一、离子交换色谱法测定砷黄铁矿浸取溶液中砷(Ⅴ)和砷(Ⅲ)（论文文献综述）
张晓亮[1]（2021）在《微波作用下载金硫化物中单质硫的释放及其浸金机制研究》文中提出目前,黄金的提取仍以氰化法为主,但氰化物的剧毒性给黄金生产企业带来了巨大的环保压力。碱性含硫试剂被认为是一类最具希望替代氰化物的环保型浸金药剂,它可通过将单质硫溶于碱性溶液来制备。针对传统氰化浸金工艺环境污染严重的问题,本文提出了利用载金硫化物微波热分解过程中生成的单质硫来实现非氰自浸金的新思路。考察了载金硫化物释放单质硫的热力学条件和黄铁矿原位加热过程中物相转变的基本规律,深入研究了微波作用下载金硫化物热分解过程中单质硫的释放规律与生成机理,探讨了微波辐射对黄铁矿热分解过程中硫元素转化的促进作用机理;利用耗散型石英晶体微天平原位研究了热分解生成的单质硫在碱性溶液中浸金的作用机制,完善了金精矿微波热分解-自浸出的基础理论体系。主要研究结论如下:载金硫化物热分解过程中生成的单质硫主要来源于黄铁矿。在氮气气氛下,黄铁矿原位加热过程中的相变温度区间为500～600℃,提高温度对黄铁矿中S-S键伸缩振动的影响更为显着。随着温度的升高,黄铁矿晶格发生线性热膨胀,平均体膨胀系数为5.64×10-3 K-1,热分解生成的磁黄铁矿沿着z轴方向的热膨胀明显更快。高硫金精矿的微波吸收性能随着温度的不断升高先增强后减弱,在频率为2.45 GHz的室温下物料复介电常数的虚部值为9.99,当温度达到700℃时,虚部值增大为原来的4.76倍,继续升温至900℃时,虚部值反而减小为27.76,但仍然高于500℃时复介电常数的虚部值11.40。在微波辐射温度为450℃时,黄铁矿热分解产物中已经有磁黄铁矿产生,温度达到900℃时的硫元素转化率为46%。黄铁矿微波热分解过程中生成了不同晶体结构的磁黄铁矿相,矿物晶体由等轴晶系逐渐转变为六方晶系;硫元素化学形态首先从黄铁矿中的S22-向Sn2-转化,随着温度的升高Sn2-将进一步转化为S2-,该过程中Sn2-的出现表明样品中存在S0。在微波辐射作用下,高硫金精矿中的黄铁矿热分解后颗粒内部产生大量空洞和孔道结构,生成了纳米级磁黄铁矿多晶聚合体,晶体结构的对称性降低;在700℃下保温30 min后,物料孔隙率从32.9%增大到48.9%,总孔面积增大为原来的2.16倍,这使得原本被硫化矿物包裹的金裸露出来,增加了金与浸出试剂的接触机会。通过对比研究发现,微波辐射加热降低了黄铁矿热分解过程中的物相转变温度,促进了黄铁矿热分解过程中硫的形态转化,使黄铁矿热分解反应活化能降低了 27.14 kJ·mol-1,提高了单质硫的生成量。黄铁矿在热分解过程中Fe-S键更容易发生断裂,但在高温下S-S键也会出现断裂,[FeS6]八面体随着温度的升高逐渐解体,释放出气态的单质硫。外加电场使黄铁矿晶格中原子电子云发生微小位移,削弱了原子间的相互作用力,而且外加磁场对黄铁矿热分解的化学反应也具有促进作用。利用载金硫化物微波热分解过程中生成的单质硫在碱性溶液中浸出其自身热分解产物中的金,浸出率可以达到90%以上。借助耗散型石英晶体微天平原位研究了单质硫在碱性溶液中浸金的作用机制,发现微波热分解过程中生成的单质硫与升华硫在碱性溶液中的浸金性能几乎相同,金的溶出速率分别为0.59ng·cm-2·s-1和0.68 ng·cm-2·s-1;铜氨络离子可以消除含硫浸金试剂在金表面的吸附过程,从而显着提高金的溶出速率。单质硫在碱性溶液中溶解后形成的含硫组分在金表面发生粘弹性吸附,浓度越高吸附层的柔性越强,金表面钝化越严重,在金与浸出溶液界面发生含硫试剂的浸金反应生成了Au-S配合物并溶出。
郭婷[2]（2021）在《周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制》文中提出砷（Arsenic,As）是我国南方地区稻田土壤中典型的污染物之一。稻田土壤中的砷在土壤微生物的参与下持续发生氧化、还原和甲基化等生物地球化学转化过程,这些过程决定了砷的生物有效性、水稻吸收与生态风险。因此,研究土壤-水稻系统中砷的迁移转化过程与作用机理是当前的热点。周丛生物膜（Periphyton biofilm）作为一类微生物聚集体,广泛存在于稻田土壤中。然而,周丛生物膜影响下稻田土壤中砷的转化如何、砷在稻田土壤-周丛生物膜-上覆水中的迁移分配规律又是如何等问题仍未清楚,相关的微生物作用机制也亟待进一步深究。因此,本论文以稻田土壤周丛生物膜为研究对象,首先基于野外周丛生物膜多点采样,探究了周丛生物膜中砷富集规律与砷功能微生物的分布;接着基于溶液体系明确了周丛生物膜本身对砷的富集与转化过程;然后基于土壤培养体系,进一步探究了砷在稻田土壤-周丛生物膜-上覆水三相体系中的迁移分配;最后基于水稻盆栽体系揭示了周丛生物膜影响下土壤中砷的生物有效性;最终系统阐明了周丛生物膜影响稻田土壤中砷迁移转化的过程与机制。主要研究结果如下:（1）采集野外稻田土壤周丛生物膜样品16份,分析了周丛生物膜中砷的富集规律与砷功能微生物丰度和多样性。周丛生物膜总砷浓度范围为7.04–1488.86mg kg–1,主要以无机砷形式存在。在四种砷功能基因中,介导砷甲基化的ars M基因丰度最高;通过ars M基因高通量测序和砷甲基化微生物共现网络分析可知,稻田土壤周丛生物膜中砷甲基化微生物多样性较高,砷甲基化微生物之间具有模块化的网络结构,Kineosporia、Limisphaera、Ornatilinea、Ktedonosporobacter和Anaerolinea具有较高的中介中心度,是周丛生物膜砷甲基化微生物共现网络中的关键属;总有机碳（TOC）与砷甲基化微生物多样性指数Simpson指数呈显着正相关关系,冗余分析（RDA）表明总铁（Fe）、总锰（Mn）和总砷是影响周丛生物膜砷甲基化微生物群落结构的重要因子。（2）通过水溶液砷暴露实验探究了周丛生物膜对砷富集与转化过程和砷对周丛生物膜中砷生物转化基因和微生物群落的影响。周丛生物膜对砷具有较强的耐受能力,可以高效富集水溶液中砷,对2 mg L–1溶液中As（III）和As（V）的去除率为89.71%和79.73%。周丛生物膜在富集砷的同时通过生物转化砷降低砷毒性。周丛生物膜可以在短时间内将As（III）氧化为毒性更低的As（V）,并进一步将As（V）还原和甲基化。培养十天后,培养液中甲基砷比例可达3.50%。砷暴露下,周丛生物膜分泌的胞外聚合物增加,砷的表面吸附增加,As（III）的吸收降低。As（III）和As（V）暴露可以增加周丛生物膜中ars C、ars R、acr3和aox A等砷生物转化基因的丰度;Enterobacteriaceae、Chlorococcaceae和Scenedesmaceae在周丛生物膜暴露于As（III）时具有重要作用,而Spirosomaceae、Acetobacteraceae和Microbacteriaceae在周丛生物膜暴露于As（V）时具有重要作用。（3）通过土壤培养实验,探究了周丛生物膜对土水界面砷迁移和分配的影响与作用机制。稻田土壤表面周丛生物膜显着增加了0–2 mm土壤溶液和上覆水中总砷含量,周丛生物膜对0–2 mm土层中砷的释放具有促进作用,并且促进了砷从表层0–2 mm土壤向上覆水中的迁移;此外,磷酸盐的添加对周丛生物膜介导的土水界面中砷动力学没有显着影响。周丛生物膜显着增加了0–2 mm土层中DOC的含量,土壤溶液中总砷与土壤DOC的显着正相关关系表明周丛生物膜通过增加土壤DOC促进砷在土水界面中的释放和迁移。周丛生物膜显着增加了表层0–2 mm土壤溶液和上覆水中As（III）和甲基砷的含量,降低了0–2 mm土层中ars C和ars M的丰度,说明土壤溶液和上覆水中增加的甲基砷来源于周丛生物膜甲基化过程。周丛生物膜对砷的固定作用降低了深度大于12 mm土壤溶液中总砷的含量。（4）以实际砷污染土进行水稻盆栽实验,通过调控周丛生物膜的生长,对比探讨了周丛生物膜对砷生物有效性与水稻吸收的影响与作用机制。研究发现,周丛生物膜对土壤中砷迁移转化具有双重作用,一方面,由于周丛生物膜的存在,土壤p H值显着升高了0.16个单位,Eh显着降低了22 m V,磷酸提取As（III）含量和可还原态、酸提取态砷含量增加;另一方面,周丛生物膜对砷具有较强的富集能力,降低了土壤溶液中砷浓度。周丛生物膜存在时水稻根部砷的累积量显着增加47.6%,说明周丛生物膜引起的理化性质改变（p H升高、Eh降低）从而促进砷释放的效应大于其富集效应。周丛生物膜显着降低了土壤中aio A基因的丰度,增加了含有ars C基因的功能微生物Cupriavidus和Afipia的相对丰度。周丛生物膜可能通过影响土壤中砷氧化和还原微生物的丰度,促进土壤中砷还原和释放,最终促进水稻砷吸收。综上所述,广泛存在于稻田土壤表面的周丛生物膜可以促进土壤砷还原和甲基化,引起土壤中砷的释放,从而增加稻田土壤砷污染风险。本研究补充了周丛生物膜在稻田土壤生态系统的环境效应,揭示了其在砷污染稻田土壤中的生态风险,对于全面了解稻田土壤砷生物地球化学转化及砷污染控制的复杂机制具有重要意义,并为开发砷污染原位修复技术提供了进一步的理论依据。
