一、401厂制酸系统中砷分布情况的测定报告（论文文献综述）
张扬[1]（2021）在《阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究》文中提出砷是一种持久性污染物,具有活跃的化学性质和极强的生物蓄积性,因其赋存形态多变且环境毒理性强而被广泛关注。湖泊砷污染是当前最严峻的环境问题之一,其污染来源、生物毒理与富集、生态响应和环境影响是当前研究的热点。水体中砷的循环、转化过程的研究还处于初步阶段,沉积物中砷的赋存体系与迁移释放机制仍存在争议,微生物所参与的生物化学作用尚不明确,理论体系有待完善。阳宗海作为典型的深水高原湖泊之一,是流域数万居民的主要用水源,砷污染事件对湖泊功能和生态环境造成了严重的影响,而且实施絮凝修复后湖泊是否产生新的环境问题有待深入研究。为了解决湖泊用水安全和生态环境问题,本研究选取阳宗海沉积物及湖水作为研究对象,系统分析了水质参数、粒度、碳酸盐、有机质、总砷、离子、重金属元素、亚砷酸盐和砷酸盐的含量、e DNA等指标,通过210Pb-137Cs测年建立了可靠的年代序列,探讨了砷的分布、变化规律与影响因素,重建了湖泊污染历史,总结了二次污染和砷滞留的原因,评估了砷污染对生态造成的影响,讨论了应急措施、环境变化对湖泊自然演化与沉积过程的影响,提出了砷在沉积物水界面的迁移、沉积平衡,总结了微生物参与其中的生物地球化学作用。研究结果为解决湖泊当前存在的水安全问题提供了科学依据和数据基础,同时完善和补充了砷释放与迁移污染的过程和机制。论文研究结果与主要结论如下:1)查明了阳宗海水体砷含量及空间分布特征。表层水体总砷含量低于底层水体,夏季水体中总砷含量明显低于冬季。夏季阳宗海砷的浓度由表层28.03μg/L增加至底层48.85μg/L,冬季,由表层的48.63μg/L增加至底层的55.35μg/L。夏季水体砷含量差异小,冬季呈现出南部略高于北部、湖岸高于湖心的趋势。砷的空间分布主要受湖泊水化学和内源循环的影响。2)确定了阳宗海表层沉积物砷的含量及空间分布特征。总砷含量呈现点源污染和“深度控制”的分布规律。表层沉积物中砷的含量在45.69-334.67 mg/kg之间。在湖滨南岸至湖盆一块区域出现了异常高值高达297-334.67 mg/kg,南部湖盆的在137.41-223.97 mg/kg之间,湖盆中部为89.75-113.42 mg/kg,湖盆北部为45.69-77.62 mg/kg,相同湖区内深水区的表层沉积物中砷含量低于浅水区。砷含量的空间性差异受湖泊地形、沉积物地球化学背景和污染源的共同影响。3)明晰了阳宗海沉积物记录中砷的垂直变化特征。阳宗海沉积物岩芯记录中总砷含量先后呈现缓慢增加、快速增加、波动起伏、快速回落、保持平稳的趋势。总砷含量从35.44 mg/kg增加至281.17 mg/kg,后波动下降至82.35 mg/kg。PCA主成分分析显示,砷的沉积过程经历了区域-自然、流域-自然、流域-非自然、非自然状态四个阶段。砷的时空变化规律主要受人类活动与气候变化的影响。（4）揭示了阳宗海微生物群落对砷转化的影响。阳宗海不同湖区和沉积阶段内微生物群落存在差异。阳宗海沉积物中最占优势的细菌门类始终是变形杆菌（Proteobacteria）,相对丰度的平均值为22.2%。厚壁菌（Firmicutes）、酸杆菌（Acidbacteria）、螺旋体（Spirochaetes）、疣微菌（Verrucomicrobia）、浮霉菌（Planctomycetes）、拟杆菌（Bacteroidetes）的相对丰度在1.5-4.2%、2.4-4.2%、1.1-4.6%、3.4-8.2%、1.1-7.7%、2.1-5.6%之间。沉积物中的微生物与环境因子存在响应关系,微生物对砷迁移、转化是有影响的。研究结果表明,受应急措施和环境变化的双重影响,阳宗海当前水化学环境异常,水体含氧量低、透明度下降,并伴有酸化的趋势。表层沉积物中富集大量有机质,同时沉积物砷污染危害与风险要明显高于水体砷污染,存在较大的生态隐患。水—沉积物界面的沉积与释放过程是砷滞留于阳宗海水体中的原因,当前存在三种不同的迁移、释放机制,即As-HFO的还原水解、As-Fe S的氧化分解及离子竞争。湖泊砷污染出现于上个世纪90年代,通过区域搬运的风化矿物是污染物的主要赋存形态,2000年后转变为流域三废输入,2009年后污染物通过絮凝沉降的方式进入到沉积物中,当前沉积物更多地反映了湖泊自身的内源循环,而非环境背景和流域状况等外源因素对其产生的影响。环境的改变导致阳宗海砷的迁移途径发生了三次转变,当前的沉积“伪平衡”现象是As-HFO和As-Fe S体系之间的平衡状态。当前沉积物中Agrobacterium、Desulfovibrio等DARPs,将砷酸盐作为电子受体,其异养代谢过程,直接导致砷酸盐被还原。Meiothermus作为HAOs,使用亚砷酸盐作用电子供体获取能量,导致亚砷酸盐被氧化,Bacillus、Shewanella作为ARMs,通过砷还原酶将砷酸盐还原为亚砷酸盐。
王黎阳[2]（2020）在《基于产生源共性分类的有色冶炼固废资源环境属性研究》文中认为重金属污染是目前全球最为关注的环境问题之一。有色金属冶炼作为人为重金属排放的重要来源,其固废分类清单存在较大不确定性且固废属性尚不清楚。因此,完善有色冶炼固废分类清单并明晰固废属性,对我国有色冶炼行业固废利用处置过程的分类管理和污染控制及相关标准和技术规范的制定具有重要意义。本文以大宗有色冶炼固废为研究对象,系统分析了Cu、Pb、Zn和Al产品生产工艺流程的关键产废节点,厘清了产生源特征相似的固废类别,构建了表征有色冶炼固废共性特征的分类方法和清单;并在此基础上,实验探讨了各共性产生源固废的物理、化学、可视化和污染物指标,获取了表征有色冶炼固废资源属性和环境属性的区间或统计值。主要结果结论如下:（1）构建了有色冶炼固废共性产生源的分类方法和清单。其中,本方法通过厘清产生源特征相似的有色冶炼固废类别（如冶炼废渣、粉尘、废酸、废活性炭、废催化剂及污泥等）将产废节点划分成破碎配料、冶炼反应、提纯回收、收尘净化、污酸处理、制酸脱硫及中水处理等单元;分类清单基于这7大单元对115种有色冶炼固废按类归置,本清单与《国家危险废物名录》相比较,更细化工艺描述,缩小定义范围,分质分级明确废物种类,具有确定性、实用性和可行性。（2）判别了各共性单元有色冶炼固废的物理指标检测结果及其相应资源属性表征。其中,破碎配料、冶炼反应、提纯回收、收尘净化、污酸处理、制酸脱硫及中水处理单元废物的含水率变化区间分别为0.193%～0.234%、0.019%～25.6%、0.039%～3.96%、0.238%～2.69%、8.67%～52.9%、28.9%～31.1%及50.3%～68.4%,前四单元废物水分含量偏低,后三单元废物水分含量偏高;同时p H变化区间分别为10.98～11.14（碱性）、3.57～9.48（酸性偏中性）、5.79～13.4（中性偏碱性）、1.85～11.5（酸性或碱性）、0.59～13.5（强酸强碱性）、13.6～13.8（强碱性）及9.02～9.21（碱性）,破碎配料、冶炼反应及中水处理单元废物无腐蚀性,其余单元废物有腐蚀性。（3）识别了各共性单元有色冶炼固废的化学指标检测结果及其相应资源属性表征。其中,破碎配料单元废物由絮沫状粉末组成,呈尖晶石相和刚玉相,主成分是Al2O3（68.4%～70.8%）和Mg O（9.12%～10.4%）;冶炼反应单元废物由板块状颗粒组成,呈铁橄榄石相和砷铜矿相,主成分是Fe2O3（24.3%～66.0%）和As2O3（1.49%～46.1%）;提纯回收单元废物由球状颗粒组成,呈刚玉相和铅黄相,主成分是Al2O3（37.1%～84.0%）和Pb O（0.158%～98.8%）;收尘净化单元废物由屑沫状粉末组成,呈铅矾相和红锌矿相,主成分是Zn O（0.134%～72.4%）和Pb O（0.015%～71.3%）;污酸处理单元废物由泥块状颗粒组成,呈铅矾相和白砷石相,主成分是Pb O（0.223%～94.1%）和As2O3（0.487%～68.8%）;制酸脱硫单元废物由细状粉末组成,呈石膏相,主成分是Ca O（43.2%～47.5%）和Si O2（0.626%～0.652%）;中水处理单元废物由块状颗粒组成,呈方解石相,主成分是Fe2O3（12.5%～46.4%）和Ca O（5.37%～27.2%）。有色冶炼固废的主要元素有Al、Fe、As、Pb、Zn、Ca、Si等,以氧化物、硅酸盐、铝酸盐和硫酸盐等形式存在,若取代新型建材的传统制备原料可有效拓宽工业固废的资源化利用途径,降低危害发生的概率。