一、原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量（论文文献综述）
杨昆仑[1]（2021）在《铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究》文中研究说明本文针对印染废水中锑污染物难以处理达标的问题,根据锑在印染废水中主要以五价锑酸根（Sb（OH）6-,Sb（Ⅴ））形式存在的特点,选用与Sb（Ⅴ）具有强亲和力的铁氧化物类材料进行吸附处理以达到排放标准,优选了常见铁氧化物中对Sb（Ⅴ）具有高吸附能力的铁氧化物形态—无定型态铁氧化物,分别使用掺杂其他金属类（锰）或非金属类（硅）氧化物的方法对铁氧化物进行了改性,达到了控制和调控铁氧化物晶体形态的目的,并探究了掺杂原理;使用烧结稳定化和软模板剂调控的方法进一步对掺杂型铁氧化物的结构形貌进行改进,提高了复合材料在吸附Sb（Ⅴ）方面的相关性能,实现了在印染废水共存无机、有机污染物下Sb（Ⅴ）的高效去除,并增强了复合材料的稳定性、可分离性,减少铁离子溶出,为实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标处理提供了优良的吸附材料。首先比较了赤铁矿、磁铁矿、针铁矿和水铁矿等常见形态铁氧化物的除锑性能,确定了无定型态铁氧化物—水铁矿具有更强的吸附能力。针对无定型铁氧化物易晶相转变的问题,通过向其掺杂金属类（锰）氧化物制备了锰掺杂型铁氧化物复合材料（FMBO）。研究发现锰氧化物的掺杂促进了FMBO中无定型铁氧化物的生成并阻碍其向结晶态针铁矿转变,增强了稳定性,由此提高了FMBO吸附Sb（Ⅴ）的能力。与其他FMBO相比,铁锰摩尔比为3:1的FMBO3中无定型铁含量更高（43.7%）、其吸附容量和吸附速率更大、pH适应范围较广（5至9）以及受共存污染物的影响更小,因此确定铁锰摩尔比3:1为最优的锰掺杂比例。FMBO3在初始锑浓度约为20 mg/L时的吸附容量为118 mg/g,在投加量为0.1g/L时能够实现实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标排放。FMBO3对锑也具有良好的动态吸附能力和循环吸附-脱附性能。但是,循环吸附过程中无定型铁氧化物会经过溶解再沉淀反应逐渐向针铁矿转变,造成FMBO3的吸附能力逐渐下降。为了进一步减缓锰掺杂型铁氧化物在使用过程中的形态转变,对其进行了烧结稳定化改性（SFMC）。随着烧结温度和时间的增大,SFMC中的无定型铁氧化物逐渐转变为结晶态赤铁矿,发生的干热脱羟基反应在晶相转变后由可逆变为不可逆,其比表面积、总孔体积、无定型铁氧化物的含量则呈现先增大后减小的趋势。与其他SFMC相比,烧结温度为350oC、烧结时间为2 h的材料的比表面积和总孔体积更大、对Sb（Ⅴ）的最大吸附量更高（95 mg/g）、性价比最好,由此确定该条件为最优的稳定化条件。与未烧结的材料（FMBC）相比,最优稳定化SFMC的吸附容量和速率没有显着降低,但其沉降性和稳定性提升明显,Fe、Mn溶出量降低2/3以上,在循环中的晶相转变速率和程度显着减弱,循环吸附-脱附性能有所提升。最优稳定化SFMC能够实现静态和动态处理后实际印染废水中Sb（Ⅴ）的达标排放。针对铁氧化物在掺杂锰后颗粒仍存在团聚等问题,在烧结稳定化的基础上分别使用十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）、聚氧乙烯醚（Brij-58）和十二烷基磺酸钠（SDS）作为软模板剂对锰掺杂型铁氧化物进行了调控（SMFO）。