苯骈三氮唑论文（共8篇）
苯骈三氮唑论文 篇1
三氮唑类衍生物具有抗菌、 抗炎、抑制病毒生长等广泛的生物活性, 已被广泛的应用于有机合成、医药、生物活染料、农药、防腐剂及材料等领域中[1,2,3,4]。在药物化学领域中,为提高或改变药理活性,在先导化合物或候选药物的结构改造中常引入1,2,3-三氮唑。 此类化合物的合成,文献多采用用叠氮基有机物与取代炔烃发生1,3-偶极环加成反应[5]来合成,但反应温度高,区域选择性低。
1-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑的合成有文献[6]报道其合成路线如图1所示。
用1-氯甲基苯并三氮唑与叠氮化钠常温搅拌24 h制的叠氮化物,所得产物再与苯乙炔搅拌回流2 h,得到1-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑 a及1-(5-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑b的混合物(如图1所示),产率分别是40%和60%。制备过程不仅时间长,要经叠氮有机物,操作易发生爆炸,而且产率低,不易分离。
我们从易得的原料出发,通过点击化学[7]反应在水相以TBAB为相转移催化作用下常温高产率、高选择性的合成了1-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑,合成路线为见图2。
1 实验部分
1.1 仪器及试剂
北京泰克公司X25 型显微熔点测定仪(温度计未校正); 岛津QP-5050A MS分析仪;Bruker Avance 500核磁共振仪(TMS 为内标);苯并三氮唑、苯乙炔、叠氮化钠、二氯亚砜、碘化亚铜等均为分析纯,甲醛溶液(37%),使用前均未作任何处理。
1.2 合成方法
1.2.1 1-羟甲基苯并三氮唑的合成
1-羟甲基苯并三氮唑按文献[8]方法合成。
1.2.2 1-氯甲基苯并三氮唑的合成
称取1-羟甲基苯并三氮唑(2.98 g,0.02 mol),加入9 mL二氯亚砜,先在冰浴中,逐滴加入2 mL,再把剩余的7 mL二氯亚砜迅速加入,然后将反应液搅拌回流1.5～2 h (TLC检测)。冷却后,过量二氯亚砜通过蒸馏除去,所得粘稠状物质倾入20 mL冰水中,有白色固体沉淀产生,抽滤,得白色固体,用甲醇重结晶,干燥得白色针状晶体 3.05 g,产率89%。m.p.137～138 ℃;1H NMR (500 MHz, CDCl3) δ8.11(d, 1H, J=8.25 Hz),7.69(d,1H,J=8.2 Hz),7.59-7.62(m,1H),7.45～7.48(m,1H),6.42(s,2H)。
1.2.3 1-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑的合成
称取1-氯甲基苯并三氮唑(0.84 g, 5 mmol), 叠氮化钠(0.39 g,6 mmol)于烧瓶中,加入10 mL蒸馏水,再加入苯乙炔(0.62 g,6 mmol),相转移催化剂TBAB (0.5 g,1.5 mmol),碘化亚铜(0.03 g,0.15 mmol),常温剧烈搅拌5 h(TLC检测),将反应混合物倒入冰水中,过滤,固体用10 mL稀氨水洗涤搅拌5 min(注:此步骤不可缺少,除去叠氮化物,防止爆炸!),过滤,所得固体分别用冰水(2×5 mL)、己烷(2×5 mL)洗涤,干燥得到1.26 g白色固体产物,产率91%。m.p. 170～172 ℃;1H NMR (500 MHz, CDCl3) δ8.08 (d, 1H, J=8.4 Hz),8.06(s, 1H), 7.87 (d, 1H, J=8.2 Hz), 7.78 (d, 2H, J=7.7 Hz), 7.55～7.58 (m, 2H), 7.32～7.45 (m, 4H),7.18 (s, 2H);13C NMR (500 MHz, CDCl3) δ59.82, 110.22, 119.85, 120.67, 125.44, 126.23, 129.10, 129.31, 129.38, 130.00, 132.67, 147.78, 149.64; m/z (70 eV)(%):276(M+), 247, 219, 219, 116, 102, 77(100%), 63, 51。
2 结果与讨论
2.1 相转移催化剂TBAB的加入量对反应产率的影响
我们研究了相转移催化剂TBAB的加入量与1-氯甲基苯并三氮唑的摩尔比对2-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)-1-H苯并三氮唑产率的影响,从表1的实验结果可以看出不加相转移催化剂TBAB时,反应几乎难以进行,可能是1-氯甲基苯并三氮唑、苯乙炔在水中溶解度太小,反应物在水相及有机相,两者不相溶,反应物间难发生有效碰撞。随着TBAB的加入,TBAB具有两性即亲水性和亲脂性,这种特性决定它能够在两相体系之间发生相转移催化作用,使反应顺利进行,当TBAB加入量达到25%～30%,产率趋于平稳。
2.2 合成方法探讨
(1)文献[6]所报道得到的是1-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑及1-(5-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑的混合物,可能是由于加热的原因,且温度越高这两种结构的比例越接近[9]。
(2)本文所用方法是在常温搅拌进行反应,苯乙炔与一价铜形成炔铜络合物a(图3 所示),然后与叠氮化钠形成有机叠氮化物b发生1,3-偶极环加成反应形成过渡态c[10],得到区域选择性1,4-二取代-1-H-1,2,3-三氮唑化合物,所以几乎没有1-(5-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑生成,高产率(91%)得到1-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑。
3 结 论
采用TBAB作相转移催化剂, 以水为溶剂, 碘化亚铜催化下,1-氯甲基苯并三氮唑、叠氮化钠和苯乙炔经点击化学反应常温下制得1-(4-苯基-1,2,3-三氮唑-1-亚甲基)苯并三氮唑。该新方法能避免产生两种异构体和使用DMF、DMSO等有机溶剂污染环境等缺点,中间产物不经过叠氮有机物,操作安全简便,产率高。该方法对合成1,4-二取代-1,2,3-三氮唑化合物具有一定的实用价值。
参考文献
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苯骈三氮唑论文 篇2
溶解氧对河流底泥中三氮释放的影响
作为内源污染的底泥沉积物中营养物的.释放引起了越来越多的关注.通过大型静态土柱模拟实验,研究氮在上覆水和孔隙水中的分布特性和释放特性.在控制氧气条件、底泥有机质含量和粒径大小的条件下,连续观测氨态氮、亚硝态氮和硝态氮的浓度及其垂向分布特性.结果发现:时间分布上,通氧条件明显影响水体底泥中三氮释放与反硝化作用达到平衡的时间;垂向分布上,三期实验的上覆水的无机氮以氨态氮为主,不同的通氧条件下,各柱的孔隙水的三氮浓度比上覆水高,且三氮在沉积物中随深度增加而增加;氨态氮和硝态氮浓度则以孔隙水的为高,随深度增加而增加;低溶解氧水平加快底泥释放氨氮速度和增大释放量.