（4）阐明了各共性单元有色冶炼固废的可视化指标检测结果及其相应环境属性表征。其中,破碎配料单元废物是无刺激性气味的灰色粉末状除尘灰;冶炼反应单元废物是无刺激性气味的黑灰或黑红色块状冶炼废渣;提纯回收单元废物是无刺激性气味的灰白或黄或黑色颗粒状回收副产物;收尘净化单元废物是无刺激性气味的白或褐或黑色粉末状收尘烟灰;污酸处理单元废物是有刺激性气味的棕红或黑色块状污酸处理残渣;制酸脱硫单元废物是无刺激性气味的灰色粉末状脱硫副产物;中水处理单元废物是有刺激性气味的暗红色块状中水处理污泥。（5）揭示了各共性单元有色冶炼固废的污染物指标检测结果及其相应环境属性表征。其中,破碎配料、冶炼反应、提纯回收、收尘净化、污酸处理、制酸脱硫及中水处理单元废物中首要重金属含量及其对应浸出浓度分别是Cu（894±14.0mg/kg和0.355mg/L）、Zn（35309±1724 mg/kg和3141mg/L）、Zn（36277±854 mg/kg和13035mg/L）、Zn（34404±135 mg/kg和1684mg/L）、As（9055±619 mg/kg和2637mg/L）、Cu（75.3±4.27 mg/kg和4.45mg/L）及As（861±4.91 mg/kg和0.476mg/L）;同时破碎配料和制酸脱硫单元废物中浸出浓度均低于我国GB 5085.3-2007标准限值但超出GB/T 14848-2017Ⅲ类标准限值,其余五单元废物中浸出浓度均高于GB5085.3-2007标准限值和GB/T 14848-2017Ⅲ类标准限值。由于固废危害主要取决于其所释放出的污染物浓度,则Cu、Zn和As带来的环境风险应重点关注。本文构建了有色冶炼固废共性产生源分类清单,并探索了各共性产生源有色冶炼固废的物理、化学、可视化和污染物指标（四项指标）的区间或统计值,其结果显示了通过这四项指标可逐步判别不明来源有色冶炼固废种类的资源环境属性,该研究对有色冶炼固废的处理处置及资源化利用过程提供了理论基础及合理化建议,具有一定的科学及现实意义。
郝峰焱[3]（2020）在《钢渣基活性材料固砷机理及其应用》文中研究指明含砷矿物的开采与工业生产使大量的砷以液态和固态的形式迁移在自然环境中,对人体健康造成威胁。对迁移性较强的含砷危废进行固化/稳定化处置是降低砷污染危害的重要手段。以钢渣为原材料,对其进行活化处理,用于含砷污酸和含砷污泥的稳定化处置,探究砷固定的最佳条件,对其固砷机理进行研究。首先,对钢渣进行酸、碱、盐、热改性处理,探究改性处理对钢渣理化性质和除砷性能的影响。结果表明,改性处理能有效提高其除砷能力,其中酸改性具有最好的除砷效果,按照固液比0.04 kg/L加入酸改性钢渣,在氧化剂作用下并在室温振荡反应120 min,处置后污酸残余砷浓度降至88.44 mg/L,砷去除效率达到97.89%。酸改性钢渣能释放大量Ca、Fe离子,通过共沉淀和吸附的作用将砷去除。其次,研究了钢渣硅灰在碱激发剂的活化作用下制备凝胶材料的最佳条件,并用于离子形态的砷的固化/稳定化。当钢渣硅灰比为8:2,水灰比为0.25,碱激发剂掺量为10%时,凝胶材料具有最佳的物理强度,对其进行砷固化研究,当砷含量为5%以下时,固化体的毒性浸出符合国家安全堆放标准,其砷的固化率在99%以上。通过FTIR、TEM等表征手段分析表明,砷通过物理封装和化学固定的方式进行稳定化处置。为后续含砷污泥的固化/稳定化提供理论指导与实验可行性分析。最后,开展钢渣-赤泥-水泥三元协同固化含砷污泥的研究。探究钢渣、赤泥、水泥以及含砷污泥各组分的掺入比对物理抗压强度和固砷性能的影响效果,最终确定了各组分的最佳掺入比为钢渣:赤泥:水泥:含砷污泥=5:2:2:1。固化28天后,固化体的抗压强度最高可达20.07 MPa,此时毒性浸出值低于5 mg/L的标准线,实现了含砷污泥的无害化、稳定化。钢渣用于含砷污酸和含砷污泥的砷处置,实现了以废治废的清洁生产。
徐方男[4]（2020）在《新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究》文中进行了进一步梳理如何高效环保处理水体中的砷镉污染问题一直都是国内外研究的热点。本文针对当前水环境中砷镉污染严峻和迫切的现状,结合广泛关注的吸附法技术,制备了与砷亲和力强的新型铁锰材料,并进行深入研究。主要工作包括优化了铁锰材料（Fe-Mn Binary Oxides,FMBO）的合成工艺,利用了淀粉（starch）、明胶（gelatin）和羧甲基纤维素钠（CMC）制备了三种稳定化的吸附材料,starch-FMBO、gelatin-FMBO和CMC-FMBO,并择优选取了starch-FMBO材料,对其吸附机理和环境影响因素进行深入研究。最后,为了使starch-FMBO能在更加复杂的溶液环境中有较好的吸附性能,本文考虑了砷镉共存的复合污染环境,对starch-FMBO（SFMBO）进行表面改性得到Ca-SFMBO。采用优化的合成工艺（Fe/Mn比例为1.00-2.00,合成pH值为2.0）合成了一种新型的铁锰氧化物的starch-FMBO。淀粉作为合成稳定剂,在控制颗粒大小方面起了很大的作用;由于其比表面积大、结构疏松,starch-FMBO与FMBO比较,除砷效率提高了150%,对As（III）的吸附容量达到161.3 mg/g。基于starch-FMBO的制备方法,利用CaCO3在SFMBO表面进行化学结合改性,改性材料能够提升单金属Cd溶液中Cd（II）的吸附量,提升35.9%。在材料吸附性能实验中,As（III）-Cd（II）共吸附的最佳pH值为6.0,且Ca-SFMBO可以在较宽的pH范围内稳定砷溶液、镉溶液或砷镉共存溶液中的pH值。双吸附体系中,低Cd（II）浓度对As（III）的吸附增强了33.3%,而随着Cd（II）浓度的增加,As（III）的吸附被抑制;As（III）浓度的增加能促进Cd（II）吸附量的增加,最大可提升将近一倍。这是因为Ca-SFMBO表面吸附了部分H2AsO4-和HAsO42-后,产生了新的负离子吸附位点,与Cd（II）表面的阳离子产生了静电吸引,最后在吸附位点结合产生了新的稳定化学键,形成了三元络合物。采用扫描电子显微镜（SEM）、能谱仪（EDS）和X射线衍射分析技术（XRD）等微观表征技术对实验室制备的FMBO、starch-FMBO、Ca-SFMBO等吸附材料进行分析,所制备的吸附材料均为非晶氧化物颗粒。根据X射线光电子能谱（XPS）分析,羟基官能团在铁锰材料对As（III）的吸附中起重要作用;Mn（IV）和Fe（III）的羟基分别与As（III）的氧化和As（III）/As（V）的吸附密切相关。对于Ca-SFMBO来说,表面改性过程中添加碳酸钙破坏了starch-FMBO合成过程中的酸碱平衡,导致不均匀Ca-SFMBO粒子的产生和Mn（IV）的氧化率降低。在As（III）-Cd（II）共吸附实验中,傅立叶红外光谱（FTIR）和EDS分析推测了Fe-As-Cd三元络合物在Ca-SFMBO表面的形成。本文所制备的新型铁锰材料starch-FMBO和Ca-SFMBO分别对水体中砷和砷镉具有较高的吸附去除能力,对废水具有pH广适性和调节性,其合成工艺对实际应用也具有一定的参考,值得进一步研究和探索。
王亚成[5]（2019）在《硫酸工业污染物排放标准实施评估及行业环境风险分析》文中提出近年来,硫酸工业在稳步发展,与此同时,该行业在环境保护法律法规的约束下,污染物排放实现了逐年下降,且减排效果显着。污染排放标准属于环保法规范畴,是环境执法依据。目前,我国对污染物排放标准的管理已经由以标准制修订为主转向标准制修订、实施评估、宣传培训并重的阶段。本论文在该背景下,按照国家重点研发计划“大气污染成因与控制技术研究”重点专项课题的要求,对《硫酸工业物污染物排放标准》（GB 26132-2010）实施进行评估,并对硫酸工业大气污染物减排潜力及环境风险进行分析。通过查阅文献和企业现场调研,掌握硫酸行业基本概况,在此基础上梳理行业所执行的污染物排放标准,并将现行排放标准与国外相关标准进行对比分析。依据《国家污染物排放标准实施评估工作指南（试行）》,对《硫酸工业污染物排放标准》（GB 26132-2010）实施进行评估,包括标准达标率及实施获得的环境效益、经济效益和社会效益;对硫酸行业二氧化硫（SO2）进行减排潜力分析,并将影响行业SO2排放的各类因素进行量化。同时根据调研企业现状,针对环境风险源进行分析,提出环境风险防范措施。具体内容与结果如下:（1）GB 26132-2010的先进性分析。自《工业“三废”排放试行标准》（GB J4-73）实施以来,硫酸行业执行的排放标准在不断完善,并日趋科学,尤其是现行的标准GB 26132-2010明显严于以往的标准,并增加了特殊排放限值;同国外相关排放标准对比分析,该标准的排放限值取值处于比较先进的水平,较为严格。