刘德晔[3]（2021）在《液相色谱-电感耦合等离子体质谱应用和检测方法标准化研究》文中研究表明近年来随着技术的发展,液相色谱-电感耦合等离子体质谱联用（LC-ICP-MS）技术被广泛用于生物医学、环境、食品、材料等领域的各类元素形态分析中。但是与普通的液相色谱-质谱、气相色谱-质谱相比,该技术应用范围、普及性有待提高,在细分领域依然存在着一些亟需解决的问题。本论文基于该项技术在相关领域创新、优化,扩展了应用场景,得到良好效果。标准方法对国家、社会发展而言不可或缺,是人民生活、企业生产、鉴定评价、行政监督执法的重要依据和支撑。由国家标准方法得出的检测结果、鉴定结论有着明确的法律意义,因此研制标准方法具有重大的实际意义。本论文分别基于LC-ICP-MS法预研了生活饮用水中碘乙酸检验和扫描电镜-能谱法（SEM-EDS）制定了生活饮用水中石棉检验的国家标准方法,这两个标准方法填补了国内空白,为我国生活饮用水卫生安全保驾护航。本论文主要研究内容如下:（1）采用尺寸排阻色谱-电感耦合等离子体质谱联用（SEC-ICP-MS）研究人血清中溴元素形态,研究发现人血清中至少存在3种溴化合物,含量最高的溴化物经离子色谱-电感耦合等离子体质谱联用（IC-ICP-MS）定性为溴离子,定量测试结果表明溴离子占人血清总溴的57%～69%。研究还建立了LC-ICP-MS测定血浆氨溴索的方法并应用于大鼠血浆中氨溴索含量的检测,方法基质干扰小、效率高。经过优化,氨溴索的保留时间为4.6 min,检出限为7.0μg/L,平均加标回收率为85%,相对标准偏差为8%,方法学数据表明LC-ICP-MS是一种很好的血浆中氨溴索分析方法,满足GBZ/T 295-2017《职业人群生物监测方法》的要求。本研究得到的人血清中Br-和总溴定量数据为进一步研究内源溴的分布和生理作用提供了线索。建立的测定血浆中氨溴索方法,基质效应小,干扰少具有一定应用推广价值。（2）采用离子色谱-电感耦合等离子体质谱联用（IC-ICP-MS）法研究PET瓶装酱油中无机锑。首次发现PET瓶装酱油中存在毒性大的痕量无机Sb（III）,但难以直接定量分析。本论文提出一种有效的处理方法:样品通过弱阳离子交换固相萃取小柱富集,依次用抗坏血酸溶液和甲醇洗涤小柱,再用氧化性溶剂洗脱,在此条件下富集的无机Sb（III）转化为无机Sb（V）并被洗脱,最后IC-ICP-MS定量测定洗脱液中的无机Sb（V）,间接测得无机Sb（III）含量。对于无机Sb（III）本方法检出限为0.1μg/L,平均加标回收率为94%,RSD 9%,满足GB/T27404-2008《实验室质量控制规范》的要求。比较无机Sb（III）和总锑含量发现酱油中无机锑占26%～50%,证明PET瓶装酱油中存在痕量无机Sb（III）,会带来一定的食品安全风险。本文开发的预处理方法不仅可以用于酱油中痕量无机Sb（III）的测定,也可以用于其它类型样品中痕量无机Sb（III）的测定,具有较强的推广价值和作为标准方法的潜能。（3）根据文献计算生活饮用水中一碘乙酸（MIAA）限量值,制定了LC-ICP-MS直接测定饮用水中MIAA和二碘乙酸（DIAA）的国家标准检验方法。MIAA和DIAA以保留时间和质荷比定性,峰面积积分定量。与常规的气相色谱、气相色谱-质谱、液相色谱-质谱法相比本方法基质效应低、干扰少、适应性强。方法无需前处理和使用有机试剂,更加绿色环保。五家独立实验室验证结果表明,该方法适应国内生活饮用水基质,无明显基质效应,MIAA检出限为0.06～0.22μg/L,DIAA检出限为0.04～0.18μg/L,各实验室高、中、低浓度平均加标回收率为97%～101%、98～103%、95%～107%（MIAA）和97%～102%、96%～100%、94%～103%（DIAA）,RSD均小于6%,满足GB/T 5750.3-2006《生活饮用水标准检验方法水质分析质量控制》的要求。综上,该方法可作为我国生活饮用水中MIAA和DIAA的标准检测方法。此外,本文还研究了紫外-氯（UV-Cl2）和Cl2消毒过程中碘乙酸的生成情况,评估消毒后生活饮用水中碘乙酸风险,得出我国采用氯消毒地区生活饮用水中碘乙酸风险不高的结论。（4）制定了扫描电镜-能谱法（SEM-EDS）定性、定量测定生活饮用水中石棉（≥10μm）标准检验方法。研究表明使用场发射扫描电镜可对宽度大于0.050～0.124μm的石棉纤维进行定性和测量。以藻类为主的有机质干扰可通过紫外-过硫酸钾消解消除。配置低、中、高三个浓度的石棉悬浊液模拟水样交由国内不同地区的六家独立实验室进行方法学验证,结果表明本方法高、中、低浓度加标实验室内RSD分别为10%、17%、37%,实验室间RSD 10%、19%、39%,蓝藻干扰消除实验平均加标回收率98%,实验室间RSD 11%。本方法检出限为5.0×104～11.6×104个/L,远低于GB 5749《生活饮用水卫生标准》限量规定700×104个/L。与美国EPA使用的透射电镜-能谱法（TEM-EDS）相比,本方法成本低、步骤简单,本方法即将作为新版生活饮用水国家标准GB 5749的配套检测方法使用。
任传裕[4]（2020）在《含砷难处理金矿生物预氧化渣酸性体系硫脲浸金机理及工艺研究》文中认为随着黄金资源不断开采,金品位逐渐下降,低品位难处理金矿逐渐成为黄金生产的重要来源。因难处理金矿采用传统选冶方式难以高效回收,同时传统氰化法面临着环保、酸碱转化等问题。基于此,本论文以新疆某低品位含砷难处理金矿为研究对象,开展了生物预氧化—硫脲浸金机理及工艺研究,为实际工业应用提供了理论指导。本论文采用实验室保存的菌种进行驯化培养,获得适宜处理该矿石的高效菌1株,最佳培养条件为:培养温度30℃、pH值1.5～1.8、培养周期15 d。该低品位金矿经细菌预氧化处理后,As的氧化率可达80.32%,S的氧化率可达41.04%。针对预氧化渣,考察了硫脲浸金过程中温度、硫脲浓度、pH值、液固比、搅拌速度等因素对金浸出率的影响,得到了最优浸出条件:温度25℃、硫脲浓度25 kg/t、pH值1.5、液固比5:1、搅拌速度350 r/min,此时金的浸出率达到97.84%。基于缩核模型,得到了硫脲浸金过程活化能及各因素管理关系,建立了半经验动力学方程。探讨了在实际生产中对硫脲分解产生影响的几种主要因素,得到了影响硫脲分解最重要的因素之一是Fe3+浓度,并从机理上解释了硫脲分解的原因。同时根据缩核模型,建立了酸性条件下硫脲分解半经验动力学方程。模拟工业体系,开展了柱浸实验,为下一步工程化应用提供指导。预氧化pH值1.5～1.8,周期60 d;预氧化渣采用硫脲浸出,浸出pH值1.5,浸出30 d,浸出率88.39%,硫脲用量5.26 kg/t。为进一步降低硫脲耗量,对含有硫脲的浸出液进行循环利用。采用含硫脲的浸出液按前述最优条件浸出,金浸出率为79.74%,表明硫脲在一定程度上可实现循环利用。以实验结果为基础,深入研究了硫脲浸金机理,查明硫脲浓度是影响硫脲酸性条件下浸出的主要因素。该过程活化能为12.116 kJ/mol,表明通过升温来提高金浸出率的效果有限,硫脲浓度的关联指数更高,对浸出过程影响最大。并探讨了硫脲分解机理,查明Fe3+浓度是影响硫脲在不同条件下分解主要影响因素,同时建立了动力学模型。Fe3+浓度相比于细菌接种量以及水质的关联指数更高,对硫脲分解过程影响最大。基于传统氰化工艺造成的环境等方面的污染与破坏,及其在工业实际应用中影响金浸出率的问题,如:酸碱转化过程后形成二次包裹、上一批次矿石残留碱在下一批次矿石进行酸平衡时额外消耗大量酸等,采用生物预氧化—硫脲浸金联合工艺可有效解决上述难题,是一种环保、高效的浸金工艺,本论文研究结果为下一步大规模产业应用提供了坚实理论基础。
黄林青[5]（2020）在《改性季铵盐从碱性溶液中萃取砷的工艺研究》文中认为炼铜工业中的高砷烟灰经碱浸工艺可以使砷有选择性地进入溶液中,实现与其他有价元素的有效分离,而进入碱浸液中的高含量砷也亟待处理。针对该问题,本文采用溶剂萃取法,开展了改性季铵盐从碱性溶液中萃取砷的工艺研究。主要对萃取剂的选择与转型工艺,砷的萃取、反萃及其反应机理,以及萃取剂有机相的循环再生利用等方面进行了研究,获得一个可高效处理碱性体系中高含量砷的闭路循环萃取新工艺。内容如下:（1）本论文选择三辛基甲基氯化铵（TOMAC）为该碱性体系中砷的萃取剂,为提升萃取剂的萃砷能力,实验将Cl-型TOMAC转型为CO32-型TOMAC,本文提出用Na2CO3溶液对Cl-型TOMAC直接进行转型的方案,考察了不同浓度Na2CO3溶液对萃取剂的转型效果,最终选择在25℃,相比1:1的条件下,采用12%Na2CO3溶液对Cl-型TOMAC直接进行转型68次,油水接触时间8min,转型得到的CO32-型TOMAC对碱性溶液中砷的萃取能力得到了很大的提升,单级萃取率可达86.91%。萃取时不同极性改善剂对砷的萃取性能有影响,实验表明含碳原子愈多,对溶液的极性改善效果越好,十二醇比仲辛醇更有利于改善萃取剂的萃砷性能。实验还采用饱和容量法和等摩尔系列法测得萃合比分别为2.67和2.80,结合萃合物气质联用（GC-MS）图谱分析研究了砷的萃取机理,明晰了萃合物的主要成分是(C25H54N)2HAsOS2和(C25H54N)2HAsO2S。（2）通过对负载有机相中砷的反萃剂的筛选,最终择取了能够同时满足高效反萃和直接生成可循环利用的再生有机相两个要求的反萃剂:低浓度H2O2溶液+饱和Na2CO3溶液。实验研究表明:反萃时引入H2O2是实现负载有机相高效反萃的重要原因,微量H2O2（≤4%）可以使该体系中的硫代亚砷酸根迅速氧化成硫代砷酸根,且反萃时H2O2的添加顺序不影响实验结果。As（Ⅲ）与As（Ⅴ）的萃取对照实验揭示了负载有机相中砷的反萃机理:As（Ⅲ）和As（Ⅴ）与季铵盐阳离子缔合能力存在差异,相对来说,As（Ⅲ）与季铵盐阳离子的缔合能力较As（Ⅴ）与季铵盐阳离子的缔合能力更强,这使萃取过程水相料液中的硫代亚砷酸根易与萃取剂有机相中的CO32-进行交换而获得高效萃取率,而反萃过程引入低浓度H2O2将负载有机相中的硫代亚砷酸根氧化成硫代砷酸根后被反萃剂溶液中的CO32-快速交换下来,进而呈现出高反萃率。反萃过程热力学的初步探究结果显示反萃过程属于吸热反应,在0℃35℃温度范围内,温度升高有利于砷的反萃。（3）砷的反萃研究结果显示:以4%H2O2+饱和Na2CO3溶液为反萃剂,在常温25℃,相比1:1,油水接触时间7 min的条件下,砷的反萃率达到99%以上,反萃同时生成了可直接利用的CO32-型TOMAC有机相。通过对整个萃取工艺过程进行红外光谱（FTIR）、核磁光谱（NMR）、紫外光谱（UV-vis）分析,可以论证工艺中转型、萃取、反萃过程的机理,形成闭路循环的萃取工艺流程图直观揭示了循环萃取行为规律,体现出整个萃取工艺过程和流程的特点与优越性,有机相的循环利用实验也体现了再生萃取剂有机相的性能良好。该工艺不仅能使萃取剂有机相得到高效的反复再生利用,且Na2CO3溶液也可以反复再生利用,整体工艺用料简单、不产生废液,呈现出流程短、循环性能好、成本低、效率高的特点。
