一、用扫描电子显微镜分析法研究硫化矿物上氧化铁硫杆菌的附着（论文文献综述）
文吉昌[1]（2021）在《黔西南汞铊矿废弃物中典型多金属迁移转化及生态调控机制研究》文中指出滥木厂汞铊矿是西南岩溶山地具有代表性的多金属矿区,在矿山开采过程中排放的大量未经处理的废渣、尾矿、废石等废弃物（以下统称汞铊矿废弃物）,经过上百年的积累,混合露天堆积在矿区。汞铊矿废弃物中Tl、Hg、As和Sb等重（类）金属由于其亲硫特性,通常与硫化物共生形成Tl-As-Hg-Sb-S元素组合。在表生环境的风化淋滤过程中,汞铊矿废弃物持续的氧化产酸而形成酸化、养分贫瘠的恶劣环境,致使植被难以生存,从而形成“水土流失和暴露氧化产酸、重金属污染加剧”的恶性循环。因此,尽管采矿早已被禁止,但环境污染仍然继续发生。因而在汞铊矿废弃物堆场上开展生态修复防止水土流失和重金属污染,成为解决矿区特殊环境生态问题的关键点。且汞铊矿废弃物中的种类多、性质差异大、组成复杂且生物毒性高,开展生态修复易造成这些重金属迁移的此消彼长,这给汞铊矿废弃物堆场生态修复的原位控制带来极大困难。本文以富含Tl、Hg、As和Sb等多种典型复合金属的汞铊矿废弃物为研究对象,通过分析不同环境条件（pH值、植物凋落物、根系分泌物、氧气和Fe（Ⅲ）氧化等）对汞铊矿废弃物中Tl、Hg、As和Sb等多种典型金属释放迁移及生物毒性的影响,识别生态修复过程中对典型金属迁移转化起关键作用的生物要素与非生物要素。在此基础上分析改良剂联合先锋植物修复及植物调落物分解还原持续调控下,汞铊矿废弃物淋滤液的理化和典型金属的变化特征、汞铊矿废弃物基质的理化特征、微生物活性及多样性、产酸潜力、Zeta电位、矿物组成和铁、硫等元素组分演化等方面的变化。并进一步结合相关性分析和冗余分析,系统阐述复合改良剂-先锋植物修复及凋落物分解调控下的生态修复过程对汞铊矿废弃物中Fe及Tl、Hg、As和Sb等多种典型重（类）金属的迁移转化及其交互影响的生物地球化学过程。取得的主要研究结果如下:（1）对不同环境条件下汞铊矿废弃物浸出液的重金属分析表明,强酸性（pH=2）显着促进汞铊矿废弃物中Tl的释放,而在偏碱性条件下释放量较低。强酸性和偏碱性溶液都促进Hg和As的释放,Sb的释放量随pH值的升高而增加。Fe2（SO4）3溶液促进Tl和Hg的迁移,而FeCl3溶液则明显抑制Tl的迁移,但由于FeCl3溶液的强氧化性,将汞铊矿废弃物中可氧化态汞氧化释放。溶液中Fe3+离子的添加均能显着抑制汞铊矿废弃物中As和Sb的迁移。凋落物腐解液和根系分泌物能显着降低汞铊矿废弃物中Tl的释放,却不同程度促进了Hg、As和Sb的释放,且其浸出液的pH呈现中性环境。（2）改良剂联合先锋植物修复明显改善汞铊矿废弃物强酸性的贫瘠养分环境,增加了汞铊矿废弃物中的总微生物量和微生物的呼吸强度,同时抑制了原有的嗜酸铁氧化微生物的活性。先锋植物根系分泌的有机酸进一步增加有效磷、有效氮和有机质等养分含量,从而使根际具有比非根际更高的总微生物量和呼吸强度,以及低的嗜酸铁氧化微生物的活性。基于16S rRNA基因高通量测序分析表明,改良剂联合先锋植物修复增加了地杆菌属（Geobacter）、厌氧绳菌属（Anaerolineaceae＿uncultured）和固氮菌属等具有特殊功能的菌属。细菌群落特征与环境因子的冗余分析表明,酸性环境的改善和养分含量的增加则是细菌群落结构及多样性增加的主要原因。（3）溶解性有机质（DOM）的FTIR分析结合汞铊矿废弃物-淋滤液体系的理化特征和典型重（类）金属的迁移规律表明,改良剂联合先锋植物修复抑制了汞铊矿废弃物中羟基的解离,但是增加带C-O和P-O等基团的DOM能够络合汞、砷、锑形成可溶性配合物而增加其迁移性,但对铊没有表现出类似的作用,反而增强汞铊矿废弃物对铊的吸附性。改良剂联合先锋植物修复使汞铊矿废弃物中的Fe3+被还原为迁移性更强的Fe2+而溶出,XPS分析发现,Fe2+溶出还未改变高岭石矿物中Si与其它元素的结合方式,只是增强了汞铊矿废弃物的负电性质。这种负电性质的降低趋于吸附汞和铊等的金属阳离子以维持电中性,但不利于带负电的砷和锑的含氧阴离子吸附。相关性分析表明,吸附于汞铊矿废弃物中的As和Sb易随铁氧化矿物中Fe的还原溶出而迁移。（4）凋落物的分解明显增加汞铊矿废弃物中的微生物量、pH和养分含量,降低废弃物中嗜酸铁氧化微生物的活性,且由于嗜酸铁氧化微生物的活性较低,低添加量（1%）凋落物就能降低其活性,与高添加量凋落物的影响没有显着性差异。凋落物的分解明显增加汞铊矿废弃物中细菌群落结构的多样性。4种凋落物对汞铊矿废弃物中细菌群落结构丰富度的影响没有显着性差异,而对多样性指数的影响存在差别,门水平下的细菌群落组成与环境因子的冗余分析表明,pH和有机质是影响细菌群落结构及多样性的主要驱动因子。构树与其它3种凋落物的影响差异较大,其原因是构树对汞铊矿废弃物酸性环境和养分含量的改善最显着。（5）凋落物对汞铊矿废弃物酸性环境的改善主要与其分解形成有机氮的铵化作用和氨基酸的质子化作用有关。凋落物分解产生的硝基和亚硝基吸附到汞铊矿废弃物上,为地杆菌属（Geobacter）等铁还原微生物提供电子传递中载体,使汞铊矿废弃物中的Fe3+被还原为Fe2+而释放,增强负电性质,以致增加汞铊矿废弃物对Tl和Hg等金属阳离子的吸附性。但在强还原条件下,释放的部分汞（Ⅱ）与SO42-还原生产的S2-形成难溶的Hg S而沉淀,又降低其迁移性。凋落物分解产生的DOM促进Hg的释放,且当凋落物添加量增大时,这种作用大于汞铊矿废弃物中增强的负电性质对Hg的吸附,增加Hg的迁移性。凋落物增加汞铊矿废弃物中砷和锑迁移的主要原因有:1)凋落物分解使砷和锑随Fe（Ⅲ）还原为Fe（Ⅱ）的溶出而迁移。2)凋落物分解增强汞铊矿废弃物的负电性质,不利于对带负电的砷和锑含氧阴离子的吸附。3)凋落物分解增加的磷酸根与砷和锑存在竞争吸附。
花敏[2]（2021）在《低分子有机酸钠对含砷、磷的铁细菌相关溶液中铁矿物形成的影响》文中研究说明环境中的嗜酸性氧化亚铁硫杆菌（A.ferrooxidans）及其可溶性的胞外聚合物（EPS）可促进次生高铁矿物如施威特曼石和黄钾铁矾的形成与转化,而这些铁矿物可以通过吸附、共沉淀、结构元素的结合与配位络合等机制,有效去除污染水环境中的重金属以及一些导致水体富营养化的有害物质。在自然环境中,低分子有机酸钠广泛存在,并且在金属循环中会潜在影响环境中金属的迁移,对地球生物循环有较大影响。本文主要就低分子有机酸钠对含砷、磷的铁细菌相关溶液中铁矿物形成的影响开展了相关研究,通过测定离子浓度,利用X-ray衍射仪、红外光谱仪以及扫描电子显微镜进行矿物表征分析,主要研究结果如下:在含铁细菌的体系中,加低分子有机酸钠（草酸钠10～40mM,柠檬酸钠10～40mM,苹果酸钠6～20 mM）而不外加污染离子:加入的低分子有机酸钠浓度较低时,细菌氧化Fe2+的能力作用不明显,其浓度较高时则会产生明显的抑制作用。低分子有机酸钠浓度较低时,利于施氏矿向菱形黄钾铁矾转化;低分子有机酸钠浓度较高时,铁沉淀产物主要为施氏矿,且施氏矿的形成与黄钾铁矾的转化均会受到抑制;苹果酸钠的加入比草酸钠和柠檬酸钠的加入更易促进施氏矿向黄钾铁矾的转化。含适宜浓度低分子有机酸钠（草酸钠SO10、柠檬酸钠SC10和苹果酸钠SM10）的铁细菌或EPS溶液中,在不含、含一种或含两种污染物条件下,7d形成的铁矿物主要为黄钾铁矾;但在含苹果酸钠SM10且As/P{1.0（g/L）/0.1（g/L）}共存的铁细菌溶液中时,会抑制溶液中磷酸铁向黄钾铁矾的转化。在低分子有机酸钠浓度适宜时,这两种体系下仅含P这单一污染比含As/P共存污染对P的去除率更高;对As的去除无明显差异,不利于As的去除。在As/P{1.0（g/L）/0.1（g/L）}共存的铁细菌培养溶液中,加入低分子有机酸钠（草酸钠10～40 mM,柠檬酸钠10～40 mM,苹果酸钠6～20 mM）,溶液中最终形成的矿物为黄钾铁矾或磷酸铁矿。三种低分子有机酸钠的加入均抑制铁矿物对P的去除;柠檬酸钠的加入会降低As的去除率,但草酸钠和苹果酸钠的加入会提高As去除率。在As/P{0.3（g/L）/0.1（g/L）}共存的EPS反应溶液中,加入低分子有机酸钠（草酸钠10～40 mM,柠檬酸钠10～40 mM,苹果酸钠6～20 mM）,反应溶液中最终形成的少量铁矿物沉淀为黄钾铁矾。对P的去除率影响较小;草酸钠对As的去除率比柠檬酸钠和苹果酸钠略高,且其去除率随着草酸钠浓度的升高而升高。上述研究结果对含低分子有机酸钠的酸性矿山废水,治理或去除单个或共存污染提供理论依据,揭示铁矿物对有毒有害元素的钝化、吸持机理,为生物成矿去除复杂环境中的污染物提供实践意义。
丁嘉[3]（2021）在《硅酸盐风化菌对可液化土的改性研究》文中指出硅酸盐矿物的风化是重要的一个地球化学过程,微生物对p H的影响和繁殖过程中的次生反应促进了土壤的进化,可以将无黏性的可风化硅酸盐矿物转变成有黏性的次生矿物,由此土体中黏粒的含量得以增多,从而提高土体黏聚力,抗液化能力也就随之增强,因此研究矿物分解菌对硅酸盐矿物的生物风化在改善土体抗液化特性方面的作用和可行性具有重要的意义。本文以胶质芽孢杆菌作为矿物分解菌,以黑云母和钾长石作为可风化硅酸盐矿物,开展矿物的微生物风化试验。溶液试验以矿物种类、矿物粒径为变量,测定120d溶液中PH值、矿物释放阳离子浓度的变化,研究微生物对矿物风化作用的过程和机理。参考南京砂的矿物成分和粒径配比,配制成试验用砂土,与胶质芽孢杆菌拌合后养护不同龄期,主要研究内容和成果如下:（1）在微生物风化溶液试验中,不同粒径的钾长石和黑云母反应液中p H的变化呈现一致性,p H迅速降低后又逐渐升高。单因素方差分析表明矿物粒径的变化会对Si2+浓度产生不同的变化,粒径越小细菌溶出矿物中的Si2+越多,对矿物的风化效果越严重。微生物分解作用下矿物中元素溶出能力顺序为:K>Al>Fe>Si。黑云母的风化速率为5.0744×10-7mol/（L·s）,钾长石的风化速率为5.2704×10-8mol/（L·s）。黑云母风化速率明显高于钾长石。（2）对反应液中p H与各离子浓度进行相关性分析,发现黑云母和钾长石反应液中p H都与Si2+呈高度正相关,与K+呈低度正相关,与Al3+不相关,但黑云母中p H与Fe3+呈中度负相关;黑云母和钾长石反应液中各离子浓度之间Si2+与K+和Al3+和Fe3+之间均呈中度正相关,线性回归分析各变量之间的关系,黑云母和钾长石反应液中规律相似,p H与Si2+之间有极显着影响,Si2+与Fe3+以及Al3+和Fe3+之间有显着性影响。（3）随着处理天数的增加,土样的不均匀系数Cu随着处理天数增大,曲率系数Cc在逐渐减小。各粒径占比也表明细小粒径的颗粒含量在增加,在微生物处理120d后土样的黏粒含量增加到1.595%。比较黏粒的活性指数发现微生物风化后的土样具有4.439的活性,表明微生物风化后的黏土矿物具有极强的活性。（4）通过扫描电镜分析,观察到菌株对于矿物的风化作用,黑云母表面变得凹凸不平,产生裂纹。钾长石表面也发生碎裂,有薄层脱落,但整体结构变化不明显,胶质芽孢杆菌对黑云母的风化效果更加显着。通过对微生物处理不同时间土样的XRD分析,发现随着微生物处理时间的增加,微生物风化对石英的作用极小。120d后的固相XRD分析图谱表明在120d后,d=4.044nm处发现新的衍射峰,判定是高岭石,说明细菌风化黑云母和钾长石等硅酸盐矿物,转化出了次生矿物。（5）微生物风化后砂土的三轴剪切试验结果表明,在100k Pa和200k Pa围压下,试样呈现应变硬化,采用液化势指数LPI来描述砂土液化的结果,可知微生物风化处理不同阶段的土样在应力区间内,土样的液化程度对围压敏感,随着围压增大,液化程度显着降低。
