一、工业废水中铬、镍、铜、锌、铅的测定（论文文献综述）
张榕[1]（2021）在《典型工业过程高浓度溶液重金属离子浓度光谱直测研究》文中进行了进一步梳理紫外可见分光光度法是重金属检测的国标方法之一,其对重金属的测定需要稀释酸化和络合显色等预处理,存在二次污染以及浓度检测范围低等问题,无法满足工业过程中高浓度重金属或其他典型重金属物质快速定量化实时监测的要求。研究中分别以湿法炼锌、铜冶炼以及电镀铬为行业背景,对3种工业过程影响较大且具有生物毒性的重金属元素（Pb、Cr、As）进行了光谱直测方法研究。首先对3种元素的行业物质流和光谱特性进行了分析研究,以此为基础,研究了多光程条件下重金属元素的浓度检测范围,进行了光程适配,并与常用方法的检测结果进行了对比分析。最后,对上述建立的光谱直测法在含铬混合体系中进行了应用研究。主要研究结果表明:（1）Pb、As、Cr在电解锌、铜冶炼以及电镀铬中相应工艺点位的赋存形式和浓度范围分别为:Pb SO4（1.1～11.3 mg/L）、As O33-、As O43-（1000～10000 mg/L）、Cr O42-、Cr2O72-（10～1000 mg/L）,其特征峰波长分别为208、187、197、372、352 nm。（2）光谱直测方法研究中,特征峰处的吸光度和浓度均呈良好的线性关系（R2>0.99）,加标回收率均在90%～110%,RSD小于5%,准确度和精密度均满足分析方法的要求;多光程分析条件下(以六价铬(Cr2O72-)的研究结果为例进行阐述),随着光程长度的增大（从1～100 mm）,分析灵敏度相比增大了96.3倍,且通过光程适配研究,最适光程的分析结果能够得到最高的灵敏度和准确度;与常用方法的分析结果相比,光谱直测方法具有一定的优势。（3）在三价铬-六价铬和三价铬-六价铬-铁离子含铬混合体系中,光谱直测方法均能定性分析溶液中的离子种类;同时采用Python语言所建立的浓度分析模型,能够准确得到元素种类和浓度,浓度分析结果与真实值的相对误差小于5%。上述研究结果表明,本研究所建立的光谱直测方法可应用于典型工业过程高浓度溶液中重金属离子的浓度分析,为解决工业过程中重金属浓度检测滞后、监测困难提供了思路,同时也为紫外可见光谱直测的其他研究以及水环境中重金属的污染控制奠定了理论基础。
赵德志[2]（2021）在《螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究》文中研究指明近年来,随着矿业、电镀、制革等与金属相关工业的快速发展,大量含重金属的工业废弃物、工业污水通过各种途径进入生物圈内,引发了一系列环境问题。由于重金属无法被生物降解,且能通过生物链循环进入植物体、动物体,最终会危害人类健康。随着人们生活水平的提高和环保意识的增强,高效、简易、低成本的重金属污染物处理措施成为了研究热点。水泥基材料被广泛应用于含重金属固废的固化处理,但处理后的固化体存在体积稳定性差、重金属溶出等问题。螯合吸附纤维目前被广泛应用于含重金属废水的分离与处理,具有选择性强、吸附容量大等特点,鉴于纤维材料在土木工程领域也有广泛应用,本文通过化学方法将纤维材料改性制备螯合吸附纤维,使之实现对废水中重金属离子的有效吸附,并将螯合吸附纤维同水泥基材料共同用于固化重金属离子及含重金属固废,对固化体的力学性能、重金属浸出毒性等进行实验研究。具体研究内容包括:以工程领域常用的有机合成聚丙烯纤维和天然植物纤维素纤维作为基体材料,通过自由基聚合的方法,在纤维表面接枝丙烯腈,并优化实验条件,使丙烯腈接枝率分别达到了33.33%和92.18%;将接枝纤维同盐酸羟胺和二乙烯三胺反应,制备偕胺肟化、胺化改性的聚丙烯/纤维素基螯合纤维。改性后的聚丙烯纤维表面更粗糙、比表面积增大,而改性后的纤维素纤维表面被反应产物覆盖、比表面积有所下降;两类改性纤维表面都含有大量的偕胺肟基团和氨基基团,纤维亲水性明显增强,热稳定性有提升。将制备的改性聚丙烯/纤维素纤维用于同时吸附水溶液中的Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子,讨论了溶液初始pH值、离子初始浓度以及吸附时间对改性纤维吸附性能的影响,研究了改性纤维的吸附稳定性和循环吸附性能,并通过吸附动力学、等温吸附曲线以及FT-IR、XPS等表征手段对吸附机理进行探讨。研究结果表明,制备的改性纤维对Cu2+、Pb2+、Zn2+的吸附容量高、吸附速率快,且吸附过程均为化学吸附,纤维表面功能基团中N、O能同三种离子发生螯合作用并形成稳定配位结构,而影响Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子竞争吸附的因素为离子亲和力、空间位阻效应及离子共价指数。相较于改性聚丙烯纤维,改性纤维素纤维对三种重金属离子的吸附效果更好,但20次吸附循环后的吸附量损失更大。将制备的改性聚丙烯/纤维素纤维和水泥共同用于固化Cu2+、Pb2+、Zn2+三种重金属离子,通过凝结时间、抗压强度、水化放热量和水化产物等测试分析,探讨重金属离子、改性纤维对水泥性能影响,并利用三种不同的浸出试验方法,探究纤维水泥复合材料对重金属离子的固化能力。研究结果表明,Cu2+、Pb2+、Zn2+会抑制水泥水化反应,导致水泥抗压强度降低、凝结时间延后,而掺入改性纤维可以有效弥补重金属离子对水泥水化的负面作用,且能通过双重稳定作用增强水泥对三种重金属离子的固化效果。此外,改性纤维还能提高水泥对甲基橙染料的吸附量,实现99%以上的吸附效率。基于改性纤维及其水泥基复合材料对重金属离子的良好吸附固化性能,将两种含重金属固废污泥和赤泥作为矿物掺合料掺入水泥,探究掺入不同种类改性纤维及不同污泥/赤泥取代率时固化体的抗压强度、重金属浸出毒性和化学形态分布。研究发现,提高污泥/赤泥取代量会降低固化体的抗压强度、提高固化体中处于可交换态、碳酸盐结合态重金属离子的相对含量,增大固化体中重金属离子的溶出量;在掺入不同种类的改性纤维后,固化体抗压强度提高、重金属浸出毒性明显降低,且处于残渣态、有机结合态以及铁/锰氧化物结合态的重金属离子相对含量明显提高。对污泥/赤泥固化体基质及滤液分别建立模型、评估环境风险,得到了不同取代量时固化体基质和滤液的环境风险变化规律,且掺入改性纤对降低污泥/赤泥固化体基体和滤液潜在环境风险具有积极作用。
翁华猛[3]（2021）在《磁强化电絮凝工艺处理重金属废水效果研究》文中提出以化学沉淀法、吸附法、离子交换法、氧化还原法等为代表的重金属废水处理传统工艺,在处理效率提高和重金属回收方面的研究取得了许多进展,也存在一些不足,如依赖于原水浓度的运行参数难以及时精确控制等。特别是对于有色冶炼洗涤废水、实验室废水等具有重金属含量高、种类多、浓度变化大等特点的重金属废水处理,存在运行过程加药量难以及时准确调整、运行工况控制困难、出水指标不能稳定达标等问题。因此,研发一种操作过程便捷、处理效果稳定和易于实现自动化控制的重金属废水处理工艺具有重要意义和实用价值。本文以含铬、镍、铅和铜的模拟废水为研究对象,采用磁强化电絮凝工艺进行了重金属废水处理试验,考察了电极材料、磁场强度与方向、电流密度、初始pH和极板间距等影响因素,借助响应曲面设计（RSM）优化实验条件,通过环境扫描电镜（SEM）初步探讨了磁强化电絮凝对重金属去除机理,依据优化条件进行了含铬、镍、铜和铅的实验室重金属废水处理试验。主要实验结果如下:单因素优化实验中,以Fe-Al为阳阴极的反应器较以Fe-Fe为阴阳极的反应器去除效率提高33%;施加S-N方向强度为79mT的磁场强度能提高去除率9.43%;在满足去除率的前提下,综合考虑能耗,电流密度控制范围为7mA/cm2～9mA/cm2,极板间距取10mm;反应时间为22.5～30min。当初始pH值为6时,镍、铅和铜的去除率分别为99.66%、99.65%和99.98%,总铬去除率达到99%。多因素优化实验中,借助响应曲面设计（RSM）优化后得到最佳实验条件,当初始pH值为6.64,电流密度为7.35mA/cm2,磁场强度为79mT,反应时间为26.03min,几种重金属的去除率均达到99.9%以上,能耗为91.27（v·mA/cm2·min）。交互作用分析表明,初始pH值、电流密度、反应时间和磁场强度的改变,镍、铅和铜的去除率变化并不能保持同向性,且增减幅度并不一致。在优化后的实验条件下进行了含多种重金属的实验室废水试验,废水中的铬、镍、铜和铅浓度最高由 80mg/L、13.6 mg/L、1.8mg/L 和 0.35 mg/L 分别降至 0.157mg/L、0.022mg/L、0.008mg/L 和 0.001mg/L,去除率分别达到 99.80%、99.83%、99.55%和 99.71%。当原水中重金属浓度改变,在最优工况条件下,当反应时间达到时间特征值时,废水中重金属去除率仍然能稳定达到99.55%以上,满足一类污染物的排放要求。与传统电絮凝相比,磁强化电絮凝工艺重金属去除率提高22.3%,能耗降低2.83%,且对原水浓度变化具有良好的适应性。磁强化电絮凝实现了对浓度多变的多种重金属混合废水的高效率无差别去除,为稳定达标排放和处理设施的自动化运行提出了可行方案。