实验表明软模板剂的添加改变了SMFO颗粒的尺寸、形貌及团聚程度,显着增大了比表面积。特别是Brij-58调控的SMFO-B,其内部产生大量孔道,颗粒聚集体尺寸明显减小,团聚程度显着降低,且模板剂残留量很少,因此SMFO-B的比表面积更大,达到137.6 m2/g,是未调控的材料（MFOC）的10倍。SMFO-B的结构形貌变化均有利于形成和暴露更多的功能性羟基位点,并导致其等电点增大,因此SMFO-B对Sb（Ⅴ）的吸附容量和去除速率更高,最大吸附量为147 mg/g,为MFOC的2倍以上;其适应pH的范围（5至10）较广,对抗印染废水共存污染物影响的能力也更强。投加量为0.1 g/L时,经SMFO-B吸附后实际印染废水中的Sb（Ⅴ）浓度为25μg/L,远低于排放标准。由此确定Brij-58软模板剂对SMFO的调控效果最佳。而SDS不太适合于调控吸附阴离子的SMFO。此外,SMFO-B对Sb（Ⅴ）具有出色的动态吸附能力和循环吸附-脱附能力。根据锰掺杂型铁氧化物的经验,使用非金属类（硅）氧化物对无定型铁氧化物进行了掺杂改性（SFOC）。研究发现适量硅氧化物的掺杂会阻碍SFOC中晶体颗粒的增长,增强无定型水铁矿的稳定性,减小所形成颗粒的尺寸,并促进SFOC形成孔道结构,从而显着降低铁氧化物颗粒的团聚程度,提高SFOC的比表面积和总孔体积并暴露更多的功能性Fe-OH,由此增强了SFOC的吸附能力。与单纯水铁矿及其他SFOC相比,铁硅摩尔比例为10:1的SFOC10具有更大的比表面积（364 m2/g）,为水铁矿的1.7倍,其暴露的功能性Fe-OH更多,对Sb（Ⅴ）具有更高的吸附容量（176 mg/g）和吸附速率,因此确定铁硅摩尔比10:1为最优的硅掺杂比例。SFOC10在共存污染物为近似实际浓度时对锑的去除率为90%以上,其适应pH的范围为5至9。投加量为0.1 g/L时,SFOC10对实际印染废水中Sb（Ⅴ）的去除率为83.6%,比水铁矿提高近20%,实现了锑的稳定达标排放。5次循环后SFOC10对Sb（Ⅴ）的吸附和脱附率仍达到85%以上,且SFOC10中的无定型铁氧化物几乎没有发生晶相转变,获得了比锰掺杂型铁氧化物更好的稳定性。FMBO3、最优稳定化SFMC、SMFO-B和SFOC10对Sb（Ⅴ）的吸附更符合Freundlich等温吸附模型和伪二级动力学模型。上述复合材料均主要依靠无定型铁氧化物实现对Sb（Ⅴ）的吸附,铁氧化物表面的功能性Fe-OH是主要的吸附位点,Sb（OH）6-和功能性Fe-OH之间发生的内层络合反应是主要的吸附机制。使用同步辐射分析技术确定了内层络合结构的两种形式,一是双齿单核边共享结构（E2）,Sb-Fe距离为3.03-3.11?;二是双齿双核角共享结构（C2）,Sb-Fe距离为3.52-3.60?。内层络合吸附属于专性吸附,保证了复合材料在去除锑时受到印染废水共存污染物的影响较小。印染废水中Cl-、NO3-、CH3COO-等阴离子,CTAB以及难溶的分散染料等有机物对除锑过程影响较小,而SO42-、CO32-、PO43-等阴离子,具有磺酸基团的表面活性剂及染料由于可以通过内层络合反应吸附到铁氧化物表面,会与Sb（Ⅴ）竞争吸附位点而对除锑过程产生一定影响。可以根据实际印染废水中锑处理的不同要求来选用本文提供的复合材料,如锰掺杂型铁氧化物成本较低,适合直投处理;硅掺杂型铁氧化物稳定性好,适合循环去除。