夏力[4]（2021）在《含锗锌浸出渣SO2诱导还原浸出研究》文中认为稀散金属锗被称为现代“高技术元素”,是新能源、光导纤维、红外光学及催化剂等高新技术领域不可缺少的战略金属,是中国战略新兴产业发展的重要资源。目前,我国80%以上的锌采用沸腾焙烧-浸出-净化-电积的主工艺流程生产,在此过程中98%以上的锗富集于锌浸出渣中,含量平均为200～600g/t。因而,含锗锌浸出渣是提取锗的重要资源。针对目前处理含锗锌浸出渣工艺存在流程长、环境友好性差、生产耗能高等问题,本文开展了含锗锌浸出渣SO2诱导还原浸出研究,实现了含锗锌浸出渣中有价金属锌、锗的高效浸出。具体的研究内容与结论如下:（1）含锗锌浸出渣中锌、锗含量分别为18.36%和311.7g/t,具有较高的回收价值。含锗锌浸出渣中主要物相为铁酸锌并伴有铅矾、石膏、半水石膏和石英等物相。（2）复杂铁酸锌物相的破坏与溶解是提高Zn、Ge浸出率的关键。由Zn-Fe-H2O系和Ge-H2O系电位-p H图分析表明:在SO2诱导还原的作用下,溶液中高浓度的Fe3+被还原为Fe2+,使得体系中Fe3+浓度和氧化还原电位大幅度降低,有效解决了溶液中Fe3+对铁酸锌溶解的抑制,从而提高了Zn、Ge的浸出率。（3）开展了含锗锌浸出渣SO2诱导还原浸出工艺优化与调控研究。在初始硫酸浓度35g/L、反应温度120℃、反应时间120min、液固比12:1、搅拌转速400r/min和SO2分压0.3MPa的优化技术条件下,含锗锌浸出渣中的铁酸锌等主要复杂物相被诱导解离,铁酸锌分解率达98%,锌与锗的浸出率分别达97%和87%,Fe3+还原率为99%,SO2诱导还原浸出工艺实现了含锗锌浸出渣的高效溶解与有价元素的高效浸出。诱导还原浸出渣的主要物相主要包括石膏、铅矾、石英和少量的闪锌矿,其中锌、锗含量分别为1.87%和116.5g/t,铅、银的含量分别由3.04%和185.9g/t提高至12.56%和733.8g/t。诱导还原浸出液含Zn 14.9g/L、Ge4+23.5mg/L、TFe 10.8g/L、Fe3+<0.1g/L、H2SO4 32.13g/L,其中Fe2+占全铁的99%。获得了有利于后续选择性分离富集锗的低酸、低Fe3+浓度的含锗浸出液。（4）开展了含锗锌浸出渣SO2诱导还原浸出过程锌锗的浸出动力学研究,根据Arrhenius方程计算出锌浸出的表观活化能E为5.51 k J/mol,锗浸出的表观活化能E为6.04k J/mol,表明SO2诱导还原浸出过程,锌和锗浸出受扩散控制,可以通过提高反应温度和搅拌转速实现锌、锗高效浸出的目的。（5）含锗锌浸出渣采用SO2诱导还原浸出工艺,不仅能够显着提高原料中锌、锗的浸出率,而且在浸出有价金属的同时实现了浸出液中高浓度的Fe3+被还原为Fe2+;获得的浸出液中Fe3+浓度小于1g/L,H2SO4浓度32.13g/L,Ge4+浓度23mg/L,为后续工艺从溶液中高效、短流程回收锌、锗有价金属和铁的资源化创造了有利条件。
崔佳莹[5]（2020）在《废液晶显示器中铟的浸出与资源化理论技术及有价值材料回收工艺研究》文中进行了进一步梳理铟是一种重要的稀散金属资源,主要用于液晶显示器（LCD）中电极的生产。随着LCD生产量和废弃量的同步攀升,根据可持续发展的要求从废LCD中回收铟是大势所趋。目前,从废LCD中回收铟的方法较多,但仍然无法摆脱以浓酸浸出为主的工业生产模式。进一步地粗铟向商品级纯铟金属转化存在提纯成本高的问题,生物合成纳米颗粒的技术因具有合成环境中金属离子复杂的固有属性为铟的资源化回收技术提供了新的思路。针对当前废LCD回收过程中可商业化的绿色浸出技术匮乏、粗铟产物难以高值利用等问题,本论文探索黑曲霉浸出铟的方法及机理,明晰发酵液中有效化学成分为草酸,阐明草酸浸出铟的机理,模拟硫化镉建立硫化铟纳米颗粒的生物回收方法,深度挖掘生物合成硫化铟量子点的能力及应用潜力,形成废LCD中有价值材料处理与资源化回收工艺。论文的主要工作及研究成果如下:（1）构建黑曲霉浸出废LCD中铟的方法并阐明浸出机理。研究发现黑曲霉在不同方式下对铟浸出率的大小顺序为:发酵液浸出>分步浸出>同步浸出。降低初始p H、振荡速度和蔗糖投加量对黑曲霉发酵的影响为:发酵液p H值降低,无氧呼吸过程产生的羧基量升高,营养成分的氧化度提高,相应地将这三者分别从7.0、200 rpm、100 g/L优化为4.0、125 rpm和50 g/L,第15 d的发酵液在70℃下处理粉末90 min的铟浸出率从12.3%提升至100%。经与葡萄糖酸、柠檬酸、苹果酸比较后,草酸是黑曲霉生物浸出铟的最有效成分。（2）依据黑曲霉生物浸出的现象,解析草酸浸出废LCD中铟的性能优于无机酸的复杂反应机理。研究发现控制草酸浓度为0.5 M、浸出温度为70℃、粉末投加量为50g/L,反应45 min后,铟的浸出率能达到100%。根据阿伦尼乌斯模型,草酸浸出铟的反应活化能为43.622 k J/mol,表明反应速率主要受化学反应步骤和离子扩散步骤控制。超声空化作用有助于提高粉末处理量。氧化铟的溶解依赖于所分配的H+浓度。金属水解是酸浸体系中普遍存在的离子损失的负面现象。草酸在浸出过程中的优越性体现在通过维持合适的H+浓度,从而降低非目标金属对H+的竞争消耗、抑制浸出In3+的水解,并利用C2O42-沉淀去除钙、锶等金属杂质。（3）为了探索粗铟高值利用的新途径,结合硫化镉纳米颗粒生物合成的方法,研究大肠杆菌沉淀回收硫化铟纳米颗粒的可行性。利用基因编辑大肠杆菌代谢半胱氨酸形成S2-与体系中稳定分散吸附于蛋白质表面的In3+结合沉淀形成硫化铟纳米颗粒。所回收的硫化铟纳米颗粒平均粒径约为8 nm,对光的吸收峰为303 nm,禁带宽度为3.444 e V,小尺寸引发的量子限制效应明显,可用于污染物的催化降解。（4）进一步地探索粪肠球菌合成硫化铟量子点的方法及潜在应用。基于细菌对培养基中重金属的代谢解毒作用,以硫酸铟为铟源,粪肠球菌内源性缓慢代谢产S2-使吸附分散于体系中的In3+原位沉淀形成量子点,通过表面丰富的有机物稳定存在于水相中。合成的硫化铟量子点为3～5 nm的球形多晶结构,样品存在393 nm和460 nm两个荧光峰,在细菌体内的荧光性较好。经透析提纯后,硫化铟量子点的外观与水样无明显差异,这为生物源硫化铟量子点用于生物标记与荧光检测奠定了理论基础。（5）结合上述研究,针对废LCD中有价值材料偏光片、液晶、铟和玻璃基板开发高值化绿色回收工艺。建立偏光片层层剥离方法,使丙酮浸泡时间缩短至30 min以内,可同步回收偏光片和液晶,并且避免了对二者再利用特性的明显破坏。探究发酵液浸出铟的限制性因素,以低浓度草酸模拟生物浸出技术,通过响应曲面优化参数显着提升批处理量和处理效率,明确浸出渣中玻璃的可再利用性。此外,适配利用粗铟合成硫化铟纳米颗粒的技术可行性。最终形成有价值材料的绿色回收工艺流程。论文研究成果为废LCD中铟的浸出与资源化奠定了理论与技术基础,并为废LCD中有价值材料的回收工艺提供了指导性方案。
丁淮剑[6]（2020）在《密云水库上游白河流域重金属分布、形态及迁移规律研究》文中提出密云水库作为北京市的集中饮用水源地,水质安全非常关键。虽然近年来有关部门加强了环境管理措施,水库周边产排污工矿企业陆续关闭,但是由于残留的尾矿、矿渣含有大量重金属,对饮用水仍造成潜在威胁。南水北调中线工程投运后,密云水库作为最终的储水地,对周边环境安全要求也进一步提高。在此背景下,本文以密云水库上游白河流域为研究对象,以支流、主河道、入库河口、水库为空间脉络,综合利用X射线吸收光谱等技术,结合化学形态、同位素技术,通过对土壤、水、悬浮物、沉积物等不同介质的重金属分布分析,研究该区域重金属的空间分布、来源、形态、迁移及积累规律。从矿区（源）—白河（运移通道）—水库（汇）的角度系统地评估重金属对密云水库水质安全的潜在威胁,为密云水库上游的重金属污染防控工作提供理论指导。主要研究结论如下:从白河流域重金属的源、运移通道及汇的研究结果看,重金属的源（矿区土壤）中重金属富集严重,但尚未表现明显的通过运移通道（白河）向汇（密云水库）迁移的现象。土壤或沉积物中的重金属富集情况为:Zn、Cu、V浓度:矿区土壤≈白河流域土壤及沉积物≈密云水库沉积物,Cr、Ni浓度:矿区土壤>白河流域土壤及沉积物≈密云水库沉积物,Cd及Pb浓度:矿区土壤>白河沿岸土壤及沉积物>密云水库沉积物。白河沉积物剖面样品重金属浓度低于表层样品浓度,进入河流的重金属主要富集在表层沉积物内。源、通道、汇的样品中重金属均以残渣态为主,较为稳定,而高富集样品中Pb主要以PbSO4、PbO等矿物形态存在。所有样品中重金属均以残渣态为主,占比超过95%;以三种可提取形态浓度的总和表示金属的潜在迁移能力,表层样品中金属潜在迁移顺序为:Pb>Zn>Cr>Ni>Cu>Cd,沉积物剖面样品中重金属潜在迁移顺序为:Cd>Zn>Ni>Cr>Cu>Pb。同步辐射的XANES谱显示B-08与其他采样点略有区别,在农业活动和采矿的双重作用下使得该点Pb以PbSO4形态富集。除Cd外,大部分重金属沿运移通道（白河）迁移不明显,多集中在矿区附近的表层沉积物中。支流、主河道的重金属富集点均位于矿区附近;矿山的大部分重金属通过悬浮物在白河内运移,主要沉积在表层沉积物,以较稳定的矿物形式存在,而来自矿山的Cd已在密云水库沉积物中形成一定富集。来源分析显示Cu、Zn、Cd、Pb主要受人为活动影响,而Sc、V、Ni、Cr主要受自然来源影响。不同风险评价方法结果均指示高风险仅停留在矿区及周边,而河道、入库口、密云水库的重金属多为低风险,根据化学形态的分析,除Cd外的金属主要以稳定的残渣态形式存在,对水质安全影响小,Cd化学形态中碳酸盐结合态占比较高,潜在迁移能力强,需重点关注其潜在生态风险。
牛政[7]（2019）在《有机硅烷/海泡石复合钝化剂对黄铁矿的钝化效果及机理研究》文中研究说明黄铁矿及其他金属硫化物矿物在开采过程中伴随巨大的含硫化物废石及尾矿生成。这些尾矿暴露在水和氧气中时,会发生一系列化学反应,最终形成酸性矿山废水（AMD）。该种废水污染非常严重,环境修复极为困难。为了从源头控制并抑制AMD对环境的污染,本文以巯丙基三甲氧基硅烷（PropS-SH）为主体钝化剂,以天然黏土海泡石（SPT）作为“填充剂”,制备了PropS-SH/SPT（PSPT）复合钝化剂,并以电化学测试法、化学浸取法、生物浸取法探究该种新型钝化剂对黄铁矿钝化性能的影响,并对其钝化机理进行研究。实验利用制备的钝化剂对黄铁矿进行包膜,之后对原矿和钝化样品进行电化学测试、化学浸取和生物浸取测试。通过OCP、CV曲线、Tafel极化曲线和EIS图的测量得出,复合钝化剂对黄铁矿的抗氧化效果相较于纯硅烷钝化剂更好,且复合钝化剂的钝化性能与海泡石的投加量有关。当海泡石添加量达到0.8%时,复合钝化剂钝化效果达到最佳。化学浸取实验和生物浸取实验结果很好的验证了电化学分析结论。当用P-0.8%SPT复合钝化剂对黄铁矿进行包膜处理时,黄铁矿在化学浸取中的总铁和SO42-的浸出率分别降低至76.9%和71.2%,其在生物浸取实验中也表现出良好的钝化效果。三种测试结果显示,PSPT复合钝化剂能够有效的抑制黄铁矿的氧化,从而有利于实现对AMD的源头控制。为了对PSPT复合钝化剂钝化黄铁矿的机理进行研究,实验对钝化前后的黄铁矿进行了FT-IR、XPS和29SiNMR测试。相关表征结果表明,PropS-SH分子可相互之间发生水解缩合,以Si-O-Si键交联形成硅烷偶联网络结构;当海泡石加入PropS-SH钝化液中时,由于海泡石表面富含的硅羟基可直接与硅烷发生偶联作用,从而使其以Si-O-Si化学成键的方式填充于硅烷网络结构中,以增加硅烷网络的密实度。而上述过程中形成的硅烷网络可通过Fe-O-Si化学成键的方式包覆于黄铁矿表面,在矿物表面形成致密钝化层,起到抑制黄铁矿氧化的效果。同时,本论文采用接触角测量、TEM等表征手段探讨了不同海泡石投加量对钝化膜形貌和表面性质的影响。通过表面接触角的测试及涂层界面自由能的计算发现钝化后黄铁矿样品表面由亲水状态变成了疏水状态,适量海泡石的投加有利于钝化膜的形成及增强膜表面的疏水性能,但过量海泡石反而会降低其相关性能。通过TEM测试发现,当海泡石含量过高时,海泡石易发生团聚,从而可能影响到钝化涂层的完整性和抗氧化性能。