莫平[4]（2021）在《锰矿、锑矿区构树根际土壤和不同部位放线菌多样性》文中认为微生物被称为植物的第二基因组,构树-微生物协同是构树适应不良环境的重要机制。当前关于构树微生物的研究主要集中在根际土壤及内生细菌,较少关注放线菌。放线菌作为重要的微生物类群,其群落结构和多样性随环境影响因子的变化规律是否与细菌一致或者具有独特的规律?在重金属胁迫条件下,构树不同部位放线菌生物多样性是否会发生改变?为解决上述科学问题,明晰构树根际土壤和不同部位放线菌多样性,解释构树适应环境的机制以及放线菌在构树抵抗重金属胁迫中可能作用,本研究以湖南湘潭锰矿、湖南冷水江锡矿山和湖南长沙采集的构树根际土壤、根、叶和果实为材料,采用传统的分离培养和高通量测序对放线菌的多样性及其环境因子对其影响进行研究,并以湖南长沙为对照。结果如下:（1）不同生境构树根际土壤放线菌多样性①采用高通量测序,从湖南湘潭锰矿、湖南冷水江锡矿山和湖南长沙构树根际土壤中,共检测到放线菌有6个纲、28个目、58个科、134个属和229个种。湖南长沙根际土壤放线菌Shannon指数、Sobs指数和Chao指数最高,湖南湘潭锰矿次之,湖南冷水江锡矿山最低。湖南长沙构树根际土壤放线菌群落与矿区（湖南湘潭锰矿和湖南冷水江锡矿山）,存在显着差异（P<0.05）;然而湖南湘潭锰矿和湖南冷水江锡矿山,两者间的根际土壤放线菌群落组成相似。根际土壤理化因子对放线菌群落的影响是速效钾>有效磷>钾>缓效钾>镍;根际土壤重金属含量对放线菌群落的影响是含水率>有效铜>汞>有效锰>铁>镍>镉。②采用传统的分离培养,从构树根际土壤中分离得到85株不同的放线菌,15个属。其中从湖南湘潭锰矿、湖南冷水江锡矿山和湖南长沙的构树根际土壤中,分别得到27株（6个属）、34株（6个属）和24株放线菌（13个属）,链霉菌属（Streptomyces）为优势菌群。有抑菌效果的菌株和含有抗生素合成酶基因的数量是湖南冷水江锡矿山>湖南长沙>湖南湘潭锰矿。其中菌株T44T分离于湖南长沙构树根际土壤,采用多相分类确定其为新物种。（2）不同生境构树根内生放线菌多样性①采用高通量测序,从不同生境构树根中,检测到放线菌属于7个纲、32个目、59个科、115个属和197个种。湖南长沙根内生放线菌Shannon指数、Chao指数和Sobs指数>湖南冷水江锡矿山>湖南湘潭锰矿。湖南长沙的构树根内生放线菌群落与矿区（湖南湘潭锰矿和湖南冷水江锡矿山）,存在显着差异（P<0.05）;然而湖南湘潭锰矿和湖南冷水江锡矿山,两者间的根内生放线菌群落组成相似。重金属含量对放线菌群落的影响是有效铜>镉>锌>汞>铜>有效铅。②采用传统的分离培养,从构树根中分离得到34株不同的放线菌,属于9个属。其中从湖南湘潭锰矿、湖南冷水江锡矿山和湖南长沙的构树根中,分别得到10株（4个属）、19株（5个属）和5株（4个属）。湖南湘潭锰矿和湖南冷水江锡矿山根中优势菌为链霉菌属（Streptomyces）,而湖南长沙的优势菌为拟诺卡氏菌属（Nocardiopsis）。有抑菌效果的菌株和含有抗生素合成酶基因的数量是湖南冷水江锡矿山>湖南湘潭锰矿>湖南长沙。菌株Gen01T分离于湖南冷水江锡矿山构树根中,采用多相分类确定其为新物种。（3）不同生境构树叶内生放线菌多样性①从不同生境构树叶中,检测到放线菌属于6个纲、30个目、55个科、96个属和150个种。湖南长沙叶内生放线菌alpha指数（Sobs、Shannon、Chao和Ace指数）最高,其次是湖南湘潭锰矿,最后是湖南冷水江锡矿山。三个不同生境的构树叶内生放线菌群落组成相似。重金属对放线菌群落影响是有效锰>有效铜>铅>铜>有效锌>镉>镍>有效铅。②采用传统的分离培养,从构树叶中分离得到33株不同的放线菌,属于8个属。其中从湖南湘潭锰矿、湖南冷水江锡矿山和湖南长沙的构树叶中,分别得到13株（3个属）、8株（3个属）和12株（4个属）,链霉菌属（Streptomyces）为优势菌群。有抑菌效果的菌株和含有抗生素合成酶基因的数量是湖南湘潭锰矿>湖南长沙>湖南冷水江锡矿山。菌株GY16T分离于湖南长沙构树叶中,采用多相分类确定其为新物种。（4）不同生境构树果实内生放线菌多样性①从不同生境的构树果实中,检测到放线菌属于6个纲、24个目、53个科、97个属和147个种。湖南长沙构树果实内生放线菌的Sobs指数和Chao指数>湖南湘潭锰矿>湖南冷水江锡矿山。三个不同生境的构树果实内生放线菌群落组成相似。重金属对放线菌群落影响是镉>有效铜>有效铅>铜>有效锰>铅>镍>有效锌。②采用传统的分离培养,从构树果实中分离得到26株不同的放线菌,属于6个属。其中从湖南湘潭锰矿、湖南冷水江锡矿山和湖南长沙的构树果实中,分别得到14株（3个属）、5株（2个属）和7株（3个属）,链霉菌属（Streptomyces）为优势菌群。有抑菌效果的菌株是湖南湘潭锰矿（12株）,其次是湖南冷水江锡矿山（5株）,最后是湖南长沙（4株）。含有抗生素合成酶基因（PKS Ⅰ、PKS Ⅱ和NRPS）的菌株是:湖南湘潭锰矿（8株）>湖南长沙和湖南冷水江锡矿山（3株）。综上,本研究系统的研究了3个不同生境的构树根际土壤、根、叶和果实之间的放线菌的分布情况,以及环境因子对其的影响。为构树的种植、推广提供了基础,与此同时为植物根际和内生放线菌的研究乃至微生物资源的开发、利用提供依据和丰富的材料。
付永臻[5]（2020）在《铬污染修复植物李氏禾收获物的热处理调控机制研究》文中提出成本低廉、环境友好的修复技术——植物修复技术在如今已经被应用在污染范围较广、重金属污染程度轻的农田土壤修复活动中。随着该项技术在重金属污染农田土壤和重金属污染水体修复中逐步施用,随即产生的大量富集重金属的植物收获物,若处置不当,将会造成二次污染。本论文以管式电炉对铬超富集植物李氏禾（Leersia hexandra Swartz）收获物加以在空气气氛下焚烧、氮气气氛下热解的方式处置,以温度和时间为研究变量,计算不同背景下李氏禾收获物所表现出的减重率和处理后的灰渣中重金属铬的回收率,研究了添加不同配比的固体添加剂CaO和SiO2,对固定飞灰以及提升底灰铬回收率的效果,比较了在不同添加配比条件下CaO和SiO2的处理效果,确定了最佳固体添加剂配比。论文还进一步对铬的灰渣浸出情况做出了评价,由此研究出了李氏禾收获物的热解、焚烧处置可行性,并对其进行了理论和实践上的展望。先后获得如下几方面的结论:（1）不同气氛下李氏禾收获物热处理实验:以500℃为基础,100℃为增量,设五个加热温度梯度:500℃、600℃、700℃、800℃和900℃,三个加热时间:30min、60min、90min。以700℃为限,当在700℃温度背景下,焚烧减重率上限为88.1%,热解则是79.1%,而在700℃以上的环境之下,李氏禾收获物则没有太大的减重率改变。当温度为700℃时,焚烧时间30min与60min、90min的质量损失率相差不大,仅为0.83%（60min）和1.33%（90min）。李氏禾热解后的底灰中Cr都有较高的回收率,均不低于79.9%（90min,900℃）。当热解温度固定在700℃,通过延长热解时间发现:30min时,李氏禾底灰中Cr的回收率为86.2%;60min时,回收率为83.7%;90min时,回收率为81.3%。相比焚烧法,热解李氏禾的做法可以进一步提升底灰中Cr的资源化回收利用。考虑李氏禾收获物的质量损失率和底灰Cr回收率以及焚烧和热解过程中的能耗以及尾气的回收处理,选择焚烧法处理,温度为700℃,焚烧时间30min为本实验最佳处理法。