作 者：吴群河 曾学云 黄钥 Wu Qunhe Zeng Xueyun Huang Yue 作者单位：中山大学环境科学与工程学院,广东,广州,510275刊 名：环境污染与防治 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL POLLUTION AND CONTROL年，卷(期)：27(1)分类号：关键词：沉积物 氮 溶解氧 垂向分布
苯骈三氮唑论文 篇3
三氮唑广泛地应用于医药, 农药, 染料和等工业。本品为白色针状晶体, 工业品为浅黄色或褐色针状晶体, 吸水性强。广泛应用于粉锈宁、多效唑、烯效唑、烯唑醇等农药的合成[1], 是一种重要的有机化工中间体。由于合成的杀菌剂高效低毒, 所以在杀菌剂农药的生产中有着广泛应用。
目前, 合成1H-1, 2, 4-三唑主要有四种方法[2,3]甲酸法;甲酰肼法;甲酰肼一甲酸法;甲酰胺法。目前国内大多数三氮唑生产厂采用甲酸法;甲酸法合成工艺路线复杂、步骤多, 产品质量不稳定, 收率较低。甲酰肼法、甲酰肼一甲酸法:两种方法合成工艺成本高, 市场价值低, 无法实现大规模生产;由甲酰胺及水合肼制备, 此法简单方便, 产率较高, 但据文献[4]报道反应时间较长为4.5-5h, 且需过夜静置等待结晶析出, 生产周期较长。甲酰胺法:因为其合成原料简单易得成本低, 产品质量稳定;合成生产工艺简单、设备要求不高。目前三氮唑合成主要研究, 以甲酰胺、水合肼为主要原料, 在催化剂甲酸的作用下, 直接环合反应生成三氮唑, 在经过冷却析晶、离心、干等得到的三氮唑, 纯度99.5%左右。
2 实验
2.1 反应原理
以甲酰胺、水合肼为主要原料。加少量甲酸为催化剂, 直接环合反应生成1日-1, 2, 4-三氮唑。
反应方程式如下[4]:
2.2 设备和化学试剂
实验步骤:将称量好的甲酰胺加入到反应瓶中, 加入甲酸, 搅拌, 缓慢升温至185±2℃, 缓慢滴加称量好的水合肼, 控制滴加速度约1.5~2.0小时滴完, 滴加完毕, 保持温度在185±2℃, 反应1小时。反应结束后降温, 冷却析晶, 离心、用少量的乙酸乙酯淋洗滤饼, 干燥, 得产品。经色谱分析含量在95%;熔点为112-120%。
3 结果与讨论
3.1 反应温度对收率的影响
固定甲酰胺的量为1mol;水合肼的量为0.5mol;滴加时间为1.5~2.0h;保温时间为1.5h;改变反应温度, 不同反应温度对产率的影响。见表1。
实验结果表明:反应温度对产品的产率影响较大。当温度低于180℃时, 收率较低, 随着温度的不断升高收率也随之增大, 温度在185℃时收率最高;甲酰胺与水合肼的反应是强吸热反应, 温度高有利于反应的进行, 但温度不宜过高, 温度过高会加快水合肼的挥发及甲酰胺的分解。故反应温度为185±3℃。
3.2 水合肼滴加时间对收率的影响
固定甲酰胺的量为1.0mol、水合肼的量为0.5mol、保温时间为1.5~2.0h、反应温度为185℃, 改变滴加时间, 考察不同滴加时间对产率的影响。见表2。
由表可知, 在其他反应条件不变的情况下, 若滴加时间过短 (不超过0.5h) , 产率较低, 当滴加时间为1.5~2h时之间时, 收率较高;随着滴加时间的增长, 产率变化不明显。故水合肼滴加时间为1.5~2h较为合适。
3.3 物料配比对收率的影响
由表3可知:随着水合肼用量的增加, 产率先升高, 增幅较大, 当1/3n (甲酰胺) :n (水合肼) :n (甲酸) =1:1.5~1.7:0.2时, 收率最高, 若继续增大水合肼的用量, 产率反而缓慢下降, 降幅较小。因此, 当其他反应条件不变时, 1/3na:nb最佳比例为1:1.5~1.7, 即甲酰胺与水合肼最佳摩尔比为2:1。
Â注:na表示甲酰胺物质的量, nb表示水合肼物质的量, nc表示甲酸物质的量;单位:mol。 (以下相同)
4 结论
甲酰胺与水合肼反应, 加少量甲酸为催化剂, 一步环合生产三氮唑, 工艺简单, 产品质量稳定。配料比为:1/3n (甲酰胺) :n (水合肼) :n (甲酸) =1:1.5~1.7:0.2时, 反应温度控制在185±3℃, 保温时间为1.5小时, 水合肼滴加速度控制在, 保温反应1.5~2.0h小时, (以赶完氨为准) 。物料经冷却结晶, 离心、干燥后, 得产品三氮唑, 收率为86.24%。
摘要：探讨以甲酰胺和水合肼为原料, 加少量甲酸为催化剂, 合成三氮唑的方法。优化工艺条件:n (甲酸) :n (甲酰胺) :n (水合肼) =0.2:1.6:1, 反应温度控制在185±～3℃, 产品收率85.2%。
关键词：甲酰胺,三氮唑,实验
参考文献
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苯骈三氮唑论文 篇4
1 资料与方法
1.1 一般资料
将我院自2012年3月至2013年3月收治符合标准 (《儿童社区获得性肺炎管理指南》[3]) 的病毒性肺炎患者76例, 随机分成治疗组和对照组。其中治疗组38例, 男22例, 女16例, 年龄42~63岁, 平均 (51±10) 岁, 病程2~16年, 平均 (7.4±2.2) 年;对照组38例, 男20例, 女18例, 年龄34~68岁, 平均 (45.7±10.4) 岁, 病程1~15年, 平均 (6.9±2.1) 年。两组患者在性别、年龄、病程等方面无显著性差异 (P>0.05) , 具有可比性。
1.2 治疗方法
