高锰酸钾氧化法

高锰酸钾氧化法（精选8篇）

高锰酸钾氧化法 第1篇

试样用盐酸溶解, 二价铁离子转入溶液中, 为避免二价铁被空气氧化, 溶解时, 先加入少量的碳酸氢钠, 加入溶样盐酸后产生大量的二氧化碳, 以排除锥形瓶中空气。

二价铁在硫磷混酸存在下, 以二苯胺磺酸钠为指示刘, 用重铬酸钾标准溶液滴定。

加H2SO4是为了保证体系的酸度, 一来因为K2Cr2O7只有在强酸性环境下才能充分发挥氧化性, 二来因为强酸性环境能够抑制Fe3+的水解。加H3PO4是因为H3PO4能与Fe3+形成无色的配合物离子, 从而能够消除Fe3+的颜色对滴定终点的干扰。

指示剂变色原理:二苯胺磺酸钠本身具有氧化还原性质, 在氧化还原滴定反应至计量点时候, 指示剂被氧化或则还原, 从而指示滴定终点。用重铬酸钾滴定, 则当重铬酸钾标准溶液滴定至化学计量点后, 即溶液中的二价铁离子被全部氧化成三价铁离子后, 指示剂In (Red) 被稍过量的K2Cr2O7氧化为In (Ox) , 溶液显紫红色, 指示终点到达。

2 试剂

盐酸、碳酸氢钠 (固体) 、硫磷混酸 (取150ML的硫酸徐徐注入200ML的水中, 冷却后加磷酸150ML, 摇匀) 二苯胺磺酸钠指示剂 (0.2%) 。重铬酸钾标准溶液 (0.01156mol/l) :取重铬酸钾68g于1000ml烧杯中, 加水溶解稀释到20000ml。

3 分析步骤

3.1 制样

称取试样0.5000g于300ml的锥形瓶中, 加入碳酸氢钠0.5-1g, 盐酸20ml, 以磁坩埚盖反盖上瓶口, 置于电热板低温区加热溶解, 到试样完全溶解, 迅速冷却, 加入少量蒸馏水。

3.2 滴定

加入饱和硫磷混酸20ml, 二苯胺磺酸钠指示剂8d, 用重铬酸钾标准溶液快速滴定, 边滴边摇晃, 直至溶液同绿色变为稳定的紫色为终点。记录使用的重铬酸钾的体积V,

3.3 计算

m-试样量, 本次实验取0.5g;T-重铬酸钾标准溶液对氧化亚太铁的滴定度, g/ml;V-重铬酸钾标准溶液消耗体积, ml;对于已配好的重铬酸钾溶液, (T/m) *100是一个恒值, 为了最终滴定结果更准确, 在工作中, 一般对标准溶液用标准样品经专家标定, 使系数更接近于所配药品的对试剂的真实滴定度。经几个标准样品滴定结果校正, 本次药品标定的数为0.8235。

下面是以四个试样用本方法本标准溶液的滴定结果 (%)

4 结论

4.1 用重铬酸钾标准溶液滴定烧结矿中的FeO含量省时, 较为准确。

4.2 在分析过程中, 操作要迅速, 以免锥形瓶中的二价铁离子被空气氧化, 造成分析结果偏低。

高锰酸钾氧化法 第2篇

关键词：耗氧量；温度；水浴；时间；滴定

酸性高锰酸钾法检测耗氧量是用来表征饮用水和水源水中所含可被高锰酸钾在酸性条件下，高锰酸钾做氧化剂将水中还原物质氧化，过量的高锰酸钾用草酸钠还原，根据高锰酸钾的消耗量表示耗氧量。《生活饮用水卫生标准检验方法》GB/T5750.7-2006中酸性高锰酸钾法是目前生活饮用水中耗氧量的测定依据。然而根据我们实际检测中，生活饮用水卫生标准检验方法中许多关键注意事项并没有规定的很严格，酸性高锰酸钾滴定法属于氧化还原反应类型，其氧化程度和反应机理比较复杂，所以水中耗氧量的准确测定比较难做，测定中各个影响因素如水浴温度、加热时间、滴定方式等对耗氧量的准确度都有明显的影响。这使得耗氧量指标在实际检测中成为一项准确度较差的指标。本文根据多年工作经验和资料调研以及对影响因素的对比验证，希望能够建立准确的试验方法，明确影响因素的影响程度。

一、耗氧量试验准备工作的影响

1、水样的采集保存。按照《生活饮用水标准检验方法》中描述，耗氧量作为有机物的综合指标，采样时应该注满容器，上面不要留存空气。取回水样后应该在尽快检测，水样如无任何保存措施，耗氧量将迅速产生改变。水样应低温保存或加化学试剂以抑制微生物的活动。如果不能尽快检测，应该加入0.8ml/L浓硫酸作为保护剂并冷藏。

检测耗氧量的水样应单独采取，不要与其他检测项目混用，实验室在检测时发现过因人为失误取用了加入了硫代硫酸钠的微生物采样瓶内水样造成耗氧量值异常，造成误判。

2、三角瓶的预处理滴定管的保养。耗氧量检测中三角瓶如果为新瓶应该按照要求进行前处理。因为耗氧量为生活饮用水中日常检测项目，三角瓶如果为日常经常使用的则可以不进行前处理取干瓶直接使用，对检测结果不造成影响。

滴定管应该定期的进行维护，观察有无漏液，旋塞是否可以灵活转动，旋塞内孔径是否通畅。因为高锰酸钾在配制时虽然经过过滤，但是日积月累国内还是会有杂质粘附以及冲洗时可能粘黏的凡士林，所以还应该定期对滴定管用稀硫酸灌满后浸泡清洗。

3、配制溶液。配制草酸钠标准溶液应尽量使用高纯水，实验室内制备的高纯水（实验用一级水）应现用现制，保证最好的电导率水平。

在高锰酸钾溶液配制的过程中，其放置的时间应该保持在两个星期以上，并在标定之前进行溶液的过滤处理，在粗制过滤器运用的同时，会使配制出的高锰酸钾溶液浓度过高，因此，在检测过程中其耗氧量测定结果也会偏高。

二、实验过程中的影响因素

1、温度和水浴的影响

（1）温度的控制。实验室在检测中采用的是电磁炉加热在不锈钢容器内煮水的水浴方式，因为实验在平原低海拔地区，不需要考虑沸点。但是有“响水不开，开水不响”的因素，所以沸水浴时不要在水刚沸腾的时候就加入锥形瓶，此时沸水的温度不够，会对水浴时间造成影响。

滴定温度对耗氧量的影响比较明显，当水样在沸水检测及加热分析的过程中，如果水浴水面分析中如果水面低于三角瓶内水样时，会使瓶内水样的平均温度呈现出降低的状态，从而呈现出反映完全性的反映状态，耗氧量会随着滴定问题的降低而呈现出降低的状态，在滴定问题分析的过程中，当反映问题低于95℃，会从水浴锅中拿出后呈现出偏低现象，在测定结果创新的中，当反映温度低于65℃时，结果呈现出相对较高的状态。而当温度呈现出较高的状态时，草酸钠容易出现分解的状态，使整个测量的结果相抵偏低，同样状况下，如果溶液的反映温度较低时，会影响整个系统的氧化反映，并是检测的结果偏高，因此，在整个测量的工程中应该科学控制反映的温度，从而为试验检测提供有效依据。