（2）添加剂的筛选和优化实验:按照10%、20%和50%的比例,分别加入固体添加剂CaO和SiO2,与收获物干粉一同热处理30min。当固体添加剂比例为10%,对五个温度梯度下的李氏禾质量损失率和底灰Cr回收率均无明显影响。当固体添加剂比例为20%,添加CaO在700、800、900℃焚烧时,底灰Cr回收率分别提升了2.7%、2.4%和5.3%,除此之外,在其他工况下20%CaO或SiO2对李氏禾质量损失率和底灰Cr回收率均无明显影响。当固体添加剂比例为50%时,CaO和SiO2的加入可明显提高焚烧法底灰Cr的回收率,并且保持李氏禾的质量损失率在80%以上。在热解方面,底灰Cr的回收率与焚烧法相比,提升较小。在底灰Cr回收率方面,添加SiO2比添加CaO效果略好,最高达到92.1%。在添加剂条件下,高温处理时（800℃、900℃）焚烧法中底灰铬回收率能略高于热解法。（3）将添加SiO2焚烧和热解的灰渣根据浸出毒性进行分析。其中浸出毒性分析方法参照中华人民共和国环境保护行业标准HJ/T299-2007“固体废物-浸出毒性浸出方法-硫酸硝酸法”。当焚烧、热解温度都不及700℃时,所获得的灰渣往往易于浸出Cr,已超过“污水综合排放标准”（GB8978-1996）中标准排放Cr的数值1.5mg/L,若不低于700℃,Cr则不易从灰渣中浸出,造成的环境风险较小。
张强[6]（2020）在《热水解消化污泥产成品土地利用研究与分析》文中研究指明从2013年北京市实施两个三年治污行动方案以来,污水处理设施建设实现了跨越式发展,污水处理能力有了明显的提高,但污泥处理处置问题日益凸显,污泥土地利用途径不畅制约了资源化发展。本论文通过对北京市中心城区正在运行的4座再生水厂污泥泥质进行监测研究分析,对4座污泥热水解预处理厌氧消化中心生产的产成品品质进行监测研究分析,探明主要理化、营养学、重金属和有毒有机污染物指标特性及适宜性。开展污泥林地跟踪试验和水萝卜、连翘、月季小区种植试验监测与分析,研究污泥产成品对土壤及植物的影响,为污泥资源化产品更好的开展土地利用工作提供理论基础和技术指导。针对污水处理厂污泥和热水解预处理厌氧消化污泥产成品监测研究表明:pH值、重金属含量、蛔虫卵检测值、总氰化物、多氯联苯和挥发酚含量符合现行污泥土地利用标准限值要求,监测测重金属汞接近标准限值,细菌总数、矿物油存在超标现象。污水厂污泥及热水解厌氧消化产成品中总养分、有机质含量丰富,因含水率偏高,农用和林用前还需进一步晾晒脱水。已建地利用典型工程监测研究表明:施用污泥前后已建工程表层土壤中重金属含量没有明显增加趋势,2040cm土壤重金属含量呈降低趋势,40-60cm土壤中仅重金属汞含量有所增加,重金属污染综合指数低于安全限值0.7,表明已建工程土壤（2040cm、4060cm）未受到重金属污染。热水解预处理厌氧消化污泥产成品栽植小区试验研究表明:施用污泥产成品对栽植小区表层土壤有一定的改良作用。随着施用量增加,水萝卜栽植小区表层土壤（0-20cm）重金属铅含量一直大于对照组,连翘栽植小区表层土壤（0-20cm）重金属镉、硼含量呈增加趋势,土壤重金属污染综合指数呈显着增加趋势。水萝卜栽植小区表层土壤（020cm）和月季、连翘栽植小区土壤（080cm）重金属含量均远低于农用土壤污染风险管控标准限值,重金属污染综合指数均低于安全限值0.7,表明对栽植小区土壤未造成污染。水萝卜产量与施用量呈显着相关趋势,施用量为5kg/m2水萝卜产量最大;月季高生长与施用量呈显着正相关,地径增长量和枝条重量均有不同程度的减少;连翘枝条长度、重量增加与施用量有关,施用量在5kg/m2时,连翘生物量增加最大。随着施用量增加,水萝卜重金属汞、砷、锌含量呈增加趋势,表明相较其他重金属,水萝卜对重金属汞、砷、锌吸收的富集能力较强。水萝卜中重金属铅、汞含量已超过食品标准限值,表明不适宜用热水解消化污泥栽植,会造成重金属污染;月季重金属含量均有不同程度的降低,结合月季枝条长度增加、地径增长量和枝条重量减少,表明月季的生长受到抑制,影响了对土壤重金属的吸附作用;连翘中重金属铅、汞、铜、镍、硼含量有不同程度的增加趋势,结合连翘枝条长度、重量均有所增加,说明连翘对土壤重金属具有一定的吸附作用。
颜浩[7]（2020）在《安徽省怀宁县河湖底泥污染物特征分布及生态风险评价》文中指出安徽怀宁县位于安庆西北角,近年来由于县城的快速发展和人口增长,导致大量生产生活污水排入河道湖泊,这些废水中含有大量的氮磷及重金属污染物,各类污染物在河道底泥富集沉淀,当富集到一定程度时,污染物又重新释放进入水体,对水体造成二次污染,给当地生态系统及人类健康造成很大影响。本研究以怀宁县两条城区纳污河道（河流Y、河流Q）及一处湖泊（湖泊S）作为研究对象,于2019年7月及12月分别对2条河道10个点位及湖泊6个点位底泥进行采样,测定分析总氮、总磷、有机质和重金属含量,并采有机指数及有机氮指数法、污染指数法对总氮、总磷含量分布特征进行分析,通过全国第二次土壤普查营养成分等级对有机质进行评价。通过采取单因子评价法、生态风险指数法、内梅罗综合污染指数法、污染负荷指数法对河道10种重金属（铁、锰、铬、镍、铜、砷、镉、汞、铅、锌）湖泊8种重金属（铬、镍、铜、砷、镉、汞、铅、锌）的污染程度及潜在环境风险进行评价。结果表明,Y河道及Q河道总氮及有机质含量较高,许多点位呈现最高营养状态,Q河道底泥总氮浓度>Y河道底泥浓度,Y河道及Q河道总磷浓度相对于其他城市河道略小,Q河道有机质含量>Y河道有机质含量。采用污染指数法评价总磷,Y河道重度污染点位数>Q河道重度污染点位数。采用有机指数及有机氮指数法评价总氮,Y河道及Q河道10个点位有机指数和有机氮指数含量均超过污染程度重度标准。对河道重金属含量进行分析,Y河道及Q河道中砷、镉元素未检出,说明不存在砷、镉污染。相对污染较为严重的污染因子为铅元素、镍元素、汞元素。通过单因子评价法,无污染的占大多数,从污染程度上看,Y河道>Q河道;通过生态风险指数法,2条河流整体风险程度为中等及以下。河流Y中主要潜在风险是铅和汞,河流Q中主要潜在风险是汞和镍;通过内梅罗综合污染指数法,Y河道污染程度>Q河道污染程度;通过污染负荷指数法,Y河道及Q河道污染程度较高,10个点位中有4个点位都是强污染风险状态,4个点位属于中度污染状态,2个点位属于轻度污染。个别点位锰、汞、镍元素污染较为严重。对湖泊重金属含量进行评价分析,单因子评价法表示湖泊S各点位底泥受重金属污染程度较小;通过生态风险指数法,湖泊S底泥中各重金属风险强弱为镉=汞<铅<锌<总铬<铜<砷<镍,重金属对各点位危害程度从小到大为S1<S5<S2<S4<S3<S6;内梅罗综合污染指数法表示湖泊S底泥中各点位重金属综合污染指数为S2<S5<S4=S1<S3<S6,对应评价等级为无污染程度;污染负荷指数法表示湖泊S各点位底泥重金属污染指数为S1<S5<S3<S2<S4<S6,PLI值均小于1,各点位受重金属污染程度较小。最后,对河湖污染物来源进行分析,并提出治理对策,同时对河湖底泥资源化利用提出建议。
刘英红[8]（2020）在《徐州城市表层土壤中黑碳与重金属的相关性及磁学响应》文中研究指明徐州市作为一座资源型和重工业城市,污染源多且复杂。本研究选择徐州市的城市土壤为研究对象,分别采集主城区表土、某水泥厂附近表土以及路面尘样品,通过分析化学和环境磁学技术测定,结合多元统计和地统计学方法,探讨城市表土黑碳、重金属的污染特征及其与环境磁学参数的关系,分别揭示了黑碳、重金属的内在联系及其磁学响应,构建了黑碳和重金属污染的磁学评价体系。取得了如下主要成果:（1）黑碳和重金属的地球化学基本特征城区表土、水泥厂附近表土和路面尘中黑碳平均含量均高于徐州市土壤黑碳的背景值。三个区域样品中多种重金属含量也超过对应元素的背景值。不同区域样品中元素含量有所差别:水泥厂附近表土中铬、锰、镍元素含量明显高于城区表土和路面尘;路面尘中铜、铅和锌含量明显偏高。不同区域样品中污染物在不同粒级土壤中的分布规律不同:城区表土和水泥厂附近表土中黑碳多富集于较大粒径土壤颗粒,路面尘黑碳含量随粒径变化规律不明显,金属元素多倾向于富集在粒径较小的土壤颗粒。（2）黑碳和重金属的空间分布特征和相关性城区表土中黑碳和铬、铜、铅、锌呈显着正相关,主要分布在工矿企业集中地区、人流量和车流量较大区域;受徐州市主导风向东南偏东风影响,水泥厂附近表土中黑碳与镉、铜、铅和锌的含量高值均出现在水泥厂的西北侧,且黑碳与元素具有显着的正相关关系;路面尘中黑碳和铬、铜、镍的正相关性良好且空间分布相似,在车流量大的路段含量偏高。（3）城市表土的磁学特征城区表土、水泥厂附近表土和路面尘中磁性矿物含量明显偏高,磁性矿物均以粗颗粒的假单畴/多畴（PSD/MD）亚铁磁性矿物为主。扫描电镜分析（SEM-EDS）结果表明:样品中存在大小和表面形态各异的人为输入磁性颗粒。（4）黑碳和重金属的磁学响应首次发现徐州市城市表土中的黑碳与反映磁性矿物含量的多个磁学参数具有显着的正相关关系。表明环境磁学参数可以作为监测土壤重金属和黑碳污染特征的代用指标。（5）黑碳和重金属的来源城区表土中黑碳、铅、锌受工矿业生产和道路交通综合影响,铜、钼和镍来自工业生产,铬、铁和锰则来自成土母质;水泥厂附近表土中黑碳和铜来源于水泥厂排放;钴、铬、锰、镍受水泥厂排放和成土母质共同作用,镉、铅和锌受水泥厂排放和交通污染的共同影响;路面尘中黑碳、铬和磁性矿物来源于化石燃料燃烧,铜、镍、铅和锌来源于道路交通污染,钴和锰受成土母质影响。该论文有图55幅,表31个,参考文献221篇。