沈友刚[8]（2016）在《钙锰矿与硫化矿物的反应机理与动力学》文中研究说明硫化矿物（水溶性硫化物、固相硫化矿物）在表生环境中含量高、分布广泛,其在开放环境中氧化导致土壤酸化和重金属离子释放,威胁环境和人类健康。锰氧化物作为土壤与沉积物中重要成分,具有良好的吸附、氧化和催化等特性,影响硫化矿物在环境中的迁移、转化和归趋。系统考察锰氧化物与硫化矿物的反应机理与动力学,明确硫化矿物在环境中氧化过程,可为治理硫化物污染提供基础数据和依据。本论文主要应用循环伏安法、计时电位法等电化学技术分析了 Na2S、Na2、Na2S2O3溶液在铂电极上的电化学行为,借此定性分析了不同锰氧化物与Na2S溶液反应过程中间产物。运用XRD、FTIR、AAS、SEM和TEM等表征钙锰矿与FeS矿物反应产物,分析了 pH、矿物浓度以及Fe2+添加量等条件对反应过程的影响,并构建FeS-锰氧化物电化学体系,分析反应输出功率、电流和电压及其影响因素。初步探讨了 Fe2+和Mn2+共存溶液体系中,空气、氧气、pH和浓度等对铁锰（氢）氧化物协同生成过程的影响。实验结果主要如下:1.建立了电化学半定量分析S2-、S2O32-和SO32-的新方法,考察了在pH 12的不同水溶性硫化物在Pt电极表面表现出不同的电化学氧化行为。Pt电极表面S2-氧化分为两步:在0 V和0.8 V（vs SCE）分别为S2-氧化生成单质S及单质S氧化生成SO42-。单质S在电极表面容易与溶液中S2-发生聚合生成聚硫离子。S2O2-在0.9 V被氧化成硫酸根;而SO32-在0.8 V被氧化成硫酸根。氧化峰电流与相应硫化物离子浓度呈线性关系,且峰电位与扫速的平方根成正相关。在相同体积的电化学体系中,采用循环伏安法分析了酸性水钠锰矿、钙锰矿、水锰矿与Na2S溶液反应中间产物,结果表明,S2-氧化先生成单质S,而后单质S进一步转化为SO42-和S2O32-;以S2-氧化生成单质S的峰电流衰减速率判断锰氧化物氧化活性依次为:酸性水钠锰矿>钙锰矿>水锰矿。2.借助电化学反应体系考察了开放和封闭体系中pH为2-6.5的FeS溶液与不同锰氧化物的氧化行为与动力学。在开放的空气环境中,FeS溶液氧化产物主要为单质硫和少量硫酸根,并释放Fe2+。在pH为2.0时,无固相铁氧化物生成,而在pH为3.5和5时有纤铁矿（γ-FeOOH）生成,而在pH 6.5时,暴露在空气中30 d,FeS基本未被氧化。pH为2-5时,FeS氧化产物为单质S和溶液中释放的Fe2+。当pH控制为2-6.5时,Fe2+释放率分别为53.5%、21.8%、1.3%、0.17%,结果表明pH降低,FeS溶解加剧,利于其氧化。上述反应体系中,钙锰矿进一步参与FeS的氧化,产物主要为单质S,而SO42-不足单质S的10%。随着钙锰矿浓度从0.1增加到0.4 g,FeS氧化速率先增加而后降低,pH降低利于加速其氧化反应。进一步考察初始pH对反应速率的影响,初始pH为2.0时,反应过程中pH逐渐上升至5.5,反应速率较恒定pH条件下明显下降,有少量针铁矿生成;初始pH为3.5、5、6.5时,初始阶段,pH迅速上升至7.5附近,而后维持平衡,反应30 d后,FeS和钙锰矿仍未反应完全。在钙锰矿与FeS的反应体系中,加入Fe2+离子,有助于FeS的氧化,且随着Fe2+浓度增加而加快。以锰氧化物和FeS反应放电体系,考察其放电过程和反应产物。FeS被氧化,其表面有少量单质硫和针铁矿生成,少量Fe2+和Mn2+溶出进入反应体系。不同氧化锰矿物与FeS反应活性:酸性水钠锰矿>钙锰矿>水锰矿。随着反应进行,输出功率先增大而后降低。在pH为2-6.5范围内,pH越低有利于加速反应,且促进了 Fe2+/Mn2+溶出,提高了氧化锰矿物反应活性。3.通入空气或氧气的溶液体系中,Fe2+和Mn2+能相互促进氧化。单一的Mn2+溶液中,调控pH为5-9时,仅pH为9时,通空气有黑锰矿和水锰矿生成,而通入氧气有黑锰矿、水锰矿和布塞尔矿混合物生成,加入Fe2+却得到弱晶质锰氧化物与铁氧化物混合物。单一Fe2+溶液中,通入空气或氧气,调控pH为5时,产物为针铁矿,而pH为7-9时,针铁矿和纤铁矿混合物。Fe2+与Mn2+混合体系中,pH为5时,氧化产物均为针铁矿,pH为7、9时,产物以纤铁矿为主,有少量的针铁矿生成;pH越高,Fe2+更易被氧化生成铁氢氧化物,其表面吸附的Mn2+能促进铁氧化物的生成;需要指出的是,吸附的Mn2+降低了新氧化生成的铁氢氧化物的结晶度,并抑制其向晶体结构更稳定的针铁矿或纤铁矿转化。
李娟[9]（2015）在《黄铁矿表生氧化及其微生物相互作用关系研究》文中指出矿山开采和矿石冶炼过程中产生的环境问题一直是倍受关注的焦点。金属硫化物矿山环境中大量暴露于地表的金属硫化物（如黄铁矿、方铅矿、闪锌矿、黄铜矿）发生氧化,会导致有毒的（重）金属元素释放及酸性矿山排水（AMD）的形成。添加灰岩可中和AMD并形成多种具有固定重金属元素能力的次生矿物,有助于矿山重金属污染的防治。由于方解石和黄铁矿广泛共存于多种岩石中,岩石露头中的硫化物经地表氧化分解可形成酸性岩石排水（ARD）,溶蚀岩石中的碳酸盐矿物并形成次生矿物,这一过程制约着重金属元素的环境地球化学行为。因此,深入研究碳酸盐-硫化物共存体系的风化作用及其次生矿物的类型和成因,对于指导金属硫化物矿山AMD及尾矿污染的防治、理解ARD的环境地球化学意义等,具有重要的理论和实际意义。大量研究表明微生物对金属硫化物的氧化分解是导致重金属离子释放的重要原因。黄铁矿是矿山环境中最常见的金属硫化物矿物,而嗜酸性氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans,以下简称A.ferrooxidans）是硫化物矿山环境中最重要、最具代表性的微生物之一,因此探明Aferrooxidans分解黄铁矿的动力学过程及氧化机理,对于指导金属硫化物矿山AMD及尾矿污染的防治,可以提供重要的理论依据。本研究对矿山废石、尾矿、AMD样品以及矿区出露的含矿方解石脉样品进行了系统的矿物学及地球化学研究,利用 Raman、XRD、FTIR、SEM/EDS、TEM、EPMA、XANES等矿物学分析手段,通过对风化成因次生矿物的种类、形态、成分差异以及其固定重金属离子能力等的研究,探讨了次生矿物的形成机理及元素As的赋存、迁移形式,进而评估其对环境的影响。在此基础上,选取从AMD中分离培养的A.ferrooxidans与黄铁矿进行模拟实验,利用SEM、XRD及FTIR等分析方法系统分析了生物氧化后黄铁矿的表面特征及次生沉淀,通过XPS深部刻蚀对反应过程中元素S的氧化路径进行监测,进而揭示了黄铁矿的微生物氧化机制。首先,查明了富含金属硫化物的废弃矿石经地表风化形成的次生矿物类型和影响因素。野外样品分析结果显示,矿山废石中原生黄铁矿的风化从裂隙带等有缺陷的区域开始,逐步氧化至整个矿石。中间产物水铁矿可能最先形成,随后在不同的温湿度及pH值条件下会很快转化成针铁矿或赤铁矿。风化过程中形成了形态各异的针铁矿,针状矿物最先形成,随后重结晶成球状集合体和菱方双锥微晶,最后矿山废石表面完全覆盖一针铁矿氧化层。样品中发现了生物矿物及似菌丝类物质,说明生物在矿山废石的风化过程中亦起了一定的作用。进一步揭示了含黄铁矿方解石脉地表氧化过程中次生矿物的类型、分布和成因,并为认识使用碳酸盐岩治理AMD过程中的岩石-流体反应提供了地质类比。岩石露头含硫化物方解石脉的地表风化机理基本可以代表酸性岩石排水（ARD）形成环境及造成的环境影响。可以概括为:最初是硫化物矿物的风化使得周围环境酸化,导致方解石溶解,由于产生的CO32-可以消耗硫化物（如黄铁矿）氧化产生的H+,从而提高局部的pH值。Ca2+与SO42-结合形成石膏,甚至硬石膏。Fe3+则在不同的pH条件下可以形成多种矿物相。方解石富集的区域pH值最高,其周围pH逐渐降低,依次形成方解石-石膏/硬石膏-铁（氢）氧化物-高铁硫酸盐4个矿物带。由于碳酸盐岩具有较强的酸中和能力,从而阻止硫化物风化产生酸性矿山排水（AMD）。形成的铁矾类物质特别是施氏矿物能够有效的吸附重金属元素As,进而降低了重金属元素的释放及对水土的污染。模拟实验和XPS分析揭示了黄铁矿微生物氧化过程中元素硫的化学态转变,发现硫的氧化主要是成对失去电子的过程;并结合显微观察及溶液性质,提出了黄铁矿氧化的三阶段模式:无机反应、表面侵蚀、协同作用。扫描电镜观察发现随着大量细胞在黄铁矿表面的附着及生物膜的形成,细菌的作用能够提高黄铁矿表面的溶蚀,形成两种主要形态的溶蚀坑。类似于细菌形态及大小的杆状溶蚀坑直接与细菌的附着有关,是细菌侵蚀的结果;圆形或六边形溶蚀坑则是在生物氧化环境下存在的Fe3+氧化黄铁矿的结果。XPS深度刻蚀数据显示黄铁矿生物氧化过程的第一步是还原态的S元素被氧化成单质S0,在表面形成富硫层,随后单质S0被细菌氧化成中间产物S2O32-及SO32-,最终被氧化成高价SO42-。同时,通过溶液性质可以得出,黄铁矿表面残留的Fe2+离子释放并进入溶液,随后被细菌及溶解氧氧化成Fe3+离子,进而共同氧化S。溶液中的Fe3+、SO42-盐与其它离子（如K+,Na,NH4+）共同结合形成铁矾类沉淀,经XRD及FTIR鉴定为黄钾铁矾、富H3O-黄钾铁矾及黄铵铁矾。