（2）GB 26132-2010的实施评估分析。通过调研发现,目前所有企业的排污行基本可满足排放标准要求,SO2达标率接近100%;硫酸生产流程也越来越成熟,两转两吸生产工艺和末端治理工艺被广泛应用;通过成本-效益分析发现,该标准实施所需的生产运营和设备更换成本在企业可接受范围内,同时由排污费支出的减少和末端处理副产品收益可为行业带来一定的经济效益;通过情景分析发现,该标准对硫磺制酸和硫铁矿制酸排放的污染物取得了良好减排效果,同2010年相比,2017年的COD减排近2000吨,SO2减排约4万吨;标准的实施也带动了与环境治理相关的就业率;硫酸雾的监测方法需要进一步完善,使之满足GB 26132-2010应用需求。同时,标准仍有待进一步修订优化,以适应新时代发展要求。（3）硫酸行业SO2减排潜力分析。基于LMDI模型对整个硫酸行业（含冶炼烟气制酸）进行数据分析,自GB 26132-2010及相关标准实施以来,治理效应是促进减排的主要因素,生产技术效应次之,经济效应基本促进污染物排放,而结构效应的影响较小,特别是与2010年相比,2017年的治理效果和技术效果减排量分别为5.4万吨、1.5万吨;目前大部分的企业SO2实际排放浓度低于标准限值,超过60%的调研企业日均排放浓度低于200 mg/m3,行业依然具有一定的SO2减排潜力。（4）硫酸行业环境风险分析。依据《环境风险评估技术指南—硫酸企业环境风险等级划分方法（试行）》[2011]106号,对硫酸行业的原料、中间产物、产品、末端“三废”等风险物质进行识别,其特别容易因装置故障、老化破损、恶劣天气等原因出现泄露事故,甚至火灾带来的次生环境风险。以湖北某硫酸企业为例,根据《企业突发环境事件风险分级方法》（HJ 941-2018）,进行环境风险分析,进行风险识别、预测风险,确定风险等级并提出相关防控措施,将风险降至可接受水平。本研究可为硫酸工业污染物排放标准修订提供技术依据,使其具有科学性及可操作性;同时可以促进行业技术进步,实现污染物减排,改善环境质量。此外,该研究可以为硫酸生产企业的环境风险识别、预测以及编制应急预案提供理论和实践参考。
李婵[6]（2019）在《湖北某银矿选冶过程中重金属元素铅的迁移转化规律探究》文中进行了进一步梳理本文以湖北某银矿为研究对象,对银矿选冶系统中铅元素的分布、赋存状态、及其迁移转化规律进行了研究,以期提出铅元素在银矿选冶系统中的污染防治和回收利用建议。通过对选冶系统中各工段各生产节点铅的总量分布测定,研究了铅在选冶系统中的迁移规律,结果如下:铅在浮选工段分布比例为:精矿>尾渣>尾水>破碎粉尘;氰化工段分布比例为:硫精矿>氰化废水>银泥;冶炼工段分布比例为:冶炼废水>分银渣>银锭;在铅锌回收工段的分布以铅精矿为主;在污水处理工段分布比例为:RO膜截留>污水处理站出水;铅在整个选冶系统中分布比例为:铅精矿>尾渣>锌尾矿>锌精矿>污水处理厂RO膜截留>浮选尾水>污水处理站出水>破碎粉尘>分银渣>银锭,0.012%迁移至气相破碎粉尘中、0.136%至液相浮选尾水和污水处理站出水中,绝大部分铅固化在成品和副产品铅精矿中,铅精矿中铅的富集率高于47.27%。该银矿选冶系统中铅的回收利用效果较好,铅的迁移对周边自然环境产生影响较小。通过SEM-EDS和XRD对原矿、硫精矿、铅精矿及尾渣的物相检测,结合化学物相分析法,探究以上四种矿样中含铅物相构成及转化特征,研究结果如下:原矿、尾渣、硫精矿、铅精矿矿样中主要的金属元素为Fe、Al、Pb、Zn、Mg等,非金属元素主要是O、S和Si。原矿和尾渣中主要脉石矿物是石英,经过浮选后,原矿中石英主要转移向尾渣中,硫化矿为硫精矿和铅精矿中铅的主要物相;铅元素在原矿、尾渣、硫精矿、铅精矿中均以硫化态铅相即方铅矿为主,占比均大于50%,氧化态铅相占比较小。特别是硫精矿中,方铅矿含量较高,在黑药的浮选捕集作用下,非常有利于铅的选冶。综合各工段固体样的BCR分级提取结果,探究了选冶系统中铅的化学形态分布及迁移转化规律。研究结果如下:选冶系统各矿样中铅的化学形态分布以残渣态为主,较稳定不易发生迁移转化;浮选工段及氰化工段中,铅元素的化学形态没有发生明显迁移转化,这是由于铅元素的赋存矿物在碱性富氧环境中较稳定;铅锌回收工段,铅元素的化学形态保持相对稳定,但是铅精矿中非残渣态相对于锌精矿和锌尾矿中有微量提升,这是由于选铅药剂的捕集作用;冶炼工段,铅元素的化学形态没有发生明显迁移转化,但是分银渣中非残渣态相较于银泥中有所增加,说明酸性环境下铅元素的赋存矿物的活性有所提升。本文结合BCR测定相态,研究了不同固液比、溶液硬度和有机酸含量对尾渣中铅化学形态的迁移转化规律的影响。研究结果如下:不同固液比和不同溶液硬度对尾渣中铅的浸出效率及形态转化没有很大影响;尾渣中重金属Pb的释放与迁移转化行为与有机酸环境相关。供试三种有机酸对Pb的释放影响能力大小为:EDTA>柠檬酸>腐殖酸;EDTA和柠檬酸对Pb的释放影响与其浓度成正相关。一方面因为有机酸与重金属离子易形成溶于水的稳定配合物,另一方面与有机酸的性质有关,腐殖酸明显的吸附作用降低了铅的活性,使铅难以游离在水溶液中。
何逍遥[7]（2017）在《生物淋滤-生物还原耦合反应从含砷废渣中制备纳米材料硫化砷的研究》文中研究说明随着资源短缺危机的不断加深,开发工业废弃物无害化、资源化的高新技术已成为国内外的研究热点。含砷废渣主要来自于含砷金属矿石的开采和含砷废气、废水通过“固砷法”处理后形成,其进入环境后会造成大气、水体和土壤的严重污染,并危害人体健康;与此同时,含砷废渣作为可资源化再生循环的二次资源,可从中提炼加工出各种砷制品。传统的含砷废渣回收技术为火法焙烧和湿法浸出,其存在能耗大、对设备要求高以及操作条件苛刻等弊端。本研究采用经济高效、安全环保的生物淋滤技术进行含砷废渣中砷的去除,选择并优化菌株体系,探索淋滤过程较优的工艺条件;同时,利用生物合成技术进行纳米材料硫化砷的合成,优化合成条件,进行合成材料样品表征,实现含砷废渣的无害化和资源化处理。研究表明,氧化硫硫杆菌在砷的溶释效能上优于氧化硫硫杆菌、氧化亚铁硫杆菌和嗜铁钩端螺旋菌三种菌株混合体系。淋滤过程中,酸溶机理和氧化还原机理并存。含砷废渣中铁含量为15.93%,混合菌株体系外加铁源使得淋滤体系铁离子浓度过高,As离子难以溶出。通过XRD实验,证实FeAsO4、Ca2As2O7、Mn2As2O7等沉淀的生成是混合菌株体系溶出率低的原因。通过改变固液比、初始pH值等措施进行砷的溶释效能的优化,确定较适宜的淋滤固液比为4%、初始pH为1.0。在最优淋滤条件下,砷的浸出率可达37%,其中,酸溶态的砷完全溶出,氧化物结合态的砷溶出80%,其余形态的砷以残渣态的形式存在,实现了含砷废渣的无害化。模拟生物淋滤液制备纳米材料硫化砷研究表明,0.8 mol·L-1乳酸浓度下生物合成的硫化砷纳米材料为颗粒分布均匀、表明光滑的As2S3纳米微球,粒径主要集中在5 nm左右。最优乳酸浓度下,生物淋滤液成功制备了纳米材料As2S3。分析XRD图谱时出现了杂峰,其主要原因是生物淋滤液中含有大量Fe、Mn、Ca等元素,使得合成的纳米材料为含纳米材料As2S3的混合物。
钟大鹏[8]（2018）在《选择性氧化—硫化焙烧砷锑烟尘分离砷以及锑资源的回收》文中研究指明在我国砷污染严重和锑资源日趋枯萎的条件下,我们应当重视提高冶炼技术水平,提高冶炼效率,将砷、锑资源的回收利用作为有色冶金发展的一项战略。我国中部及西南地区有色金属阳极泥熔炼回收贵金属过程中多产生含砷锑烟尘,一般烟尘Sb含量2050%、As含量2040%。砷锑烟尘中含有大量有害元素砷,直接堆放会对环境构成潜在威胁,又其中锑资源含量丰富,运用合适方法将砷锑分离并对锑进行回收,减弱其环境危害的同时可实现锑二次资源的有效回收。考虑到Sb2O3相比As2O3更易被氧化和硫化,本研究提出使用CuO和CuS对砷锑烟尘进行深度选择性氧化-硫化焙烧分离砷、锑,并在砷脱除后结合底物提出回收锑资源的思路。通过XRD和EPMA分析可知,砷锑烟尘中砷、锑赋存物相主要为As2O3和Sb2O3,且含有一定量的结合相（Sb,As）2O3。CuO的加入对烟尘中砷、锑分离起着积极作用。实验结果表明,砷、锑挥发率随着焙烧温度和焙烧时间的增加而增加。其次,砷锑烟尘中的（Sb,As）2O3相能被CuO破坏,其中锑组分被氧化为Sb2O4而保留在底物中,然后这部分砷被释放得以继续挥发。然而,过多的CuO加入量会促进As2O3的歧化,导致砷挥发率降低,不利于砷、锑分离。