孙琰晴[6]（2020）在《无机砷在海带中的富集转化及其毒理效应》文中指出砷是一种自然存在于海洋环境中的类金属元素,是人类已知的致癌物质之一。由于大型藻类的生物富集效应,藻类中积累的砷很容易通过食物链转移到人体中。不同形态砷的毒性不同,其中三价砷毒性最强,其次是五价砷和有机砷,但有机砷中砷糖、砷脂等被认为是无毒的。目前对海带的相关研究主要集中在海带生物活性物质的提取、分离及功能性研究等方面,而环境因子尤其是重金属胁迫对海带的生理影响及其在海带中的富集转化研究较少。因此,研究海带中无机砷的富集转化及毒性,可为海带食用风险评估提供依据,并为研究海洋藻类在砷的生物地球化学循环过程提供参考。本研究使用亚砷酸盐和砷酸盐两种形态无机砷对海带孢子体幼苗进行暴露,分时段检测养殖水及海带中砷的形态及含量,研究海带对砷的富集转化效应;并对海带生长、叶绿素荧光参数、抗氧化指标及基因组DNA甲基化水平进行分析,以期阐明无机砷对海带的毒性效应。1)养殖海带后海水中砷形态变化设置0.2、0.4、0.8、1.6μmol/L的亚砷酸盐（As（III））和砷酸盐（As（V））实验组,进行为期28 d的海带养殖,分别在0、1、2、3、4、7、14、28 d时取样分析水中砷形态。研究发现,两种形态砷暴露组水样中均可检测到As（III）和As（V）两种砷形态,各As（III）处理组的水样中在第1 d时检测到As（V）的存在且浓度随暴露时间延长而逐渐增大,两个高浓度组在14 d时仅检测到As（V）,至28 d时所有处理组中均未检测到As（III）;而在As（V）暴露下,随暴露浓度的升高,As（III）出现越早,浓度也越高,但实验14、28 d时所有处理组中均只检测到As（V）。砷暴露组中砷形态的变化说明海带能够对海水中砷形态产生一定的影响,海水中As（III）向As（V）转化。2)无机砷暴露下海带中砷的富集及形态进行研究。结果显示,高浓度砷暴露组中海带总砷含量较高,As（III）暴露下海带中总砷含量随时间的延长而增加,在28 d时达到最大值;As（V）暴露下海带中总砷含量则呈先升高后下降的趋势,但均显着高于初始值（P<0.05）。实验结束时As（V）暴露组海带中总砷含量显着低于As（III）,说明无机砷暴露下海带孢子体幼苗对亚砷酸盐的富集能力大于砷酸盐。对海带孢子体幼苗中砷形态的分析发现,有机砷为海带中砷的主要存在形态,且As（III）处理组中C（In As）/C（As）大于As（V）处理组。第7、14 d时所有砷处理组海带中均发现了As（III）和As（V）两种形态,随暴露浓度的升高,As（III）暴露组海带中也检测到二甲基砷（DMA）和一甲基砷（MMA）,但MMA含量较少（0.048-0.077 mg/kg）,As（V）暴露组海带中则未检测到MMA;实验期间所有砷暴露组中无机砷形态均以As（V）为主,且实验28 d时0.2、0.4μmol/L As（III）处理组和0.2μmol/L As（V）处理组中仅检测到As（V）。说明海带在吸收无机砷后可以对其进行形态转化,将其转化为毒性较小的As（V）和有机砷来抵抗砷的胁迫。3)无机砷对海带的生长及光合作用的影响。在实验浓度范围内,7 d时海带所有实验组海带重量均显着增加,As（III）处理组海带增长率随浓度的升高而降低,仅0.2μmol/L处理组日增长率与对照组无显着差异。As（V）两个高浓度处理组日生长率显着低于对照（P<0.05）。至第28 d时,所有砷处理组海带孢子体均保持生长状态且未观察到明显砷中毒迹象。叶绿素荧光参数检测结果显示,除最低浓度As（III）提高了海带Fv/Fm外,其它浓度暴露对海带孢子体幼苗的Fv/Fm和Yield值没有显着影响,而As（V）暴露则会使海带叶绿素荧光参数有所增加,其中高浓度As（V）使海带的Yield产生了明显的提高。说明实验设置的浓度范围内,海带仍处于健康状态并保持生长,但高浓度无机砷暴露会使海带生长速度减慢,其中As（III）对其影响更大,而As（V）一定程度上促进了海带的光合效率。4)砷胁迫对海带的氧化损伤、抗氧化防御及基因组DNA甲基化水平的影响。在不同浓度As（III）和As（V）处理组中均检测到丙二醛和过氧化氢含量的显着升高,且显着高于对照组（P<0.05）;海带中超氧化物歧化酶和过氧化氢酶7 d内随时间的延长呈现先升高后降低的趋势,28 d时抗氧化酶活性仍处于较高水平。在实验结束时,暴露组海带孢子体幼苗的DNA甲基化水平均显示出不同程度的升高,其中As（III）和低浓度As（V）对其影响较小,V-b、V-c、V-d组海带DNA甲基化水平在28 d时显着高于1 d时水平（P<0.05）。说明砷胁迫对海带造成一定的氧化损伤,短期内海带可以通过激活抗氧化酶体系减缓氧化损伤,但长期砷暴露会降低海带的抗氧化能力。海带可能通过增强基因组DNA特定基因的甲基化修饰来应对环境中砷胁迫。
郭平[7]（2020）在《难处理金矿超声强化预处理研究》文中研究指明难处理金矿中金的载体矿物通常是金属硫化物,以黄铁矿和毒砂为主。开发利用难处理金矿最有效的手段是氧化预处理,目的是破坏硫化物对金的包裹,使金易于浸出。化学氧化预处理工艺反应速度快、无废气污染、流程简单,具有很强的适应性和发展潜力。针对提取过程中矿物与浸出过程的包裹难题与碳质物料的劫金难题等,本文以云南某地难处理金矿为研究对象,提出超声强化难处理金矿预处理的新思路。主要研究内容包括:（1）超声条件下NaOH-Na2S选择性除锑的工艺参数优化为消除锑对难处理金矿提取金过程的不利影响,本研究提出采用氢氧化钠体系下硫化钠浸出法预先从含锑难处理金矿中选择性脱除锑。研究了硫化钠（0.5～2mol/L Na2S）和氢氧化钠（0.5～2.5 mol/L）、温度（20～80℃）和超声功率等主要影响因素对锑浸出率的影响。正交优化分析表明各因数影响顺序为:温度>超声波功率>硫化钠浓度>超声波时间。最佳浸出条件为:时间60 min,温度55℃,硫化钠浓度2 mol/L,超声功率1500 W。在此条件下,锑的平均浸出率为94.50%。在相同条件下,未经超声处理的锑浸出率仅为58.37%。与文献相比超声波大幅降低了脱除锑的温度、时间、Na OH和Na2S浓度。除锑后金的浸出率由13.35%提高到40.56%。超声波强化浸出除锑矿金的浸出率达68.90%。（2）超声条件下Na OH-Na2S选择性除锑动力学分析通过动力学分析表明超声浸出和常规浸出均由表面化学反应控制。建立了动力学方程:常规:1-（1-x）1/3=6.69×10-4·CNaOH1.1·CNa2S1.3·r0-1·e-48390/8.314T·t（4.8）超声:1-（1-x）1/3=5.97×10-6·CNaOH0.7·CNa2S1.1·r0-1·e-33880/8.314T·t（4.9）与常规浸出相比,超声增加锑浸出率的原因在于超声降低了表观活化能,剥离了反应层,减小了粒子尺寸,降低了反应温度。（3）锰阳极泥—硫酸体系预处理难处理金矿研究结合难处理矿石的氧化预处理和锰阳极泥的还原浸出,开发了一种从难处理金矿提取金和锰阳极泥浸出锰的新工艺。采用响应面法优化了时间,温度和硫酸浓度对锰浸出效率的影响。在两矿比为1:0.5,硫酸浓度为1.25 mol/L,温度为85℃,浸出时间为2.5 h的条件下,锰的浸出效率为91.64%。经过预处理后金的提取效率达到90.30%,远远高于未处理矿石。金的浸出效率的提高归因于黄铁矿的破坏和金矿石尺寸的减小。因此,锰阳极泥的浸出与金精矿的氧化预处理之间的协同作用不仅实现了锰的浸出,而且提高了金的浸出效率。
祝琳[8]（2020）在《典型矾矿区环境质量综合评价与治理体系研究》文中研究说明目前,由于矿山企业缺乏对废弃矿山的有效管理,以及未能及时采取治理措施,进而导致环境污染问题日渐突出,特别是在开采和加工过程所产生的大量废弃矿石和矿渣堆积而成的尾矿库,给局部环境治理带来了巨大的负担。本文以庐江矾矿作为研究区域,研究该废弃的典型非金属矿山对环境造成的影响,并提出有效治理对策。庐江矾矿的大规模开采,导致露天矿区周边生态环境不断恶化。此外,矿渣的不合理堆放及未对废弃矾矿采取科学有效的处理措施,导致矿区周边水体酸化、重金属污染等现象日益严重。这不仅不利于当地绿水青山的长久建设,也给居民的生产、生活带来不利影响。为此,本研究针对矿区生态环境现状作出分析,测定矾矿周边土壤、水体、植物的重金属含量,并对矿坑周边不同深度的矿石和不同类型的水体进行了采样分析,剖析造成水体酸化的主要原因,查明矾矿区周边土壤典型重金属元素分布规律及富集特征,并对矿区范围内长势良好的优势植物对典型重金属元素的吸收与富集能力进行深入分析。结论如下:（1）矿区矿坑水样的pH值检测结果均大于5,而塌陷塘和东西山平硐出水pH的检测结果仅有3左右,导致该现象的原因是矿坑积水与地表矿石接触反应的时间不同。东、西平硐出水酸性较强是由于大量降雨通过矿山内部裂隙入渗至地下,下渗过程中与矿山内部矿石充分接触反应,且由于巷道的连通性,致使淋溶废水与地下水在两个平硐口汇集流出,导致该区域的水质酸化。从不同类型水样的酸根离子分析,证实明矾遇水电离这一现象确实存在,且从不同深度所取矿渣样品的XRD结果可以看出,深层矿渣的明矾含量与表层及水浸条件下的明矾含量的巨大差异直接证实矿渣中的明矾是形成水质酸化的主要原因。XRF分析结果表明水质酸化还有一个重要原因是矿山内部所含的硫化矿石的氧化。（2）矿区土壤整体呈现偏酸性,且农用地土壤重金属元素含量随着土壤深度的增加呈现降低的趋势,可能是由于受土壤氧化还原电位变化的影响,土壤表面矿石易于被氧化呈现酸性,导致重金属含量有较为明显的上升趋势。单因子污染指数、地累积指数和潜在生态风险系数结果表明,研究区As和Cd污染情况最为严重,其次是Cu和Pb。单项污染风险指数最高的也是As和Cd元素,这也是该地区土壤潜在生态风险主导因子。综合潜在生态风险指数表明,除少部分处于高等潜在生态风险以外,大部分土壤样品RI均显着大于600,处于极高等潜在生态风险。（3）在矿区周边采样的17种植物均长势较好,说明它们对这八种重金属都具有一定的耐受性。由于研究区土壤中As和Cd的污染最为严重,调查结果显示,沿阶草和小二仙草对As的富集系数和转运系数均大于1;紫花地丁对As的富集系数小于1,但转运系数达到了2.5;而沿阶草和小二仙草对Cd的富集系数均小于1,紫花地丁对Cd的富集系数为1.79,说明紫花地丁对元素Cd有更好的富集效果。沿阶草、小二仙草和紫花地丁对Cd的转运系数均大于1,可以作为优势植物为废弃矾矿区土壤重金属污染修复治理提供支持。本研究还针对矿区酸性废水特征和重金属污染状况,提出了酸性废水处理技术措施和土壤修复技术方案,具有较好的现实意义和应用前景。图[15]表[25]参[137]