刘晋[10]（2012）在《硫铁矿采冶混合废渣Cd、Zn、As释放迁移规律研究》文中研究指明硫铁矿是分布最广泛的硫化物矿物，是提取硫和制造硫酸的主要原料。由于利益的驱动，上个世纪后半期兴起土法炼硫，提取硫磺、硫酸。土法炼硫生产方式原始而落后，硫资源利用率低，大量废渣弃于山谷，资源散逸空间，并造成严重的重金属污染。本论文选取土法炼硫后的历史遗留采冶废渣及周边土壤作为研究对象，对其重金属释放、迁移规律进行探讨，为从根本上解决该废渣的环境威胁寻找科学方法。整个渣场平均海拔约1130米，占地约1.35×106平米，废渣堆存量约为2.7×106立方米。实验室测定废渣的密度约为1.14吨/立方米，估算整个渣场堆存量约3.43×106吨。废渣粒径跨度较大，矿渣表面粗糙，形貌凹凸不平，被腐蚀的迹象明显，表面重金属元素较少；通过XRF实验了解废渣的基本元素组成；废渣体相以SiO2主，表面附着大量黄钾铁矾（MFe3（SO4）2（OH）6）等沉淀物质，同时有金属氧化物和硫酸盐、硅酸盐、砷酸盐、碳酸盐等盐类存在。渣场的地表水酸化明显，pH平均值为2.47。溪水中重金属大部分超过地表水三级标准的标准值。同时，在水样中发现硫铁矿区常见的氧化亚铁硫杆菌（Thiobacillus ferrooxidans）和氧化硫硫杆菌（Thiobacillus thiooxidans）的混合菌群，该类微生物可以加速氧化，促使重金属释放速度提高。整个渣场及周边土壤为弱酸性环境。废渣的重金属含量较高，特别是砷（砷为类金属，为方便描述，本文统称为重金属）、锌，对周围环境构成威胁；但废渣重金属浸出值较低。渣场周边土壤中重金属含量也较高，与土壤质量标准对比得出：As远超过标准值119倍；Ni、Zn、Cu、Pd、Cd已经超出允许含量，说明此硫铁矿冶炼废渣的重金属经过长时间的雨水浸淋，部分已大面积的迁移，且影响的范围较广。通过形态分析实验发现Cd、Zn和As的可浸出态分别为27.98%，2.47%和0.08%，表明虽然该废渣虽暂时不具备浸出毒性，但是仍有相当多的可浸出量，随着堆弃时间的增加和雨水的冲刷及微生物的作用，会缓慢释放，具有较高的环境毒性。废渣中As主要是以残渣态的形式存在，达99.92%，说明其在风化过程中形成相对稳定的晶体，随着其他重金属元素的不断释放、流失，而造成了As的相对富集。通过重金属释放实验发现，在酸性溶液中，空气与微生物作用下，重金属有持续微量释放，且微生物的存在加速了重金属的释放，通过引入动力学模型得到了渣场内重金属元素在酸性环境下的释放模型。设计迁移实验，对重金属浸出液在渣场附近土壤的渗透和弥散性质进行研究。通过实验发现，重金属迁移性质随着溶液中重金属的浓度变化而变化。含重金属离子的溶液渗透系数低于水溶液，溶液中重金属浓度越高其渗透系数越小，即渗透系数与溶液中重金属浓度成反比；当渗透速度相同，溶液中重金属浓度越高，弥散系数也越小；非饱和土壤中的渗透系数和弥散系数均小于饱和土壤，即渗透系数和弥散系数与含水率成正比。在本研究的最后，通过对暴露途径和迁移方式进行分析，设置符合我国国情的暴露因子，并借鉴毒理数据，探索性设计风险评估软件。最后，通过RBCA评估系统计算得到，在渣场内及采样范围的农田内活动人群都有着较高健康风险。因此建议立即采取相应的修复措施，使风险降低到人体健康能够接受的水平。
二、用扫描电子显微镜分析法研究硫化矿物上氧化铁硫杆菌的附着（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、用扫描电子显微镜分析法研究硫化矿物上氧化铁硫杆菌的附着（论文提纲范文）
（1）黔西南汞铊矿废弃物中典型多金属迁移转化及生态调控机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 铊的表生地球化学行为对其伴生元素迁移的影响 |
| 1.3 铊、汞、砷在环境介质中的分布及迁移特征 |
| 1.3.1 铊、汞、砷在地壳和不同类型岩石中的分布 |
| 1.3.2 铊、汞、砷在土壤环境中的分布 |
| 1.3.3 铊、汞、砷在水环境中的分布 |
| 1.4 金属硫化矿物中重金属在表生环境介质中迁移的影响因素 |
| 1.4.1 Fe~(3+)和氧气的氧化作用对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.2 Fe~(3+)的还原对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.3 微生物对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.4 有机质对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.5 生态修复对金属硫化矿物酸化及重金属迁移的影响 |
| 1.5 选题依据及科学问题的提出 |
| 1.6 研究的目的和意义 |
| 第二章 主要研究内容、创新点及技术路线 |
| 2.1 主要研究内容 |
| 2.2 创新点和技术路线 |
| 2.2.1 研究的特色与创新之处 |
| 2.2.2 拟解决的关键科学问题 |
| 2.2.3 技术路线 |
| 第三章 试验材料与分析方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.1.1 研究区域自然地理环境 |
| 3.1.2 研究区域地质特征 |
| 3.2 试验材料与设计 |
| 3.2.1 不同环境条件对汞铊矿废弃物中典型重(类)金属迁移转化的影响试验 |
| 3.2.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中典型金属迁移转化的调控试验 |
| 3.2.3 植物凋落物分解对汞铊矿废弃物中典型金属迁移转化的调控试验 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 样品的制备与预处理 |
| 3.3.2 浸出液/淋滤液常规理化性质分析 |
| 3.3.3 浸出液/淋滤液三维荧光光谱分析 |
| 3.3.4 淋滤液的官能团和质子核磁共振分析 |
| 3.3.5 浸出液中发光细菌的发光强度测试方法 |
| 3.3.6 汞铊矿废弃物常规理化性质分析 |
| 3.3.7 溶解性有机质含量及性质分析 |
| 3.3.8 汞铊矿废弃物中有机酸含量分析 |
| 3.3.9 汞铊矿废弃物金属含量和赋存形态分析 |
| 3.3.10 汞铊矿废弃物产酸潜力分析 |
| 3.3.11 汞铊矿废弃物的矿物相和微观形貌分析 |
| 3.3.12 汞铊矿废弃物的红外光谱和XPS分析 |
| 3.3.13 汞铊矿废弃物的微生物量及活性分析 |
| 3.3.14 汞铊矿废弃物的微生物群落组成和多样性分析 |
| 3.4 数据统计与分析 |
| 第四章 不同环境条件对汞铊矿废弃物中典型重(类)金属迁移转化的影响 |
| 4.1 不同环境条件对汞铊矿废弃物浸出液理化特征的影响 |
| 4.1.1 不同环境条件对废弃物浸出液pH、Eh和EC的影响 |
| 4.1.2 不同环境条件对废弃物重(类)金属浸出的影响 |
| 4.1.3 不同环境条件影响下废弃物浸出液的三维荧光光谱特征 |
| 4.2 不同环境条件对汞铊矿废弃物微观形貌及官能团结构的影响 |
| 4.2.1 不同环境条件对废弃物微观形貌的影响 |
| 4.2.2 不同环境条件对废弃物官能团结构变化的影响 |
| 4.3 不同环境条件对汞铊矿废弃物浸出液生物毒性的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同环境条件对汞铊矿废弃物酸性浸出的影响 |
| 4.4.2 不同环境条件对汞铊矿废弃物重(类)金属迁移的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物生境改良及微生物多样性的影响 |
| 5.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物理化性质的影响 |
| 5.1.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物氧化产酸的影响 |
| 5.1.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中养分含量的影响 |
| 5.1.3 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中有机酸含量的影响 |
| 5.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物微生物量的影响 |
| 5.2.1 改良剂联合先锋植物对废弃物总微生物量及呼吸强度的影响 |
| 5.2.2 改良剂联合先锋植物对废弃物中嗜酸铁氧化微生物活性的影响 |
| 5.3 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中细菌群落多样性及相对丰度的影响 |
| 5.3.1 改良剂联合先锋植物修复下废弃物中细菌群落的多样性变化 |
| 5.3.2 改良剂联合先锋植物修复对废弃物中细菌群落组成相对丰度的影响 |
| 5.4 改良剂联合先锋植物修复下汞铊矿废弃物环境因子对细菌群落组成的影响 |
| 5.4.1 改良剂联合先锋植物修复下废弃物细菌群落组成的聚类特征 |
| 5.4.2 改良剂联合先锋植物修复下废弃物环境因子与细菌群落多样性相关性分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物生境改良的影响 |
| 5.5.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中细菌群落结构及多样性的调控作用 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中重(类)金属迁移转化特征的影响 |
| 6.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物淋滤液理化性质的影响 |
| 6.1.1 淋滤液pH、Eh和EC的变化特征 |
| 6.1.2 淋滤液中阴离子和DOC含量的变化特征 |
| 6.1.3 淋滤液重(类)金属的变化特征 |
| 6.1.4 淋滤液的三维荧光光谱分析 |
| 6.1.5 淋滤液的官能团结构分析 |
| 6.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物理化性质及矿物组成的影响 |
| 6.2.1 改良剂联合先锋植物对废弃物产酸潜力的影响 |
| 6.2.2 改良剂联合先锋植物对废弃物基质Zeta电位的影响 |
| 6.2.3 改良剂联合先锋植物对废弃物中重(类)金属赋存形态的影响 |
| 6.2.4 改良剂联合先锋植物对废弃物矿物组成的影响 |
| 6.3 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物官能团及元素组分演化的影响 |
| 6.3.1 改良剂联合先锋植物修复下废弃物的官能团结构分析 |
| 6.3.2 改良剂联合先锋植物修复下汞铊矿废弃物中元素组分演化分析 |
| 6.4 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中溶解性有机质的影响分析 |
| 6.4.1 汞铊矿废弃物中溶解性有机质含量变化 |
| 6.4.2 汞铊矿废弃物中溶解性有机质的官能团结构分析 |
| 6.4.3 汞铊矿废弃物中溶解性有机质的质子核磁共振分析 |
| 6.5 改良剂联合先锋植物修复下废弃物环境因子与重(类)金属迁移的相关性分析 |
| 6.5.1 废弃物理化性质与淋滤液中重(类)金属的相关性分析 |
| 6.5.2 废弃物中理化及微生物因子与重(类)金属赋存形态的相关性分析 |
| 6.6 讨论 |
| 6.6.1 汞铊矿废弃物酸化的形成与重(类)金属迁移机制 |
| 6.6.2 碳酸盐岩对汞铊矿废弃物植生改良的调控作用 |
| 6.6.3 改良剂联合先锋植物调控下汞铊矿废弃物中重(类)金属的迁移转化过程 |
| 6.7 小结 |
| 第七章 凋落物分解对汞铊矿废弃物的生境改良及微生物多样性的影响 |
| 7.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物生境改良的影响 |
| 7.1.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物理化性质的影响 |
| 7.1.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中养分含量的影响 |
| 7.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物微生物量的影响 |
