day)单独培养时氧化Fe(Ⅱ)的速率稍慢,但当培养时间超过5d时,Fe(Ⅱ)最终被全部氧化,并且发现在共培养时,Fe(Ⅱ)氧化生成的沉淀物的形态不同于At.ferrooxidans和L.ferriphilum单独培养时产生的沉淀物的形态。最后讨论了Acidiphilium对生物浸矿和生物成矿作用的影响。

阿霉素─铁(Ⅲ)配合物的电化学特征及其与DNA结合作用研究

采用示波极谱法和循环伏安法研究了3公铁离子Fe（Ⅲ）与阿霉素（ADM）配合物的电化学特性．在生理pH条件下，Fe（Ⅲ）与ADM形成2：1的稳定配合物，Fe（Ⅲ）的配位使ADM在更负的电势下才能还原，这与其心脏毒性减轻密切相关．采用线性扫描、吸收光谱和凝胶电泳法研究了ADM－Fe（Ⅲ）配合物与DNA的结合作用，ADM－Fe（Ⅲ）配合物仍保留了ADM插入结合的特征，并形成一种稳定的DNA－Fe（Ⅲ）－ADM的三元结合物．

Fe(Ⅲ)/O_3体系对草酸的催化氧化

以Fe( )为催化剂的催化臭氧氧化降解草酸结果表明:与单独臭氧氧化相比,氧化速度提高2个数量级,反应速度常数为2.64M-1·s-1;反应pH值对降解效果有决定性的影响,当pH=3.0,反应30min,草酸的去除率超过50%,而当pH=5.5时,草酸的降解效果比较差;催化剂Fe( )的投加量对草酸的去除效果亦有很大影响,太高或太低都不利于草酸的降解;草酸的Fe( )催化臭氧反应遵循拟一级反应.

Fe(Ⅲ)改性生物质炭对水相Cr(Ⅵ)的吸附试验

为考察Fe（Ⅲ）改性对生物质炭吸附水相中Cr（Ⅵ）的影响,采用吸附平衡试验结合Zeta电位、傅里叶变换红外光谱（FTIR）、X射线衍射法（XRD）等方法研究了Fe（Ⅲ）改性秸秆生物质炭对Cr（Ⅵ）的吸附作用及机制.结果表明,Fe（Ⅲ）通过与生物质炭表面官能团形成络合物及氢氧化铁表面沉淀的物理覆盖作用降低生物质炭表面负电荷,增加表面正电荷,从而促进生物质炭对Cr（Ⅵ）的吸附.Fe（Ⅲ）改性对花生秸秆炭吸附Cr（Ⅵ）的促进作用大于稻草炭,pH值为5.0时Fe（Ⅲ）改性分别使花生秸秆炭和稻草炭对Cr（Ⅵ）的最大吸附量提高79％和26％.在pH值为4.0～6.5范围内,生物质炭和改性生物质炭对Cr（Ⅵ）的吸附量均随悬液pH值升高而降低,Fe（Ⅲ）改性对生物质炭吸附Cr（Ⅵ）的促进作用也呈相似的变化趋势.改性生物质炭的表面负电荷随pH值升高而增加是Cr（Ⅵ）吸附量减小的主要原因.Cr（Ⅵ）可在改性生物质炭表面的同时发生静电吸附和专性吸附,Cr（Ⅵ）的专性吸附量也随pH值升高而减小.因此,改性秸秆生物质炭在酸性条件下对Cr（Ⅵ）有较高的吸附容量,可用于酸性废水中Cr（Ⅵ）的吸附和去除.

载铁(Ⅲ)-配位体交换棉纤维素吸附剂对饮用水中砷(Ⅴ)和氟联合去除的研究

使用新型载铁 ( ) -配位体交换棉纤维素吸附剂 ,通过静态和动态吸附实验 ,研究了饮用水中砷酸钠[砷 ( ) ]和氟化钠 (氟 )联合去除的效果和浓度因素的影响以及吸附剂经过反复吸附 -洗脱再生 -再吸附后性能的稳定性 .结果表明 ,该吸附剂能够高效、高选择性地联合去除高砷 ( )和高氟 .吸附柱的饱和吸附容量可高达 1 5 mg/ g干重 ,反复使用中饱和体积的相对标准偏差小于 0 .5 % ,柱处理出水的各项有关指标均符合我国生活饮用水卫生标准 ,特别是砷 ( )的质量浓度低于 0 .0 1 0 mg/ L,符合世界健康组织 ( WHO)推荐的饮用水严格砷标准 .

Fe(Ⅲ)-草酸盐络合物/H_2O_2/UV体系对染料废水的处理研究

研究了活性物质 Fe(Ⅲ) -草酸盐络合物和氧化剂 H2 O2 结合起来形成的光催化氧化复合体系对以活性艳红 X- 3B为代表的七种水溶性染料模拟废水的处理。在 2 5 0 W高压汞灯照射下 ,复合体系对初始浓度为 1 0 0 mg/L的染料溶液 ,处理 2 4 min后 ,脱色率均达 90 %以上 ,COD去除率为33%～ 70 %。以活性艳红 X- 3B为对象 ,研究各种反应条件对其处理效果的影响 ,结果表明 :在 p H=3～ 6范围内 ,脱色率速率较大 ;在染料初始浓度为 2 0～ 2 0 0 mg/L范围内 ,脱色速率随浓度增大而降低 ;Fe( Ⅲ ) /草酸盐配比为 40 /2 0 0 ( mmol/L)时脱色效果最好 ;H2 O2 投加量为 4～ 40 mg/L时 ,脱色速率随 H2 O2 投加量的增加而增长较快 ,在 40～ 1 0 0 mg/L时 。