（2） 水浴时间。对于是按的整个过程而言，溶液的加热时间长短会对溶液的结果造成较为严重的影响，例如，在试验的过程中，应该将锥形瓶放置在沸腾水溶液中，其准确是设计适应应该保持在30分钟，当温室水温放置在水浴锅内时，溶液重新沸腾的时间还在此基础上增加3-5分钟，这就形成了一个系统性的时间差，其计时方法也就存在着一定的差异性。因此，文章在分析的过程中，应该在水溶液沸腾开始就进行合理性的比较及分析。通常情况下批量测定耗氧量，测试人员应该通过对滴定速度的分析，水浴锅在重新达到沸腾状态时，所需要的时间为3-5分钟。对于批量性的检测样品而言，由于其分批次的检测会大大 降低工作的效率，因此，在水浴时间检测分析的工程汇总，应该构建预热加热的技术方式，通过样品的合理检测，使加入硫酸溶液先后在水浴锅内加热至刚好沸腾，然后在加入高锰酸钾溶液，从而有效检测整个试验。

（3）水浴锅内的水位。环保标准GB11892-1989强调沸水浴的水面要高于锥形瓶内水面。而GB/T5750.7-2006中未强调实验证明，当水浴锅内水位低于水样瓶内的水位时，很容易使耗氧量的测定结果偏低，仅当水浴锅内的水位高于水样瓶内的水位时，测定结果才比较准确。所以在刚开始时的水浴锅的水位要加得较高，要确保经过30分钟水浴后水浴锅内的水位不比水样瓶内的水位低。同时也不能一次性放入多个水样瓶，每个水样瓶之间要留有足够的时间来保证滴定，确保水浴温度保持沸腾状态。只有将水样瓶放在受热均匀的沸水内，才能提高检测结果的准确性。

2、 影响滴定因素的分析

（1）滴定速度。对于滴定速度而言，其对耗氧量的准确性会产生一定的影响，高锰酸钾与草酸钠呈现出一种自催化的现象，通过生成的二价锰可作可以成为整个翻译的催化，因此，在试验的过程中，其滴定的速度应该相对缓慢，从而保证溶液测定的有效性。但是，对于滴定的速度而言，其速度也不能过慢，如果太慢会严重影响水样的滴定温度。对于待定的二价锰而言可以加快物质的滴定速度，在滴定的过程中通常情况下赢遵循一快一慢的反映节奏，从而避免温度过高火过低造成的检测结构不合理。

（2） 水样的滴定终点判定分析。在整个实验创新及优化的过程中，实验显示每次滴定时都应该明确标注标识，也就是当水样刚刚呈现出不褪色的淡粉色时，应该在加1滴半或2滴高锰酸钾，使整个溶液呈现出淡粉色，并保持30秒不褪色。当颜色出现较深或较浅的状态时，应该在另外选用滴定管，通过对滴定体积的合理选择及分析，保证滴定测试的合理性。通常情况下，滴定的选择应该选用25ml的滴定管，每次滴定都应该从零开始，从而有效减少测试的误差，保证式样滴定的准确性。

三、 问题讨论分析

1、水浴过程中是否进行加盖处理。在水浴试验设计的过程中，一些试验设计人员应进行加盖试验，对于加盖试验而言，在其设计的过程中hi減少稳定损失对试验造成的影响，同时也可以避免溶液体积的损失。而且，在加盖分析及试验测定的过程中，环保标准GB11892-1989中对其试验进行了测定，整个内容指出易挥发的有机物不包含在测定值之内，如果出现加盖回流的现象，会使有机物会参加一部分反应。而且加盖后瓶内压力会有所增加，间接使水与温度提高。国家标准并没有规定反应需要加盖。本文认为，反应不应该加盖。

2、加草酸钠溶液时必须要用滴定管的讨论。在水样从水浴锅中取出时，很多实验室的做法是用白色滴定管准确加入10.00草酸钠标准溶液，本文认为用滴定管加入草酸钠会耽误滴定的时间，如果水样数量过大的话，用滴定管就会显得比较费时。同样的采用移液管或者移液枪的话，同样可以满足GB/T5750.7-2006中加入草酸钠的要求，而且移液管和移液枪简单易用操作准确，不确定度较滴定管更低，能够降低人为误差。

3、K值得确定。如果高锰酸钾浓度过高的话，高锰酸钾标准溶液因为相对不太稳定，校正浓度又有较大不确定度，K值作为校正系数，所以还是有必要进行K值滴定。

我们在做耗氧量检测时要控制K值的大小，K值过大，反映出高锰酸钾溶液浓度可能偏高，会对结果造成较大的误差，但K值过小，会大大增加高锰酸钾溶液的消耗量，增加滴定反应的时间，降低反应温度等，从而产生众多的影响测定的误差，因此通过平时检测经验认为K值最理想的数值为1±0.05最为合适。

结论

通过以上论述发现，测定耗氧量时，水样的温度控制、滴定温度、水浴的控制、滴定速度、滴定终点的判断都对测定结果有较大的影响，尤其是温度控制、水浴的控制和滴定温度。为了提高耗氧量的测定准确性，应该严格控制反应条件，以判断反应过程中系统反应条件的控制情况， 运用更加有效的实验技巧和器材，提高测定的准确性、可靠性和效率。

参考文献：

[1]岳舜琳，的耗氧量的卫生学意义，给水排水，2004.06.014

[2]韩庆，检测饮用纯净水中高锰酸钾消耗量（耗氧量）时K值取值范围的探讨，计量与测试技术，2009.03.10

[3]杜玉明，付勇张，正兴，高锰酸钾容量法测定饮用水耗氧量，预防医学·卫生学，2015.128

[4]蔡文琴，影响水中耗氧量测定准确性的因素浅析，分析与检测，2008第5期总第89期

[5]王静，陈敏，生活饮用水中高锰酸钾耗氧量的测定方法探讨，医学动物防制2010年2月第26卷第2期

[6]GB11892-1989，水质高锰酸盐指数的测定

高锰酸钾氧化法 第3篇

氧化微回流法是在遵循国标法测定原理的基础上,参考HACH密闭消解法[3~5],在试剂配制、水样及药剂用量、加热方式等方面加以改进,具有操作简便、试剂用量少、不消耗冷却水、工作强度低、可批量测定的优点。

本文应用国标法和氧化微回流法分别测定一定浓度邻苯二甲酸氢钾标准溶液的COD值,来验证和探讨氧化微回流法测定COD的可行性和可靠性。

1 实验部分

1.1 实验原理

氧化微回流法和国标法的实验原理相同,即在待测水样中加入已知量的重铬酸钾溶液,并在强酸介质下以银盐作催化剂,经沸腾回流后,以试亚铁灵为指示剂,用硫酸亚铁铵滴定水样中未被还原的重铬酸钾,由消耗的硫酸亚铁铵的体积和试样体积计算水样中的化学需氧量[6]。

1.2 试剂和仪器

1.2.1 标准溶液

根据国标法校核实验规定,称取105℃时干燥2h的邻苯二甲酸氢钾0.4251g溶于水,并稀释至1000m L,混匀。以重铬酸钾为氧化剂,则邻苯二甲酸氢钾完全氧化的COD值为1.176(指1g邻苯二甲酸氢钾耗氧1.176g),故该标准溶液的理论COD值为500mg·L-1。

