2020-01-14
551
Броматометрический метод отличается рядом достоинств по сравнению с другими методами.
1. Бромат-бромидные растворы можно применять не только для определения восстановителей и окислителей, но и для анализа органических ненасыщенных, ароматических и гетероциклических соединений, а также для косвенного определения разнообразных ионов, осаждаемых в виде нерастворимых в воде соединений, например в виде оксихинолятов.
2. В отличие от стандартных растворов йода или брома, применяемых для анализа тех же соединений, растворы бромата калия устойчивы и не меняют своего титра в течение продолжительного времени. Поэтому при пользовании броматом получаются более надежные результаты анализа.
3. При введении в бромат-бромидную смесь ионов ртути (II) увеличивается потенциал системы бром – бромид благодаря образованию устойчивых комплексных ионов [HgBr4] 2–; случае превышает. При этом происходит окисление таких ионов и соединений, которые в отсутствие ионов ртути не окисляются бромат-бромидной смесью. Например, хром (III) легко окисляется до хрома (VI) в присутствии ионов ртути (II).
Броматометрический метод имеет также ряд недостатков
1. Вода, присутствующая в растворе или образующаяся в процессе титрования неводных растворов, мешает определению многих органических соединений.
2. Окисление некоторых органических соединений сопровождается нежелательными побочными реакциями гидролиза, замещения и присоединения, вызываемыми действием ионов воды и брома.
3. В ряде случаев реакции бромата калия с органическими веществами протекают не в строго стехиометрических отношениях, что приводит к искажению конечных результатов анализа.
Определение фенола
Большое практическое применение имеет броматометрическое определение фенола. Определение фенола основано на том, что в анализируемый раствор вводится избыток бромат-бромидной смеси, которая в кислой среде выделяет свободный бром. Образующийся бром реагирует с фенолом:
С6Н5ОН + ЗВг2 С6Н2Вг3ОН + 3HBr
При добавлении к этому раствору иодида калия избыточный, не прореагировавший бром окисляет иодид до йода, который титруют стандартным раствором тиосульфата натрия:
Br2 + 2I = 2Br + I2
I2 + 2S2O = 2I + S4O
Реактивы
1. Тиосульфат натрия 0,02 М раствор (или стандартизированный)*
2. Бромат-бромидная смесь.
3. Серная кислота 1М раствор
4. Крахмал, 0,5% раствор
5. Иодид калия, KI (к)
Посуда:
1. Колба мерная 500 мл
2. Колба коническая 250–300 мл
3. Мерный цилиндр 20 мл
4. Пипетки 20 и 25 мл
5. Бюретка 25 мл
Выполнение работы
Бромат-бромидный раствор можно приготовить по навеске: 0,334 г. KBrO3 и 1,2 KBr растворяют в дистиллированной воде и доводят до метки в мерной колбе вместимостью 500 мл, в этом случае концентрация приблизительно равна 0,024 М. Для получения такой же концентрации раствор можно приготовить из фиксанала KBrO3 – KBr 0,1 Н но в этом случае содержимое запаянной ампулы нужно растворить в 4 л дистиллированной воды.
Для анализа отбирают аликвоту (10 мл) раствора, содержащего 0,02–0,4 г/л фенола**, пипеткой в коническую колбу для титрования. Прибавляют 12 мл (пипеткой) бромат-бромидной смеси, 10 мл 1М раствора серной кислоты, закрывают пробкой и оставляют на 30 мин. Затем прибавляют 1 г иодида калия, взвешенного на технических весах, и снова закрывают пробкой. Через 5 мин титруют выделившийся йод раствором тиосульфата натрия, прибавляя в конце титрования, когда окраска раствора станет светло-желтой, 2–3 мл раствора крахмала. Титрование продолжают до исчезновения синей окраски раствора. Проводят три титрования и рассчитывают средний объем V1 из сходящихся результатов.
Определение общей массы брома, выделяющейся из бромат-бромидного раствора, выполняют следующим образом
В чистые конические колбы приливают дистиллированную воду в том же объеме, в каком был взят анализируемый раствор, прибавляют 25 мл (той же пипеткой) бромат-бромидный раствор, 10 мл 1М раствора серной кислоты, закрывают пробкой, выдерживают 30 мин, прибавляют 1 г иодида калия и также через 5 мин оттитровывают выделившийся иод тиосульфатом натрия. Титрование повторяют три раза, находят средний результат V2.