治疗组:将剂量为300 mg的三氮唑核苷溶于250 m L的生理盐水溶液中静脉滴注, 每日给药2次;观察组:将剂量为20 m L的痰热清注射液溶于250 m L体积的5%葡萄糖注射液中静脉滴注, 每日给药1次。疗程均为2周。治疗过程中需密切察两组病患体温。
1.3 疗效判断标准
痊愈:患者治疗1~3 d内各项体征恢复正常:体温下降至正常范围内, 精神状态明显好转, 咳嗽、咯痰等症状明显减轻或完全消失;有效:患者治疗4~7 d内精神状态明显好转, 体温逐渐降至正常范围内, 只有白天略咳、咯痰等, 但不频繁;无效:患者治疗2周后X线胸片检查结果及上述临床症状均无明显改善。
1.4 统计学方法
所有数据均采用SPSS 13.0统计学软件进行分析, 计数资料采用χ2检验, 计量资料采用t检验, 若P<0.05则表示差异具有统计学意义。
2 结果
观察组治疗总有效率 (84.21%) 明显高于对照组治疗总有效率 (73.68%) (P<0.05) , 体温及临床症状消失时间明显减少 (P<0.05) , 具有统计学意义, 见表1。
注:与对照组相比较, P<0.05
注:与对照组相比较, P<0.05
3 讨论
随着环境污染越来越严重, 雾霾天气加重, 天数增多, 导致病毒性肺炎 (virus pneumonia) 的发病率越来越高。有因病毒性肺炎多通过飞沬与直接接触传播, 所以传播迅速, 造成病毒性肺炎广泛流行, 并且面广、症状重, 多易合并其他严重并发症。多种病毒都可造成此种疾病的发生, 故临床上特异性治疗的药物较少。由于此疾病多发人群为抵抗力较低的儿童及老年人, 所以如在发病初期未能采取积极正确的治疗措施, 极易造成病情恶化, 发展成为重症病毒性肺炎, 常伴有心脏功能衰竭等, 严重者甚至发生休克等多种并发症[4], 临床对病毒性肺炎的研究刻不容缓。
三氮唑核苷是病毒唑的商品名称, 是一类核苷类抗病毒药物, 其结构主要模拟天然核苷, 具有广谱抗病毒作用。由于结构相似故其作用机制与天然核苷类似, 主要是抑制病毒DNA和RNA的复制, 进而控制其繁殖。其生理机制为:抑制肌苷酸—5磷酸脱氢酶, 进而阻断肌苷酸转化为鸟苷酸而抑制病毒核酸合成, 阻止病毒复制。从而减轻感染或阻止感染达到治疗目的。临床证实, 对由流感病毒 (IFV) 、副流感病毒 (PIV) 、合胞病毒RSV、腺病毒 (ADV) 病毒等引起的肺炎都有确切疗效。是目前临床唯一治疗呼吸道合胞病毒感染的药物, 同时也是治疗流行性出血热的首选药物[5]。
本研究结果显示, 经治疗组方案治疗的病患治疗总有效率 (84.21%) 明显高于对照组总有效率 (73.68%) ;同时治疗组患者体温、临床症状恢复至正常时间较对照组明显缩短;所得数据经SPSS13.0统计学软件分析 (P<0.05) , 具有统计学意义, 由此可见, 核苷类药物三氮唑核苷治疗病毒性肺炎疗效显著, 可明显改善临床症状和缩短体温下降时间, 值得临床广泛推广应用。
摘要：目的 探讨三氮唑核苷治疗病毒性肺炎的临床疗效。方法 将我院收治符合标准的病毒性肺炎患者76例随机分为两组, 即治疗组和对照组。对照组给予痰热清治疗, 治疗组给予三氮唑核苷进行治疗, 1个疗程后评价并记录临床疗效。结果 治疗组总有效率为84.21%, 对照组总有效率为73.68%, 两组数据经统计分析比较具有显著性差异 (P<0.05) 。结论 三氮唑核苷治疗病毒性肺炎效果显著, 临床疗效确切, 值得临床推广应用。
关键词：三氮唑核苷,病毒性肺炎,临床
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苯骈三氮唑论文 篇5
关键词：巯基三氮唑,缓蚀剂,缓释机理,电化学方法
有机缓蚀剂在过去几十年里迅速发展起来,其分子通常由电负性较大的N、O、S、P等原子为中心极性基和C、H原子组成的非极性基构成。极性基团吸附于金属表面改变了金属表面的双电层结构,提高了金属离子化的活化能,而非极性基团远离金属表面形成疏水保护膜,两者共同作用,使金属腐蚀反应收到抑制。特别是在酸性腐蚀介质中,有机缓蚀剂具有很好的缓释作用[1,2,3]。随着环境和安全意识的加强,在缓蚀剂的研究开发中必须考虑环境负荷,这就要求深入研究缓蚀剂的缓蚀作用机理和分子构效关系的基础上,设计合成适应环境要求的新型高效缓蚀剂,发展缓蚀复配增效技术[4,5,6]。
近些年来,多元三氮唑类化合物由于具有特殊的分子结构和优异的缓蚀性能而日益引起人们的关注。其独特的结构导致了吸附可能有两种模式:氮原子的孤对电子与基底的金属原子作用,杂环的电子与基底的金属原子作用。研究表明三唑及其衍生物由于分子中含有多个杂原子,产生多个吸附中心,能紧密地吸附在金属表面,从而达到缓蚀的目的,在酸性溶液中的缓蚀效率可达 99%以上[7,8,9,10,11]。Quraishi[12]和Bentiss[13]有目的地设计合成了三氮唑类化合物,并对其缓蚀性能进行较系统研究,发现三氮唑类化合物具有适应酸性腐蚀介质浓度范围大、使用温度范围宽和环境友好的特点。因此,合成多单元三唑化合物是发展具备环境优势高效缓蚀剂非常有希望的途径之一[14]。本工作研究巯基三氮唑化合物在铁表面的电化学腐蚀行为,并对其缓释作用机理进行了探讨,以期对三氮唑类化合物的开发应用提供理论和实验依据。
1 实 验
1.1 3-烷基-4-胺基-5-巯基-1,2,4-三氮唑(AAMT)的合成
参照相关文献[15,16],AAMT的合成分两步进行,先是合成对称二氨基硫脲,然后再和长链酸脱水成环,其合成路线如图1所示。