依此为依据,配制理论COD值分别为5000mg·L-1、4000mg·L-1、3000mg·L-1、2000mg·L-1、1000mg·L-1、500mg·L-1、300mg·L-1、100mg·L-1、50mg·L-1、30mg·L-1的邻苯二甲酸氢钾标准溶液。

1.2.2 实验试剂

水(符合GB/T 6682一级水的相关要求),浓硫酸(分析纯),重铬酸钾(优级纯),硫酸亚铁铵(优级纯),硫酸银(分析纯),硫酸汞(分析纯),邻菲啰啉(分析纯),硫酸亚铁(分析纯)。

1.2.3 实验仪器

(1)国标法:两联电炉,回流装置,滴定装置及配套玻璃仪器,电热鼓风干燥箱(101-2AB,0~300℃),分析天平(FA1004B,感量0.0001g)等。

(2)氧化微回流法:COD消解器(DR200),滴定装置及配套玻璃仪器,电热鼓风干燥箱(101-2AB,0~300℃),分析天平(FA1004B,感量0.0001g)等。

1.3 实验步骤

1.3.1 国标测定法

取水样20m L于锥形瓶中(对未经稀释的水样其测定上限为700mg·L-1,超过此限时必须经稀释后测定),加入10m L重铬酸钾标准溶液和几颗防爆沸玻璃珠,摇匀。将锥形瓶接到回流装置冷凝管下端,接通冷凝水,从冷凝管上端缓慢加入30m L硫酸银-硫酸试剂,不断旋动锥形瓶使之混合均匀,自溶液开始沸腾起回流2h。冷却后,用20~30m L水自冷凝管上端冲洗冷凝管后,取下锥形瓶,再用水稀释至140m L左右。

溶液冷却至室温后,加入3滴1,10-邻菲啰啉指示剂溶液,用硫酸亚铁铵标准溶液滴定,溶液的颜色由黄色经蓝绿色变为红褐色即为终点。同时,按相同步骤以20m L水代替试样进行空白实验,通过消耗的硫酸亚铁铵标准溶液体积之差,计算得到水样的COD。

1.3.2 氧化微回流法

向消解管中加入1.0m L重铬酸钾溶液、0.5m L硫酸汞-硫酸溶液和3.0m L硫酸银-硫酸溶液,取2.0m L水样放入消解管中(可适当稀释水样),同时取2.0m L水放入另一消解管中作为空白样,消解2h。

待溶液冷却至室温后,移入锥形瓶中,用水冲净消解管,一道并入锥形瓶(至少冲洗3次,总计约10m L),加入1滴试亚铁灵指示剂,用已标定的硫酸亚铁铵标准滴定溶液进行滴定,溶液的颜色由黄色经蓝绿色变为红褐色即为滴定终点。根据消耗的硫酸亚铁铵标准溶液体积之差,计算得到水样的COD。

2 实验结果与讨论

2.1 配对检验实验

参照《GB 11914-89水质化学需氧量的测定重铬酸盐法》,配制理论C OD值分别为5000mg·L-1、4000mg·L-1、3000mg·L-1、2000mg·L-1、1000mg·L-1、500mg·L-1、300mg·L-1、100mg·L-1、50mg·L-1、30mg·L-1的邻苯二甲酸氢钾标准溶液,采用国标法和氧化微回流法进行测定,得到的实验结果如表1所示。

表1中数据显示,分别采用国标法和氧化微回流法对一系列理论COD值不同的邻苯二甲酸氢钾标准溶液进行测定,由于标准溶液配制过程中以理论COD值为500mg·L-1所对应的邻苯二甲酸氢钾试剂质量为基准,进行放大或减小,因而实际测试结果与理论计算结果相比较,当标准溶液理论COD值在1000mg·L-1以下时,测定结果与理论值基本一致,而当标准溶液理论COD值在2000mg·L-1以上时,测定结果与理论值存在一定的偏差。

对比国标法和氧化微回流法对同一邻苯二甲酸氢钾标准溶液的测试结果可以看出,二者随标准溶液理论COD值的变化得到的结果趋势基本相同,且2种方法与标准溶液进行对比的绝对误差相差不大。

对2种方法得到的实验结果进行配对比较检验,结果如表2所示。

查t分布表,当自由度f=9时,t0.05,9=2.26。由表2数据,|t|

2.2 可靠性检验实验

为进一步验证氧化微回流法用于COD测定的可靠性,采用两种方法对同一溶液进行10次平行测试,对测定结果进行检验如表3所示。

表3数据显示,针对相同水样,氧化微回流法测试结果的平均值与国标法相差不大,变异系数为1.17%,精密度较好。

对2种方法的测试结果进行F检验,在α=0.05的水平下,F>F0.05(9,9)=3.18,而在α=0.01的水平下,得到F

进一步进行t检验,得到t

3 结论

氧化微回流法是在遵循国标法测定原理的基础上加以改进提出的,具有操作简便、试剂用量少、可批量测定等优点。采用2种方法对邻苯二甲酸氢钾标准溶液进行测定,对测定结果进行比较、检验,可以得到以下结论:

(1)对于理论COD值为30~5000mg·L-1范围内的邻苯二甲酸氢钾标准溶液,国标法和氧化微回流法的测试结果无显著性差异,二者的测定结果是一致的。

(2)针对同一水样进行多次平行测定,结果表明氧化微回流法与国标法具有相近的标准差,2种方法的测定结果是一致的。

(3)氧化微回流法用于COD的测定是可行并且可靠的。

参考文献

[1]国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法(第四版)[M].北京:中国环境科学出版社,2002.

[2]杨海霞.我国COD监测方法进展及其优缺点[J].环境研究与监测,2010(2):69-71.

[3]皮仙宏.HACH仪器法与回流法测定COD的对比实验[J].云南环境科学,2004,23(s1):196-197.

[4]于丹丹,贾素平,等.HACH替代试剂与国标方法测定CODCr对比试验[J].漯河职业技术学院学报(综合版),2006,5(1):18-19.

[5]王达,高婷.采用标准消解器测定COD与国标法的比对实验[J].中国新技术新产品,2011(16):2.

高锰酸钾氧化法 第4篇

关键词：有机碳,重铬酸钾,比色法,脱水污泥

污泥中有机碳(OC)含量特别丰富,是一种很好的有机肥料,它既能供给植物微生物有机养分,又能改良土壤的物理性质,因此,测定脱水污泥中OC含量对脱水污泥农用具有非常重要的意义。对于不具备TOC分析仪等先进设备的实验室来说,重铬酸钾-硫酸消化法测定污泥OC含量同样是一种可选的方法[1]。

重铬酸钾-硫酸消化法是Schol lenberger于1927年首先提出的,近十几年来国内外在应用氧化剂法的过程中对技术上作了许多改进,如氧化温度和时间选定方面,用降低温度延长时间在烘箱中大批量样品的外热法,以克服高温时间短条件难以控制的缺点。氧化后的测定技术改为直接分光光度测定Cr3+,有利于快速批量分析和自动流动分析仪的应用,而且避开了容量法中测定剩余Cr6+操作中的误差。如美国中北部各州土壤实验室和法、德、瑞等以及东欧一些国家的测土施肥服务机构,多采用低温外热氧化—快速比色法(E.E.Schulte,1980)。近十年来国内已开始应用比色法,在光度法测定条件的研究方面时有报道[2]。本实验采用低温外热重铬酸钾氧化—比色法测定脱水污泥OC,并且从泥样取样量、测定方法精密