| 7.2.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物总微生物量及呼吸强度的影响 |
| 7.2.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中嗜酸铁氧化微生物活性的影响 |
| 7.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物中细菌群落多样性及相对丰度的影响 |
| 7.3.1 凋落物分解调控下汞铊矿废弃物中细菌群落结构的多样性变化 |
| 7.3.2 凋落物分解调控下汞铊矿废弃物中细菌群落组成相对丰度的变化特征 |
| 7.4 凋落物分解介导的汞铊矿废弃物环境因子变化对细菌群落组成的影响 |
| 7.4.1 不同凋落物分解介导汞铊矿废弃物细菌群落组成的聚类特征 |
| 7.4.2 凋落物分解介导的环境因子与细菌群落多样性的相关性分析 |
| 7.5 讨论 |
| 7.5.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物生境改良的影响 |
| 7.5.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中细菌群落结构及多样性的调控作用 |
| 7.6 小结 |
| 第八章 凋落物分解对汞铊矿废弃物中重(类)金属迁移转化特征的影响 |
| 8.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物淋滤液理化性质的影响 |
| 8.1.1 淋滤液pH、Eh和EC的变化特征 |
| 8.1.2 淋滤液中阴离子的变化特征 |
| 8.1.3 淋滤液中DOC和总氮的含量变化特征 |
| 8.1.4 淋滤液重(类)金属的变化特征 |
| 8.1.5 淋滤液的三维荧光光谱分析 |
| 8.1.6 淋滤液的官能团结构分析 |
| 8.1.7 淋滤液的质子核磁共振分析 |
| 8.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物理化性质及矿物组成的影响 |
| 8.2.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物产酸潜力的影响 |
| 8.2.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物zeta电位的影响 |
| 8.2.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物中重(类)金属赋存形态的影响 |
| 8.2.4 凋落物分解对汞铊矿废弃物矿物组成的影响 |
| 8.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物官能团及元素组分演化的影响 |
| 8.3.1 凋落物分解下汞铊矿废弃物的官能团结构分析 |
| 8.3.2 凋落物分解下汞铊矿废弃物中元素组分演化分析 |
| 8.4 凋落物分解调控下汞铊矿废弃物环境因子与重(类)金属迁移的相关性分析 |
| 8.4.1 废弃物淋滤液中重(类)金属与理化因子的相关性分析 |
| 8.4.2 废弃物中理化及微生物因子与重(类)金属赋存形态的相关性分析 |
| 8.5 讨论 |
| 8.5.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物酸化特征的调控机制 |
| 8.5.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中Fe~(3+)的生物还原和迁移过程的影响 |
| 8.5.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物中重(类)金属迁移转化的调控机理 |
| 8.6 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录一 博士期间主要的学术成果 |
| 附录二 主要参与的科研课题 |
（2）低分子有机酸钠对含砷、磷的铁细菌相关溶液中铁矿物形成的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 低分子有机酸钠对含砷、磷的铁细菌相关溶液中铁矿物形成的影响(综述) |
| 1.1 自然环境中含砷、磷矿物的形成 |
| 1.1.1 铁矿物的形成 |
| 1.1.2 含砷、磷矿物的形成 |
| 1.2 矿物及其形成的环境意义 |
| 1.3 自然环境中的低分子有机酸(盐)的形成及其环境意义 |
| 1.4 低分子有机酸(盐)与铁矿物对As(V)与P(V)去除 |
| 1.5 本研究的目的、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 低分子有机酸钠对含铁细菌溶液中铁矿物的形成影响 |
| 引言 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 铁细菌和培养介质 |
| 2.1.2 草酸钠对含铁细菌溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 2.1.3 柠檬酸钠对含铁细菌溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 2.1.4 苹果酸钠对含铁细菌溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 2.1.5 矿物样品的表征与分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 溶液颜色的动态变化 |
| 2.2.2 细菌培养液的pH值和Fe~(2+)浓度的变化 |
| 2.2.3 细菌培养液中形成沉淀产物的FTIR、XRD谱图 |
| 2.2.4 细菌培养液中形成沉淀产物的FESEM图与EDS元素分析 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 适宜浓度低分子有机酸钠对含砷或磷的铁细菌溶液中铁矿物的形成影响 |
| 引言 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 适宜浓度下草酸钠对含As(V)或P(V)溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 3.1.2 适宜浓度下柠檬酸钠对含As(V)或P(V)溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 3.1.3 适宜浓度下苹果酸钠对含As(V)或P(V)溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 反应溶液颜色、pH值和Fe~(2+)浓度的变化 |
| 3.2.2 铁矿物产物的XRD、FTIR谱图与FESEM图 |
| 3.2.3 As(V)和P(V)浓度的变化 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 适宜浓度低分子有机酸钠对含砷或磷的EPS溶液中铁矿物的形成影响 |
| 引言 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 含可溶性EPS的A. ferrooxidans培养溶液的制备 |
| 4.1.2 适宜浓度草酸钠对含As(V)或P(V)的EPS溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 4.1.3 适宜浓度柠檬酸钠对含As(V)或P(V)的EPS溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 4.1.4 适宜浓度苹果酸钠对含As(V)或P(V)的EPS溶液中铁矿物的形成影响试验 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 反应溶液颜色、pH值和Fe~(3+)浓度的变化 |
| 4.2.2 铁矿物产物的FTIR、XRD谱图与FESEM图 |
| 4.2.3 As(V)和P(V)浓度的变化 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 砷与磷共存铁细菌溶液中低分子有机酸钠对铁矿物的形成影响 |
| 引言 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 草酸钠对As(V)与P(V)共存溶液铁矿物的形成影响试验 |
| 5.1.2 柠檬酸钠对As(V)与P(V)共存溶液铁矿物的形成影响试验 |
| 5.1.3 苹果酸钠对As(V)与P(V)共存溶液铁矿物的形成影响试验 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 铁细菌培养过程中溶液颜色、pH值及Fe~(2+)浓度变化 |
| 5.2.2 铁细菌体系中沉淀产物的FTIR、XRD谱图 |
| 5.2.3 铁细菌培养过程中As(V)和P(V)浓度的变化 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 砷与磷共存EPS体系中低分子有机酸钠对铁矿物的形成影响 |
| 引言 |
| 6.1 材料和方法 |
| 6.1.1 草酸钠对As(V)与P(V)的EPS体系中铁矿物的形成影响试验 |
| 6.1.2 柠檬酸钠对As(V)与P(V)的EPS体系中铁矿物的形成影响试验 |
| 6.1.3 苹果酸钠对As(V)与P(V)的EPS体系中铁矿物的形成影响试验 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 反应溶液的颜色、pH值和Fe~(3+)浓度的变化 |
| 6.2.2 铁矿物的FTIR、XRD和FESEM图 |
| 6.2.3 EPS反应溶液中As(V)和P(V)浓度的变化 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）硅酸盐风化菌对可液化土的改性研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 微生物风化 |
| 1.2.2 土中不同矿物的微生物分解 |
| 1.2.3 矿物分解菌种类 |
| 1.3 存在的问题 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 本文研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方案 |
| 2.0 引言 |
| 2.1 试验菌种 |
| 2.1.1 菌种制备 |
| 2.1.2 细菌浓度 |
| 2.2 矿物材料 |
| 2.2.1 可液化土 |
| 2.2.2 易风化矿物 |
| 2.2.3 矿物组成 |
| 2.3 胶质芽孢杆菌风化溶液试验 |
| 2.3.1 试验方案 |
| 2.3.2 阳离子浓度测定 |
| 2.3.3 pH测定 |
| 2.3.4 矿物微观形态观察 |
| 2.4 可液化土的微生物风化试验 |
| 2.4.1 试样准备 |