刘淑杰[9]（2020）在《焙烧对石英—金作用的影响及机理研究》文中指出金矿中普遍含有石英等脉石矿物,金在高温活化作用下,可能与石英相互作用,导致金回收难度增大,因此,探索焙烧对石英与金作用的影响及作用机理很有意义。本课题以石英为研究对象,考察焙烧条件及有硫化矿（黄铁矿、黄铜矿、方铅矿及毒砂）存在下对石英与金相互作用的影响。在焙烧时间为1、2、3及4 h,焙烧温度为600、650、700及750℃的焙烧条件下,对含金样品进行焙烧试验。取含金焙渣2.5 g,矿浆浓度为11.11%,浸出时间为8 h,搅拌转速为500 r/min,p H约为11及KCN浓度为0.01 mol/L,进行含金焙渣的氰化浸出试验。得出在室温下,金的浸出率为42.36%,在焙烧时间为1 h,焙烧温度为750℃下,金的浸出率为21.43%,随着温度的升高,金的浸出率降低。高温活化了石英,导致石英与金相互作用,从而金难以被氰化物浸出。加入硫化矿后,可能是焙烧减少了硫化矿对金的作用,导致金的浸出率呈上升趋势;石英与金相互作用强时,金的浸出率呈下降趋势。对含金焙渣进行红外光谱分析,得出在667 cm-1处出现石英与金作用的振动吸收峰。在焙烧时间为1、2、3及4 h,焙烧温度为600、650、700及750℃的焙烧条件下,对不含金样品（文中简称样品）进行焙烧试验。取焙渣3 g,氰化金浓度为120 mg/L,矿浆浓度为12.50%,搅拌时间为30 min,搅拌转速为500 r/min,进行焙渣与氰化金的吸附试验。离心后的上清液采用原子吸收测定金浓度,固体进行红外光谱分析。得出在焙烧时间为4 h,焙烧温度为650℃下的焙渣对氰化金吸附量为0.085 mg/g、吸附率为12.54%,这表明该温度下石英焙渣与氰化金的吸附作用强。加入硫化矿后,硫化矿与石英之间发生了相互作用,当矿物之间相互作用强于石英与氰化金的吸附作用时,石英焙渣对氰化金的吸附量与吸附率呈下降趋势;当石英与氰化金的吸附作用强时,石英焙渣对氰化金的吸附量与吸附率呈上升趋势。红外光谱中,在669 cm-1处出现石英与金作用的振动吸收峰。利用Materials Studio软件中CASTEP模块对700℃石英与金进行量子化学计算。在收敛精度为Fine条件下,对石英进行收敛性测试,确定最佳交换-关联泛函为GGA-WC,最佳K-point为3×2×2,最佳截断能为440 e V。石英表面能的变化范围小于0.05 J/m2时,确定石英（101）表面最佳表面结构为最佳原子层厚度为13.076?,真空层厚度为14?,对石英进行弛豫,对弛豫后的石英晶体在真空条件下分别与Au原子及Au（CN）2-建立吸附模型。由模拟得出Au原子与石英（101）表面的Si-12形成了键合作用;Au（CN）2-中Au、N原子与石英（101）表面的Si-12形成了键合作用。结合试验研究、表征分析及模拟计算得到了焙烧下石英与金相互作用对其对浸金行为的影响规律,推测石英与金在高温下存在键合作用。
王艺[10]（2019）在《梯度扩散薄膜技术用于水体和土壤/沉积物中无机砷和溶解态活性磷的原位测定》文中指出环境中的砷和磷有不同的形态,其毒性和生物有效性表现出明显的差异,如三价砷的毒性远大于五价砷,而溶解态活性磷则是造成地表水富营养化的主要因素。因此,不同形态砷和磷的准确测定对其环境生态风险评价具有重要意义。主动采样在样品保存、运输和前处理等过程易造成污染物形态发生变化,使测定结果偏离其在环境中的真实水平。因此,有必要开发一种原位监测技术用于不同形态砷和磷的测定。梯度扩散薄膜技术（DGT）是一种原位的、非破坏性的被动采样新技术,具有检出限低、操作简单,能够获得时间加权浓度等优点。本论文建立了基于新型结合相的DGT技术测定无机砷和溶解态活性磷的方法,并将其用于土壤中磷的解吸行为研究。主要研究内容和结果如下:建立了CeO2/ZrO2-DGT技术测定水体和沉积物中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的新方法。CeO2/ZrO2结合相能有效富集水体中的As（Ⅲ）和As（Ⅴ）,吸附性能优于单独的CeO2和ZrO2结合相。CeO2/ZrO2-DGT对As（Ⅲ）和As（Ⅴ）有效吸附容量分别为77.8μg/片和58.1μg/片,以自来水和合成海水为样品采样72小时,结合相上富集的As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的质量与时间呈良好线性关系（R2>0.99）,分析结果不受pH（4.019.01）和离子强度（NaNO3:0.050.75 mol/L）的影响。利用CeO2/ZrO2-DGT和氢化物发生-原子荧光光谱对水中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）进行测定,检测限分别为0.06μg/L和0.08μg/L。将CeO2/ZrO2-DGT用于大连市水库表层水和沉积物孔隙水中无机砷的测定,表层水中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的浓度分别为0.130.14μg/L和0.200.25μg/L,沉积物中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的浓度分别为0.381.82μg/L和0.693.46μg/L。建立了基于CeO2-DGT技术测定土壤和土壤-沼渣孔隙水中溶解态活性磷浓度的新方法。CeO2-DGT测定五种土壤中溶解态活性磷的浓度为119457μg/L,施加沼渣后,土壤-沼渣孔隙水中溶解态活性磷浓度为19482678μg/L,DGT法测定的孔隙水中溶解态活性磷浓度与离心法测定浓度之间具有较好的相关性（r=0.9944）。利用DIFS模型（DGT induced fluxes in soils and sediments model）对土壤和土壤-沼渣中磷的供给能力（R值,CeO2-DGT法和离心法测定的孔隙水中溶解态活性磷浓度之比）进行拟合,给出磷在土壤和土壤沼渣中的动力学参数。土壤和土壤-沼渣中磷的解吸常数(k-1)分别为1.62×10-68.65×10-5 s-1和1.02×10-64.45×10-6 s-1;固相上可解吸态磷的分配系数（Kd）分别为40.67205.11 cm3/g和94.36366.96 cm3/g;响应时间（Tc）分别为43.81701 s和1171.51852.8 s。施加沼渣后Kd增大表明,土壤-沼渣的固相补给库增大,在较长的采样时间下能维持其补给能力;而k-1变小和Tc增大表明,固相上的再补给作用对土壤-沼渣孔隙水中溶解态活性磷的贡献很小,土壤-沼渣孔隙水中溶解态活性磷对植物的供应主要受植物吸收磷的过程控制。本研究发展的CeO2/ZrO2-DGT技术成功用于水库表层水和沉积物中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的浓度测定,具有降低方法检出限、操作简单、成本低等优点;发展的CeO2-DGT技术测定了土壤和土壤-沼渣中溶解态活性磷的浓度,并将其用于土壤和土壤-沼渣中磷的解吸动力学参数的测定,这些参数将有助于我们对磷的释放机理产生更深入的了解。
二、离子交换色谱法测定砷黄铁矿浸取溶液中砷(Ⅴ)和砷(Ⅲ)（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、离子交换色谱法测定砷黄铁矿浸取溶液中砷(Ⅴ)和砷(Ⅲ)（论文提纲范文）
（1）微波作用下载金硫化物中单质硫的释放及其浸金机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 黄金矿产资源概况 |
| 2.1.1 黄金资源储量分布 |
| 2.1.2 金的赋存状态研究 |
| 2.2 非氰浸金技术的研究进展 |
| 2.2.1 含硫试剂浸金的研究现状 |
| 2.2.2 金精矿预处理方法的概述 |
| 2.3 黄铁矿高温相变的研究进展 |
| 2.4 微波在湿法冶金领域的应用 |
| 2.4.1 微波加热的基本原理及优势 |
| 2.4.2 微波焙烧强化浸出研究现状 |
| 2.5 小结 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究目标 |
| 3.2 研究技术路线 |
| 3.3 研究内容 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 试验研究方法 |
| 3.4.2 分析检测方法 |
| 3.5 试验原料、药剂与设备 |
| 3.5.1 试验原料及性质 |
| 3.5.2 试验药剂与设备 |
| 4 载金硫化物热分解的热力学及原位相变过程 |
| 4.1 单质硫生成过程的热力学分析 |
| 4.2 载金硫化物的热分解特性研究 |
| 4.3 黄铁矿热分解相变的原位研究 |
| 4.3.1 高温原位X射线衍射分析 |
| 4.3.2 高温原位Raman光谱分析 |
| 4.3.3 表面微观形貌的演变过程 |
| 4.4 小结 |
| 5 微波场中载金硫化物的介电响应及失重行为 |
| 5.1 微波作用下黄铁矿升温行为研究 |
| 5.2 微波场中载金硫化物的介电响应 |
| 5.3 微波场中黄铁矿热分解失重行为 |
| 5.3.1 单因素条件试验研究 |
| 5.3.2 多因素响应曲面研究 |
| 5.4 小结 |
| 6 微波作用下单质硫的释放机理及其浸金机制 |
| 6.1 载金黄铁矿微波热分解的相变行为研究 |
| 6.1.1 不同辐射时间下的物相转变规律 |
| 6.1.2 不同加热温度下的物相转变规律 |