在装有搅拌器、冷凝管、温度计的250 mL 四口烧瓶中加入一定量的CS2,搅拌下滴入一定量的水合肼与水的混合液中,在90～95 ℃温度范围内回流一定时间,然后冰水浴冷却一段时间,抽滤,合成产物先后用乙醇和乙醚洗涤,用沸水重结晶,得对称二氨基硫脲。将一定量的对称二氨基硫脲与一定量的长链酸溶于吡啶溶剂中,氮气保护,采用程序升温法使其在140～220 ℃回流,反应4～5 h,冷却至室温,再用95%乙醇重结晶得产品AAMT,产物成棕色。
1.2 研究电极的制备
将铁电极用环氧树脂封包,只露出顶端与溶液接触。每次实验前用2000#的砂纸抛光至镜面,用水,乙醇冲洗,氮气吹干后备用。将处理好的铁电极浸于不同浓度的巯基三氮唑的0.1 mol/L H2SO4电解池中进行电化学实验。
1.3 电化学测试
采用三电极研究体系,工作电极为铁电极,参比电极为饱和甘汞电极,铂电极为辅助电极,所有的电化学测试和数据分析由德国ZAHZER公司IM6电化学工作站完成,图2给出了电化学测试装置图。
交流阻抗谱(EIS)实验前,通氮气于硫酸溶液除氧,每次实验前,将电极在0.1 mol/L H2SO4溶液中稳定20 min。在开路电位下进行阻抗谱测量,电化学阻抗谱测试在0.1 mol/L H2SO4中,选择振幅为5 mV 的正弦微扰信号,在0.02 Hz～60 kHz 的频率范围内自高频向低频扫描,所有阻抗测试均在腐蚀电位下进行。极化曲线测试在一定的电位范围内,以3 mV/s 的速率从负电位向正电位扫描。通过动电位极化曲线(Tafel曲线)和电化学阻抗谱(EIS)方法对AAMT的缓蚀效率进行测试,并通过仪器自带的拟合软件对数据进行处理,得出相关电化学参数,根据得出的腐蚀电流密度(Jcorr)和电荷传递电阻(Rct), 计算缓蚀效率。
2 实验结果与讨论
2.1 电化学阻抗谱(EIS)
电化学阻抗谱是一种准稳态方法,实验重复性比较高,是目前应用最广的频域测量技术。使用电化学阻抗谱可以得到比其它传统电化学方法更多的电极过程动力学信息,被普遍认为是研究膜电极的表面动力学的有利的工具。图3是铁在0.1 mol/L H2SO4中的交流阻抗谱图。
从图3中可以看出,空白铁电极阻抗谱高频端为完美的半圆,而不同浓度的AAMT在0.1 mol/L H2SO4介质中的阻抗谱并不是完美的半圆,在低频端有变形,具有双容抗弧的特征,可能是由于弥散效应导致。研究表明,缓蚀剂吸附体系的阻抗谱具有双容抗弧的特征,根据对有机涂层的等效模型,建立与阻抗谱图对应的等效电路,如图4所示。其中Rs是工作电极和参比电极之间的溶液电阻;Rt是金属基体/溶液两相界面上腐蚀反应的电荷传递电阻; Rct是电子或离子穿过自组装单层膜的传输电阻,它反映的是自组装膜对金属的保护程度;Cdl和CPE分别是用来代替双电层电容和自组装膜电容的常相位角元件。选择IM6自带的拟合软件SIM系列中的“CNRLS Fitting”软件,对等效电路进行拟合处理,求得相关电化学参数见表1。
Rct可以用来评价缓蚀剂膜的质量,膜越完善,Rct的值越大。从表1可以看出,在0.1 M硫酸介质中,随着AAMT浓度的增加,Rct逐渐增大,说明AAMT对铁的缓释率越高。Rct与缓蚀剂的缓蚀能力相关,可以用下面的公式来计算AAMT对铁在0.1 mol/L H2SO4介质中的缓蚀率[17]:
其中,R
根据式(1)计算得到AAMT浓度与缓释率的关系,如图5所示。
从图5可以看出,在0.1 mol/L H2SO4介质中,AAMT对铁具有良好的缓释性能,并且随着AAMT浓度的增加,缓释率逐渐增大,在AAMT浓度为0.3g/L时,缓释率达到90.6%,其后逐渐趋于稳定。
2.2 Tafel极化曲线
图6给出了不同浓度AAMT的Tafel极化曲线。从图中可以看出,阴、阳极极化曲线均向低电流方向移动,使得腐蚀电流密度逐渐降低,这表明所合成的AAMT对铁的金属的阳极溶解和阴极析氢反应都具有阻碍作用。
对得到的极化曲线在IM6电化学工作站上,选择“Steady state i-E analysis”中的“Tafel’s Slope”软件进行解析,得出腐蚀电位(Ecorr),腐蚀电流密度(icorr),阴、阳极反应的常用对数Tafel斜率(bc、ba)等相关电化学参数。通过极化曲线可计算出缓蚀剂的缓蚀效率,公式如下[18]。
式中:η是缓蚀率,J
根据式(2)计算得到AAMT浓度与缓释率的关系,如图7所示。
从图7中可以看出,在0.1 M硫酸介质中,AAMT对铁具有良好的缓释性能,随着AAMT浓度的增加,缓释率逐渐增大,其得到实验结果与EIS得到结果具有相同的趋势和规律。
2.3 缓释作用机理
为考察AAMT在Fe/硫酸体系中的缓释作用机理,按照下列公式定义缓蚀剂的阳极作用系数和阴极作用系数[19]:
式中:fa(θ)、fc(θ)分别称为在电极电位下的阳极、阴极作用系数,J’corr、Jcorr分别为加AAMT缓蚀剂、空白铁电极的腐蚀电流密度,E’corr、Ecorr分别为加AAMT缓蚀剂、空白铁电极的腐蚀电位,ba、bc分别为空白铁电极腐蚀过程中测得的阳、阴极Tafel斜率。
如果缓释作用系数等于1,缓蚀剂对该电极反应的速率没有影响。如果作用系数大于1,缓蚀剂加速该电极反应。只有在作用系数小于1的情况下,缓蚀剂才阻碍电极反应的进行,而且作用系数的数值越小,缓蚀剂对该电极反应的阻碍越大。
对于几何覆盖效应的缓蚀剂,阴、阳极作用系数相等,加入缓蚀剂前后腐蚀电位在实验误差内应保持不变,而对于负催化效应的缓蚀剂,由于阴、阳极反应机理不同,缓蚀剂对阴、阳极反应的活化能的影响程度也不同,作用系数有较大差异,腐蚀电位一般有较大移动。