| 2.4.2 粒径测试 |
| 2.4.3 液塑性试验 |
| 2.4.4 矿物微观形态观察及矿物成分分析 |
| 2.4.5 三轴固结不排水试验 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 硅酸盐矿物的微生物风化特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 矿物粒径对生物风化的影响 |
| 3.2.1 pH动态变化 |
| 3.2.2 矿物反应液中阳离子变化规律 |
| 3.3 矿物种类对生物风化的影响 |
| 3.3.1 pH变化 |
| 3.3.2 溶液中阳离子变化规律 |
| 3.3.3 细菌作用不同矿物释放离子浓度对比分析 |
| 3.4 钾长石与黑云母中元素易溶性比较 |
| 3.4.1 黑云母中元素溶出顺序 |
| 3.4.2 钾长石中元素溶出顺序 |
| 3.4.3 元素溶出状况对比 |
| 3.5 矿物微观形貌观察 |
| 3.6 不同离子释放量相关性分析 |
| 3.6.1 黑云母中离子释放量相关性分析 |
| 3.6.2 钾长石中离子释放量相关性分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 可液化土的微生物风化试验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 微生物风化可液化土的物理性质 |
| 4.2.1 土体粒径变化分析 |
| 4.2.2 液塑限变化 |
| 4.3 土样微观结构及矿物成分变化 |
| 4.3.1 土样微观结构 |
| 4.3.2 土样中矿物含量变化分析 |
| 4.4 微生物风化可液化土的三轴固结不排水试验 |
| 4.4.1 三轴应力-应变关系分析 |
| 4.4.2 抗剪强度参数分析 |
| 4.4.3 液化程度对比 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
（4）含锗锌浸出渣SO2诱导还原浸出研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 锗的概况 |
| 1.1.1 锗的性质 |
| 1.1.2 锗资源及其分布 |
| 1.1.3 锗的应用与消费 |
| 1.2 湿法炼锌过程锗的分布及行为走向 |
| 1.3 锌浸出渣的处理方法 |
| 1.3.1 火法工艺 |
| 1.3.2 湿法工艺 |
| 1.3.3 其他方法 |
| 1.4 本课题的提出及研究内容 |
| 1.4.1 课题的提出及意义 |
| 1.4.2 课题主要研究内容 |
| 第二章 实验原料及研究方法 |
| 2.1 含锗锌浸出渣的工艺矿物学分析 |
| 2.1.1 化学元素分析 |
| 2.1.2 矿物组成分析 |
| 2.1.3 锌、铁物相组成分析 |
| 2.1.4 微观形貌特征 |
| 2.2 实验试剂及设备 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 分析检测 |
| 2.4.1 固体样品的分析表征 |
| 2.4.2 液样元素的分析检测 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 含锗锌浸出渣SO_2诱导还原浸出理论基础 |
| 3.1 SO_2诱导还原浸出的原理 |
| 3.2 铁酸锌的分解热力学 |
| 3.3 锗的溶解热力学 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 含锗锌浸出渣SO_2诱导还原浸出工艺优化与调控 |
| 4.1 工艺技术参数优化研究 |
| 4.1.1 初始硫酸浓度的影响 |
| 4.1.2 反应温度的影响 |
| 4.1.3 浸出时间的影响 |
| 4.1.4 搅拌转速的影响 |
| 4.1.5 液固比的影响 |
| 4.2 综合实验研究 |
| 4.2.1 浸出综合条件实验 |
| 4.2.2 SO_2诱导还原浸出的渣、液分析与表征 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 含锗锌浸出渣SO_2诱导还原浸出动力学研究 |
| 5.1 结果与讨论 |
| 5.1.1 反应温度对锌、锗浸出行为的影响 |
| 5.1.2 初始硫酸浓度对锌、锗浸出行为的影响 |
| 5.1.3 搅拌转速对锌、锗浸出行为的影响 |
| 5.1.4 液固比对锌、锗浸出行为的影响 |
| 5.1.5 矿物粒度对锌、锗浸出行为的影响 |
| 5.2 锌、锗的浸出机理分析 |
| 5.3 锌的浸出动力学分析 |
| 5.3.1 反应温度的影响 |
| 5.3.2 初始硫酸浓度的影响 |
| 5.3.3 搅拌转速的影响 |
| 5.3.4 液固比的影响 |
| 5.3.5 矿物粒度的影响 |
| 5.3.6 锌浸出动力学方程 |
| 5.4 锗的浸出动力学分析 |
| 5.4.1 反应温度的影响 |
| 5.4.2 初始硫酸浓度的影响 |
| 5.4.3 搅拌转速的影响 |
| 5.4.4 液固比的影响 |
| 5.4.5 矿物粒度的影响 |
| 5.4.6 锗浸出动力学方程 |
| 5.5 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 |
（5）废液晶显示器中铟的浸出与资源化理论技术及有价值材料回收工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 废LCD处理与资源化的研究进展 |
| 1.2.1 液晶和偏光片的处理 |
| 1.2.2 铟的提取与资源化 |
| 1.2.3 玻璃基板的资源化处理 |
| 1.3 黑曲霉生物浸出铟的理论依据 |
| 1.3.1 技术背景 |
| 1.3.2 黑曲霉浸出技术的研究进展 |
| 1.3.3 黑曲霉处理废LCD的技术难点 |
| 1.4 生物回收硫化铟纳米颗粒的理论依据 |
| 1.4.1 技术背景 |
| 1.4.2 生物合成金属硫化物纳米颗粒的研究进展 |
| 1.4.3 生物回收硫化铟纳米颗粒的技术难点 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 黑曲霉生物浸出废LCD中铟的方法及机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2.2 实验仪器设备 |
| 2.2.3 黑曲霉生物浸出铟体系的构建及优化 |
| 2.2.4 有机酸用于浸出废LCD中铟的评测 |
| 2.2.5 样品制备及分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 黑曲霉对铟浸出能力的表观分析 |
| 2.3.2 发酵液浸出方式的生化反应分析 |
| 2.3.3 发酵方式对酸产量的影响 |
| 2.3.4 有机酸浸出铟的有效性比较 |
| 2.3.5 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 草酸浸出废LCD中铟的反应机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料与试剂 |
| 3.2.2 实验仪器设备 |
| 3.2.3 不同因素对铟浸出率的影响实验 |
| 3.2.4 样品制备及分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 铟浸出率的动态变化 |
| 3.3.2 反应物质表征与分析 |
| 3.3.3 反应过程与机理 |
| 3.3.4 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 大肠杆菌沉淀回收硫化铟纳米颗粒的方法 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料与试剂 |
| 4.2.2 实验仪器设备 |
| 4.2.3 硫化铟的化学沉淀实验 |
| 4.2.4 模拟硫化镉体系回收硫化铟纳米颗粒 |
| 4.2.5 样品分析与表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 In~(3+)和S~(2-)的结合沉淀分析 |
| 4.3.2 大肠杆菌供S~(2-)的表观证据 |
| 4.3.3 硫化铟纳米颗粒的表征 |
| 4.3.4 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 粪肠球菌回收硫化铟量子点的原理及潜在应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料与试剂 |
| 5.2.2 实验仪器设备 |
| 5.2.3 回收体系的pH范围选取实验 |
| 5.2.4 硫化铟量子点回收体系构建 |
| 5.2.5 样品分析与表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 量子点的荧光分析 |
| 5.3.2 量子点的形貌特征 |
| 5.3.3 硫化铟量子点的回收原理 |
| 5.3.4 量子点的应用潜力分析 |
| 5.3.5 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 废LCD中有价值材料的绿色回收与资源化工艺 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料与试剂 |
| 6.2.2 实验仪器设备 |
| 6.2.3 偏光片与液晶的处理 |
| 6.2.4 铟的浸出与资源化回收 |
| 6.2.5 浸出玻璃残渣的形貌结构表征 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 废LCD中偏光片和液晶的快速回收机理 |
| 6.3.2 铟的浸出与资源化理论技术的实际应用分析 |
| 6.3.3 浸出残渣中玻璃的可再利用性分析 |
| 6.3.4 有价值材料的资源化回收工艺流程 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论、创新点与展望 |
| 一、结论 |
| 二、创新点 |
| 三、展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附表 |
（6）密云水库上游白河流域重金属分布、形态及迁移规律研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 2 国内外研究现状 |
| 2.1 矿区土壤重金属重金属污染特征 |
| 2.2 矿区重金属形态分布特征 |
| 2.2.1 化学形态特征 |
| 2.2.2 分子形态特征 |
| 2.3 重金属来源解析 |
| 2.3.1 多元统计法 |
| 2.3.2 地理信息系统热点成图法 |
| 2.3.3 同位素示踪法 |
| 2.4 土壤重金属迁移转化机制 |
| 2.4.1 土壤重金属迁移转化机制 |
| 2.4.2 硫对土壤中重金属迁移转化的影响 |
| 2.5 重金属的潜在生态风险评价 |
| 2.5.1 基于重金属总量的潜在生态风险评价 |