段耀飞[9]（2020）在《太原市环境重金属暴露特征及健康风险评价》文中进行了进一步梳理目的:创建太原市环境重金属暴露信息数据库,为某些主要重金属总暴露限值标准的设定提供参考依据;了解太原市环境重金属的暴露特征,比较分析其在两季城乡之间的差异;结合本研究数据,建立重金属健康风险评价模型,及时掌握暴露及风险发展趋势。方法:1.本调查采用流行病学调查方法对华北片区居民环境重金属总暴露进行调查。2.本项目将对从山西省太原市3个社区和3个农村采暖季和非采暖季采集的饮用水、土壤、空气颗粒物PM10、室内积尘和食物中的重金属含量特征进行分析、比较、评价。3.健康风险评价主要包括大气、土壤、水和食物链4种介质携带的污染物通过直接食用、吸入和皮肤接触3种暴露途径进入人体,对人体健康产生危害的评价。本研究选择这3种途径对人群暴露参数进行估计,并进行健康风险评价。结果:1.采暖季和非采暖季农村与城市采集的饮用水、土壤、空气颗粒物PM10、室内积尘和食物中的某些重金属含量之间有显着差异（P<0.05）。2.居民重金属镉、汞、砷、铅、铬总暴露均表现为环境暴露占比最大,其中,按环境介质分析,五种重金属均为食物重金属暴露贡献最大,土壤暴露次之;按暴露途径分析,五种重金属经三种途径的暴露占比均表现为经口>经皮肤>经空气。3.环境介质重金属暴露风险结果表明,饮水中重金属健康风险水平排序为砷>铬>铅>汞>镉,食物暴露风险排序结果同饮水,五种重金属经空气暴露的风险均可忽略。结论:1.在实际中要建立我国不同地区人群的暴露参数,不能盲目参考国外或者某个地区的暴露参数。2.本研究中饮水暴露砷为高风险,食物暴露铬为中等风险,经口暴露途径对重金属总暴露的贡献最大,因此应重点防治改进措施,加强对饮用水以及食品重金属的监管。
肖昱[10]（2020）在《面向工业应用的铬离子（Ⅲ）吸附剂的制备及其吸附工艺的优化》文中研究表明随着现代工业的发展,水中铬离子（Ⅲ）的污染也越来越严重。大量的铬离子（Ⅲ）不仅对生态环境造成了危害,而且威胁着人类的健康,铬离子（Ⅲ）的污染越来越受到人们的重视。吸附法是常用的处理水中铬离子（Ⅲ）污染的方法。SBA-15分子筛,因其比表面积大,拥有高度有序的孔道,良好的水热稳定性和化学稳定性,且孔径大小可调,是吸附水中铬离子（Ⅲ）的理想吸附剂。但是纯硅系的SBA-15分子筛缺少活性基团,对水中铬离子（Ⅲ）的吸附能力弱。通过表面修饰的方法可提高SBA-15分子筛的吸附铬离子（Ⅲ）的性能。本论文首先采用水热合成法制备SBA-15介孔分子筛,然后利用后嫁接法制备出3-氨丙基三甲氧基硅烷（APTMS）功能化的SBA-15介孔分子筛（NH2-SBA-15）,并以此为基础,通过席夫碱反应将2-乙酰噻吩引入到SBA-15表面,形成2-乙酰噻吩功能化改性的SBA-15（A-SBA-15）。利用SEM、EDX、FT-IR、TEM、TGA、N2吸脱附和XRD等表征手段对功能化前后的SBA-15分子筛进行表征。研究了不同初始浓度、吸附温度、吸附时间、不同pH值下,功能化前后的SBA-15分子筛对铬离子（Ⅲ）的吸附性能,并确定最佳的吸附条件。分析了吸附过程中的热力学和动力学,建立了相应的吸附数学模型。研究了相关的吸附行为,确定功能化SBA-15分子筛对铬离子（Ⅲ）的吸附机理。以工业化应用为背景,将A-SBA-15吸附剂应用于吸附分离柱连续吸附实验中,研究了不同床层高度、流速和初始浓度下的突破曲线,并进行了相关的模型拟合,为工业化提供了科学基础。结果表明:（1）SBA-15分子筛经APTMS和2-乙酰噻吩修饰后,其晶型结构没有发生明显变化,但是改性后的SBA-15分子筛的比表面积与孔径尺寸减小。吸附实验研究表明,A-SBA-15具有良好的铬离子（Ⅲ）吸附性能,SBA-15分子筛、NH2-SBA-15、A-SBA-15对铬离子（Ⅲ）的最大吸附容量分别为9.8mg/g、18.10mg/g和114.2mg/g。（2）Langmuir模型能很好地描述NH2-SBA-15和A-SBA-15对铬离子（Ⅲ）的吸附特征。经吸附动力学分析,NH2-SBA-15和A-SBA-15对铬离子（Ⅲ）吸附过程都符合拟二级动力学模型,且NH2-SBA-15和A-SBA-15对铬离子（Ⅲ）都是单层吸附,以化学吸附为主。经吸附热力学分析,铬离子（Ⅲ）在NH2-SBA-15和A-SBA-15上的吸附是一个可行的自发过程。并且所制备的吸附剂NH2-SBA-15和A-SBA-15具有良好的再生性能。（3）利用Thomas和Yan模型拟合了不同床层高度、流速和初始浓度下的动力学参数,并预测了不同床层高度、流速和初始浓度下的突破曲线。研究结果表明,A-SBA-15在去除水中铬离子（Ⅲ）方面具有潜在的工业应用价值。
二、工业废水中铬、镍、铜、锌、铅的测定（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、工业废水中铬、镍、铜、锌、铅的测定（论文提纲范文）
（1）典型工业过程高浓度溶液重金属离子浓度光谱直测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 典型重金属行业现状 |
| 1.2 重金属检测方法现状 |
| 1.2.1 紫外可见分光光度法 |
| 1.2.2 原子吸收光谱法 |
| 1.2.3 电化学分析方法 |
| 1.2.4 电感耦合等离子体原子发射光谱法 |
| 1.3 紫外可见分光光度直测法研究进展 |
| 1.4 模型应用研究现状 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 典型工业中重金属的光谱特性 |
| 1.5.2 光谱直测方法研究 |
| 1.5.3 光谱直测方法在含铬混合体系中的应用研究 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试剂与溶液配制 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 溶液配制 |
| 2.2 仪器及其运行参数 |
| 2.2.1 仪器名称 |
| 2.2.2 仪器运行参数 |
| 2.3 样品采集及分析 |
| 2.3.1 采样点的选择 |
| 2.3.2 采样方法 |
| 2.3.3 样品保存 |
| 2.3.4 样品分析 |
| 2.4 标准溶液分析 |
| 2.4.1 光谱直测分析 |
| 2.4.2 其他方法对比分析 |
| 2.4.3 pH测定 |
| 第3章 典型工业中重金属的光谱特性研究 |
| 3.1 电解锌中铅的光谱特性 |
| 3.1.1 物质流分析 |
| 3.1.2 光谱特性 |
| 3.2 电镀铬中铬的光谱特性 |
| 3.2.1 物质流分析 |
| 3.2.2 光谱特性 |
| 3.3 铜冶炼中砷的光谱特性 |
| 3.3.1 物质流分析 |
| 3.3.2 光谱特性 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 光谱直测方法研究 |
| 4.1 光学参数适配 |
| 4.1.1 光程可行性研究 |
| 4.1.2 Pb~(2+)的光程适配研究 |