| 6.1.3 硫元素赋存状态的变化规律 |
| 6.1.4 微波作用下晶体结构的演变 |
| 6.2 微波热分解对金嵌布特征的影响 |
| 6.3 单质硫的表征及其浸出性能研究 |
| 6.3.1 单质硫晶体结构的表征研究 |
| 6.3.2 单质硫浸金性能的验证试验 |
| 6.4 单质硫在碱性溶液中浸金作用机制研究 |
| 6.4.1 含硫试剂浓度对金溶出的影响 |
| 6.4.2 加热温度对金溶出过程的影响 |
| 6.4.3 铜氨配合物对浸金过程的影响 |
| 6.4.4 单质硫来源对浸金过程的影响 |
| 6.5 小结 |
| 7 微波辐射对硫元素转化的促进作用及其机理 |
| 7.1 微波辐射与常规加热下相变过程的对比研究 |
| 7.1.1 加热方式对物相转变行为的影响 |
| 7.1.2 加热方式对产物中硫含量的影响 |
| 7.1.3 加热方式对硫形态转化的影响 |
| 7.1.4 加热方式对颗粒结构形貌的影响 |
| 7.2 微波辐射与常规加热下反应动力学对比研究 |
| 7.3 黄铁矿热分解过程的从头算分子动力学模拟 |
| 7.4 外加电场对黄铁矿电子结构的影响 |
| 7.5 外加磁场对黄铁矿分解反应的影响 |
| 7.6 小结 |
| 8 结论与创新点 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤砷污染概述 |
| 1.1.1 土壤中砷的来源 |
| 1.1.2 土壤砷污染现状 |
| 1.1.3 土壤砷形态及毒性 |
| 1.2 土壤中砷的迁移转化及其影响因素 |
| 1.2.1 影响砷迁移转化的土壤理化因子 |
| 1.2.2 微生物与砷循环 |
| 1.2.3 土壤中砷迁移转化的根际效应 |
| 1.3 稻田土壤周丛生物膜 |
| 1.3.1 周丛生物膜的组成 |
| 1.3.2 周丛生物膜的形成过程及影响因素 |
| 1.3.3 周丛生物膜的研究技术 |
| 1.4 周丛生物膜对重金属环境行为的影响 |
| 1.4.1 周丛生物膜对砷的富集与转化 |
| 1.4.2 周丛生物膜吸附、吸收砷的影响因素 |
| 1.4.3 周丛生物膜对土壤重金属迁移和生物有效性的影响 |
| 1.5 研究目标及技术路线 |
| 2 野外周丛生物膜中砷功能微生物丰度和多样性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 周丛生物膜与土壤样品的采集 |
| 2.2.2 理化性质的测定 |
| 2.2.3 DNA提取和实时荧光定量PCR |
| 2.2.4 16S rRNA基因和砷功能基因高通量测序 |
| 2.2.5 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 周丛生物膜的理化特征与砷含量 |
| 2.3.2 周丛生物膜的微生物组成 |
| 2.3.3 周丛生物膜中砷功能基因的丰度 |
| 2.3.4 周丛生物膜中砷甲基化微生物的多样性 |
| 2.3.5 砷功能微生物多样性和群落组成的分布模式与影响因素 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 周丛生物膜组成与砷富集特征 |
| 2.4.2 周丛生物膜中砷生物转化基因的分布 |
| 2.4.3 砷甲基化微生物的多样性及影响因素 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 溶液体系中周丛生物膜对砷的富集及转化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.2.4 DNA的提取和砷功能基因高通量q PCR |
| 3.2.5 16S rRNA 基因和18S rRNA 基因高通量测序 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 As(III)和As(V)对周丛生物膜生长的影响 |
| 3.3.2 溶液体系中周丛生物膜对As(III)和As(V)的富集与转化 |
| 3.3.3 胞外聚合物对周丛生物膜吸附吸收砷的影响 |
| 3.3.4 砷功能微生物的响应 |
| 3.3.5 周丛生物膜群落组成和结构的差异 |
| 3.3.6 OTUs水平的物种响应 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 周丛生物膜对砷的富集和转化的协同作用过程 |
| 3.4.2 胞外聚合物对周丛生物膜吸附吸收砷的影响 |
| 3.4.3 周丛生物膜对As(III)和As(V)的生物响应 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 周丛生物膜对土水界面砷迁移和转化的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤与实验设计 |
| 4.2.2 样品采集与分析 |
| 4.2.3 土壤DNA的提取、砷功能微生物的测定 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同处理周丛生物膜中细菌的群落结构 |
| 4.3.2 周丛生物膜对不同深度土壤中砷总量和形态的影响 |
| 4.3.3 上覆水中砷总量和形态的变化 |
| 4.3.4 土壤p H、DOC和土壤溶液中Fe的变化 |
| 4.3.5 周丛生物膜中砷形态及砷功能基因丰度 |
| 4.3.6 表层0–2 mm土壤砷功能微生物丰度的变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 周丛生物膜影响土水界面砷释放和分配的过程与机制 |
| 4.4.2 周丛生物膜对土水界面砷还原和甲基化的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 周丛生物膜对土壤-水稻系统中砷移动性和生物有效性的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤与实验设计 |
| 5.2.2 样品的采集与分析 |
| 5.2.3 砷功能基因的实时荧光定量PCR测定和测序分析 |
| 5.2.4 周丛生物膜的表征 |
| 5.2.5 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 周丛生物膜组成及特征 |
| 5.3.2 周丛生物膜对土壤理化性质和砷迁移转化的影响 |
| 5.3.3 周丛生物膜对水稻不同部位砷积累的影响 |
| 5.3.4 土壤中砷功能微生物丰度和群落结构的变化 |
| 5.3.5 土壤细菌群落结构的变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 周丛生物膜对土壤中砷的富集 |
| 5.4.2 周丛生物膜对土壤中砷迁移转化的影响 |
| 5.4.3 周丛生物膜影响土壤中砷移动性和水稻吸收的作用机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 研究结论、创新点和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.1.1 周丛生物膜中砷功能微生物的丰度和多样性 |
| 6.1.2 溶液体系中周丛生物膜对砷的富集、转化特征及作用机制 |
| 6.1.3 周丛生物膜对土水界面砷迁移和转化的影响及机制 |
| 6.1.4 周丛生物膜对土壤-水稻系统中砷移动性和生物有效性的影响及机制 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足之处及研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者个人简历 |
（3）液相色谱-电感耦合等离子体质谱应用和检测方法标准化研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 元素形态分析 |
| 1.1.1 元素形态分析方法 |
| 1.1.1.1 非色谱联用类分析方法 |
| 1.1.1.2 色谱联用类分析方法 |
| 1.1.1.3 样品前处理技术 |
| 1.1.1.4 定性和定量方法 |
| 1.1.2 LC-ICP-MS在元素形态分析中的应用 |
| 1.1.2.1 主要的应用领域 |
| 1.1.2.1.1 环境 |
| 1.1.2.1.2 生物医药 |
| 1.1.2.1.3 食品 |
| 1.1.2.2 研究的元素种类 |
| 1.1.2.3 困难和解决方案 |
| 1.2 标准 |
| 1.2.1 我国标准分类 |
| 1.2.2 国家标准制定要求 |
| 1.2.3 生活饮用水标准检验方法 |
| 1.2.4 制定生活饮用水中碘乙酸和石棉标准检验方法背景 |
| 1.2.4.1 碘乙酸 |
| 1.2.4.2 石棉 |
| 1.3 本论文主要工作内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 液相色谱-电感耦合等离子体质谱研究人血清中溴元素形态以及大鼠血浆盐酸氨溴索的检测 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验和方法 |
| 2.2.1 试剂和标准 |
| 2.2.2 仪器设备条件 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.2.4 样品预处理 |
| 2.2.4.1 人血清总溴测定及溴形态分析 |
| 2.2.4.2 大鼠血浆氨溴索的测定 |
| 2.2.5 色谱条件 |
| 2.2.5.1 人血清溴形态分析 |
| 2.2.5.2 大鼠血浆中氨溴索的测定 |
| 2.2.6 ICP-MS条件优化 |