Рассчитывают концентрацию (мг/л) фенола:
где m (1/6С6Н5ОН) – молярная масса эквивалента фенола; Vпр – объем пробы, взятый для анализа.
Результаты эксперимента:
V1, мл 1,45 1,40 1,40 V2, мл 15,4 15,3 15,3
С1= (мг/л)
С2= (мг/л)
С3= (мг/л)
Математическая обработка результатов (P=0,95 tp, n-1=4,30 при n=3), мг/л мг/л 402,41 0,96 400,97 401,45 0,48 0,831 2,06 401,45 2,06 400,97 0,48
На основании данного эксперимента можно сделать вывод о том, что метод броматометрического определения фенола вполне точный, т. к. были получены результаты, удовлетворяющие исходному условию. Оценка данных эксперимента методом математической обработки показала, что погрешность, связанная с различными факторами, присутствует только в третьем знаке после запятой, что допустимо для данного определения.
Важно также отметить, что данный метод достаточно быстрый (~50 мин), простой и не требует больших расходов.
Очистка фенольных сточных вод сорбционным методом
Общие сведения.
Промышленные сточные воды, содержащие фенолы, выделяются в отдельную группу и подлежат строгому контролю. Предельно допустимая концентрация фенола в воде водных объектов хозяйственно-питьевого назначения и рыбохозяйственных целей лимитирована до 0,001 мг/л. Это связано с токсичностью и высокой восстановительной способностью фенолов, со снижением порога органолептического обнаружения при хлорировании и свойством накапливаться в мясе и жире рыбы.
Существенным источником фенольных загрязнений являются производство фенолформальдегидных пластмасс и коксохимическое производство.
Многочисленные методы обесфеноливания сточных вод можно разделить на две большие группы: деструктивные и регенеративные. Деструктивными методами достигается окисление или разрушение фенолов (окисление озоном, активным хлором, электрохимическое окисление, сжигание, биохимическая очистка). Регенеративными методами фенолы извлекаются из сточных вод и могут быть в дальнейшем использованы (экстракция, ионный обмен, вторичная поликонденсация, адсорбция). Первая группа методов пригодна для вод с концентрацией фенолов до 1 г/л. Методы второй группы можно использовать там, где концентрация фенола превышает 1 г/л.
Адсорбционный метод рекомендуется для очистки небольших по объему стоков с содержанием фенолов от 1,5–2,0 г/л и может применяться самостоятельно и в комплексе с другими методами.
Фенолы разделяют на две группы: летучие с паром и нелетучие.
К группе летучих фенолов относятся: фенол, м-крезолы (орто-, мета-, пара-), ксиленолы, тимол и их замещенные. Частично с паром, отгоняются пирокатехин и α-нафтол. Летучие с паром фенолы более токсичны, обладают более интенсивным запахом, чем нелетучие, и потому их допустимые концентрации в водах водоемов чрезвычайно малы. Особенно жесткие требования в этом отношении предъявляются к воде, поступающей на водопроводные станции, где она подвергается обработке хлорированием, потому что хлорпроизводные фенола, ο- и м-крезола имеют неприятный запах даже в самых малых концентрациях. По этой причине при анализе вод в первую очередь в них определяют содержание летучей группы фенолов, а часто ограничиваются определением только одних летучих фенолов.
Для определения летучих фенолов (обычно смеси неопределенного состава) используются несколько методов. Для определения больших концентраций летучих одноатомных фенолов (более 50 мг/л) рекомендуется бромометрический метод. Основой бромометрического метода является бромирование одноатомных фенолов, выделенных из пробы перегонкой с водяным паром. Расход брома пропорционален содержанию фенола.
Для определения летучих фенолов при концентрациях до 50 мг/л в поверхностных и сточных водах рекомендуется колориметрический метод с применением 4-аминоантипирина или пара-нитроанилина.
Для определения наиболее низких концентраций летучих фенолов (<0,05 мг/л) в питьевых и поверхностных водах предлагается тот же метод, но с предварительной экстракцией фенола хлороформом.