| 4.1.3 六价铬(Cr_2O_7~(2-))的光程适配研究 |
| 4.2 分析方法的验证 |
| 4.2.1 Pb~(2+)分析方法的验证 |
| 4.2.2 六价铬的方法验证 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 光谱直测方法在含铬混合体系中的应用研究 |
| 5.1 离子种类确定 |
| 5.1.1 三价铬-六价铬混合体系中离子种类确定 |
| 5.1.2 三价铬-六价铬-铁离子混合体系中离子种类确定 |
| 5.2 离子浓度分析 |
| 5.2.1 不同光程条件下三价铬的光谱曲线 |
| 5.2.2 六价铬光谱干扰离子分析 |
| 5.2.3 分析模型 |
| 5.2.4 代码实现 |
| 5.2.5 误差分析 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 浓度分析模型相关代码 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究意义 |
| 1.2 含重金属废水及固体废物处理现状 |
| 1.2.1 重金属废水处理现状 |
| 1.2.2 重金属固体废物处理现状 |
| 1.3 纤维吸附材料研究现状 |
| 1.4 国内外文献综述的简析 |
| 1.5 课题主要研究思路与内容 |
| 第2章 纤维改性及水溶液中重金属离子形态分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 原材料及表征方法 |
| 2.2.1 原材料及实验仪器 |
| 2.2.2 表征方法 |
| 2.3 纤维改性方法与优化 |
| 2.3.1 聚丙烯纤维改性 |
| 2.3.2 纤维素纤维改性 |
| 2.4 改性聚丙烯纤维的表征 |
| 2.4.1 扫描电镜 |
| 2.4.2 傅立叶红外光谱 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱 |
| 2.4.4 热重及差示扫描量热 |
| 2.4.5 比表面积及表面能 |
| 2.5 改性纤维素纤维的表征 |
| 2.5.1 表面形貌 |
| 2.5.2 表面元素及官能团 |
| 2.5.3 热稳定性 |
| 2.5.4 比表面积及亲水性 |
| 2.6 溶液中重金属离子形态分布 |
| 2.6.1 溶液中Pb~(2+)的形态分布 |
| 2.6.2 溶液中Cu~(2+)的形态分布 |
| 2.6.3 溶液中Zn~(2+)的形态分布 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 改性纤维对水中重金属离子竞争吸附 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 原材料及实验方法 |
| 3.2.1 原材料 |
| 3.2.2 吸附性能实验 |
| 3.2.3 循环吸附实验 |
| 3.2.4 吸附稳定性实验 |
| 3.2.5 分析测试方法 |
| 3.3 改性聚丙烯纤维的吸附性能 |
| 3.3.1 pH值对吸附性能影响 |
| 3.3.2 初始浓度对吸附性能影响 |
| 3.3.3 吸附动力学 |
| 3.3.4 等温吸附性能 |
| 3.3.5 循环吸附性能 |
| 3.3.6 吸附稳定性 |
| 3.3.7 吸附机理分析 |
| 3.4 改性纤维素纤维的吸附性能 |
| 3.4.1 pH值对吸附性能影响 |
| 3.4.2 初始浓度对吸附性能影响 |
| 3.4.3 吸附动力学 |
| 3.4.4 等温吸附性能 |
| 3.4.5 循环吸附性能 |
| 3.4.6 吸附稳定性 |
| 3.4.7 吸附机理分析 |
| 3.5 竞争吸附机理分析 |
| 3.6 吸附性能对比分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 纤维水泥复合材料的吸附固化性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 原材料及实验方法 |
| 4.2.1 原材料 |
| 4.2.2 试件成型与性能表征 |
| 4.2.3 重金属离子浸出实验 |
| 4.2.4 甲基橙吸附实验 |
| 4.3 重金属离子对纤维水泥复合材料性能影响 |
| 4.3.1 凝结时间 |
| 4.3.2 抗压强度 |
| 4.3.3 水化热 |
| 4.3.4 水化产物 |
| 4.4 纤维水泥复合材料对重金属离子的固化性能 |
| 4.4.1 水平震荡法 |
| 4.4.2 醋酸缓冲溶液法 |
| 4.4.3 TCLP法 |
| 4.4.4 固化机理 |
| 4.5 纤维水泥复合材料对甲基橙吸附性能 |
| 4.5.1 吸附动力学 |
| 4.5.2 吸附等温性能 |
| 4.5.3 潜在应用分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 改性纤维协同水泥固化污泥/赤泥中重金属离子 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 原材料及实验方法 |
| 5.2.1 原材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 污泥/赤泥固化体性能研究 |
| 5.3.1 抗压强度 |
| 5.3.2 重金属离子浸出毒性 |
| 5.3.3 重金属离子化学形态 |
| 5.4 潜在环境风险评估 |
| 5.4.1 基体评估 |
| 5.4.2 滤液评估 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得创新性成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）磁强化电絮凝工艺处理重金属废水效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 重金属废水来源及其危害 |
| 1.1.2 重金属废水处理技术 |
| 1.2 电絮凝技术研究现状 |
| 1.2.1 电絮凝技术原理 |
| 1.2.2 电絮凝技术的发展 |
| 1.3 强化电絮凝技术 |
| 1.3.1 化学强化电絮凝 |
| 1.3.2 超声波强化电絮凝 |
| 1.3.3 场强化电絮凝 |
| 1.4 研究意义、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究的意义 |
| 1.4.2 研究的内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.4.4 创新点 |
| 第2章 实验材料和实验方法 |
| 2.1 实验装置、仪器及试剂 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 实验水样 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 反应条件优化 |
| 2.2.2 测定方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.4 表征方法 |
| 第3章 磁强化电絮凝处理重金属废水效果影响单因素试验 |
| 3.1 磁强化电絮凝处理含铬(Cr)废水的单因素研究 |
| 3.1.1 电极材质的影响 |
| 3.1.2 磁场方向和强度的影响 |
| 3.1.3 初始pH的影响 |
| 3.1.4 电流密度的影响 |
| 3.1.5 板间间距的影响 |
| 3.2 磁强化电絮凝处理含镍(Ni)、铅(Pb)、铜(Cu)的废水单因素研究 |
| 3.2.1 电极材料的影响 |
| 3.2.2 磁场的影响 |
| 3.2.3 初始pH的影响 |
| 3.2.4 电流密度的影响 |
| 3.3 时间特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 磁强化电絮凝处理含重金属模拟废水多因素优化试验 |
| 4.1 响应面实验设计 |