| 2.2.7 方法学研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 血清总溴的测定 |
| 2.3.2 人血清溴形态及Br~-的测定 |
| 2.3.3 RP-HPLC-ICP-MS测定大鼠血浆中氨溴索 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 离子色谱-电感耦合等离子体质谱研究PET瓶装酱油中无机锑 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验和方法 |
| 3.2.1 试剂和标准 |
| 3.2.2 仪器设备和条件 |
| 3.2.3 样品前处理 |
| 3.2.4 方法学 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 酱油中总锑含量测定 |
| 3.3.2 无机锑测定前处理条件优化 |
| 3.3.3 色谱流动相优化 |
| 3.3.4 酱油中无机Sb(III)含量测定 |
| 3.3.5 酱油中未知锑化合物探索 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 液相色谱-电感耦合等离子体质谱法测定生活饮用水中碘乙酸标准研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验与方法 |
| 4.2.1 计算MIAA限量 |
| 4.2.2 试剂材料和仪器设备 |
| 4.2.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2.2 LC-ICP-MS条件 |
| 4.2.2.3 紫外光发生条件 |
| 4.2.3 样品采集和前处理 |
| 4.2.4 验证程序和质量保证 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 MIAA和 DIAA分离 |
| 4.3.2 多种阴离子联合干扰和其他卤代消毒副产物干扰实验 |
| 4.3.3 样品检测 |
| 4.3.4 方法绿色指标评估 |
| 4.3.5 MIAA、DIAA生成机理探讨 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 扫描电镜能谱法-测定生活饮用水中石棉标准研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验与方法 |
| 5.2.1 试剂材料和仪器设备 |
| 5.2.2 方法原理 |
| 5.2.3 方法适用 |
| 5.2.4 样品采集 |
| 5.2.5 样品预处理 |
| 5.2.6 水样的稀释 |
| 5.2.7 滤膜的选择和制备 |
| 5.2.7.1 滤膜的选择 |
| 5.2.7.2 滤膜的制备 |
| 5.2.8 电镜观察时视场的选择 |
| 5.2.8.1 视场大小 |
| 5.2.8.2 视场数量 |
| 5.2.9 扫描电镜仪器条件选择 |
| 5.2.10 石棉的判定 |
| 5.2.10.1 定性判定 |
| 5.2.10.2 计数 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 方法精密度 |
| 5.3.2 实际样品检测 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 总结与展望 |
| 博士期间发表论文、专利及其他成果 |
| 致谢 |
（4）含砷难处理金矿生物预氧化渣酸性体系硫脲浸金机理及工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 难处理金矿及其预处理方法 |
| 1.2.1 难处理金矿概述 |
| 1.2.2 难处理金矿的预处理方法 |
| 1.3 金的浸出方法现状 |
| 1.3.1 氰化法 |
| 1.3.2 硫代硫酸盐法 |
| 1.3.3 卤素及其化合物法 |
| 1.3.4 多硫化物和石硫合剂法 |
| 1.3.5 硫脲法 |
| 1.4 生物氧化预处理—酸性硫脲浸金联合工艺的研究及进展 |
| 1.5 论文研究的意义及主要内容 |
| 1.5.1 论文研究的意义 |
| 1.5.2 论文研究的主要内容 |
| 1.5.3 论文的课题来源 |
| 2 实验材料及研究方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验样品来源 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 实验药剂 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 摇瓶实验 |
| 2.2.2 搅拌浸出实验 |
| 2.2.3 硫脲检测 |
| 2.2.4 柱浸试验 |
| 3 生物预氧化—硫脲浸金过程研究 |
| 3.1 生物预氧化实验研究 |
| 3.1.1 微生物培养 |
| 3.1.2 氧化渣分析 |
| 3.2 硫脲浸金实验研究 |
| 3.2.1 硫脲浸金原理 |
| 3.2.2 不同条件对浸金过程的影响 |
| 3.3 硫脲浸金动力学研究 |
| 3.3.1 温度对浸出过程的影响 |
| 3.3.2 硫脲浓度对浸出过程的影响 |
| 3.3.3 pH值对浸出过程的影响 |
| 3.3.4 液固比对浸出过程的影响 |
| 3.3.5 搅拌速度对浸出过程的影响 |
| 3.3.6 半经验动力学模型 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 酸性条件下的硫脲分解规律研究 |
| 4.1 硫脲检测方法 |
| 4.1.1 高效液相色谱法 |
| 4.1.2 碘量法 |
| 4.1.3 分光光度法 |
| 4.1.4 硝酸汞滴定法 |
| 4.1.5 紫外分光光度法 |
| 4.1.6 小结 |
| 4.2 不同因素对硫脲分解的影响 |
| 4.2.1 不同水质对硫脲分解的影响 |
| 4.2.2 细菌接种量对硫脲分解的影响 |
| 4.2.3 Fe~(3+)浓度对硫脲分解的影响 |
| 4.3 硫脲分解过程动力学 |
| 4.3.1 温度对硫脲分解过程的影响 |
| 4.3.2 电位对硫脲分解过程的影响 |
| 4.3.3 pH值对硫脲分解过程的影响 |
| 4.3.4 细菌接种量对硫脲分解过程的影响 |
| 4.3.5 半经验动力学方程 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 生物预氧化—硫脲浸金扩大试验研究 |
| 5.1 硫脲耗量实验 |
| 5.1.1 硫脲用量对硫脲耗量的影响 |
| 5.1.2 Fe~(3+)对硫脲耗量的影响 |
| 5.1.3 液固比对硫脲耗量的影响 |
| 5.2 柱浸扩大试验 |
| 5.2.1 试验方法 |
| 5.2.2 浸出实验结果 |
| 5.2.3 小结 |
| 5.3 浸出过程金浸出率研究 |
| 5.3.1 浸出渣中金含量的研究 |
| 5.3.2 金实际浸出率研究 |
| 5.4 硫脲循环利用的可行性探讨 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
（5）改性季铵盐从碱性溶液中萃取砷的工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 砷及其化合物的性质、来源与应用 |
| 1.2.2 砷的危害与污染现状 |
| 1.2.3 炼铜工业中含砷烟灰的碱浸现状 |
| 1.2.4 含砷废水处理技术 |
| 1.2.5 砷萃取技术的研究现状 |
| 1.3 课题研究的意义、内容与创新点 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 实验原料、设备与方法 |
| 2.1 实验试剂与设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 检测分析 |
| 2.3.1 溶液中砷的检测 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.3.3 数据处理 |
| 第三章 季铵盐萃取剂的转型新工艺及萃砷研究 |
| 3.1 萃取剂的选择与转型新工艺 |
| 3.1.1 萃取剂选择 |
| 3.1.2 萃取剂的转型优化原理探究 |
| 3.1.3 萃取剂转型新工艺探究 |
| 3.2 砷的萃取研究 |
| 3.2.1 萃取机理研究 |
| 3.2.2 不同极性改善剂对萃取性能的影响 |
| 3.2.3 萃合物GC-MS分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 负载有机相的反萃机理研究 |
| 4.1 反萃剂的筛选 |
| 4.2 季铵盐萃取体系中H_2O_2对硫代亚砷酸根的氧化 |
| 4.2.1 H_2O_2对水相料液中硫代亚砷酸根的氧化 |
| 4.2.2 H_2O_2对负载有机相中硫代亚砷酸根的氧化 |
| 4.3 As(Ⅲ)和As(Ⅴ)与季铵盐阳离子的缔合能力规律 |
| 4.4 反萃过程热力学 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 负载有机相的反萃与再生循环利用工艺研究 |
| 5.1 负载有机相的反萃研究 |
| 5.1.1 反萃剂中H_2O_2的浓度对反萃效果的影响 |
| 5.1.2 反萃剂中Na_2CO_3浓度对反萃效果的影响 |
| 5.1.3 温度对反萃效果的影响 |
| 5.1.4 相比对反萃效果的影响 |
| 5.1.5 油水接触时间对反萃效果的影响 |
| 5.2 萃取工艺原理分析 |
| 5.2.1 萃取过程FTIR分析 |
| 5.2.2 萃取过程NMR分析 |
| 5.2.3 萃取过程UV-vis分析 |
| 5.3 有机相的再生循环萃取研究 |