度和准确度等几个方面进行分析和实验。

1 实验部分

1.1 实验原理

在一定温度条件(100℃,90min)下,用重铬酸钾氧化泥样中OC,部分6价铬(Cr6+)被还原成绿色的3价铬(Cr3+),用比色法测定3价铬的吸光度值,反应方程式如下:

2K2Cr2O7+3C+8H2SO4=2K2SO4+2Cr2(SO4)3+

3CO2↑+8H2O,

以葡萄糖标准溶液为标准色阶,进行比色测定[2]。

1.2 实验仪器

分析天平,ALC-210-4型;723型可见光分光光度计,山东高密彩虹分析仪器有限公司;DHG-9145A型电热恒温鼓风干燥箱,上海一恒科技有线公司和上海一恒科学仪器有线公司。

1.3 实验试剂

重铬酸钾溶液(0.8mol/L):称取39.2245g重铬酸钾(分析纯),加400mL去离子水加热溶解,冷却后,定容于1000mL容量瓶。

OC标准溶液(5g/L):溶解1.375g葡萄糖(分析纯)于去离子水,定容100mL容量瓶。

1.4 实验方法

1.4.1 泥样制备

将脱水污泥在105℃烘箱中,烘干后,用玻璃棒压散,除去其中异物,在玻璃研钵研磨至全部通过0.2mm(80目)筛,贮存于棕色瓶中备用。

1.4.2 泥样氧化

①用分析天平准确称取0.015g泥样倒入50mL具塞磨口比色管中,加入5mL重铬酸钾溶液和5mL浓硫酸,塞紧磨口塞,摇匀。

②将比色管放入100℃恒温烘箱中,加热90min后,取出放入冷水中冷却至室温。

③向比色管中加去离子水稀释至50mL标线,摇匀。

1.4.3 泥样测定

①将比色管中混合液过滤于50mL烧杯中,弃去起初滤液约20mL(用此滤液润洗50mL烧杯2~3次)。

②取滤液比色,用1cm比色皿,在分光光度计上于波长590nm处,以去离子水调光度计零点,测定吸光度。

1.4.4 标准曲线绘制

吸取OC标准溶液0、0.5、1.0、1.5、2.0、2.5mL,分别倒入一组50mL具塞比色管中,补加去离子水至2.5mL,加5mL重铬酸钾溶液和5mL浓硫酸,塞紧磨口塞,摇匀。放入100℃恒温烘箱中,加热90min后,取出放入冷水中冷却至室温,加去离子水稀释至50mL标线,摇匀。用1cm比色皿,于波长590nm处,以去离水调光度计零点,测定各溶液吸光度。

1.5 泥样OC含量计算

在标准曲线上查得泥样OC质量,计算出泥样的OC含量:

undefined

式中:w(OC)—泥样中OC的质量分数,%;

m0—标准曲线上查得OC的质量,mg;

m—称取的泥样质量,g。

1.6 数据处理

本实验利用Matlab软件中程序设计功能[3],自行编制函数式文件——function [x2,a,gama]=nihec(y2)进行数据分析和处理,该函数可以实现功能如下:

① 输出泥样OC含量标准曲线图;

② 输出泥样标准曲线回归方程系数及相关系数;

③ 当输入测定泥样比色吸光度值后,直接代入标准曲线回归方程进行计算后输出测定泥样OC质量,并且该函数可以一次性计算多个测定泥样比色吸光度值。

2 结果与讨论

2.1 脱水污泥OC含量标准曲线

根据1.4.4泥样OC含量标准曲线绘制步骤进行,所得实验结果见表2。

根据表1数据,以标样内OC质量为横坐标,对应吸光度与零浓度溶液吸光度差值(ΔA)为纵坐标,进行一次多项式拟合,拟合出泥样OC含量标准曲线,见图1。标准曲线回归方程:y=0.040846x-0.001619,相关系数为y=0.9996。由于0

undefined

采用单侧检验,查表t0.01(4)=3.7469,

t=70.69 ,所以相关有显著意义。

2.2 泥样取样量与OC含量相关性分析

由于重铬酸钾和浓硫酸投加量(各加5mL)固定,根据1.1实验原理中泥样氧化反应方程式可知,其氧化泥样能力固定。当取样量在氧化剂氧化范围内时,随着泥样量增加, OC含量也随之增加,泥样取样量(自变量)与OC含量(因变量)之间应该具有正相关关系。但是如果超出该氧化范围,所取泥样中OC将不能被完全氧化,OC比色吸光度将在一定范围内波动,即从标线上查得OC含量达到稳定,使得测定结果偏低。因此,为了使泥样取样量控制在氧化剂氧化范围内,进行12个不同泥样量的OC含量测定,见表2。并将表3中数据绘制成折线图,见图2。进行泥样量与OC含量的相关与回归检验,来验证二者的正相关关系,见图3。

由图2看出,当泥样量在0.005~0.04g之间时,随着泥样取样量增加,OC含量也增加,说明取样量控制在氧化剂氧化能力范围内;当泥样量超过0.04g时,泥样量超出氧化剂氧化范围。因此,在进行泥样OC含量测定时,取样量应该在0.005~0.04g之间为宜。由图3看出,泥样取样量与OC含量的相关系数在(0,1)之间,二者呈正相关关系。

为了得到较好测定精密度,减少误差,泥样OC比色吸光度要尽可能控制在标准曲线中部附近[5],因此,将表3中不同泥样量的对应OC含量数据绘制于标准曲线上,见图4。

由图4中得出,当泥样取样量取为0.015g时,泥样OC比色吸光度在标准曲线中部附近,泥样取样量要尽量控制在0.015g左右为宜。

2.3 泥样OC含量测定方法准确度和精密度分析

在泥样OC含量测定过程中,由于误差的客观存在,只能测得真值的近似值,因此,需要对泥样OC测定结果进行可靠性评价。在实际工作中,常根据准确度和精密度评价测定结果的优劣[6],因此,本实验对12个平行泥样样品进行了OC含量测定,结果见表3。

2.3.1 可疑测定值取舍

用格鲁布斯方法检验以上12个值中是否存在可疑值[6],将测定结果从小到大排列后,其中最小值38.78%和最大值39.6%可能为可疑值,格鲁布斯计算过程如下,显著水平α=5%:

该组数平均值undefined

标准偏差undefined

undefined,因此最小值38.78%不是可疑值,应保留。

undefined,因此最大值39.6%不是可疑值,应保留。

2.3.2 测定值精密度分析

一组平行测定结果相互接近的程度称为精密度,它反映了测定值的再现性。由于在实际工作中真值常常是未知的,因此精密度就成为人们衡量测定结果的重要因素。精密度的高低取决于随机误差的大小,通常用偏差来量度。如果测定数据彼此接近,则偏差小,测定的精密度高;相反,如数据分散,则偏差大,精密度低,说明随机误差的影响较大[6]。采用样本标准偏差来衡量该组数据的精密度,12个泥样OC含量测定结果的标准偏差为0.26%,则相对标准偏差(变异系数):

undefined

故泥样OC含量相对标准偏差≤0.66%,精密度较好。

2.3.3 测定值准确度分析

本实验只对12个泥样OC含量进行了测定,泥样OC含量总体平均值μ为未知数,但是随机误差的分布规律表明,测定值总是在以μ为中心的一定范围内波动,并有向μ集中的趋势。因此,根据12次泥样OC含量测定结果来估计泥样OC含量总体μ的置信区间具有实际意义。该范围愈小,说明测定值与μ愈接近,即测定准确度愈高[6]。计算过程如下,显著水平为α=0.05%。

undefined

故泥样OC含量总体μ的置信区间为:

undefined

故泥样OC含量总体μ的置信区间为:(0.3914,0.3947),区间范围较小,泥样OC含量测定值与OC含量总体μ较接近,准确度较好。

3 结论

①脱水污泥OC含量标准曲线回归方程:y=0.040846x-0.001619,相关系数为r=0.9996,x与y呈正相关,经检验相关有非常显著意义。

②当取样量在0.005~0.04g之间时,取样量控制在氧化剂氧化能力范围内;特别地,当取样量为0.015左右时,比色吸光度在标准曲线的中部附近,所得测定结果精密度较好。

③对12个泥样进行OC含量测定,测定结果标准偏差为0.26%,相对标准偏差为0.66%,精密度较好;泥样OC含量总体μ的置信区间为(0.3914,0.3947),区间范围较小,泥样OC含量测定值与OC含量总体μ较接近,即准确度较好。

参考文献

[1]吴新民.生活污泥的性质和农业利用可行性研究[J].安徽师范大学学报:自然科学版,1999,22(4):359-374.

[2]林大义.土壤学实验指导[M].北京:中国林业出版社,2004,7:42-47.

[3]王沫然.MATLAB5.x与科学计算[M].北京:清华大学出版社,2000,5:115-127.

[4]奚旦立,孙裕生,刘秀英.环境监测[M].第三版.北京:高等教育出版社,2004,7:427-430.

[5]陈杰,吴亦红.碱性过硫酸钾消解测定城市污泥中总氮[J].环境监测管理与技术,2005,17(1):35-36.

高锰酸钾氧化法 第5篇

关键词：玉米淀粉,胶黏剂,高锰酸钾,氧化

淀粉胶黏剂作为通用型天然胶黏剂已越来越重要, 由于原料丰富、价格便宜、无毒无味无污染的特点, 使得其在包装、木材加工、建筑等方面都有应用。但是传统的淀粉胶黏剂存在一些问题, 以高锰酸钾为氧化剂, 硼砂作为增黏剂制成的淀粉胶黏剂, 工艺简单, 不需要加热设备, 产品质量稳定, 可以保存较长时间。

1 实验部分

本项目原料与配方以质量份计, 用量及来源如表1所示。

2 实验方法

(1) 氧化把水与淀粉配制成40%的淀粉乳, 用10%的H2SO4调节至p H值为1, 加入草酸, 迅速搅拌8 min, 然后边搅拌边加入总量2/3的1%KMn O4溶液, 当搅拌40 min后加入剩下的KMn O4溶液, 继续搅拌20 min, 发现乳液慢慢变为乳白色, 此时标志氧化反应结束。

(2) 洗涤将上步所得淀粉抽滤, 使用蒸馏水反复洗涤, 直到滤液呈无色, 滤液呈中性结束。

(3) 糊化将上述滤液加入到反应器中, 加入总量的1/3的水搅拌至均匀, 然后加入少量Na2S, 搅拌10 min, 之后缓慢滴加10%Na OH溶液, 发现淀粉液变稠, 慢慢变稀, 糊化后继续搅拌并加入剩下的水和少量磷酸三丁酯。

(4) 交联在热水中将硼砂溶解, 过程中不断搅拌并缓慢加入所得淀粉胶, 最后加入少量Na Cl, 继续搅拌10 min。

3 结果讨论

3.1 高锰酸钾用量对黏度的影响

高锰酸钾过量能导致氧化程度过深, 造成淀粉过度断链、裂解, 黏性下降;用量太少, 则氧化程度不充分, 影响粘结强度以及产品稳定性。

由图1可见, KMn O4使用量在0.8~1.4份时, 淀粉胶黏度下降很慢, 而黏度为30~35 s时淀粉胶的黏性、稳定性很好, 故KMn O4用量为0.8~1.4份时最为合适。

3.2 氢氧化钠用量对黏度的影响

氧化玉米淀粉糊化过程中, 若Na OH用量过少, 淀粉糊化不完全, 易分层, 黏性、稳定性也较差;Na OH量过多, 成本增高, 防潮性降低, 胶液p H值偏高, 且在使用过程中产生大量泡沫, 黏性变差。综合考虑, Na OH用量以10份左右为宜。此时, 淀粉胶黏度为32.6 s, 黏性好 (图2) 。

3.3 硼砂用量对黏度的影响

以硼砂为交联剂加入, 能够增强胶液黏度, 提高胶黏剂的黏性。若硼砂用量太少, 胶黏剂达不到一定要求的黏性, 贮存期内将会沉淀分层;用量太多, 会使产品内聚力过高, 出现凝胶现象。如下图所示, 硼砂用量取0.5~1.0份较为合适 (图3) 。

4 展望

影响高锰酸钾氧化淀粉胶黏剂性能的因素众多, 本项目只对高锰酸钾用量、氢氧化钠用量、硼砂用量三个方面对其黏度的影响进行了探究, 还可以从水的用量, 各种助剂的用量方面进行考量。除黏度外还可以探究其干燥时间的影响因素, 氧化速率的影响因素等等。

参考文献

[1]黄庭刚.高锰酸钾氧化玉米淀粉的研究[D].郑州大学, 2006.

[2]杜郢, 王政, 董全江, 罗莉娟.淀粉胶黏剂的应用及改性研究进展[J].化学与黏合, 2013, 04:67~70+85.

[3]李慧连, 刘国军, 张桂霞, 胡滨, 余大平, 陈书文.淀粉胶黏剂的最新研究进展[J].化学与粘合, 2008, 05:50~53.

高锰酸钾氧化法 第6篇

高锰酸盐是一种具有强氧化性的无机盐, 能够破坏水中胶体的稳定性。其还原产物二氧化锰具有吸附絮凝性能、无毒害、易去除的优点。高锰酸盐易于制备、价格低、用量少。高锰酸盐的各种特性使得高锰酸盐预氧化技术能够有效除臭、除色、强化混凝、除藻等, 具有反应快速、高效便捷、经济实用的优点。当它与其他工艺协同作用时, 能够优势互补, 在我国水处理中应用范围较广。

一、高锰酸盐预氧化技术的应用现状

1. 强化混凝。

当水体受到严重污染时, 常规的混凝工艺效果下降, 作为常用的强化混凝工艺之一, 化学预氧化能够明显提高混凝效果, 降低后续处理构筑物的负荷。高锰酸盐作为常用的预氧化剂可以加速絮凝沉淀过程, 提高混凝效率, 降低出水浊度。孙丽华, 袁德玉等认为高锰酸盐强化混凝的机理是:高锰酸钾的强氧化性, 能有效地氧化覆盖在胶体表面的有机涂层, 降低水中胶体颗粒表面负电位, 破坏胶体的稳定性, 使水中有机物胶体更易聚集, 提高混凝效果, 高锰酸钾的还原产物二氧化锰本身具有良好的吸附絮凝作用, 可以加速絮凝沉淀过程。张锦等对南方某一人工河水的研究结果表明, 适量投加高锰酸盐可大量减少混凝剂的投加, 高锰酸钾复合药剂预处理对混凝除浊具有较高的强化效应。李星等调查发现, 高锰酸盐在对松花江、黄河、黄浦江、湘江以及巢湖等南、北方水系及湖库水都有良好的助凝和除浊作用。