在最优条件即焙烧温度为400°C、焙烧时间为100 min、CuO添加量为34.54%以及氮气流量为30 m L/min下,砷锑烟尘中锑物相成功转化为Sb2O4保留在底物中且其挥发率仅为8.63%,同时,砷以挥发物形式挥发,其去除率达91.50%,底物中砷含量降至1.08%。为了进一步降低底物中砷含量,结合硫化锑在低温下的不挥发性,CuS被选作氧化剂和硫化剂对砷锑烟尘进行综合氧化-硫化焙烧实验。实验结果表明,以CuS为添加剂处理砷锑烟尘可以获得更好的砷、锑分离效率,其原因主要为两点:首先,CuS中“Cu”呈+2价,它有着合适的氧化作用即能将烟尘中相（Sb,As）2O3破坏,其中锑物相转化为Sb2O4和Sb2S3保留在底物中而砷被释放而挥发。其次,Sb2O3的硫化优先于As2O3,使得锑物相更容易转化为不易挥发的Sb2S3。因此,在最优条件即焙烧温度为400°C以及CuS添加量为130%下,砷、锑挥发率分别为97.80%和8.29%,且底物中砷含量降至0.3%。最后,以CO作还原剂回收底物中锑。实验结果表明,温度由650升至800°C时,锑直收率从66.00增至83.81%,温度进一步升高到900°C时,Sb4O6被进一步还原为非挥发性金属锑,锑直收率降低。同样,CO分压对锑的挥发回收亦起双重作用。在最优焙烧条件下,即焙烧温度800°C、CO分压7.5 vol%及焙烧时间120min时,锑烟尘中砷挥发率可达98.40%,同时锑直收率亦可达80.40%。此外,挥发脱除的“As2O3”烟尘可用于制备砷酸铁在其被氧化后,以实现其无害化处理。
杨军[9]（2016）在《应用阳极溶出伏安法研究针铁矿对亚砷酸盐的吸附特征》文中进行了进一步梳理本文利用阳极溶出伏安法作为分析测试方法,采用流动搅动法,在溶液p H、浓度和温度影响下,研究针铁矿对亚砷酸盐的吸附特征和吸附机理,以期为监控砷污染、砷污染土壤修复和调控措施提供理论依据。结果表明:1.阳极溶出伏安法在0.5 mol·L-1 H2SO4为底液,富集时间为120 s,富集电位为-1.2 V的条件下,对亚砷酸盐的检测限达到5μg·L-1,且检测结果与原子荧光法结果一致,准确度较高。2.改进后的动力学实验装置与阳极溶出伏安法相配合,可实现连续自动检测砷在针铁矿上的吸附与解吸。3.在不同p H条件下,针铁矿亚砷酸盐的吸附过程分为快反应和慢反应2个阶段。随溶液p H的升高,砷的吸附量逐渐降低,表观吸附速率常数（k’）逐渐增大,半反应时间（t1/2）也就越小,砷的吸附反应达到平衡时间就越短,且砷的扩散速率常数b值也逐渐降低。溶液p H 3.0和p H 7.0时,砷最大吸附量分别为246.9 mg·kg-1和99.8 mg·kg-1。4.随着砷浓度的升高,针铁矿对砷的吸附量增加,表观吸附速率常数（k’）逐渐增大;砷浓度为0.10mg·L-1和1.00 mg·L-1时,砷的最大吸附量分别为96.5 mg·kg-1和249.1 mg·kg-1。Freundlich方程中吸附常数Kf值,随着时间的延长逐渐降低,针铁矿对亚砷酸盐的吸附能力是逐渐减弱的。Langmuir方程分配因子RL在01之间,表现为针铁矿上砷的吸附为优惠吸附。5.随着温度的升高,针铁矿对砷的吸附量增加,表观吸附速率常数k’值也逐渐升高。温度为298 K和313K时,砷最大吸附量分别为241.1 mg·kg-1和315.6 mg·kg-1。用抛物线扩散方程b值来计算扩散过程的伪热力学常数,砷吸附反应的活化能（Ea*）为14.60 k J·mol-1。砷扩散活化焓变（ΔHθ）随着温度的升高有所降低,ΔHθ均为正值,扩散过程为吸热反应,升高温度有利于砷的吸附;活化自由能变（△Gθ）随着温度的上升而升高,升高温度有利于加快扩散过程;△Sθ值均为负,说明吸附反应增加了体系有序度。
吴清茹[10]（2015）在《中国有色金属冶炼行业汞排放特征及减排潜力研究》文中提出汞污染是当前全球最为关注的环境问题之一。有色金属冶炼是人为汞排放的重要来源,也是《关于汞的水俣公约》的重点管控源。但是,有色金属冶炼行业的汞排放特征尚不清楚,排放清单仍有很大的不确定性。因此,研究有色金属冶炼行业的汞排放特征并完善汞排放清单,对中国控制汞污染和履行国际汞公约具有重要意义。本研究在全国范围内开展精矿的采集和汞浓度分析,结合文献数据建立了中国有色金属精矿的汞浓度数据库。选择典型有色金属冶炼厂开展汞排放特征测试,分析了有色金属冶炼行业的汞输入、烟气汞形态转化和向环境的汞排放特征。在此基础上,建立了基于原料–过程的概率排放模型,计算了中国有色金属冶炼行业的汞排放清单,量化了该行业的汞减排潜力并提出控制对策。研究结果表明,中国消耗的锌、铅和铜精矿汞浓度的最佳估计值分别为77.5μg/g、31.4μg/g和5.8μg/g。精矿中98.3–99.4%的汞在焙烧/熔炼工段释放到烟气。大部分的汞在烟气污染控制设备中被脱除。除尘器组合（WHB+CYC+ESP）、烟气净化系统（FGS+ESD）、单转单吸制酸系统（APS）、双转双吸制酸系统（APD）和湿法烟气脱硫系统（WFGD）的平均脱汞效率的分别为17.0%、82.5%、55.4%、82.1%和52.0%,其中APD后的汞形态主要以Hg2+为主。在副产物利用过程中,污酸中的汞主要富集到处理渣中;硫酸生产化肥的过程汞主要释放到磷石膏和磷肥产品中。浸出渣和吹炼渣处理过程的大气汞排放量约占渣中汞量的41.6–87.1%,且以Hg0排放为主。2012年,中国有色金属冶炼行业排放到大气、水体和土壤的汞量分别为158.3 t、45.1 t和12.3 t。大气汞排放中,Hg2+、Hg0和Hgp的比例分别为36.2%、62.1%和1.7%。以2012年为基准年,2030年中国有色金属冶炼行业大气、水体和土壤汞的最大减排潜力分别为130.0 t、38.3 t和9.6 t。未来有色金属冶炼行业大气汞减排主要通过调整产业结构、加强烟气制酸和脱硫以及安装专门脱汞设备实现。
二、401厂制酸系统中砷分布情况的测定报告（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、401厂制酸系统中砷分布情况的测定报告（论文提纲范文）
（1）阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 砷的基本性质和赋存形态 |
| 1.1.2 砷的毒理、毒性 |
| 1.1.3 砷污染来源 |
| 1.1.4 砷的迁移与赋存特征 |
| 1.2 水体砷污染研究进展 |
| 1.2.1 湖泊砷污染 |
| 1.2.2 砷的转化与释放 |
| 1.2.3 砷循环与迁移机制 |
| 1.2.4 阳宗海湖泊及污染研究 |
| 1.3 选题意义与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 主要创新点 |
| 1.3.3 研究内容与技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置及气候状况 |
| 2.1.2 土地利用及植被状况 |
| 2.1.3 流域水文及侵蚀状况 |
| 2.1.4 社会经济状况 |
| 2.2 流域环境污染现状 |
| 2.3.1 水环境污染 |
| 2.3.2 砷污染事件 |
| 第3章 阳宗海水化学与砷的迁移释放 |
| 3.1 水样采集与检测方法 |
| 3.1.1 样品采集与预处理 |
| 3.1.2 样品分析测试 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 水文特征 |
| 3.2.3 水化学环境 |
| 3.2.3.1 离子含量 |
| 3.2.3.2 离子组分 |
| 3.2.3.3 砷的变化规律 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水体砷滞留现象及原因 |
| 3.3.2 絮凝吸附HFO体系下砷的迁移释放机制 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 阳宗海砷的沉积特征与其循环平衡 |
| 4.1 表层沉积物采集与检测方法 |
| 4.1.1 沉积物样品提取 |
| 4.1.2 元素含量 |
| 4.1.3 粒径组分 |
| 4.1.4 有机质 |
| 4.2 数据分析及评估方法 |
| 4.2.1 重金属污染负荷指数PLI(Pollution Load Index) |
| 4.2.2 沉积物质量基准(SQGs) |
| 4.2.3 潜在生态风险指数(RI) |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 表层沉积物砷的分布特征 |