根据EIS和Tafel极化曲线得到的腐蚀电化学参数,运用式(3)、(4)计算了不同浓度AAMT在0.1 mol/L H2SO4介质中,在腐蚀电位下缓蚀剂对金属阳极溶解和阴极析氢反应的作用系数,计算结果如图8所示。
从图8中可以看出,AAMT在Fe/硫酸体系中的对铁的阴、阳极作用系数都小于1,表明AAMT对金属的阴、阳极反应都有明显的抑制作用,并且阴、阳极作用系数数值比较接近。如果考虑到电极表面的不均匀性以及无法避免的认为误差等因素的影响,可以将阴、阳极作用系数看做相等。极化曲线测试已表明,在腐蚀介质中加入AAMT后Ecorr值变化较小,所以说AAMT属于对阴、阳极作用都有抑制的混合型缓蚀剂,主要是通过几何覆盖效应起缓释作用。
3 结 论
(1)采用电化学阻抗谱和极化曲线方法,研究了巯基三氮唑化合物在酸性介质中对铁的腐蚀行为,研究结果表明:在Fe/硫酸体系中,AAMT具有优良的缓释性能,随着AAMT浓度的增加,缓释率逐渐增加,并且各种条件下的阻抗谱图所呈现耐蚀效果,与利用极化曲线方法测得的结果具有相同的趋势与规律。
苯骈三氮唑论文 篇6
杂环偶氮类试剂是发展十分迅速的一类显色剂,其中吡啶偶氮类、噻唑偶氮类、喹啉偶氮类显色剂应用研究较多,但含氮唑偶氮试剂研究较少[1]。近年来,已合成了一些含氮唑偶氮类显色剂,例如三氮唑偶氮、四氮唑偶氮和咪唑偶氮类显色剂[2,3,4],应用于环境及生命体中微量金属离子的光度测定,具有优良的分析性能。显色剂2-(5-羧基-1,3,4-三氮唑偶氮)-5-二乙氨基苯胺(简称CTZAN)的合成、性质与结构表征已经研究[5],其结构式为:
同时,显色剂CTZAN光度法测定Pd(Ⅱ)[6]、Co(Ⅱ)[7]、Cu(Ⅱ)[8]已经进行了研究,是分析测定这些元素的良好试剂,具有较高的灵敏度和选择性。
在此基础上,研究了试剂CTZAN与Fe(Ⅲ)的显色反应。结果表明:在pH 6.0的HAc-NaAc缓冲体系中,CTZAN与Fe(Ⅲ)形成稳定的紫红色络合物,最大吸收波长为570nm,络合物的表观摩尔吸光系数为2.08×104L·mol-1·cm-1,所拟方法可不经分离直接测定纯铝和铝合金样品中微量的铁。结果表明,该试剂也是测定铁的高灵敏度和高选择性试剂,据此建立了光度法测定微量铁的新型方法。
1 实验部分
1.1 主要仪器和试剂
UV-2401PC型紫外分光光度计(日本,岛津);7200型可见分光光度计(上海尤尼柯仪器有限公司);pHS-3C数字酸度计(上海雷磁仪器厂);FA 2004上皿电子天平(上海精科天平)。
铁标准溶液:1.0g/L,称取铁铵矾0.8634g溶于水,加硫酸2.5mL,移入100mL容量瓶中,以水稀释至刻度。使用时稀释成20μg/mL的工作液。CTZAN溶液:1.0mmol/L;HAc-NaAc缓冲溶液:pH6.0。其余试剂均为分析纯,水为双重蒸馏水。
1.2 实验方法
准确吸取1.0mL铁标准工作溶液于25mL比色管中,依次加入HAc-NaAc缓冲溶液5.0mL,CTZAN溶液4.0mL,20min后用水定容至刻度(每加入一种试剂需摇匀)。以相同条件试剂空白为参比,于570nm波长处用1cm比色皿测量其吸光度A。
2 结果与讨论
2.1 吸收光谱
按实验方法在UV-2401PC型分光光度计上,分别以水和试剂空白为参比,绘制试剂和络合物的光度吸收曲线,结果见图1。由图1可见,试剂的最大吸收波长为480nm,络合物的最大吸收波长为570nm,对比度Δλ为90nm。本实验选用570nm为测定波长。
1—试剂(水为参比),c(CTZAN)=4.0×10-5mol/L,2—络合物(试剂空白为参比),c(Fe3+)=1.43×105mol/L。
2.2 酸度及缓冲溶液用量对显色反应的影响
按实验方法,在不同酸度介质中进行显色反应并测定络合物的吸光度。结果表明,络合物在pH=5.5～6.3的缓冲溶液中吸光度最大。本实验选用pH 6.0的HAc-NaAc缓冲溶液。
按实验方法,改变缓冲溶液的用量,测定络合物的吸光度。实验结果表明,当缓冲溶液用量大于等于4.5mL时,吸光度最大且恒定,本实验选用缓冲溶液的用量5.0mL。
2.3 显色剂用量对显色反应的影响
按实验方法,改变显色剂用量,测定络合物的吸光度A。结果表明,显色剂CTZAN用量大于等于3.5mL时,吸光度最大且基本不变,本实验选用4.0mL。
2.4 显色反应速度及体系的稳定性
结果表明,在室温下,显色反应20min后即完全,显色体系可以稳定24h。
2.5 络合物的组成
分别用浓度连续变化法和斜率比法测得络合物的组成比为Fe(Ⅲ)∶CTZAN=1∶2。
2.6 工作曲线
按实验方法测定络合物在不同Fe(Ⅲ)浓度下的吸光度,绘制工作曲线。结果表明,Fe(Ⅲ)的量在(2～20)μg/25mL范围内遵守比尔定律,线性回归方程为A=0.0348+0.0133c(c:μg/25mL),相关系数r=0.9998,由此求得配合物的表观摩尔吸光系数ε=2.08×104L·mol-1·cm-1。
2.7 共存离子的影响
对于测定20μg/25mL的Fe(Ⅲ),相对误差在±5%之内,常见共存离子的最大允许量(mg)为:K+、Na+、NH4+、Mg2+、Ca2+、Al3+、F-、Cl-、Br-、I-、NO3-、SO42-(>10,未进行最高限实验);Bi3+(1.4);Ag+(0.5);Cr3+(0.2);Mn2+(0.1);V(V)、Zn2+、Hg2+(0.05);UO22+(0.04);Ni+、Cd2+、Pd2+(0.02);Cu2+、Co2+(0.002);硫脲(500)。当加入掩蔽剂50g/L硫脲2.0mL,Cu2+的允许量提高到0.2mg。可见Co2+干扰严重。