| 2.5.2 基于形态学的潜在生态风险评价 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 研究区样品采集 |
| 3.4.1 研究区域概况 |
| 3.4.2 研究区尾矿库情况调查 |
| 3.4.3 样品采集 |
| 3.5 研究方法 |
| 3.5.1 土壤及沉积物样品的预处理 |
| 3.5.2 样品中pH测定 |
| 3.5.3 样品中矿物质的分析 |
| 3.5.4 样品中重金属含量的测定 |
| 3.5.5 重金属形态测定 |
| 3.5.6 样品重金属及硫的分子形态测定 |
| 3.5.7 铅同位素的测定 |
| 3.5.8 同步辐射数据处理 |
| 3.5.9 重金属环境风险评价方法 |
| 4 土壤和沉积物中重金属浓度与分布特征 |
| 4.1 土壤和沉积物样品中重金属的浓度分析 |
| 4.1.1 表层样品重金属的浓度分析 |
| 4.1.2 剖面样品重金属的浓度分析 |
| 4.2 土壤及沉积物中重金属的分布特征 |
| 4.2.1 支流沉积物及周边土壤中重金属分布特征 |
| 4.2.2 主河道沉积物及周边土壤中重金属分布特征 |
| 4.2.3 白河沉积物剖面样品重金属分布特征 |
| 4.2.4 白河入密云水库口沉积物重金属污染特征 |
| 4.2.5 密云水库沉积物重金属分布特征 |
| 4.3 小结 |
| 5 土壤和沉积物中重金属形态特征 |
| 5.1 土壤和沉积物样品中重金属的化学形态特征 |
| 5.1.1 土壤和沉积物表层样品重金属的化学形态特征 |
| 5.1.2 土壤和沉积物剖面样品中的重金属化学形态特征 |
| 5.2 土壤样品中重金属分子形态特征 |
| 5.2.1 Pb元素的XANES谱 |
| 5.2.2 S元素的XANES谱 |
| 5.2.3 土壤中Pb、S分子形态信息综合分析 |
| 5.3 土壤和沉积物样品中重金属形态分布特征 |
| 5.3.1 支流土壤和沉积物中重金属形态及分布特征 |
| 5.3.2 主河道土壤和沉积物中重金属形态及分布特征 |
| 5.3.3 水库口沉积物中重金属形态的Tucker3分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 土壤和沉积物中重金属来源分析 |
| 6.1 多元统计分析法分析重金属来源 |
| 6.1.1 白河上游主河道重金属来源分析 |
| 6.1.2 剖面样品重金属来源分析 |
| 6.2 铅同位素分析重金属来源 |
| 6.3 小结 |
| 7 白河流域重金属的迁移规律分析 |
| 7.1 重金属在矿区土壤中的分布规律分析 |
| 7.1.1 密云水库上游矿区土壤中重金属分布情况 |
| 7.1.2 白河沿河土壤及沉积物中重金属分布情况 |
| 7.2 重金属在河流内迁移规律分析 |
| 7.2.1 白河主河道内水中的重金属含量 |
| 7.2.2 白河主河道内悬浮物中重金属含量分析 |
| 7.2.3 重金属在沉积物中的纵向迁移规律分析 |
| 7.3 重金属在密云水库沉积物内的分布规律 |
| 7.4 小结 |
| 8 入库河流及水库沉积物重金属风险评价 |
| 8.1 地累积指数法 |
| 8.2 平均沉积物质量基准系数法 |
| 8.3 潜在生态危害指数法 |
| 8.3.1 表层样品潜在生态危害指数 |
| 8.3.2 剖面样品潜在生态危害指数 |
| 8.4 多元生态危害指数法 |
| 8.5 风险评价准则 |
| 8.6 不同指数的结果对比 |
| 8.7 小结 |
| 9 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 主要创新点 |
| 9.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附图 |
| 附表 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）有机硅烷/海泡石复合钝化剂对黄铁矿的钝化效果及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 AMD生成机理 |
| 1.3 AMD控制方法及研究现状 |
| 1.3.1 末端治理法 |
| 1.3.2 源头控制法 |
| 1.4 表面钝化法研究现状 |
| 1.5 钝化膜性能的评价方法 |
| 1.5.1 电化学测试法 |
| 1.5.2 化学浸取法 |
| 1.5.3 生物浸取法 |
| 1.5.4 表面润湿性评价法以及Van Oss理论 |
| 1.6 论文研究目的及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容概述 |
| 第2章 海泡石含量对复合钝化剂抗化学氧化性能的影响 |
| 2.1 实验仪器和药品 |
| 2.1.1 实验所需仪器 |
| 2.1.2 实验所需药品 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 黄铁矿样品的加工 |
| 2.2.2 电化学工作电极及盐桥的制备 |
| 2.2.3 黄铁矿的钝化包膜 |
| 2.2.4 SEM检测 |
| 2.2.5 电化学分析测试 |
| 2.2.6 化学抗氧化浸取实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PSPT复合钝化剂钝化前后黄铁矿的电化学测量 |
| 2.3.2 钝化前后黄铁矿的化学浸取实验分析 |
| 2.3.3 钝化前后黄铁矿的表面形貌特征分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 PSPT复合钝化剂对黄铁矿抗生物氧化性的研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 培养并驯化氧化亚铁硫杆菌 |
| 3.1.2 电化学测试 |
| 3.1.3 生物浸取实验 |
| 3.2 实验结果与分析 |
| 3.2.1 电化学测试结果分析 |
| 3.2.2 生物浸取实验 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 PSPT复合钝化剂对黄铁矿钝化机理的研究 |
| 4.1 表征方法 |
| 4.1.1 傅里叶红外变换光谱(FT-IR)测试 |
| 4.1.2 X射线光电子能谱分析(XPS)测试 |
| 4.1.3 TEM测试 |
| 4.1.4 接触角测试及涂层界面表面自由能计算 |
| 4.1.5 固体29Si核磁共振(29Si NMR)测试 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 FT-IR测试结果分析 |
| 4.2.2 XPS测试结果分析 |
| 4.2.3 TEM测试结果分析 |
| 4.2.4 复合钝化剂接触角测试和涂层界面表面自由能计算结果 |
| 4.2.5 核磁共振测试 |
| 4.2.6 PSPT复合钝化剂对黄铁矿的钝化机理分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论、创新点与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间完成的学术论文和参与的科研项目 |
（8）钙锰矿与硫化矿物的反应机理与动力学（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤硫化物 |
| 1.1.1 硫化物的来源 |
| 1.1.2 硫化物的种类与形态 |
| 1.1.3 硫化物的危害 |
| 1.2 土壤中硫化物氧化 |
| 1.2.1 硫化物的微生物氧化 |
| 1.2.2 硫化物的化学氧化 |
| 1.2.2.1 O_2与Fe~(3+)对硫化物的氧化 |
| 1.2.2.2 锰氧化物对硫化物的氧化 |
| 1.3 硫化物氧化的研究方法 |
| 1.4 电分析化学在硫化物氧化机理与动力学研究中的应用 |
| 1.4.1 可溶性硫化物的电化学氧化 |
| 1.4.2 硫化铁矿物(黄铁矿)的电化学氧化 |
| 1.5 电分析化学研究硫化矿物异相氧化反应 |
| 1.6 研究内容与意义 |
| 第二章 硫化物在铂电极表面电化学行为及应用 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 酸性水钠锰矿的制备 |
| 2.2.2 钙锰矿的制备 |
| 2.2.3 水锰矿的制备 |
| 2.2.4 S~(2-)、SO_3~(2-)、S_2O_3~(2-)的电化学行为 |
| 2.2.5 锰氧化物与S~(2-)反应的电化学分析 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 S~(2-)、SO_3~(2-)和S_2O_3~(2-)的电化学行为 |
| 2.4.1.1 S~(2-)的电化学行为 |
| 2.4.1.2 S_2O_3~(2-)的电化学行为 |
| 2.4.1.3 SO_3~(2-)的电化学行为 |
| 2.4.2 氧化锰矿物与S~(2-)反应的电化学分析 |
| 2.4.2.1 氧化锰矿物的理化性质 |
| 2.4.2.2 钙锰矿与S~(2-)反应体系 |
| 2.4.2.3 酸性水钠锰矿与S~(2-)反应体系 |
| 2.4.2.4 水锰矿与S~(2-)反应体系 |
| 2.4.2.5 晶体结构类型对氧化锰矿物物与S~(2-)反应的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 钙锰矿与硫化亚铁反应机理研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.3.1 硫化亚铁溶液空气氧化实验 |
| 3.1.3.2 钙锰矿氧化硫化亚铁溶液实验 |
| 3.1.3.3 锰氧化物与硫化亚铁反应动力学 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 FeS与钙锰矿样品表征 |
| 3.2.1.1 FeS样品表征 |
| 3.2.1.2 钙锰矿制备与表征 |
| 3.2.2 FeS空气氧化实验 |
| 3.2.2.1 固相产物组分 |
| 3.2.2.2 液相产物组分 |
| 3.2.2.3 Fe形态分析 |
| 3.2.3 钙锰矿与FeS反应过程动力学 |
| 3.2.3.1 钙锰矿矿量的影响 |
| 3.2.3.2 pH的影响 |
| 3.2.3.3 初始pH的影响 |
| 3.2.3.4 Fe~(2+)浓度的影响 |
| 3.2.4 晶体结构对氧化锰矿物与FeS反应速率的影响 |
| 3.2.4.1 钙锰矿与FeS反应过程动力学 |
| 3.2.4.2 水钠锰矿与FeS反应过程动力学 |
| 3.2.4.3 水锰矿与FeS反应过程动力学 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 铁锰(氢)氧化物的协同共生反应 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 氧气氛围下铁锰(氢)氧化物的形成转化 |
| 4.2.1.1 pH对铁氢氧化物形成的影响 |
| 4.2.1.2 Mn~(2+)对铁氢氧化物形成的影响 |
| 4.2.2 空气氛围下铁锰(氢)氧化物的形成转化 |