| 4.3.2 沉积环境 |
| 4.3.3 沉积物污染类型与污染等级 |
| 4.3.4 生物致毒性与生态危害风险评估结果 |
| 4.3.5 污染来源分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 氯化铁絮凝吸附法的生态环境风险 |
| 4.4.2 As-Fe S和 As-HFO迁移平衡和影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 沉积物记录的阳宗海砷污染历史 |
| 5.1 岩芯提取与分析方法 |
| 5.1.1 样品采集与保存 |
| 5.1.2 样品预处理 |
| 5.2 样品分析 |
| 5.2.1 元素定量检测 |
| 5.2.2 元素扫描 |
| 5.2.3 ~(210)Pb和~(137)Cs年代学分析 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 XRF微区扫描结果 |
| 5.3.2 高分辨率年代序列的建立 |
| 5.3.3 钻孔沉积物各代用指标垂向变化特征 |
| 5.3.4 有机质、粒度和碳酸盐 |
| 5.3.5 富集因子及主成分分析结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 阳宗海的环境变化过程 |
| 5.4.2 阳宗海污染历史 |
| 5.4.3 砷的沉积“伪平衡”状态 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 阳宗海微生物的环境响应与涉砷影响 |
| 6.1 准备材料与提取方法 |
| 6.1.1 实验设备与及试剂配备 |
| 6.1.2 总DNA提取 |
| 6.2 16srDNA测序和分析方法 |
| 6.2.1 PCR扩增DNA序列 |
| 6.2.2 凝胶电泳分离与生物分析 |
| 6.2.3 数据处理与分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 微生物群落的变化特征 |
| 6.3.2 微生物群落结构多样性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 微生物的环境响应与影响 |
| 6.4.2 砷迁移机制中的生物地球化学作用 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 论文主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
（2）基于产生源共性分类的有色冶炼固废资源环境属性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 固废分类方法与清单研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 有色冶炼研究现状 |
| 1.3.1 有色冶炼主流工艺类型 |
| 1.3.2 有色冶炼产品与固废产量 |
| 1.3.3 有色冶炼固废产生、泄漏及利用处置 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 有色冶炼固废产生源共性分类 |
| 1.4.2 基于产生源共性分类的资源属性 |
| 1.4.3 基于产生源共性分类的环境属性 |
| 1.5 创新点 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 总体分析方法 |
| 2.1.1 固废全过程系统研究方法 |
| 2.1.2 固废共性分类方法 |
| 2.1.3 固废属性识别方法 |
| 2.2 检测分析方法 |
| 2.2.1 实验材料采集 |
| 2.2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.3 物理指标的检测方法 |
| 2.2.4 化学指标的检测方法 |
| 2.2.5 可视化指标的检测方法 |
| 2.2.6 污染物指标的检测方法 |
| 2.2.7 实验结果质量控制与保证 |
| 第三章 有色冶炼固废产生源共性分类研究 |
| 3.1 有色冶炼固废产生源 |
| 3.2.1 铜冶炼产废节点 |
| 3.2.2 铅冶炼产废节点 |
| 3.2.3 锌冶炼产废节点 |
| 3.2.4 铝冶炼产废节点 |
| 3.2 有色冶炼固废共性产生源分类清单 |
| 3.3 共性产生源分类清单的特性 |
| 3.3.1 确定性 |
| 3.3.2 实用性 |
| 3.3.3 可行性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于产生源共性分类的资源属性研究 |
| 4.1 物理指标 |
| 4.1.1 含水率 |
| 4.1.2 pH |
| 4.2 化学指标 |
| 4.2.1 微观形貌 |
| 4.2.2 矿物相 |
| 4.2.3 物质成分 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 基于产生源共性分类的环境属性研究 |
| 5.1 可视化指标 |
| 5.2 污染物指标 |
| 5.2.1 重金属含量 |
| 5.2.2 浸出毒性浓度 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 在学期间发表的论文和取得的学术成果 |
（3）钢渣基活性材料固砷机理及其应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含砷危废的来源与环境危害性 |
| 1.1.1 含砷危废的产生 |
| 1.1.2 含砷危废的环境危害性 |
| 1.2 含砷危废的除砷研究进展 |
| 1.2.1 含砷废水中砷的去除研究进展 |
| 1.2.2 含砷固废中砷的去除研究进展 |
| 1.3 重金属固化研究进展 |
| 1.4 钢渣性质及其应用 |
| 1.4.1 钢渣的基本性质 |
| 1.4.2 钢渣在水处理中的应用 |
| 1.4.3 钢渣在凝胶材料上的应用 |
| 1.5 选题目的和研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 化学试剂 |
| 2.3 实验仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 钢渣改性活化与水体中固砷研究 |
| 2.4.2 钢渣协同硅灰对离子形态的砷进行固化研究 |
| 2.4.3 钢渣-赤泥-水泥协同固化含砷污泥研究 |
| 2.5 分析与检测方法 |
| 2.5.1 高分辨率电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP) |
| 2.5.2 毒性浸出分析 |
| 2.5.3 形态分析与BCR顺序提取法 |
| 2.5.4 抗压强度测试 |
| 2.5.5 其他检测方法 |
| 第三章 钢渣改性水体固砷研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 钢渣的基本物化性质 |
| 3.3 钢渣改性活化处理 |
| 3.4 改性钢渣用于污酸中砷的去除研究 |
| 3.4.1 改性钢渣用量影响 |
| 3.4.2 氧化剂用量的影响 |
| 3.4.3 除砷后钢渣浸出毒性 |
| 3.5 钢渣改性处置尾液处置技术 |
| 3.6 改性钢渣除砷机理分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 钢渣协同硅灰固砷性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 钢渣基凝胶材料的优选 |
| 4.2.1 钢渣硅灰比的影响 |
| 4.2.2 水灰比的影响 |
| 4.2.3 碱激发剂的影响 |
| 4.3 钢渣基凝胶材料对砷的固化性能 |
| 4.3.1 固化产物的物理性能 |
| 4.3.2 固化产物的环境稳定性 |
| 4.4 砷的固定机理 |
| 4.4.1 C-S-H凝胶的形成和钙矾石的转变 |
| 4.4.2 水化反应和结晶生长 |
| 4.4.3 砷的进入途径和分布 |
| 4.4.4 砷的稳定化研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 钢渣-赤泥-水泥协同固化含砷污泥研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 物料配比对固砷性能的影响 |