2.8 样品分析
2.8.1 纯铝样品
称取0.700g纯铝标准样品(Al-0,山东省冶金研究所),加入20mL盐酸(1+1),待反应停止后,滴加1mL过氧化氢,低温加热蒸发近干,再加入5mL盐酸(1+1),移入250mL容量瓶中,用水稀释至刻度,摇匀。准确移取上述试液1.0mL,按实验方法进行测定,结果见表1。
2.8.2 铝合金样品
称取0.350g铝合金标准样品(LF5,东北轻合金加工厂研究所),加入20mL盐酸(1+1),待反应停止后,滴加1mL过氧化氢,低温加热蒸发近干,再加入5mL盐酸(1+1),移入250mL容量瓶中,用水稀释至刻度,摇匀。准确移取上述试液1.0mL,按实验方法进行测定,结果见表1。
2.8.3 回收实验
在25mL比色管中,准确移取上述配制的样品溶液1.0mL,加入铁标准溶液0.25mL,按实验方法进行标准加入法的回收试验,结果见表2。从表2可知,样品中铁的回收率为102.1～103.5%。
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苯骈三氮唑论文 篇7
关键词：5-羧基-1,3,4-三氮唑偶氮氯膦,H2O2,铜(Ⅱ),动力学光度法
铜是工业上广泛应用的金属,在环境中分布很广。铜也是人体及动植物所必需的微量元素,对机体的新陈代谢有着重要的调节作用[1,2];铜(Ⅱ)还具有较好的催化活性,可催化许多氧化褪色反应[3]。因此研究测定痕量铜的分析方法一直受到人们的关注,也具有一定的实际意义。催化动力学光度法是一种以测定催化反应速度为基础的定量分析方法,具有高灵敏度,仪器设备简单,操作简便等优点,广泛应用环境监测、食品分析、药品分析、冶金分析等方面微、痕量铜离子的测定[3,4,5,6,7,8,9,10]。而含氮唑偶氮氯膦类有机试剂催化动力学光度法测定痕量铜尚未见报道。本文根据铜(Ⅱ)对H2O2氧化7-(5-羧基-1,3,4-三氮唑偶氮)-偶氮氯膦(简称CTACPA)褪色反应有明显的催化作用,研究了催化动力学光度法测定铜(Ⅱ)的反应条件,建立了测定铜(Ⅱ)的新方法。所拟方法不经分离直接测定人体头发和环境水中痕量的铜,测定结果与原子吸收法相符。
1实验部分
1.1主要仪器与试剂
UV—2450PC型紫外分光光度计(日本岛津);7200型可见分光光度计(上海尤尼柯仪器有限公司);TAS—990原子吸收分光光度计(北京普析通用仪器有限公司);p HS—3C数字酸度计(上海雷磁仪器厂);DKS—16型恒温水浴锅(宁波江南仪器厂)。
铜标准溶液:准确称取0.250 0 g高纯金属铜(99.99%),置于小烧杯中,加10 m L盐酸(1+1)及数滴硝酸加热溶解,移入250 m L容量瓶中,用水稀释至刻度,摇匀,配成1.000 mg/m L贮备液。使用时稀释成5μg/m L的工作液。CTACPA溶液:1.0×10-3mol/L;HAc-NaAc缓冲溶液:p H 4.0;H2O2溶液:3.0 w%。其余试剂均为分析纯,实验用水均为双重蒸馏水。
1.2实验方法
取两支25 m L比色管,准确吸取1 m L CTACPA溶液,4 m L的HAc-NaAc缓冲溶液,3 m L H2O2溶液,其中一支加入1.0 m L铜标准工作液(吸光度为A),另一支不加铜标准工作液(吸光度为A0),用水定容至刻度(每加入一种试剂均需摇匀),置于沸水浴中加热15 min,流水冷却5 min后,用1 cm比色皿,在波长535 nm处,以水为参比,在7200型可见分光光度计上分别测定催化和非催化体系的吸光度A和A0,计算吸光度的差值ΔA=A0-A。
2结果与讨论
2.1催化与非催化体系的吸收光谱
按照实验方法配制不同组分的溶液,在UV—2450型紫外分光光度计上,以水为参比,在不同波长处测定催化体系与非催化体系的吸光度A和A0,绘制吸收曲线,见图1。由图1可知,Cu2+对H2O2氧化CTACPA的褪色反应有明显的催化作用,在535 nm处,吸光度之差ΔA最大。故选用535 nm为测定波长。
1—1.0 m L CTACPA溶液+4.0 m L缓冲液+3.0 m L H2O2溶液,2—1+c(Cu2+)=3.15×10-6mol/L,3—两者之差:A0-A
2.2 试剂用量
按照实验方法,改变CTACPA溶液的用量,在535 nm处测定催化体系与非催化体系A与A0,计算ΔA=A0-A。结果表明,试剂CTACPA用量为1.0 mL时,吸光度差ΔA达到最大值,因此试剂CTACPA用量选用1.0 mL。
2.3 反应介质的选择和用量
按照实验方法,考察了H2SO4,HCl,H3PO4,HAc及NH3.H2O-NH4Cl介质对测定体系的影响。结果表明,褪色反应在pH 4.0的HAc-NaAc缓冲溶液中效果最好。按实验方法,改变pH 4.0的HAc-NaAc缓冲溶液用量,考察缓冲溶液用量与ΔA值的关系。结果表明,当缓冲溶液用量大于等于4 mL时,体系的吸光度差ΔA最大且基本不变。因此本实验的缓冲溶液用量为4.0 mL。
2.4 H2O2用量
按照实验方法,改变H2O2溶液的用量,测定催化体系与非催化体系的A0与A,计算吸光度之差△A。结果表明,H2O2溶液的用量为(3～4) mL,△A达到最大值,因此本实验H2O2溶液的用量为3.0 mL。
2.5 反应温度和表观活化能