2. 去除有机物。

高锰酸钾对难氧化有机污染物和易氧化有机污染物均有良好的去除效果, 其作用机理主要包括3个方面:一是直接氧化有机物, 二是新生态二氧化锰对微量有机污染物的吸附和催化, 三是反应过程中产生的介稳状态中间产物的氧化作用。张琪等利用PPC处理巢湖水的结果显示, 有机物种类减少了78%, 其含量的降幅达89%, 对水中醛、酮、苯、多环芳烃、硝基苯、杂环化合物的去除效果显著。马军等研究表明, 常规混凝沉淀工艺出水CODMn值稳定在4.19~5.34mg/L, 平均去除率为8.6%, 采用PPC预氧化后沉后水CODMn为3.2~4.91mg/L, 平均去除率为21.8%, 提高了混凝沉淀工艺对有机物的去除效果。

3. 除无机物。

(1) 去除铁、锰。铁、锰的化学性质相近, 常共存于地下水中, 胶体态铁、锰在含有机物的水体中会被有机物膜包裹和溶解, 形成高稳定性铁、锰。二氧化氯预氧化、过氧化氢预氧化及常规的水处理工艺对二者的去除效果不理想且不经济。研究发现, 高锰酸盐预氧化对原水中高稳定性铁、锰的去除效果显著, 预氧化后经过简单的静沉对锰的去除率就可达95%, 比只投加混凝剂提高了63%;对铁的去除率也高达80%, 比只投加混凝剂提高了46%。上海石化水厂采用预投加高锰酸钾工艺除锰取得了很好的去除效果, 可使出厂水的锰含量<0.1mg/L。孙士权等的研究表明原水经PPC预氧化及混凝沉淀处理后, 锰的去除率高达95%, 铁的去除率达75%。

(2) 助凝除磷。水中的磷根据物理特性的不同可分成溶解性磷酸盐和颗粒性磷酸盐, 常规处理工艺容易去除水中的非溶解性磷, 溶解性磷酸盐的去除则相对困难。采用常规的水处理工艺虽能达到很高的除磷率, 但是随着人们对用水安全性要求的进一步提高, 常规处理工艺已不能满足人们的要求, PPC的助凝除磷作用发挥了重要作用。杨艳玲等研究得出, 在相同的混凝剂投量情况下投PPC助凝, 可以使混凝的除磷率得到提高。尤其在混凝剂投量较低的情况下效果更加明显。该方法尤其适用于没有条件升级处理设备的小型水厂。

(3) 去除微量有毒重金属。我国水中存在的重金属污染物主要为铬、镍、铜、汞、砷、铅等。水中重金属污染具有易在生物体内富集、低剂量毒性大、难以通过水体自净去除和常规水处理工艺去除率低的特点, 对人体健康造成极大的危害。找到一种能有效去除水中微量重金属的方法至关重要。王晓荣等研究得出, 当采用高锰酸盐预处理工艺时, 随着高锰酸钾投量和预处理时间的增加, Cd (Ⅱ) 、Ni (Ⅱ) 的去除率逐渐升高。杨威等研究得出, 铅的去除效果随高锰酸钾的还原产物水合二氧化锰投加量的增加而提高。因此, 在常规混凝工艺中, 投加少量水合二氧化锰可强化去除水中的微量金属铅。

4. 除藻。

藻类含量高时会影响混凝沉淀效果, 增加混凝剂投量, 堵塞滤池, 缩短滤池过滤周期, 致臭并产生藻毒素, 降低饮用水安全性。目前, 最常用的除藻技术是化学药剂杀藻。硫酸铜是应用最广泛的化学除藻剂, 但硫酸铜会破坏藻细胞, 造成内部毒素和有机质泄漏, 对水体造成二次污染。刘成等提出高锰酸钾预氧化能提高混凝工艺对高藻水的处理效果, 且强化效果要高于预氯化, 同时对水中藻毒素浓度影响较小, 还能一定程度上去除致臭物质。特别是有毒藻类数量多时, 用高锰酸盐预氧化具有明显的优势。

5. 除色、嗅。

水的色和嗅是评价水质的最直观的指标, 色嗅异常时容易引起人们心理上的恐慌, 因此去除水的色和嗅是水处理中非常重要的环节。投加一定量的PPC能够强化混凝, 降低水的色度, 随着投加量的增大, 色度呈先下降后上升的趋势, 这是因为PPC本身的色度和生成二氧化锰的缘故。任之军等研究得出, PPC投量在1.2mg/L至2.4mg/L之间, 混凝工艺出水色度最低, 可将原水色度降低13度。投加高锰酸钾还能在一定程度去除饮用水的嗅味, 随着投加量的增加, 出水嗅阈值降低。

二、高锰酸盐联用工艺

1. 与活性炭联用。

活性炭吸附是有效去除水的嗅味、天然和合成溶解有机物、微污染物等的措施。高锰酸盐预氧化与生物活性炭联用能够改善活性炭孔隙易堵塞的状况, 促进活性炭上优占种属的生长, 提高活性炭对污染物的去除效果。研究表明高锰酸盐预氧化与活性炭协同作用可有效去除水中的有机物、三卤甲烷前驱物质、重金属、氨氮、亚硝酸盐氮以及嗅味等, 处理后的出水水质明显优于两者单独使用时的效果之和, 活性炭良好的吸附性能还能解决高锰酸钾大量投加所导致的色度问题。陈炜等研究得出, 高锰酸钾与粉末活性炭强化混凝的最佳组合是粉末活性炭投加40mg/L吸附120min, 高锰酸钾投加2.0mg/L预氧化2min, 此组合工艺对浊度、UV254和Pb2+的去除率较之于传统混凝沉淀工艺平均提高了0.57%、14.86%和17.08%。

2. 与臭氧联用。

用臭氧预处理时, 臭氧会使颗粒物的表面电荷减少, 导致电荷中和使絮凝沉降性能变差, 除浊效果随臭氧投加量的增加而降低。刘晓飞等指出, 投加高锰酸盐后, 高锰酸盐与臭氧产生了协同氧化作用, 同时中间价态锰的氧化物对臭氧也有一定的催化作用, 提高了臭氧的氧化效率, 而且高锰酸盐还能起到一定的强化混凝作用, 高锰酸盐和臭氧复合氧化较单独氧化对THMFP和HAAFP的去除率可提高约10%。

3. 强化氯及氯胺消毒。

氯具有极好的杀菌消毒作用但容易与水中的有机物生成致癌物三卤甲烷 (THMs) , 对饮用水安全造成影响。用氯胺消毒时虽然不会产生氯臭也减少了三卤甲烷的生成, 但氯胺消毒作用缓慢, 杀菌能力弱, 因此一般用作辅助消毒剂。杨艳玲等研究发现, 高锰酸钾与氯胺协同预处理时比等量氯胺单独作用时三卤甲烷的生成量下降了43.3%, 氯胺的消毒作用得到加强, 减少了氯胺的投量。上海石化水厂的生产实践经验表明, 高锰酸钾辅助氯消毒工艺对有机物、Mn2+和浊度的去除比单独预氯化具有更好的处理效果, 同时对“三致”物质的控制效果也要强于单独预氯化, 且能大幅度降低制水成本。