| 4.2 响应面实验及实验结果 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.2.3 实验结果 |
| 4.3 结果分析 |
| 4.3.1 总铬去除效率模型 |
| 4.3.2 总镍去除效率模型 |
| 4.3.3 总铜去除效率模型 |
| 4.3.4 能耗模型 |
| 4.4 最优化条件及实验验证 |
| 4.5 电极钝化的影响及控制 |
| 4.5.1 电极钝化的影响因子 |
| 4.5.2 电极钝化表征方法和控制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 磁强化电絮凝处理含重金属废水的效果试验 |
| 5.1 含重金属废水及水质 |
| 5.2 磁强化电絮凝处理 |
| 5.3 磁强化电絮凝时间特征分析 |
| 5.4 与普通电絮凝处理效果对比 |
| 5.5 成本分析 |
| 5.5.1 材料消耗成本 |
| 5.5.2 能耗成本 |
| 5.6 污泥形态及组份分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）锰矿、锑矿区构树根际土壤和不同部位放线菌多样性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 生态系统中的放线菌多样性 |
| 1.2 放线菌对植物的作用 |
| 1.2.1 放线菌在生物防治中的应用 |
| 1.2.2 促进植物生长 |
| 1.2.3 增强植物的抗逆性 |
| 1.3 构树在微生物方面的研究进展 |
| 1.4 本研究的目的与意义 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 样品预处理 |
| 2.3.1 根际土壤预处理 |
| 2.3.2 构树各组织部位的预处理 |
| 2.4 理化因子和重金属检测 |
| 2.4.1 根际土壤理化因子和重金属的检测 |
| 2.4.2 构树各组织部位重金属的检测 |
| 2.5 高通量测序技术探究微生物多样性 |
| 2.5.1 DNA提取、扩增及文库的构建 |
| 2.5.2 数据处理与分析 |
| 2.6 可培养放线菌的分离与鉴定及潜在新物种的多相分类 |
| 2.6.1 可培养放线菌的分离 |
| 2.6.2 可培养放线菌的鉴定 |
| 2.6.3 潜在新物种的多相分类 |
| 2.7 可培养放线菌功能检测 |
| 2.7.1 抑菌实验 |
| 2.7.2 抗生素合成基因(PKSⅠ、PKSⅡ和NRPS)扩增和检测 |
| 3 不同生境构树根际土壤放线菌多样性 |
| 3.1 结果分析 |
| 3.1.1 不同生境根际土壤理化性质与重金属含量 |
| 3.1.2 不同生境根际土壤细菌测序数据概况 |
| 3.1.3 不同生境根际土壤免培养细菌多样性 |
| 3.1.4 不同生境根际土壤免培养放线菌多样性 |
| 3.1.5 不同生境根际土壤可培养放线菌多样性 |
| 3.1.6 根际土壤放线菌新种描述 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 根际土壤可培养放线菌多样性 |
| 3.2.2 环境因子对根际土壤放线菌多样性的影响 |
| 3.2.3 可培养放线菌的功能比较 |
| 3.3 小结 |
| 4 不同生境构树根内生放线菌多样性 |
| 4.1 结果分析 |
| 4.1.1 不同生境构树根重金属含量 |
| 4.1.2 不同生境根内生细菌测序数据概况 |
| 4.1.3 不同生境根内生细菌免培养多样性 |
| 4.1.4 不同生境根免培养放线菌多样性 |
| 4.1.5 不同生境根可培养内生放线菌多样性 |
| 4.1.6 根中放线菌新种描述 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 根内生放线菌多样性分析 |
| 4.2.2 重金属对根内生放线菌多样性分析 |
| 4.3 小结 |
| 5 不同生境构树叶内生放线菌多样性 |
| 5.1 结果分析 |
| 5.1.1 不同生境构树叶重金属含量 |
| 5.1.2 不同生境构树叶内生细菌测序数据概况 |
| 5.1.3 不同生境构树叶内生细菌免培养多样性 |
| 5.1.4 不同生境叶内生免培养放线菌多样性 |
| 5.1.5 不同生境构树叶可培养内生放线菌多样性 |
| 5.1.6 叶中新物种的描述 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 叶内生放线菌多样性 |
| 5.2.2 重金属对叶内生放线菌多样性的影响 |
| 5.3 小结 |
| 6 不同生境构树果实内生放线菌多样性 |
| 6.1 结果分析 |
| 6.1.1 不同生境构树果实重金属含量 |
| 6.1.2 不同生境构树果实内生细菌测序数据概况 |
| 6.1.3 不同生境构树果实内生细菌免培养多样性 |
| 6.1.4 不同生境构树果实内生放线菌免培养多样性 |
| 6.1.5 不同生境构树果实可培养内生放线菌多样性 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 不同生境植物果实可培养内生放线菌多样性 |
| 6.2.2 重金属对果实内生放线菌多样性的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论、创新点与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 附录B (攻读学位期间主要学术成果) |
| 致谢 |
（5）铬污染修复植物李氏禾收获物的热处理调控机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境中铬的污染现状及特点 |
| 1.1.1 铬污染的来源 |
| 1.1.2 铬的危害 |
| 1.1.3 铬的污染现状 |
| 1.2 治理铬污染的方法 |
| 1.3 超富集植物 |
| 1.3.1 超富集植物的定义和特点 |
| 1.3.2 铬超富集植物李氏禾的研究进展 |
| 1.4 超富集植物收获物的传统处置技术 |
| 1.4.1 压缩填埋法 |
| 1.4.2 液相萃取法 |
| 1.4.3 堆肥化法 |
| 1.4.4 焚烧法 |
| 1.4.5 热解法 |
| 1.5 其它处置技术 |
| 1.5.1 植物采矿 |
| 1.5.2 超临界水技术 |
| 1.5.3 合成纳米材料 |
| 1.5.4 热液改质法 |
| 1.6 选题的目的及意义 |
| 1.7 研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 焚烧法和热解法对铬超富集植物李氏禾收获物的处理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 材料准备 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 空气气氛下温度与时间对收获物焚烧的影响与调控机制实验 |
| 2.2.4 氮气气氛下温度与时间对收获物热解的影响与调控机制实验 |
| 2.2.5 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 李氏禾收获物在空气气氛中焚烧实验结果 |
| 2.3.2 李氏禾收获物在氮气气氛中热解实验结果 |
| 2.3.3 温度和时间对李氏禾在不同气氛下热处理减量化的影响 |
| 2.3.4 不同气氛下两种热处理方法底灰中铬的回收率比较 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 李氏禾收获物热处理中添加剂的筛选和优化实验 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 材料准备 |
| 3.2.2 热处理中的添加剂 |
| 3.2.3 不同固体添加剂实验 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CaO比例对焚烧和热解实验中李氏禾减量化的影响 |
| 3.3.2 CaO比例对焚烧和热解实验中底灰Cr回收率的影响 |