按实验方法测定不同反应温度下吸光度的差值ΔA。结果表明,温度低于40 ℃,反应进行缓慢;在(50～80) ℃,随着温度的升高,反应速度迅速增加;在(80～100) ℃,随着温度的升高,反应速率有所增加,100 ℃时ΔA达到最大。实验选用100 ℃水浴加热。固定反应物浓度和加热时间,在(50～80) ℃温度区间作-lgΔA～(1/ T)×103 曲线,结果表明,-lgΔA与(1/ T)×103 存在着线性关系,其线性回归方程为:-lgΔA =1.988 0×(1/ T)×103-5.339 6,相关系数 r 为0.998 7,根据Arrhenius公式计算出催化体系的表观活化能:Ea = 1.988 0×2.303×8.314=38.06 kJ/mol。
2.6 反应时间和表观速率常数
在100 ℃热水浴下,固定反应物浓度,随着加热时间的延长,ΔA值不断变化,反应15 min,ΔA达到最大值;继续延长反应时间,ΔA值不变,因此选择反应时间为15 min。在(5～12.5) min之间,反应速率与反应时间呈良好的线性关系,其线性回归方程为:ΔA=0.013 28t+0.421 3,相关系数r=0.997 7。计算出反应的表观速率常数为k=2.21×10-4 s-1。
2.7 体系的稳定性
按实验方法,流水冷却3 min后,取不同时间测定体系的吸光度。结果表明,在室温下,24 h内ΔA几乎不变,因此本实验采用流水冷却5 min后立即进行测定。
2.8 工作曲线
在25 mL比色管中,分别加入不同量的Cu2+,按实验方法测定催化体系和非催化体系的吸光度A和A0,绘制工作曲线。结果表明,Cu2+的质量浓度在(0.004～0.2) μg/mL范围内与ΔA值呈线性关系,线性回归方程为:ΔA=3.026 0ρ-7.24×10-3 (ρ: μg/mL),相关系数r=0.999 6,由此求得体系的表观摩尔吸光系数为ε=1.92×105 L·mol-1·cm-1。按11次空白溶液标准偏差的3倍除以标准曲线的斜率,计算得出检出限为2.90×10-10 g/mL。
2.9 共存离子的影响
按实验方法,测共存离子的影响。固定Cu2+的浓度为5.0 μg/mL,分别加入不同量常见离子进行实验,控制相对误差在±5%以内,下列共存离子的最大允许量(mg):Na+,K+,NH+4,Cl-,Br-,Ac- (>10最高限未做);NO-3,SO
3 样品分析
3.1 头发中铜的测定
取适量头发,用洗洁精浸泡半小时后取出,用水洗干净,置于105 ℃烘箱中干燥。准确称取10.00 g处理后的头发,在700 ℃焙烧3 h。取出后用2 mL硝酸溶解,转移到50 mL容量瓶中,稀释至刻度,摇匀。吸取1 mL上述试液,加入1 mL NH4F溶液,按实验方法进行测定,结果见表1。
3.2 水中铜的测定
取河水水样,过滤,量取2 000 mL,加盐酸酸化,蒸发浓缩至50 mL,转移至100 mL容量瓶中,用水稀释至刻度。吸取5 mL上述试液,加入1 mL NH4F溶液,按实验方法进行测定,结果见表1。
3.3 回收实验
对上述样品处理的样品,进行标准加入回收实验,结果见表1。从表1可知,样品的回收率在96.8 %～103.6 %。
参考文献
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三氮在地下水中的运移模拟研究 篇8
地下水环境中,主要的氮化合物为离子态的氨氮(NH4+-N)、亚硝酸盐氮(NO2--N)、硝酸盐氮(NO3--N),即“三氮”。大量的资料表明[1,2,3],地下水的渗滤系统对污染物的净化有着显著的作用。
当今世界氮素的污染已非常广泛,造成了地下水水质降低,水资源减少,农作物质量下降,破坏生态平衡。地下水中氮污染的治理、控制和预测成为当前迫切需要解决的热点问题。
2“三氮”渗滤行为分析
本试验装置为柱形,采用有机玻璃制成,共两套,分别装填天然河砂和石英砂,两多孔介质柱尺寸规格均相同。
试验土柱都采用有机玻璃(PTV)管,高度150 cm,内径10 cm,土壤一侧有取样孔[4]。该试验装置供水系统采用马利奥特瓶(以下简称马氏瓶)供水,根据水力学原理,马氏瓶具有稳定供水的特性,从而保持供水压力,即水面保持恒定[5]。
该试验主要分析NH4+-N,NO2--N,NO3--N在地下含水层中,在弥散、吸附以及生物降解作用下的运移转化规律。
由试验可知,在任一时间,随着深度的加深,NH4+-N浓度沿程逐渐下降,同时硝酸盐的出水浓度在浅层位置不断的上升,到深层的位置不断下降。而亚硝酸盐含量也有稍微上升再下降,但浓度含量一直维持在较低水平,具体原因如下:
1)离子交换吸附作用。
由于河砂介质大多数带负电荷,NH4+-N在地下浅含水层的入渗过程中,易被土壤胶体吸附而置换出土壤胶体原吸附的阳离子。等离子交换吸附的方程式为:
式(1)中的X表示土壤胶体,从式(1)可以看出,若水溶液中的NH4+与土壤胶体原吸附的Ca2+发生离子交换吸附时,出水中Ca2+的浓度将增大,而NH4+-N的浓度将减小。
2)硝化作用。
由于污水的进入,为微生物的生长提供了营养物质,从而使硝化细菌的硝化作用得以进行。
硝化作用指的是NH4+-N在自养型微生物亚硝化菌作用下氧化成NO2--N,继而在硝化菌作用下氧化成NO3--N的过程。
在硝化过程中要消耗溶解氧,同时释放出H+。
随着试验的进行,浅层位置的NO3--N不断出现和升高;由硝化方程式知,NH4+-N不断被硝化细菌消耗,并生成NO3--N。
3)矿化作用。
含氮有机化合物,在异养型微生物如各种细菌、真菌、放线菌等作用下,先降解成含氨基的简单有机化合物,进而分解成氨,这就是有机氮转化为氨氮的作用,即矿化作用。
4)反硝化作用。