高铁酸钾氧化降解水中的苯酚 第7篇

关键词：高铁酸钾,苯酚,氧化,降解,二级反应动力学,废水处理

苯酚是工业废水中典型的难降解污染物,具有致癌、致畸、致突变等潜在危害,可通过空气或水进行长、短距离输送,参与地球各圈层的循环,对土壤、地表水、地下水、生物体等介质造成污染,进而危及生态系统和人体健康。美国环境保护署和中国环境保护部均将其列入优先控制污染物黑名单中。目前苯酚废水的处理方法主要有生物法[1]、吸附法[2]、光催化氧化法[3]、电催化氧化法[4]、Fenton试剂氧化法[5]和化学氧化法[6]等,其中化学氧化法因操作简单、成本低、效率高等特点应用最为广泛。K2FeO4是近年来备受关注的新型高效强氧化剂,与其他氧化剂相比,它具有氧化还原电位高、絮凝助凝作用强、反应产物无毒等优势,因而已被用于As3+[7]、硫化氢[8]、氰化物[9]、氨[10]、胺[11]、硝基苯[12]、表面活性剂[13]、双酚A[14]等无机和有机污染物的氧化降解研究。

本工作以K2FeO4为氧化剂对水中的苯酚进行降解实验,考察了反应时间、n(K2FeO4) ∶n(苯酚)、溶液pH对苯酚降解效果的影响,并系统研究了K2FeO4与苯酚作用的表观动力学。

1 实验方法

1.1 试剂和仪器

实验用试剂均为分析纯。K2FeO4采用次氯酸盐氧化法制备[15],纯度大于95%。

PHS-3C型精密pH计:上海雷磁仪器厂;95-1型磁力搅拌器:上海轧艮仪器设备有限公司;T6型新世纪紫外-可见分光光度计:上海沪粤明科学仪器有限公司;Waters2695型高效液相色谱仪:流动相V(甲醇) ∶V(水)为50 ∶50,流量1 mL/min,波长269 nm,进样量50 μL,Symmetry C18色谱柱(250 mm×4 mm×5 μm),美国Waters公司。

1.2 实验方法

将一定量的苯酚溶液用稀盐酸和氢氧化钠溶液调节pH后,在磁力搅拌的条件下,加入一定量的K2FeO4固体,K2FeO4迅速溶解。反应一定时间后,用过量的亚硫酸钠溶液终止反应。反应液经0.22 μm滤膜过滤后,取样进行分析。

1.3 分析方法

采用高效液相色谱仪测定苯酚浓度。

2 结果与讨论

2.1 反应时间对苯酚去除率的影响

在苯酚初始浓度为0.10 mmol/L、溶液pH为9、n(K2FeO4) ∶n(苯酚)为10的条件下,反应时间对苯酚去除率的影响见图1。

由图1可见:随反应时间的延长,K2FeO4对苯酚的去除率先迅速增加后趋于平缓;当反应时间为10 min时,苯酚去除率为84.1%;当反应时间超过10 min后,苯酚去除率增加缓慢,30 min时苯酚去除率为94.9%;继续延长反应时间,苯酚去除率趋于稳定。这主要是因为在反应初始阶段,K2FeO4浓度较高,对苯酚的氧化速率较大,苯酚去除率迅速增加,同时反应产物Fe3+发生水解形成的Fe(OH)3对苯酚起到了絮凝作用。因此,在反应初始阶段K2FeO4对苯酚的迅速降解是氧化和絮凝协同作用的结果。随着反应的进行,K2FeO4不断被分解,反应10 min时反应液中的K2FeO4已基本分解完全,此后溶液中苯酚的降解主要依靠Fe(OH)3的絮凝作用。因此,反应10 min后,溶液中苯酚的降解渐缓。实验确定最佳反应时间为30 min。

2.2 溶液pH对苯酚去除率的影响

在苯酚初始浓度为0.10 mmol/L、反应时间为30 min、n(K2FeO4) ∶n(苯酚)为10的条件下,溶液pH对苯酚去除率的影响见图2。由图2可见:随溶液pH的增加,苯酚去除率先增加后降低;当溶液pH小于9时,随溶液pH的升高,苯酚去除率明显上升;当溶液pH大于10时,苯酚去除率呈下降的趋势。溶液pH与K2FeO4的氧化能力和稳定性密切相关[16]。在酸性介质中,虽然K2FeO4的氧化能力强,其氧化还原电位为2.20 V,但非常不稳定,迅速分解为Fe3+并放出O2。这主要是因为在酸性条件下,K2FeO4分子由于质子化作用而发生结构重整,在分子内发生氧化还原反应并在瞬间内完成[13];而在碱性条件下,虽然K2FeO4的氧化能力减弱,其氧化还原电位仅为0.72 V,但其稳定性增强,分解速率慢,从而延长了K2FeO4对苯酚的氧化时间,在一定程度上弥补了因氧化还原电位降低而造成的氧化能力削弱。另一方面,溶液pH决定了苯酚的解离程度,溶液pH的增加导致苯酚的解离程度增强。研究表明解离产物更容易被氧化[17]。综合上述,K2FeO4氧化降解苯酚的最佳溶液pH为9。

2.3 n(K2FeO4) ∶n(苯酚)对苯酚去除率的影响

在苯酚初始浓度为0.10 mmol/L、溶液pH为9、反应时间为30 min的条件下,n(K2FeO4) ∶n(苯酚)对苯酚去除率的影响见图3。由图3可见:随n(K2FeO4) ∶n(苯酚)的增加,苯酚去除率逐渐增加;当n(K2FeO4) ∶n(苯酚)为2时,苯酚去除率仅为36.5%;当n(K2FeO4) ∶n(苯酚)为10时,苯酚去除率可达94.8%;继续增加n(K2FeO4) ∶n(苯酚),苯酚去除率增势趋缓;当n(K2FeO4) ∶n(苯酚)为15时,苯酚去除率达99.8%。

2.4 K2FeO4氧化降解水中苯酚的动力学

采用初始浓度法[18],在溶液pH为9的条件下,分别固定K2FeO4初始浓度(c0(K2FeO4),mmol/L)和苯酚初始浓度(c0(苯酚) ,mmol/L),测定不同反应时间下的苯酚浓度,计算初始反应速率(v0, mmol/(L·s))和反应级数。

假定K2FeO4氧化苯酚的基本动力学方程为:

v=k c(苯酚)mc(K2FeO4)n(1)

式中:v为反应速率,mmol/(L·s);c(苯酚)为苯酚浓度,mmol/L; c(K2FeO4)为K2FeO4浓度,mmol/L; m和n为反应级数; k为反应速率常数, mmol1-m-n/(Lm+n-1·s)。

固定K2FeO4浓度,方程(1)可表示为:

v=k’c(苯酚)mk’=kc(K2FeO4)n(2)

lgv=m lgc(苯酚)+lgk’(3)