| 5.2.1 钢渣赤泥的掺入比影响 |
| 5.2.2 水泥的掺入比影响 |
| 5.2.3 污泥的掺入比影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间科研成果和荣誉 |
（4）新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 砷和镉的性质及水体砷镉污染现状 |
| 1.1.1 砷的性质及危害 |
| 1.1.2 镉的性质及危害 |
| 1.1.3 水体中砷和镉的存在形式 |
| 1.1.4 水体中砷镉共存污染 |
| 1.2 水体中砷和镉处理技术现状 |
| 1.2.1 混凝法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 吸附法 |
| 1.3 水体中重金属吸附材料 |
| 1.3.1 活性炭 |
| 1.3.2 沸石 |
| 1.3.3 金属化合物吸附剂 |
| 1.4 吸附剂常见的制备方法 |
| 1.4.1 化学沉淀法 |
| 1.4.2 水热合成法 |
| 1.4.3 溶胶凝胶法 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验主要仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验仪器与设备 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验及分析方法 |
| 2.2.1 实验制备 |
| 2.2.2 吸附实验 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 新型淀粉稳定化铁锰氧化物(starch-FMBO)对水体中砷的吸附性能与机理研究 |
| 3.1 FMBO的最佳合成条件 |
| 3.1.1 Fe/Mn比的影响 |
| 3.1.2 合成pH的影响 |
| 3.1.3 稳定剂的筛选 |
| 3.2 吸附热力学实验 |
| 3.3 吸附动力学实验 |
| 3.4 Starch-FMBO吸附去除水中砷的条件优化 |
| 3.5 吸附机理 |
| 3.5.1 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.5.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 表面改性的铁锰氧化物(Ca-SFMBO)对水体中砷镉的同步吸附性能和机理研究 |
| 4.1 Ca-SFMBO的筛选和表征 |
| 4.2 吸附热力学实验 |
| 4.2.1 As/Cd吸附的最佳p H实验 |
| 4.2.2 As/Cd共同吸附的吸附性能 |
| 4.3 吸附机理 |
| 4.3.1 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 4.3.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.3.3 能量色散谱仪(EDS)分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（5）硫酸工业污染物排放标准实施评估及行业环境风险分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 污染物排放标准及体系 |
| 1.3 污染物排放标准实施评估及其必要性 |
| 1.4 污染物排放标准实施评估方法 |
| 1.5 化工企业环境风险 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 研究路线 |
| 2 硫酸工业基本概况 |
| 2.1 我国硫酸行业现状 |
| 2.2 硫酸工业生产及污染物处理工艺 |
| 2.2.1 硫酸工业生产工艺 |
| 2.2.2 硫酸工业废水处理工艺 |
| 2.2.3 硫酸工业尾气处理工艺 |
| 2.3 硫酸工业环境影响 |
| 3 硫酸工业相关污染物排放标准及分析 |
| 3.1 相关污染物排放标准 |
| 3.1.1 我国硫酸工业污染物排放标准发展概况 |
| 3.1.2 发达国家及国家组织相关污染物排放标准 |
| 3.2 硫酸工业污染物排放标准(GB26132-2010) |
| 3.3 标准限值分析 |
| 3.3.1 水污染物排放限值的水平对比 |
| 3.3.2 大气污染物排放限值的对比 |
| 4 硫酸工业污染物排放标准实施评估 |
| 4.1 达标情况分析 |
| 4.2 技术经济评估 |
| 4.2.1 技术可行性分析 |
| 4.2.2 经济可行性分析 |
| 4.3 环境效益评估 |
| 4.4 社会效益评估 |
| 4.5 监测方法分析 |
| 4.6 标准待完善之处 |
| 5 硫酸工业大气污染物减排潜力分析 |
| 5.1 企业SO_2排放情况 |
| 5.2 硫酸工业SO_2减排潜力分析 |
| 6 硫酸工业环境风险分析 |
| 6.1 硫酸工业项目风险评估 |
| 6.1.1 原料及成品等物质风险性分析 |
| 6.1.2 生产中风险因素分析 |
| 6.1.3 硫酸厂事故类型和事故原因 |
| 6.1.4 突发环境风险事故预测 |
| 6.2 典型案例分析 |
| 6.2.1 硫磺制酸企业环境风险物质数量与临界量比值(Q) |
| 6.2.2 硫磺制酸生产项目工艺过程与环境风险控制水平(M) |
| 6.2.3 硫磺制酸生产项目环境风险受体敏感性(E) |
| 6.2.4 硫磺制酸企业突发环境事件等级确定 |
| 6.2.5 硫磺制酸企业突发环境事件防范措施及应急预案 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 攻读学位期间参与的课题 |
（6）湖北某银矿选冶过程中重金属元素铅的迁移转化规律探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 矿业工程中的环境污染问题及重金属污染现状 |
| 1.1.1 矿业工程及其环境影响 |
| 1.1.2 矿石选冶过程中重金属污染现状 |
| 1.2 重金属元素在矿石选冶过程中的迁移转化研究 |
| 1.2.1 矿石选冶过程中重金属元素的迁移转化研究进展 |
| 1.2.2 重金属铅的特性及其污染特征研究进展 |
| 1.3 重金属形态及物相研究方法进展 |
| 1.3.1 化学形态分析法 |
| 1.3.2 物相分析法 |
| 1.4 研究背景、目的与意义 |
| 1.5 主要研究内容及技术路线 |
| 1.6 主要创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 研究对象概括 |
| 2.1.1 银矿矿石特点 |
| 2.1.2 银矿工艺流程概述 |
| 2.2 采样方案及样品来源 |
| 2.2.1 样品来源 |
| 2.2.2 采样及样品处理 |
| 2.3 实验试剂及仪器 |
| 2.3.1 实验试剂 |
| 2.3.2 实验主要设备 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 选冶系统各样品中铅元素的总量测定 |
| 2.4.2 铅在选冶系统中的化学形态分析 |
| 2.4.3 选冶系统中固体样品铅元素物相测定 |
| 2.4.4 铅在选冶系统中的化学物相分析 |
| 2.4.5 尾渣的稳定性研究 |
| 2.5 分析测试方法 |
| 2.5.1 X射线衍射法(XRD) |
| 2.5.2 扫描电镜—能谱联合法(SEM—EDS) |
| 2.5.3 电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS) |
| 2.5.4 火焰原子吸收光谱法(AAS) |
| 第3章 实验结果与分析 |
| 3.1 选冶系统中铅元素的总量分布及其迁移规律分析 |
| 3.1.1 铅元素的总量分布 |
| 3.1.2 浮选工段铅元素总量分布与迁移规律分析 |
| 3.1.3 氰化工段铅元素总量分布与迁移规律分析 |
| 3.1.4 冶炼工段铅元素总量分布与迁移规律分析 |
| 3.1.5 铅锌回收工段铅元素总量分布与迁移规律分析 |
| 3.1.6 污水处理工段铅元素总量分布与迁移规律分析 |
| 3.1.7 选冶系统中铅元素总量分布与迁移规律分析 |