| 5.3.1 循环萃取行为规律 |
| 5.3.2 有机相循环利用实验 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）无机砷在海带中的富集转化及其毒理效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 海带的研究现状 |
| 1.1 海带生物学概述 |
| 1.2 海带养殖及其生态学 |
| 2 环境中的砷 |
| 2.1 砷的理化性质及来源 |
| 2.2 砷在环境中的分布及生物效应 |
| 2.3 砷的检测方法 |
| 3 海洋生物对砷的富集转化及生态效应 |
| 3.1 砷在海洋生物中的形态转化 |
| 3.2 藻类对砷的富集作用及解毒机制 |
| 4 研究的目的及意义 |
| 第一章 海带养殖水体中砷形态分析 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂及仪器 |
| 1.2 实验设计及养殖条件 |
| 1.2.1 实验设计 |
| 1.2.2 海带养殖条件 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.4 数据处理与分析 |
| 2 结果分析 |
| 2.1 亚砷酸盐处理组养殖水中砷形态分析 |
| 2.2 .砷酸盐处理组养殖水中砷形态分析 |
| 3 讨论 |
| 第二章 无机砷在海带中的富集与转化 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂及仪器 |
| 1.2 实验设计及海带养殖条件 |
| 1.2.1 实验设计 |
| 1.2.2 海带养殖条件 |
| 1.3 海带中砷含量与形态测定方法 |
| 1.3.1 总砷含量的测定 |
| 1.3.2 砷形态的测定方法及条件 |
| 1.4 数据处理与分析 |
| 2 结果分析 |
| 2.1 海带中总砷含量变化 |
| 2.2 无机砷暴露对海带中砷形态影响 |
| 2.2.1 亚砷酸盐暴露时海带中砷形态及含量 |
| 2.2.2 砷酸盐暴露时海带中砷形态及含量 |
| 3 讨论 |
| 3.1 海带对无机砷的富集 |
| 3.2 海带中砷形态变化及其机制 |
| 第三章 无机砷对海带生长及光合作用的影响 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂及仪器 |
| 1.2 实验设计及海带养殖条件 |
| 1.2.1 实验设计 |
| 1.2.2 海带养殖条件 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 海带生长情况的测定 |
| 1.3.2 海带叶绿素荧光参数的测定 |
| 1.4 数据处理与分析 |
| 2 实验结果 |
| 2.1 亚砷酸盐和砷酸盐对海带孢子体幼苗生长的影响 |
| 2.2 亚砷酸盐和砷酸盐对海带孢子体幼苗叶绿素荧光参数的影响 |
| 3 讨论 |
| 3.1 无机砷暴露对海带孢子体幼苗生长的影响 |
| 3.2 无机砷暴露对海带光合作用的影响 |
| 第四章 无机砷对海带抗氧化活性及DNA甲基化水平的影响 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂与仪器 |
| 1.2 实验设计及海带养殖条件 |
| 1.2.1 实验设计 |
| 1.2.2 海带养殖条件 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 海带中抗氧化酶活性及氧化产物的测定 |
| 1.3.2 海带DNA提取及甲基化检测 |
| 1.4 数据处理与分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 无机砷暴露对海带抗氧化防御系统的影响 |
| 2.2 无机砷暴露对海带DNA甲基化的影响 |
| 3 讨论 |
| 结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间论文发表情况 |
（7）难处理金矿超声强化预处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 目前国内外金矿资源现状 |
| 1.2 难处理金矿的分类及其难浸原因 |
| 1.3 难处理金矿石的特性及类型 |
| 1.4 难处理金矿的预处理工艺 |
| 1.4.1 焙烧氧化法 |
| 1.4.2 热压氧化法 |
| 1.4.3 微生物氧化法 |
| 1.4.4 化学预处理法 |
| 1.4.5 磁脉冲预处理 |
| 1.4.6 超细磨技术预处理 |
| 1.5 超声及其应用概述 |
| 1.5.1 超声的简介 |
| 1.5.2 超声强化的基本原理 |
| 1.5.3 超声在有色金属冶金中的应用 |
| 1.6 本论文的研究内容和意义 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 本文的创新之处 |
| 第二章 实验原料、设备及研究方法 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 物料中金的赋存状态 |
| 2.3 实验试剂与设备 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 浸出实验方法 |
| 2.4.2 测定方法 |
| 第三章 超声条件下NaOH-Na_2S体系预处理难处理金矿 |
| 3.1 超声条件下NaOH-Na_2S体系预处理除锑的单因素实验 |
| 3.1.1 硫化钠浓度对锑浸出率的影响 |
| 3.1.2 温度对锑浸出率的影响 |
| 3.1.3 浸出时间对锑浸出率的影响 |
| 3.1.4 氢氧化钠浓度对锑浸出率的影响 |
| 3.1.5 超声功率对锑浸出率的影响 |
| 3.2 正交实验 |
| 3.3 浸出渣分析 |
| 3.4 金的浸出实验 |
| 3.5 本章小节 |
| 第四章 浸出动力学研究 |
| 4.1 反应条件对浸出过程的影响 |
| 4.1.1 搅拌速度对锑浸出的影响 |
| 4.1.2 反应温度对锑浸出的影响 |
| 4.1.3 粒度对锑浸出的影响 |
| 4.1.4 氢氧化钠对锑浸出的影响 |
| 4.1.5 硫化钠对锑浸出的影响 |
| 4.2 浸出动力学方程 |
| 4.3 浸出渣的扫描电镜表征 |
| 4.4 本章小节 |
| 第五章 难处理金矿石的氧化预处理和锰阳极泥的还原浸出 |
| 5.1 锰阳极泥用于难处理金矿预处理的原理 |
| 5.2 锰阳极泥处理难处理金矿的单因素实验 |
| 5.2.1 矿比对锰浸出率的影响 |
| 5.2.2 硫酸浓度对锰浸出率的影响 |
| 5.2.3 温度对锰浸出率的影响 |
| 5.2.4 时间对锰浸出率的影响 |
| 5.3 金浸出实验 |
| 5.4 金矿石处理前后矿物学分析 |
| 5.5 响应曲面法优化实验 |
| 5.5.1 金矿石与锰阳极泥质量比的影响 |
| 5.5.2 响应曲面分析 |
| 5.5.3 响应面优化和模型验证 |
| 5.6 金的浸出实验 |
| 5.7 矿物学分析 |
| 5.8 本章小节 |
| 第六章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录A 攻读学位期间发表论文 |
（8）典型矾矿区环境质量综合评价与治理体系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 矿产资源开采的潜在生态危害研究现状 |
| 1.2.2 AMD研究现状 |
| 1.2.3 土壤重金属污染研究现状 |
| 1.2.4 生态修复的发展现状 |
| 1.3 研究意义与研究目的 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究目的 |
| 1.4 研究内容与研究方法 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究区概况和实验方案 |
| 2.1 区域地理概况 |
| 2.1.1 位置概况 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 河流水系 |
| 2.2 环境地质调查概况 |
| 2.2.1 矿体特征 |
| 2.2.2 矿山现状 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 采样方案 |
| 2.3.2 室内分析 |
| 2.3.3 土壤重金属污染评价方法 |
| 2.3.4 数据处理 |
| 第三章 矾矿区酸性废水形成机理研究 |
| 3.1 研究区野外调查分析 |
| 3.2 不同介质水体酸化程度研究 |
| 3.2.1 矿区酸性废水分布特征 |
| 3.2.2 水样的离子分析 |
| 3.3 矾矿组成成分分析 |
| 3.4 矾矿和水样中伴生元素含量 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 矾矿区土壤重金属污染现状分析 |
| 4.1 研究区野外调查分析 |
| 4.2 矿区农用地土壤垂向分布特征 |
| 4.3 矿区土壤重金属含量分布特征 |
| 4.4 矿区土壤重金属污染与生态风险评价评价 |
| 4.4.1 土壤典型重金属元素污染特征 |
| 4.4.2 部分根系土壤典型重金属潜在生态风险系数 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 基于重金属元素的矾矿区优势植物筛选 |
| 5.1 超富集植物的评价指标 |
| 5.2 矿区周边植物主要种类及其特征 |
| 5.3 矿区草本植物体内重金属含量与分布 |
| 5.4 植物对重金属的富集效应 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 矿区酸性废水处理及土壤污染生态修复技术方案 |