固定K2FeO4初始浓度为1 mmol/L,不同苯酚初始浓度条件下苯酚浓度随反应时间的变化见图4。利用多项回归得到与图中曲线对应的方程,在t=0时对各曲线方程求导,得出不同苯酚初始浓度条件下的初始反应速率v0。lgv0与lgc0 (苯酚)的关系见图5。由图5得出直线斜率为1.071,近似等于1。因此可认为K2FeO4氧化去除苯酚的反应对于苯酚为一级反应,即反应级数m=1。因此,式(1)可表示为:

v=k c(苯酚) c(K2FeO4)n(4)

苯酚初始浓度/(mmol·L-1): ● 0.03; ■ 0.06; ▲ 0.10; ◆ 0.15; ○ 0.20

式(4)可变形为:

v/c(苯酚)=k c(K2FeO4)n(5)

lg(v/c(苯酚))=n lgc(K2FeO4)+lgk(6)

同理,固定苯酚的初始浓度为0.05 mmol/L,不同K2FeO4初始浓度条件下苯酚浓度随反应时间的变化见图6。

K2FeO4初始浓度/(mmol·L-1): ● 0.1; ■ 0.2; ▲ 0.3; ◆ 0.4; ○ 0.6

由图6求出不同K2FeO4初始浓度条件下的苯酚初始反应速率v0。lg(v0/c0 (苯酚))与lgc0(K2FeO4)的关系见图7。由图7求出直线斜率为1.087,近似等于1。因此可认为K2FeO4氧化去除苯酚的反应对K2FeO4为一级反应,即反应级数n=1。

综上所述,K2FeO4氧化苯酚过程可近似为二级动力学反应,动力学反应方程式可表示为:

v=k c(苯酚) c(K2FeO4)(7)

3 结论

a)以K2FeO4为氧化剂对苯酚溶液进行降解。在苯酚初始浓度为0.10 mmol/L、溶液pH为9、反应时间为30 min、n(K2FeO4) ∶n(苯酚)为15的条件下,苯酚去除率可达99.8%。

b)K2FeO4对苯酚的氧化降解是K2FeO4的强氧化性与产物Fe(OH)3的絮凝性协同作用的结果。

高锰酸钾褪色光度法测定环丙沙星 第8篇

1 实验

1.1 主要仪器与试剂

分析电子天平,赛多利斯科学仪器有限公司;722型分光光度计,上海精密科学仪器有限公司。

0.1 mg/m L环丙沙星标准液:准确称取环丙沙星标准样品25 mg,移至50 m L小烧杯中,用蒸馏水溶解后定溶到250 m L容量瓶内,摇匀备用;高锰酸钾标准溶液:用草酸钠标定。

1.2 实验方法

取两支刻度一致的25 m L具塞比色管,分别加入高锰酸钾溶液0.4 m L,硫酸2.5 m L,向其中一支加入0.1 mg/m L的环丙沙星标准溶液,另一支不加(空白),用水定容到10 m L,放置20 min,以水作参比,用1 cm比色皿在分光光度计上,在530 nm处,测定吸光度值A0(空白)和A(褪色反应),计算ΔA值。

2 结果与讨论

2.1 吸收曲线

按照实验方法,在不同波长下,分别测定空白和褪色体系的吸光度A0和A,绘制吸收光谱曲线。如图1所示,曲线①为试剂空白(高锰酸钾+硫酸)的吸收曲线,曲线②为试剂空白加1.0 m L环丙沙星褪色体系的吸收曲线,曲线③为试剂空白加2.0 m L环丙沙星褪色体系的吸收曲线。从图可以看出试剂空白和和褪色体系的最大吸收波长均为530 nm。环丙沙星的加入能使高锰酸钾显著褪色,且褪色的程度和环丙沙星的量有关,实验选择测定波长为530 nm。

2.2 试剂用量的选择

2.2.1 最佳介质条件

按实验方法,试验HCl、H2SO4、H3PO4、氨基乙酸-浓HCl(p H=0.63)、KCl-HCl(p H=2.2)、邻苯-HCl(p H=3.8)、Na Ac-HAc(p H=4.2)、KH2PO4-Na OH(p H=7.2)、H3BO3-KClNa OH(p H=8.53)、氨缓(p H=10)、KCl-Na OH(p H=13.0)、等溶液对反应体系的影响。结果表明在硫酸介质中褪色效果最好,故选择硫酸作为反应介质。

2.2.2 硫酸的用量

硫酸的用量≤1 m L情况下反应有沉淀。增大硫酸的用量,当硫酸的用量在1.5~3.0 m L时,ΔA值最大且稳定。实验选用硫酸的最佳用量为2.5 m L。

2.2.3 高锰酸钾的用量

高锰酸钾用量≤0.1 m L情况下反应有沉淀。增大高锰酸钾的用量,当高锰酸钾用量在0.2~0.5 m L时,ΔA的值最大且稳定,故实验选择高锰酸钾的最佳用量为0.4 m L。

2.2.4 反应时间、温度和稳定性

实验发现,在常温下反应即可进行,20 min后ΔA不再变化且稳定,稳定时间为2 h,故反应选择在常温下20 min后进行测定。

2.2.5 反应顺序

由表1实验数据可知,在各种试剂用量相同,反应条件相同的情况下,当加入顺序为表1中的顺序2时,ΔA=0.342最大,实验确定最佳试剂加入顺序为:KMn O4→H2SO4→环丙沙星。

注:空白:0.4 m L KMn O4+2.5 m L H2SO4,A0=1.122。

2.2.6 干扰离子的影响

对0.1 mg/m L的环丙沙星测定控制误差≤5%,常见物质如葡萄糖、淀粉、L-谷氨酸、甲酸等的存在对实验结果几乎没有干扰与影响。

2.2.7 工作曲线

分别取不同量的环丙沙星标准液,按照实验方法测定吸光度A值,绘制工作曲线。其线性回归方程为y=0.3714x-0.0525,相关系数为0.9998,表观摩尔吸光系数为1.31×104L·mol-1·cm-1,环丙沙星的量在0.05~0.25 mg/10 m L范围内与ΔA呈良好的线性关系。

2.3 样品分析

分别取两个不同厂家的盐酸环丙沙星(250 mg/粒)各一粒于两个50 m L的小烧杯中,用水溶解,过滤,分别定容至两个250 m L容量瓶中。每次各取1 m L样品进行测定。每个样品平行测定6次,结果如表2所示。

3结论

研究了在硫酸介质中,微量的环丙沙星对高锰酸钾有明显的褪色作用,通过探究反应的最佳条件,建立了测定微量环丙沙星褪色光度分析法,该法用于测定药物中环丙沙星的含量,其相对标准偏差为2.39%~3.07%,加标回收率为101.4%~104.8%,和同类方法相比,该方法操作简单、快速、选择性和重现性好,结果可靠。

摘要：实验研究了在硫酸介质中,少量的环丙沙星能使高锰酸钾显著褪色,而且褪色的程度与环丙沙星的用量有关。据此建立一种测定环丙沙星的光度分析新方法。褪色体系的最大吸收波长为530 nm,线性回归方程为y=0.3714x-0.0525,相关系数为0.9998,表观摩尔系数为1.31×104·mol-1·cm-1。环丙沙星的浓度在0.05~0.25 mg/10 m L范围中遵循比尔定律,该方法可行性和选择性好,可以测定药物中环丙沙星的含量,其相对标准偏差为2.39%~3.07%,回收率为101.4%~104.8%。

关键词：高锰酸钾,环丙沙星,褪色反应,分光光度法

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