| 3.1.8 小结 |
| 3.2 选冶系统中铅的物相分布及转化初步探究 |
| 3.2.1 选冶系统中矿样中多元素分析 |
| 3.2.2 选冶系统矿样XRD物相分析 |
| 3.2.3 选冶系统矿样化学物相法分析 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 选冶系统中铅元素的形态分布及迁移转化规律分析 |
| 3.3.1 铅在浮选工段化学形态分布及迁移转化规律分析 |
| 3.3.2 铅在氰化工段化学形态分布及转化规律分析 |
| 3.3.3 铅在冶炼工段化学形态分布及转化规律分析 |
| 3.3.4 铅在铅锌回收工段化学形态分布及转化规律分析 |
| 3.3.5 小结 |
| 3.4 尾渣的稳定性研究 |
| 3.4.1 固液比对尾渣中铅形态变化的影响 |
| 3.4.2 溶液硬度对尾渣中铅形态变化的影响 |
| 3.4.3 有机酸含量对尾渣中铅形态变化的影响 |
| 3.4.4 小结 |
| 第4章 结论及建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间已发表的论文 |
| 致谢 |
（7）生物淋滤-生物还原耦合反应从含砷废渣中制备纳米材料硫化砷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 含砷废渣的来源及其危害 |
| 1.1.1 含砷废渣的来源及分类 |
| 1.1.2 含砷废渣的危害 |
| 1.2 含砷废渣的回收技术 |
| 1.2.1 火法焙烧 |
| 1.2.2 湿法浸出 |
| 1.3 生物淋滤技术处理含砷废渣的技术概况及可行性分析 |
| 1.3.1 生物淋滤菌种介绍 |
| 1.3.2 生物淋滤主要机理介绍 |
| 1.3.3 生物淋滤技术处理含砷废渣的研究现状 |
| 1.4 微生物制备纳米材料 |
| 1.4.1 硫属纳米材料的应用 |
| 1.4.2 纳米三硫化二砷的应用 |
| 1.4.3 微生物制备硫属纳米材料 |
| 1.5 生物合成技术概况及研究进展 |
| 1.5.1 生物合成菌株介绍 |
| 1.5.2 生物合成主要机理介绍 |
| 1.5.3 微生物制备纳米材料硫化砷的研究进展 |
| 1.6 课题研究的目的和内容 |
| 1.6.1 课题的研究目的 |
| 1.6.2 课题的研究内容 |
| 第2章 不同生物淋滤体系对砷溶出效能的影响 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2 实验菌种筛选 |
| 2.3 实验方法与内容 |
| 2.3.1 含砷废渣的预处理 |
| 2.3.2 采用BCR连续萃取技术处理含砷废渣 |
| 2.3.3 化学模拟生物淋滤实验 |
| 2.3.4 不同淋滤体系的生物淋滤实验 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 BCR连续萃取技术处理含砷废渣 |
| 2.4.2 化学模拟生物淋滤实验 |
| 2.4.3 不同淋滤体系的生物淋滤实验 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 含砷废渣的生物淋滤条件优化实验 |
| 3.1 实验仪器与试剂 |
| 3.2 实验方法与内容 |
| 3.2.1 含砷废渣的预处理 |
| 3.2.2 不同固液比的生物淋滤实验 |
| 3.2.3 不同初始pH值的生物淋滤实验 |
| 3.2.4 滤渣的SEM和 XRD分析 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 不同固液比的生物淋滤实验 |
| 3.3.2 不同初始pH值的生物淋滤实验 |
| 3.3.3 滤渣的SEM和 XRD分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 模拟生物淋滤液制备纳米材料硫化砷 |
| 4.1 实验仪器与试剂 |
| 4.2 实验方法与内容 |
| 4.2.1 乳酸浓度对微生物合成纳米材料硫化砷的影响 |
| 4.2.2 合成材料的表征 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 乳酸浓度对微生物合成纳米材料硫化砷的影响 |
| 4.3.2 合成纳米材料硫化砷的XRD和 EDX表征 |
| 4.3.3 合成纳米材料硫化砷的电子显微镜表征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 生物淋滤液制备纳米材料硫化砷 |
| 5.1 实验仪器与试剂 |
| 5.2 实验方法与内容 |
| 5.2.1 生物淋滤液制备纳米材料硫化砷 |
| 5.2.2 合成材料的表征 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 生物淋滤液合成纳米材料硫化砷的XRD表征 |
| 5.3.2 生物淋滤液合成纳米材料硫化砷的EDX表征 |
| 5.3.3 生物淋滤液合成纳米材料硫化砷的电子显微镜表征 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文与研究成果清单 |
| 致谢 |
（8）选择性氧化—硫化焙烧砷锑烟尘分离砷以及锑资源的回收（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 砷的综述 |
| 1.1.1 砷的发展史及分布 |
| 1.1.2 金属砷的性质 |
| 1.1.3 砷的化合物 |
| 1.1.4 砷的生产及应用 |
| 1.1.5 砷的危害及污染 |
| 1.1.6 含砷物料的处理现状 |
| 1.2 锑的综述 |
| 1.2.1 锑的发展史及资源分布 |
| 1.2.2 金属锑的性质 |
| 1.2.3 锑化合物的性质 |
| 1.2.4 锑的应用及生产现状 |
| 1.3 砷锑烟尘中砷锑分离现状 |
| 1.3.1 火法焙烧分离 |
| 1.3.2 浸出沉淀法 |
| 1.3.3 物理分离法 |
| 1.4 选题的依据、研究内容以及创新点 |
| 1.4.1 课题的研究背景及意义 |
| 1.4.2 课题的主要研究内容 |
| 1.4.3 课题创新点 |
| 第二章 实验原料、设备以及方法 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 实验试剂和设备 |
| 2.2.1 实验试剂和气体 |
| 2.2.2 实验设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 选择性氧化焙烧砷锑烟尘分离砷 |
| 2.3.2 选择性氧化-硫化焙烧砷锑烟尘分离砷 |
| 2.3.3 还原焙烧回收锑 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 热力学分析方法 |
| 2.4.2 实验结果及分析方法 |
| 第三章 砷锑烟尘氧化-硫化焙烧及锑回收实验研究 |
| 3.1 选择性氧化焙烧砷锑烟尘分离砷、锑 |
| 3.1.1 热力学分析 |
| 3.1.2 焙烧温度对砷、锑挥发率的影响 |
| 3.1.3 焙烧时间对砷、锑挥发率的影响 |
| 3.1.4 CuO添加量对砷、锑挥发率的影响 |
| 3.1.5 氮气流量对砷、锑挥发率的影响 |
| 3.1.6 小结 |
| 3.2 选择性氧化-硫化焙烧砷锑烟尘分离砷、锑 |
| 3.2.1 热力学分析 |
| 3.2.2 焙烧温度和CuS添加量对砷、锑挥发率的影响 |
| 3.2.3 砷、锑分离机理分析 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 还原焙烧回收锑 |
| 3.3.1 经氧化焙烧后砷锑烟尘底物成分分析 |
| 3.3.2 热力学分析 |
| 3.3.3 焙烧温度对砷挥发率及锑直收率的影响 |
| 3.3.4 CO分压对砷挥发率及锑直收率的影响 |
| 3.3.5 焙烧时间对砷挥发率及锑直收率的影响 |
| 3.3.6 小结 |
| 第四章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录A 攻读硕士学位期间参与的科研项目 |
| 附录B 攻读硕士学位期间发表论文及撰写专利 |
（9）应用阳极溶出伏安法研究针铁矿对亚砷酸盐的吸附特征（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 砷危害性及污染现状 |