Адсорбционные методы применяют для глубокой очистки сточных вод от растворенных органических веществ, либо после биохимической очистки, либо самостоятельно, если концентрация веществ в сточной воде невелика и они являются очень токсичными. Наиболее эффективными сорбентами являются активные угли (АУ) различных марок.
Растворенные органические вещества имеют размер частиц менее 10 Å. Они заполняют объем микропор сорбента, полная удельная вместимость, см3 /г, которых соответствует поглощающей способности сорбента. Поэтому объем микропор W01 является одной из важнейших характеристик и приводится в спецификациях соответствующих марок активных углей (см. таблицу 1).
Таблица 1
| Марка АУ | WΣ | W01 | W02 | B01 106 | B02 106 |
| см3 /г | град -2 | ||||
| АГ-3 | 0,891 | 0,3 | - | 0,7–0,8 | - |
| БАУ | 1,5 | 0,22 | - | 0,55 | - |
| АР-3 | 0,7 | 0,19 | 0,18 | 0,74 | 3,42 |
| КАД йодный | 1 | 0,23 | 0,13 | 0,7 | 3,1 |
| КАД молотый | - | 0,12 | - | 1,08 | - |
| СКТ | 0,98 | 0,5 | - | 0,83 | - |
Известную сорбционную активность проявляют и супермикропоры; в характеристике АУ приводится и их объем W02. Что касается макропор и переходных пор, то их сорбционная активность проявляется лишь сорбцией вещества поверхностью стенок, и количество сорбированного на них вещества значительно меньше, чем в микропорах. Поэтому макропоры и переходные поры служат главным образом путями подвода сорбата к микропорам.
Другой важной характеристикой АУ является структурно – энергетическая константа В, град-2. Она может также приводиться для микропор и супермикропор (В01 и В02). Характеристиками АУ являются также их насыпной удельный вес, г/см3; механическая прочность, %; диаметр зерен, мм; цена за 1 т, руб., и др.
Сорбцию можно проводить в статических и динамических условиях.
Сорбция в статических условиях осуществляется путем интенсивного перемешивания обрабатываемой воды с сорбентом в течение определенного времени τ и последующего отделения сорбента от воды в результате отстаивания, отфильтровывания т. п. Если в отделенную от сорбента воду внести новую порцию чистого сорбента и вновь перемешивать воду с сорбентом, то концентрация загрязняющего вещества в воде еще уменьшится. Последовательным введением чистых порций сорбента в очищаемую воду можно очистить ее от загрязняющего вещества до любой заданной концентрации.
При однократном введении сорбента в количестве m г на 1 л обрабатываемой воды исходным расчетным уравнением является уравнение баланса вещества: ma+QC=QC0, где а – удельная сорбция; Q – количество обрабатываемых сточных вод; С – концентрация вещества, устанавливающаяся в воде после перемешивания воды и сорбента в течение времени τ; C0 - концентрация вещества в исходной воде.
Расход сорбента при заданном значении концентрации вещества в очищаемой воде: m = Q (C0 – С) / а.
Концентрация очищенной жидкости при принятом количестве сорбента:
С = (Q C0 - m a) / Q.
Фактическое время перемешивания τ может быть принято значительно меньше τравн, при котором достигается близкое к равновесному состояние. В этом случае соотношение между С и a будет:
a = kC.
Статический метод служит для изучения кинетики сорбции, изотерм сорбции, а так же для исследования факторов, влияющих на процесс адсорбции: температуры, концентрации, кислотности и т.д.
Изотермы адсорбции представляют собой зависимость величины сорбции (а) целевого компонента от его концентрации (С) в очищаемой среде в условиях равновесия.
Вещества, хорошо адсорбируемые из водных растворов активными углями, имеют выпуклую изотерму адсорбции, а плохо адсорбируемые – вогнутую.
Наряду с изотермами адсорбции практический интерес представляют кинетические кривые адсорбции. Они выражают зависимость величины сорбции(а) вещества каким-либо сорбентом или остаточной концентрации вещества(С0-Сτ) в очищаемой воде от времени τ, где С0 - концентрация в момент времени τ.