| 3.3.3 SiO_2比例对焚烧和热解实验中李氏禾减量化的影响 |
| 3.3.4 SiO_2比例对焚烧和热解实验中底灰Cr回收率的影响 |
| 3.3.5 CaO和 SiO_2在50%比例对焚烧和热解实验中李氏禾减量化的影响 |
| 3.3.6 CaO和 SiO_2在50%比例下对焚烧和热解实验中底灰Cr回收率的影响 |
| 3.3.7 添加50%比例 SiO_2 焚烧和热解实验中底灰Cr形态分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 不同气氛下热处理后的灰渣浸出毒性评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验试剂和仪器 |
| 4.2.3 铬超富集李氏禾收获物热处理底灰中重金属铬的浸出结果分析 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 李氏禾收获物在空气气氛和氮气气氛热处理后底灰的铬的浸出结果 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
| 致谢 |
（6）热水解消化污泥产成品土地利用研究与分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 北京市污泥处置及资源化利用情况 |
| 1.2 课题来源及研究意义 |
| 1.2.1 课题来源 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 国内外的研究与应用现状 |
| 1.3.1 热水解厌氧消化污泥处理处置现状 |
| 1.3.2 国外污泥土地利用的研究与应用现状 |
| 1.3.3 国内污泥土地利用研究与应用现状 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究方案 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验设计及研究方法 |
| 2.1 污水处理厂泥质监测研究实验设计 |
| 2.1.1 泥质监测点选择 |
| 2.1.2 泥质监测方案 |
| 2.2 污水处理厂污泥产成品监测研究实验设计 |
| 2.2.1 产成品监测点布设 |
| 2.2.2 产成品监测方案 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.4 热水解消化污泥小区栽植试验设计 |
| 2.4.1 试验区基本概况 |
| 2.4.2 污泥产成品来源 |
| 2.4.3 试验布设 |
| 2.4.4 样品采集 |
| 2.5 数据分析方法 |
| 第3章 中心城典型污水处理厂泥质及产成品监测研究 |
| 3.1 中心城区典型污水处理厂污泥处置情况 |
| 3.2 中心城区典型污水处理厂泥质监测研究分析 |
| 3.3 中心城区典型污水处理厂污泥产成品监测研究分析 |
| 3.4 中心城区典型污水处理厂污泥、产成品监测指标含量变化研究分析 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 污泥土地利用适宜性评估研究 |
| 4.1 已建热水解污泥土地利用典型工程监测研究 |
| 4.2 热水解消化污泥小区栽植试验研究 |
| 4.2.1 土壤本底值 |
| 4.2.2 热水解消化污泥对栽植小区土壤养分的影响研究 |
| 4.2.3 热水解消化污泥对栽植小区土壤重金属的影响研究 |
| 4.2.4 热水解消化污泥对种植小区植物生长量的影响研究 |
| 4.2.5 热水解消化污泥对种植小区植物重金属的影响研究 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表论文情况 |
| 致谢 |
（7）安徽省怀宁县河湖底泥污染物特征分布及生态风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 研究背景 |
| 第二节 国内外对河湖污染的研究 |
| 第三节 底泥污染类型及特点 |
| 3.1 重金属污染 |
| 3.2 营养元素污染 |
| 3.3 底泥有机物污染 |
| 第四节 选题依据 |
| 第五节 城区河湖污染状况 |
| 第六节 研究区概况 |
| 第七节 研究内容及研究方法 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究方法 |
| 第八节 技术路线 |
| 第九节 研究的意义 |
| 第二章 河道底泥基本理化性质 |
| 第一节 材料与方法 |
| 2.1.1 采样点的布设 |
| 2.1.2 样品前处理 |
| 2.1.3 实验仪器与分析测定方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.1.5 评价方法 |
| 第二节 监测结果分析 |
| 2.2.1 总氮含量分析 |
| 2.2.2 总磷含量分析 |
| 2.2.3 有机质含量分析 |
| 第三节 底泥中营养盐评价 |
| 2.3.1 底泥中营养盐评价方法 |
| 2.3.2 底泥中营养盐污染特征 |
| 第四节 本章小结 |
| 第三章 河道底泥重金属污染特征及风险评价 |
| 第一节 材料与方法 |
| 3.1.1 样品处理分析 |
| 3.1.2 数据 |
| 3.1.3 评价方法 |
| 第二节 监测结果分析 |
| 3.2.1 铁元素含量分析 |
| 3.2.2 锰元素含量分析 |
| 3.2.3 铬元素含量分析 |
| 3.2.4 镍元素含量分析 |
| 3.2.5 铜元素含量分析 |
| 3.2.6 砷元素及镉元素含量分析 |
| 3.2.7 汞元素含量分析 |
| 3.2.8 铅元素含量分析 |
| 3.2.9 锌元素含量分析 |
| 第三节 河道底泥重金属含量评价 |
| 3.3.1 单因子评价法 |
| 3.3.2 生态风险指数法 |
| 3.3.3 内梅罗综合污染指数法 |
| 3.3.4 污染负荷指数法 |
| 第四节 本章小结 |
| 第四章 湖泊底泥污染物含量及特征分析 |
| 第一节 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集 |
| 4.1.2 样品处理及分析 |
| 4.1.3 评价方法 |
| 第二节 监测结果分析 |
| 4.2.1 铜离子分布特征 |
| 4.2.2 锌离子分布特征 |
| 4.2.3 铬离子分布特征 |
| 4.2.4 镍离子分布特征 |
| 4.2.5 砷离子分布特征 |
| 4.2.6 镉离子及汞离子分布特征 |
| 4.2.7 铅离子分布特征 |
| 第三节 湖泊底泥重金属含量评价 |
| 4.3.1 单因子评价法 |
| 4.3.2 生态风险指数法 |
| 4.3.3 内梅罗综合污染指数法 |
| 4.3.4 污染负荷指数法 |
| 第四节 本章小结 |
| 第五章 河湖污染治理状况及污泥资源化利用分析 |
| 第一节 河湖污染源分析 |
| 5.1.1 河湖营养物质来源分析 |
| 5.1.2 河湖重金属来源分析 |
| 第二节 河湖治理对策 |
| 5.2.1 水环境治理措施 |
| 5.2.2 底泥资源化利用 |
| 第六章 结论与展望 |
| 第一节 结论 |
| 第二节 创新点 |
| 第三节 展望 |
| 参考文献 |
（8）徐州城市表层土壤中黑碳与重金属的相关性及磁学响应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市土壤中黑碳的研究 |
| 1.3 城市土壤的重金属污染 |
| 1.4 环境磁学研究现状 |
| 1.5 黑碳、重金属和磁性矿物的相关性研究 |
| 1.6 研究意义 |
| 1.7 研究内容和技术路线 |
| 1.8 完成实物工作量 |
| 2 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 3 黑碳和重金属的污染特征研究 |
| 3.1 黑碳和重金属含量的描述性统计 |
| 3.2 黑碳和重金属的空间分布特征 |