反硝化是指NO3-在反硝化菌作用下,先还原为NO2-,继而还原为分子氮(N2)或氧化亚氮(N2O)的作用。反硝化菌以异养型菌为主,它必须以有机质碳作为能源,并在厌氧条件下繁殖。
反硝化过程需要提供足够的有机物(碳源),保证一定的碳氮比,才能使反硝化顺利进行。在这过程中,虽然NH4+-N没有直接参与反应,但与NH4+-N有间接的关系,因为硝化过程产生的NO3-参与反硝化过程。
3 数学模型
3.1 污染物运移基本方程的建立
文中室内模拟的土柱渗滤实验都是在均质各向同性、一维稳定流条件下进行的,根据“三氮”在系统中的环境行为分析结果。“三氮”是土柱渗滤系统中经过运移、沉积物颗粒的吸附以及沉积物的生物降解共同作用的结果,考虑弥散、对流、吸附、生物降解作用,则“三氮”在土层中垂直向下迁移的基本方程为:
其中,C为质量浓度,mg/L;D为水动力弥散系数,m2/d;v为渗透流速,m/d;K1为降解系数,d-1;Rd为阻滞系数。
式(2)右边第一项是弥散项,第二项是对流项,第三项是降解作用项。
3.2 污染物运移方程的求解
3.2.1“三氮”运移转化模型方程组
其中,[NH4],[NO2],[NO3]分别为氨氮,亚硝氮,硝氮的浓度,mg/L;RNH4,RNO2,RNO3分别为氨氮,亚硝氮,硝氮的延迟因数(无因次项);K1,K2,K3分别为一级硝化速率常数,二级硝化速率常数,反硝化速率常数,d-1。
3.2.2 差分求解
有限差分法的基本思路是按照时间步长和空间步长将时间和空间区域剖分成若干网格,用未知函数在网格节点的值所构成的差分商近似代替所用的偏微分方程中所出现的各阶导数,从而把表示含量连续变化关系的偏微分方程离散为有限个代数方程,然后解此线性代数方程组,以求出污染物浓度在各网络节点上不同时刻的解[5]。
采用Matlab求解上述方程组。对时间区域[0,T]和空间区域[0,L]都做等距剖分,设时间步长为Δt,空间步长Δx,把第i个节点xi处在tn时刻的浓度记为Ci,n。
在显式差分方程中,时间间隔Δt和位移间隔Δx是不能随便取的,必须在满足一定的条件时才能保证结果的稳定性,不至于发生弥散现象,所以在建立模型后,必须考虑这一因素的影响。
在本研究的计算中,满足Courant准则:
故不会出现弥散。
3.3 各过程模拟分析
3.3.1“三氮”污染运移转化模拟分析
由图1,图2可以看出实测曲线与模拟曲线基本吻合,对模型模拟结果与实测结果进行比较,平均相对误差为8.6%,说明参数可靠。
3.3.2“三氮”污染运移转化预测分析
在河砂柱上层,由于顶部NH4+-N污染物的不断注入,该部分NH4+-N基本维持在一定的浓度,但是由于硝化过程的影响,浓度基本维持在15 mg/L左右,与进水50 mg/L相比有所减少,但仍处于较高浓度状态。NO2--N,NO3--N在初期浓度均处于较低水平,但随着硝化反应的进行,NO3--N浓度开始上升,在25 cm处,到20 d时达到了15 mg/L,而在50 cm处,已达到了25 mg/L,并超越了NH4+-N的浓度,处于较高的浓度水平,随着时间的持续,由于反硝化的影响,NO3--N有所下降,但仍处于较高的浓度水平;而NO2--N浓度虽有所升高,但一直处于较低的浓度水平,不会对该部分土层造成污染。因此,由于氨氮污染物的不断排放,浅层地下土层基本上会受到NH4+-N和NO3--N的污染。
对于中部砂层,尽管顶部有不断的NH4+-N污染物注入,但由于吸附、弥散以及硝化反应的影响,此部分砂层NH4+-N污染物已逐渐被生物降解完毕,处于较低浓度水平;而NO2--N跟浅层处相差不大,仍然处于较低水平,但是NO3--N却有了较大的升高,达到了30 mg/L。并随时间仍有升高的趋势,对这部分砂层,NO3--N成为主要的氮类污染物。
到了深层,在150 cm处,由模拟曲线可以看出,该部分NH4+-N和NO2--N污染物基本消失,仅存在NO3--N,但与中层相比,NO3--N浓度有所降低,维持在10 mg/L,分析此部分主要是反硝化作用的影响,NO3--N不断地转化为氮气。
4 结语
1)文中采用定性实验分析和定量数学模拟相结合的方法来研究“三氮”在地下水渗滤系统中的环境行为。
2)通过分析“三氮”渗滤实验结果,“三氮”在渗滤系统中参与了离子交换吸附、硝化、矿化以及反硝化作用。
3)根据地下水污染物运移数学模型,同时根据地下渗滤系统中“三氮”的反应动力学公式,建立了“三氮”运移转化模型方程根据室内试验所测得参数,通过数值求解方法中的有限差分法对方程组进行分解,利用Matlab软件编程求解,根据不同情况下参数的设置,模拟了“三氮”在河砂中的运移转化过程,基本与实现数据达到一致。最后通过计算,模拟分析深层砂层以及随时间“三氮”的变化情况,得出了对于氮类污染物在地下多孔介质浅层的主要是NH4+-N和NO3--N,而到了中部地下含水层NO3--N成为了主要的污染物。
摘要：通过室内土柱试验分析了氮类污染物在地下水渗滤体系的运移转化机理,揭示了氮类污染物运移转化的具体过程及各阶段产物,在一定程度上揭示出渗滤系统中“三氮”的迁移规律,有利于地下水中污染氮的治理。
关键词：三氮,渗滤系统,迁移规律,数学模型
参考文献
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[4]阮晓红,王超,朱亮.氮在饱和土壤层中迁移转化特征研究[J].河海大学学报,1996,24(2):51-55.
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