| 1.2 砷检测方法研究现状 |
| 1.3 针铁矿吸附动力学研究现状 |
| 2 引言 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 阳极溶出伏安法 |
| 3.2.1.1 电极的预处理 |
| 3.2.1.2 底液、富集时间、富集电位的选择 |
| 3.2.1.3 阳极溶出伏安法的精确度 |
| 3.2.2 砷的吸附动力学试验 |
| 3.2.2.1 动力学试验装置 |
| 3.2.2.2 反应池结构 |
| 3.2.2.3 不同p H、浓度、温度对砷吸附动力学的影响 |
| 3.3 测定方法与数据处理 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 阳极溶出伏安法实验条件的确定 |
| 4.1.1 电极的活化 |
| 4.1.2 电极的表征 |
| 4.1.3 底液、富集时间、富集电位的选择 |
| 4.2 阳极溶出伏安法的选择性和精确度 |
| 4.3 针铁矿的表征 |
| 4.4 空白对照实验 |
| 4.5 不同溶液p H对砷吸附动力学的影响 |
| 4.5.1 不同溶液p H对砷吸附动力学曲线的变化 |
| 4.5.2 不同溶液p H对砷吸附动力学模型的拟合 |
| 4.6 不同浓度对砷吸附动力学的影响 |
| 4.6.1 不同浓度对砷吸附动力学曲线变化 |
| 4.6.2 不同砷浓度对其吸附动力学模型的拟合 |
| 4.6.3 砷的等温吸附曲线及模型应用 |
| 4.7 不同温度对砷吸附动力学的影响 |
| 4.7.1 不同温度对砷吸附动力学曲线变化 |
| 4.7.2 不同温度对砷吸附动力学方程模拟 |
| 4.7.3 砷吸附动力学能量特征 |
| 5 结论与讨论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 底液、富集时间、富集电位对砷溶出峰电流的影响 |
| 5.2.2 不同溶液p H对砷吸附动力学的影响 |
| 5.2.3 不同浓度对砷吸附动力学的影响 |
| 5.2.4 不同温度对砷吸附动力学的影响 |
| 参考文献 |
| 参与发表的论文 |
| ABSTRACT |
（10）中国有色金属冶炼行业汞排放特征及减排潜力研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 有色金属精矿汞浓度的研究 |
| 1.2.2 有色金属冶炼行业汞排放特征研究 |
| 1.2.3 中国有色金属冶炼行业汞排放清单研究 |
| 1.3 研究目的、意义和内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容与技术路线 |
| 第2章 有色金属精矿汞浓度数据库的建立 |
| 2.1 精矿的采样及分析方法 |
| 2.1.1 精矿采样点的分布 |
| 2.1.2 精矿样品的采集和制备 |
| 2.1.3 精矿样品的分析方法 |
| 2.1.4 质量保证与质量控制 |
| 2.2 国产精矿的汞浓度分析 |
| 2.2.1 国产精矿样品的汞浓度分布特征 |
| 2.2.2 不同省份生产精矿汞浓度 |
| 2.3 进口精矿的汞浓度分析 |
| 2.4 冶炼厂消耗精矿的汞浓度分析 |
| 2.4.1 精矿进口与跨省传输 |
| 2.4.2 消耗精矿的汞浓度分析 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 有色金属冶炼过程的汞排放特征 |
| 3.1 测试冶炼厂的选取 |
| 3.2 现场测试的方法 |
| 3.2.1 现场测试点位的确定 |
| 3.2.2 采样和分析方法 |
| 3.2.3 质量保证和质量控制 |
| 3.3 测试冶炼厂汞的输入 |
| 3.3.1 不同原料汞浓度分析 |
| 3.3.2 不同原料汞的输入比例分析 |
| 3.4 冶炼过程汞的行为 |
| 3.4.1 冶炼过程汞的释放 |
| 3.4.2 大气污染控制设备的脱汞效率分析 |
| 3.4.3 汞在污染控制设备中的形态转化 |
| 3.4.4 锌冶炼浸出/电解过程汞的行为 |
| 3.5 冶炼过程汞的输出 |
| 3.5.1 大气汞浓度及形态分析 |
| 3.5.2 冶炼过程大气汞的形态分布 |
| 3.5.3 冶炼副产物的汞浓度 |
| 3.5.4 冶炼过程汞的去向 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 冶炼副产物利用过程的汞排放特征 |
| 4.1 污酸的处理与汞的排放 |
| 4.1.1 污酸的处理工艺 |
| 4.1.2 污酸处理过程对汞的脱除效果 |
| 4.1.3 污酸处理的汞排放特征 |
| 4.2 硫酸的利用与汞的排放 |
| 4.2.1 硫酸的利用方式 |
| 4.2.2 硫酸利用过程的汞排放 |
| 4.3 锌冶炼渣的利用与汞的排放 |
| 4.3.1 浸出渣的处理工艺 |
| 4.3.2 浸出渣处理过程对汞的脱除 |
| 4.3.3 浸出渣处理过程汞的排放特征 |
| 4.3.4 金属渣利用过程汞的排放特征 |
| 4.4 铅、铜冶炼渣的利用与汞的排放 |
| 4.5 冶炼副产物利用过程的汞排放特征 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 中国有色金属冶炼行业汞排放清单 |
| 5.1 有色金属冶炼行业概率排放模型的建立 |
| 5.1.1 汞的概率输入模型 |
| 5.1.2 冶炼过程的概率排放模型 |
| 5.1.3 冶炼副产物利用过程的概率排放模型 |
| 5.2 模型主要参数输入 |
| 5.2.1 精矿消耗量 |
| 5.2.2 污染控制设备使用比例 |
| 5.2.3 焙烧/熔炼烟气污染控制设备组合的脱汞效率 |
| 5.2.4 汞形态分配因子 |
| 5.3 模型计算结果 |
| 5.3.1 有色金属冶炼行业汞的输入 |
| 5.3.2 有色金属冶炼行业汞的输出 |
| 5.3.3 有色金属冶炼行业大气汞排放 |
| 5.3.4 清单不确定度计算 |
| 5.4 与其他清单结果对比 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 中国有色金属冶炼行业汞减排潜力分析 |
| 6.1 情景设计 |
| 6.1.1 精矿消耗量发展情景 |
| 6.1.2 污染控制情景 |
| 6.2 汞减排潜力分析 |
| 6.2.1 有色金属冶炼行业汞排放趋势 |
| 6.2.2 汞减排效果分析 |
| 6.3 有色金属冶炼行业汞污染控制对策建议 |
| 6.3.1 有色金属冶炼行业汞减排目标 |
| 6.3.2 有色金属冶炼行业汞污染控制实施路径 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 排放清单计算的其他参数 |
| 附录B 精矿传输矩阵 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
四、401厂制酸系统中砷分布情况的测定报告（论文参考文献）
- [1]阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究[D]. 张扬. 云南师范大学, 2021(09)
- [2]基于产生源共性分类的有色冶炼固废资源环境属性研究[D]. 王黎阳. 重庆交通大学, 2020(01)
- [3]钢渣基活性材料固砷机理及其应用[D]. 郝峰焱. 昆明理工大学, 2020(04)
- [4]新型铁锰氧化物对水体中砷镉吸附性能及机理研究[D]. 徐方男. 浙江大学, 2020(07)
- [5]硫酸工业污染物排放标准实施评估及行业环境风险分析[D]. 王亚成. 青岛科技大学, 2019(12)
- [6]湖北某银矿选冶过程中重金属元素铅的迁移转化规律探究[D]. 李婵. 武汉工程大学, 2019(03)
- [7]生物淋滤-生物还原耦合反应从含砷废渣中制备纳米材料硫化砷的研究[D]. 何逍遥. 北京理工大学, 2017(03)
- [8]选择性氧化—硫化焙烧砷锑烟尘分离砷以及锑资源的回收[D]. 钟大鹏. 昆明理工大学, 2018(01)
- [9]应用阳极溶出伏安法研究针铁矿对亚砷酸盐的吸附特征[D]. 杨军. 河南农业大学, 2016(05)
- [10]中国有色金属冶炼行业汞排放特征及减排潜力研究[D]. 吴清茹. 清华大学, 2015(07)