| 3.3 不同粒径表土中黑碳和重金属的分布特征 |
| 3.4 黑碳颗粒的表征 |
| 3.5 小结 |
| 4 黑碳和重金属的相关性研究 |
| 4.1 城区表土黑碳和重金属含量的多元统计分析 |
| 4.2 水泥厂附近表土黑碳和重金属含量的多元统计分析 |
| 4.3 路面尘黑碳和重金属含量的多元统计分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 黑碳和重金属的磁学响应研究 |
| 5.1 表土的磁学性质 |
| 5.2 磁学参数的空间分布特征 |
| 5.3 黑碳和重金属的磁学响应与溯源 |
| 5.4 小结 |
| 6 主要结论和创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）太原市环境重金属暴露特征及健康风险评价（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 前言 |
| 1 对象与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 调查内容 |
| 1.3 实验室检测 |
| 1.4 质量控制 |
| 1.5 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 研究对象基本情况 |
| 2.1.1 研究对象性别、年龄、城乡和调查点分布情况 |
| 2.1.2 调查样本民族、文化程度、家庭收入分布情况 |
| 2.2 太原市环境重金属总暴露情况 |
| 2.2.1 非采暖季和采暖季农村与城市的空气重金属浓度的差异 |
| 2.2.2 非采暖季和采暖季农村与城市的饮用水重金属浓度的差异 |
| 2.2.3 非采暖季和采暖季农村与城市的土壤/积尘重金属浓度的差异 |
| 2.2.4 非采暖季和采暖季农村与城市的食物/食材重金属浓度的差异 |
| 2.3 太原市居民重金属暴露风险评价 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）面向工业应用的铬离子（Ⅲ）吸附剂的制备及其吸附工艺的优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 吸附剂的分类 |
| 1.2.1 生物吸附剂 |
| 1.2.2 碳材料类吸附剂 |
| 1.2.3 高分子材料吸附剂 |
| 1.2.4 天然矿物材料吸附剂 |
| 1.2.5 介孔分子筛吸附剂 |
| 1.3 介孔分子筛吸附剂研究概况 |
| 1.3.1 介孔分子筛吸附技术发展概况 |
| 1.3.2 介孔分子筛的合成 |
| 1.3.3 介孔分子筛的合成机理 |
| 1.4 SBA-15介孔分子筛的研究进展 |
| 1.4.1 SBA-15分子筛的合成 |
| 1.4.2 SBA-15分子筛的化学改性 |
| 1.4.3 SBA-15分子筛在重金属离子去除中应用 |
| 1.5 课题研究的内容及特色 |
| 1.5.1 课题研究的内容 |
| 1.5.2 研究的特色和创新 |
| 2 SBA-15分子筛的制备及其吸附性能的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 SBA-15分子筛的合成 |
| 2.2.4 吸附性能研究 |
| 2.2.5 表征分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SEM分析 |
| 2.3.2 XRD分析 |
| 2.3.3 N_2吸脱附分析 |
| 2.3.4 FT-IR分析 |
| 2.3.5 TGA分析 |
| 2.4 SBA-15分子筛的吸附性能研究 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 NH_2-SBA-15的制备及其吸附性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 NH_2-SBA-15的合成 |
| 3.2.4 表征分析 |
| 3.3 吸附性能研究 |
| 3.3.1 吸附性能测试 |
| 3.3.2 吸附再生性的测试 |
| 3.4 NH_2-SBA-15的表征 |
| 3.4.1 SEM分析 |
| 3.4.2 XRD分析 |
| 3.4.3 FT-IR分析 |
| 3.4.4 N_2吸脱附分析 |
| 3.4.5 TGA分析 |
| 3.5 NH_2-SBA-15吸附性能研究 |
| 3.5.1 吸附剂用量对吸附铬离子(Ⅲ)的影响 |
| 3.5.2 pH值和温度对吸附铬离子(Ⅲ)的影响 |
| 3.6 NH_2-SBA-15吸附机理研究 |
| 3.6.1 吸附等温线研究 |
| 3.6.2 吸附动力学研究 |
| 3.6.3 吸附热力学研究 |
| 3.6.4 吸附再生性研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 A-SBA-15的制备及其吸附性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 A-SBA-15的合成 |
| 4.2.4 表征分析 |
| 4.3 吸附性能研究 |
| 4.3.1 吸附性能测试 |
| 4.3.2 吸附选择性的测试 |
| 4.3.3 吸附再生性的测试 |
| 4.4 A-SBA-15的表征 |
| 4.4.1 SEM分析 |
| 4.4.2 XRD分析 |
| 4.4.3 FT-IR分析 |
| 4.4.4 N_2吸脱附分析 |
| 4.4.5 TGA分析 |
| 4.5 A-SBA-15吸附性能研究 |
| 4.5.1 吸附剂用量对吸附铬离子(Ⅲ)的影响 |
| 4.5.2 pH值对吸附铬离子(Ⅲ)的影响 |
| 4.6 A-SBA-15吸附机理研究 |
| 4.6.1 吸附动力学研究 |
| 4.6.2 吸附等温线研究 |
| 4.6.3 吸附热力学研究 |
| 4.6.4 XPS光谱分析 |
| 4.6.5 吸附剂吸附性能比对研究 |
| 4.6.6 吸附剂的再生和吸附竞争性研究 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 A-SBA-15吸附剂在吸附分离柱中的应用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 吸附实验 |
| 5.3 吸附分离柱对铬离子(Ⅲ)的吸附性能 |
| 5.3.1 床层高度对铬离子(Ⅲ)的影响 |
| 5.3.2 流速对铬离子(Ⅲ)的影响 |
| 5.3.3 初始浓度对铬离子(Ⅲ)的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
四、工业废水中铬、镍、铜、锌、铅的测定（论文参考文献）
- [1]典型工业过程高浓度溶液重金属离子浓度光谱直测研究[D]. 张榕. 中国环境科学研究院, 2021(02)
- [2]螯合纤维及其水泥基材料重金属离子吸附固化性能研究[D]. 赵德志. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [3]磁强化电絮凝工艺处理重金属废水效果研究[D]. 翁华猛. 扬州大学, 2021(08)
- [4]锰矿、锑矿区构树根际土壤和不同部位放线菌多样性[D]. 莫平. 中南林业科技大学, 2021(01)
- [5]铬污染修复植物李氏禾收获物的热处理调控机制研究[D]. 付永臻. 桂林理工大学, 2020(01)
- [6]热水解消化污泥产成品土地利用研究与分析[D]. 张强. 北京建筑大学, 2020(08)
- [7]安徽省怀宁县河湖底泥污染物特征分布及生态风险评价[D]. 颜浩. 安庆师范大学, 2020(12)
- [8]徐州城市表层土壤中黑碳与重金属的相关性及磁学响应[D]. 刘英红. 中国矿业大学, 2020(01)
- [9]太原市环境重金属暴露特征及健康风险评价[D]. 段耀飞. 山西医科大学, 2020(11)
- [10]面向工业应用的铬离子（Ⅲ）吸附剂的制备及其吸附工艺的优化[D]. 肖昱. 辽宁工业大学, 2020(03)