| 6.1 AMD的修复技术 |
| 6.1.1 AMD的源头控制 |
| 6.1.2 AMD的处理原则 |
| 6.1.3 针对AMD的技术方案 |
| 6.1.4 废水处理工艺的优化建议 |
| 6.2 矿区土壤修复技术 |
| 6.2.1 土壤重金属修复方法 |
| 6.2.2 植物修复技术的优缺点 |
| 6.2.3 联合修复体系 |
| 6.2.4 矿区土壤重金属污染修复治理方案设计 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（9）焙烧对石英—金作用的影响及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及目的 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的 |
| 1.2 预处理技术研究现状 |
| 1.2.1 焙烧氧化法 |
| 1.2.2 超细磨法 |
| 1.2.3 生物氧化法 |
| 1.2.4 热压氧化法 |
| 1.3 浸金技术研究现状 |
| 1.3.1 氰化浸出工艺研究现状 |
| 1.3.2 非氰浸出工艺研究现状 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 课题来源及创新点 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 创新点 |
| 2 试验材料、仪器和方法 |
| 2.1 试验原料 |
| 2.2 试验设备 |
| 2.3 试验药剂 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 含金样品焙烧试验 |
| 2.4.2 含金焙渣的氰化浸出试验 |
| 2.4.3 样品焙烧试验 |
| 2.4.4 焙渣对氰化金的吸附试验 |
| 2.4.5 红外光谱分析 |
| 2.4.6 扫描电镜分析 |
| 2.4.7 Material Studio模拟分析 |
| 3 含金样品焙烧—氰化浸出的试验研究 |
| 3.1 含金焙渣的氰化浸出试验研究 |
| 3.1.1 石英与金粉焙渣浸出试验 |
| 3.1.2 石英+金粉+黄铁矿的焙渣浸出试验 |
| 3.1.3 石英+金粉+黄铁矿+黄铜矿的焙渣浸出试验 |
| 3.1.4 石英+金粉+黄铁矿+黄铜矿+方铅矿的焙渣浸出试验 |
| 3.1.5 石英+金粉+黄铜矿的焙渣浸出试验 |
| 3.1.6 石英+金粉+毒砂的焙渣浸出试验 |
| 3.2 焙烧对石英与金相互作用的活化规律 |
| 3.2.1 石英与金粉的焙渣红外光谱及扫描电镜分析 |
| 3.2.2 石英+金粉+黄铁矿的焙渣红外光谱分析 |
| 3.2.3 石英+金粉+黄铁矿+黄铜矿的焙渣红外光谱分析 |
| 3.2.4 石英+金粉+黄铁矿+黄铜矿+方铅矿的焙渣红外及扫描电镜分析 |
| 3.2.5 石英+金粉+黄铜矿的焙渣红外光谱分析 |
| 3.2.6 石英+金粉+毒砂的焙渣红外光谱分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 焙渣与氰化金的吸附试验研究 |
| 4.1 焙渣与氰化金的吸附试验 |
| 4.1.1 石英焙渣对氰化金的吸附试验 |
| 4.1.2 石英+黄铁矿焙渣对氰化金的吸附试验 |
| 4.1.3 石英+黄铁矿+黄铜矿焙渣对氰化金的吸附试验 |
| 4.1.4 石英+黄铁矿+黄铜矿+方铅矿焙渣对氰化金的吸附试验 |
| 4.1.5 石英+黄铜矿焙渣对氰化金的吸附试验 |
| 4.1.6 石英+毒砂焙渣对氰化金的吸附试验 |
| 4.2 焙渣与氰化金相互作用规律 |
| 4.2.1 石英焙渣吸附氰化金后的红外光谱分析 |
| 4.2.2 石英+黄铁矿焙渣吸附氰化金后的红外光谱分析 |
| 4.2.3 石英+黄铁矿+黄铜矿焙渣吸附氰化金后的红外光谱分析 |
| 4.2.4 石英+黄铁矿+黄铜矿+方铅矿焙渣吸附氰化金后的红外光谱 |
| 4.2.5 石英+黄铜矿焙渣吸附氰化金后的红外光谱分析 |
| 4.2.6 石英+毒砂焙渣吸附氰化金后的红外光谱分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 石英与金相互作用的模拟分析 |
| 5.1 石英晶体结构优化 |
| 5.2 Au与石英(101)表面作用的计算分析 |
| 5.2.1 Au原子与700℃石英(101)表面吸附作用 |
| 5.2.2 Au(CN)_2~-与石英(101)表面吸附作用 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 作者简介 |
（10）梯度扩散薄膜技术用于水体和土壤/沉积物中无机砷和溶解态活性磷的原位测定（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 环境中砷污染 |
| 1.1.1 环境中砷的来源 |
| 1.1.2 环境中砷存在形态 |
| 1.1.3 环境中无机砷的危害 |
| 1.1.4 不同形态砷的分析技术 |
| 1.2 磷在环境中存在形态及迁移行为 |
| 1.2.1 环境中磷的来源 |
| 1.2.2 环境中磷的存在形态及分析方法 |
| 1.2.3 土壤中磷的解吸行为 |
| 1.3 梯度扩散薄膜技术 |
| 1.3.1 梯度扩散薄膜技术的原理 |
| 1.3.2 梯度扩散薄膜技术装置的构成 |
| 1.3.3 梯度扩散薄膜技术在环境分析中的应用 |
| 1.3.4 梯度扩散薄膜技术用于土壤界面动力学过程研究 |
| 1.4 研究内容和意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 梯度扩散薄膜技术用于水体及沉积物中无机砷的原位测定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验内容 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 氢化物发生-原子荧光光谱测定 |
| 2.2.3 扩散相与结合相的制备 |
| 2.2.4 结合相吸附容量的测定 |
| 2.2.5 洗脱效率的测定 |
| 2.2.6 扩散系数的测定 |
| 2.2.7 pH和离子强度对采样性能的影响 |
| 2.2.8 有效吸附容量 |
| 2.2.9 采样时间与吸附量关系 |
| 2.2.10 方法检出限 |
| 2.2.11 梯度扩散薄膜技术的现场采样 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 As(Ⅲ)的标准曲线 |
| 2.3.2 As(Ⅴ)的还原效率 |
| 2.3.3 结合相的吸附容量 |
| 2.3.4 As(Ⅲ)和As(Ⅴ)扩散系数 |
| 2.3.5 洗脱效率 |
| 2.3.6 pH值和离子强度 |
| 2.3.7 有效吸附容量 |
| 2.3.8 富集质量-时间关系 |
| 2.3.9 方法检出限 |
| 2.3.10 实际样品分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 梯度扩散薄膜技术用于土壤中溶解态活性磷的原位测定及解吸行为的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验内容 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 土样的采集 |
| 3.2.3 土样理化性质的测定 |
| 3.2.4 不同形态磷的连续提取 |
| 3.2.5 土壤和土壤-沼渣的处理 |
| 3.2.6 梯度扩散薄膜技术与DIFS模型的基本原理 |
| 3.2.7 梯度扩散薄膜技术的装置 |
| 3.2.8 梯度扩散薄膜技术用于土样中溶解态活性磷的测定 |
| 3.2.9 孔隙水中溶解态活性磷的测定 |
| 3.2.10 溶解态活性磷的测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 梯度扩散薄膜技术用于土样中溶解态活性磷的测定 |
| 3.3.2 土壤-沼渣中磷的形态 |
| 3.3.3 孔隙水中溶解态活性磷的浓度 |
| 3.3.4 土壤和土壤-沼渣中溶解态活性磷累积质量-时间 |
| 3.3.5 磷的迁移行为 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
四、离子交换色谱法测定砷黄铁矿浸取溶液中砷(Ⅴ)和砷(Ⅲ)（论文参考文献）
- [1]微波作用下载金硫化物中单质硫的释放及其浸金机制研究[D]. 张晓亮. 北京科技大学, 2021(08)
- [2]周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制[D]. 郭婷. 浙江大学, 2021
- [3]液相色谱-电感耦合等离子体质谱应用和检测方法标准化研究[D]. 刘德晔. 东南大学, 2021
- [4]含砷难处理金矿生物预氧化渣酸性体系硫脲浸金机理及工艺研究[D]. 任传裕. 北京有色金属研究总院, 2020(08)
- [5]改性季铵盐从碱性溶液中萃取砷的工艺研究[D]. 黄林青. 江西理工大学, 2020
- [6]无机砷在海带中的富集转化及其毒理效应[D]. 孙琰晴. 上海海洋大学, 2020(03)
- [7]难处理金矿超声强化预处理研究[D]. 郭平. 昆明理工大学, 2020(04)
- [8]典型矾矿区环境质量综合评价与治理体系研究[D]. 祝琳. 安徽建筑大学, 2020(01)
- [9]焙烧对石英—金作用的影响及机理研究[D]. 刘淑杰. 辽宁科技大学, 2020(02)
- [10]梯度扩散薄膜技术用于水体和土壤/沉积物中无机砷和溶解态活性磷的原位测定[D]. 王艺. 大连理工大学, 2019(02)