| 4.2.2.1 pH对铁氢氧化物形成的影响 |
| 4.2.2.2 Mn~(2+)对铁氢氧化物形成的影响 |
| 4.2.3 小结 |
| 主要结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（9）黄铁矿表生氧化及其微生物相互作用关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究现状和存在的问题 |
| 1.1.1 矿山环境地球化学研究 |
| 1.1.2 金属硫化物的微生物氧化研究现状 |
| 1.1.3 存在的问题 |
| 1.2 选题依据及研究目的 |
| 1.3 研究思路及技术方法 |
| 1.3.1 研究思路及内容 |
| 1.3.2 技术方法 |
| 1.4 工作量及主要进展 |
| 第二章 铜陵矿区矿山废石次生氧化产物成因及其环境意义 |
| 2.1 样品和分析方法 |
| 2.1.1 样品 |
| 2.1.2 分析方法 |
| 2.2 矿山废石的矿物组成 |
| 2.2.1 原生矿物 |
| 2.2.2 次生矿物 |
| 2.2.3 典型样品分析 |
| 2.3 风化尾矿的矿物学分析 |
| 2.4 生物矿化现象 |
| 2.4.1 矿山废石中存在的生物作用 |
| 2.4.2 尾矿及AMD沉积物中的生物作用 |
| 2.5 次生矿物对元素As分布的影响 |
| 2.5.1 矿山废石中次生矿物对重金属元素分布的影响 |
| 2.5.2 尾矿中次生矿物对重金属元素分布的影响 |
| 2.5.3 AMD中重金属元素浓度 |
| 2.6 讨论 |
| 2.6.1 次生矿物的成因及分布 |
| 2.6.2 微生物-矿物相互作用 |
| 2.6.3 环境意义 |
| 2.7 本章小结 |
| 第三章 含硫化物方解石脉地表风化产物研究及环境效应 |
| 3.1 样品处理及实验方法 |
| 3.1.1 样品 |
| 3.1.2 样品分析 |
| 3.2. 含硫化物方解石脉样品矿物学分析 |
| 3.2.1 微区激光拉曼分析 |
| 3.2.2 显微构造及成分分析 |
| 3.2.3 As的XANES微区分析 |
| 3.3. 讨论 |
| 3.3.1 形貌学及矿物组合 |
| 3.3.2 反应机理 |
| 3.3.3 重金属元素释放的环境效应 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Acidithiobacillus ferrooxidans氧化黄铁矿的矿物学研究 |
| 4.1 样品和实验设计 |
| 4.1.1 样品 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 溶液性质 |
| 4.3 次生矿物 |
| 4.4 黄铁矿的表面特征 |
| 4.5 反应前后黄铁矿表面的XPS分析 |
| 4.6 XPS深度剖面分析 |
| 4.6.1 Py+ A.ferrooxidans +9K |
| 4.6.2 Py+ A.ferrooxidans +Fe-free 9K |
| 4.7 讨论 |
| 4.7.1 生物膜的形成及表面侵蚀作用 |
| 4.7.2 元素S的氧化机制 |
| 4.7.3 黄铁矿微生物氧化3阶段模型 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 主要结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的成果 |
（10）硫铁矿采冶混合废渣Cd、Zn、As释放迁移规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.1.1 矿产资源开发与环境安全 |
| 1.1.2 硫铁矿废渣的环境安全问题 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 重金属污染研究进展及现状 |
| 1.2.2 硫化矿渣重金属释放机理研究进展及现状 |
| 1.2.3 土壤中重金属迁移模型研究进展及现状 |
| 1.3.4 污染场地人群健康风险评价系统研究进展及现状 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究内容及预期结果 |
| 1.4.1 研究内容及技术路线 |
| 1.4.2 预期结果 |
| 2 渣场现场调研及样品采集 |
| 2.1 现场调研 |
| 2.1.1 渣场的环境背景 |
| 2.1.2 渣场的历史背景 |
| 2.1.3 土法炼硫的危害 |
| 2.1.4 渣场现状 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 布点原则 |
| 2.2.2 废渣采样品采集 |
| 2.2.3 土壤样品采集 |
| 2.2.4 矿石样品采集 |
| 2.2.5 地表水样品采集 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 样品表征分析 |
| 3.1 废渣粒度分析 |
| 3.1.1 激光粒度仪分析原理 |
| 3.1.2 分析仪器及样品选择 |
| 3.1.3 分析结果与讨论 |
| 3.2 废渣形貌及 X 射线能谱分析 |
| 3.2.1 扫描电镜及能谱分析原理 |
| 3.2.2 分析仪器及样品选择 |
| 3.2.3 分析结果与讨论 |
| 3.3 废渣及矿石成分分析 |
| 3.3.1 XRF 分析原理 |
| 3.3.2 分析仪器及样品选择 |
| 3.3.3 分析结果与讨论 |
| 3.4 废渣及矿石物相分析 |
| 3.4.1 XRD 分析原理 |
| 3.4.2 分析仪器及样品选择 |
| 3.4.3 分析结果与讨论 |
| 3.5 地表水分析 |
| 3.5.1 渣场地表水腐蚀性分析 |
| 3.5.2 渣场地表水中重金属含量 |
| 3.5.3 渣场地表水微生物赋存分析 |
| 3.5.4 水样中氧化亚铁硫杆菌的富集-分离-纯化 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 废渣重金属赋存现状研究 |
| 4.1 实验设计 |
| 4.1.1 腐蚀性分析实验 |
| 4.1.2 全量分析实验 |
| 4.1.3 浸出毒性分析实验 |
| 4.1.4 主要实验仪器及设备 |
| 4.1.5 主要实验试剂 |
| 4.2 腐蚀性鉴别实验 |
| 4.2.1 样品选择与实验过程 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.3 全量实验 |
| 4.3.1 样品选择与实验过程 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.3.3 土壤环境质量 |
| 4.4 浸出毒性鉴别实验 |
| 4.4.1 样品选择与实验过程 |
| 4.4.2 结果与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 废渣重金属释放潜能及模型研究 |
| 5.1 实验设计 |
| 5.1.1 形态分析实验 |
| 5.1.2 重金属释放模拟实验 |
| 5.1.3 主要实验仪器及设备 |
| 5.1.4 主要实验试剂 |
| 5.2 形态分析实验 |
| 5.2.1 样品选择与实验过程 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 重金属释放模拟实验 |
| 5.3.1 样品选择与实验过程 |
| 5.3.2 结果与讨论 |
| 5.3.3 浸后形貌 |
| 5.4 废渣的重金属释放机理 |
| 5.4.1 表面氧化及酸化 |
| 5.4.2 表面溶解与吸附 |
| 5.4.3 微生物氧化 |
| 5.4.4 原电池反应 |
| 5.4.5 废渣的风化过程模型 |
| 5.5 重金属释放动力学模型 |
| 5.5.1 模型理论 |
| 5.5.2 结果与讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 渣场周边土壤重金属迁移规律研究 |
| 6.1 实验设计 |
| 6.1.1 重金属迁移动力学模型 |
| 6.1.2 土壤渗透实验 |
| 6.1.3 重金属土壤迁移实验 |
| 6.1.4 主要实验仪器及设备 |
| 6.1.5 主要实验试剂 |
| 6.2 土壤渗透实验 |
| 6.2.1 样品选择及实验过程 |
| 6.2.2 结果与讨论 |
| 6.3 重金属土壤迁移实验 |
| 6.3.1 样品选择与实验过程 |
| 6.3.2 结果与讨论 |
| 6.3.3 迁移模型 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 重金属污染场地人群健康风险评估系统开发 |
| 7.1 系统研究目标 |
| 7.1.1 评估系统设计的总体目标 |
| 7.1.2 具体目标 |
| 7.1.3 适用范围及人员准备 |
| 7.2 系统设计 |
| 7.2.1 评价流程 |
| 7.2.2 暴露评价 |
| 7.2.3 剂量反应评估 |
| 7.2.4 评估层次 |
| 7.2.5 风险值判定 |
| 7.3 评估软件开发 |
| 7.3.1 开发平台选择 |
| 7.3.2 模块开发 |
| 7.3.3 编码设计 |
| 7.3.4 数据库表格设计 |
| 7.3.5 输入输出界面设计 |
| 7.3.6 运行环境 |
| 7.4 渣场内外健康风险评估及系统调试 |
| 7.4.1 污染浓度设置 |
| 7.4.2 评估结果 |
| 7.4.3 对比验证 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论及建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B 作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
四、用扫描电子显微镜分析法研究硫化矿物上氧化铁硫杆菌的附着（论文参考文献）
- [1]黔西南汞铊矿废弃物中典型多金属迁移转化及生态调控机制研究[D]. 文吉昌. 贵州大学, 2021(11)
- [2]低分子有机酸钠对含砷、磷的铁细菌相关溶液中铁矿物形成的影响[D]. 花敏. 扬州大学, 2021(08)
- [3]硅酸盐风化菌对可液化土的改性研究[D]. 丁嘉. 南京林业大学, 2021
- [4]含锗锌浸出渣SO2诱导还原浸出研究[D]. 夏力. 昆明理工大学, 2021(01)
- [5]废液晶显示器中铟的浸出与资源化理论技术及有价值材料回收工艺研究[D]. 崔佳莹. 华南理工大学, 2020
- [6]密云水库上游白河流域重金属分布、形态及迁移规律研究[D]. 丁淮剑. 北京科技大学, 2020
- [7]有机硅烷/海泡石复合钝化剂对黄铁矿的钝化效果及机理研究[D]. 牛政. 湘潭大学, 2019(02)
- [8]钙锰矿与硫化矿物的反应机理与动力学[D]. 沈友刚. 华中农业大学, 2016(05)
- [9]黄铁矿表生氧化及其微生物相互作用关系研究[D]. 李娟. 南京大学, 2015(01)
- [10]硫铁矿采冶混合废渣Cd、Zn、As释放迁移规律研究[D]. 刘晋. 重庆大学, 2012(02)