柯伊[2]（2020）在《插层焙烧Ni-Al LDH材料制备及其对锑吸附特性的研究》文中提出锑是一种具有毒性和潜在致癌性的金属元素,锑对人体造成的危害可能会导致癌变、遗传突变、遗传疾病等。因此,近年来锑污染引起国家高度重视,对锑污染治理刻不容缓。为了实现污废水中锑的快速高效富集,本研究以六水合硝酸镍（Ni（NO3）2·6H2O）和九水合硝酸铝（Al（NO3）3·9H2O）为原材料,通过共沉淀法制备镍铝水滑石吸附材料,并分别采用碳酸根、氯离子插层方法制备改性镍铝水滑石吸附材料,并研究了焙烧温度对所制备样品的形貌与微结构及对性能的影响,进行静态吸附实验研究了其对Sb（V）的吸附行为特征及作用机理。研究主要结果如下:1.采用共沉淀法制备得到了碳酸根插层镍铝水滑石(CO32--LDHs)粉末,通过静态吸附实验优化了吸附参数,在最佳条件下,对水中Sb（V）的吸附去除率达到约77%,并且共存阴离子实验表明对Sb（V）的吸附受Cl-和NO3-的影响小于SO42-和PO43-。吸附行为最符合拟二级动力学模型（R2=0.999）和Langmuir等温吸附模型（R2=0.998）,最佳条件下拟合出的理论饱和吸附量为121.95 mg/g。热力学研究表明CO32--LDHs吸附Sb（V）的过程是自发的吸热反应。TEM、FTIR分析表明材料为层状结构,且有CO32-、OH-等特征吸收峰,XRD分析谱图与JCPDS 22-0452标准谱图一致。EDS、XPS图谱表明吸附前后CO32--LDHs的层状结构未出现显着变化,CO32--LDHs吸附Sb（V）的主要机理为表面吸附和层间吸附。2.通过离子交换法制备氯离子插层镍铝水滑石（Cl--LDHs）吸附能力增强。在最佳条件下,对水中Sb（V）的吸附去除率达到约87%,共存阴离子实验表明对Sb（V）的吸附受CO32-和NO3-的影响小于SO42-和PO43-。吸附过程符合拟二级动力学（R2=0.9998）和Langmuir等温吸附模型（R2=0.9998）,最佳条件下拟合出的理论饱和吸附量为142.85 mg/g。热力学研究表明Cl--LDHs吸附Sb（V）的过程也是自发的吸热反应。TEM、FTIR分析表明材料结构没有变化,XRD谱图与JCPDS 22-0452标准谱图一致。而且EDS、XPS图谱表明吸附前后Cl--LDHs的层状结构未出现显着变化,Cl--LDHs吸附Sb（V）的主要机理为表面吸附和层间吸附。3.通过450℃焙烧成功制备的焙烧镍铝水滑石（LDO）吸附性能显着提升。在最佳条件下,对水中Sb（V）的吸附去除率达到约92%,共存阴离子实验表明对Sb（V）的吸附受Cl-和NO3-的影响较小于SO42-、CO32-和PO43-。吸附过程符合拟二级动力学（R2=0.9999）和Langmuir等温吸附模型（R2=0.9984）,最佳条件下拟合出的理论饱和吸附量为204.08 mg/g。热力学研究表明LDO吸附Sb（V）的过程也是自发的吸热反应。TEM、FTIR分析表明,高温焙烧后吸附材料为不规则结构,XRD谱图特征衍射峰消失,出现了混合氧化物Ni O和Al2O3对应的特征衍射峰。而且EDS、XPS图谱表明吸附后LDO的恢复了原来的层状结构,具有较大的吸附容量,LDO吸附Sb（V）的主要机理为层间吸附。
王小丽[3]（2020）在《基于TiO2的Sb和Cs+富集材料的制备及其吸附机理研究》文中进行了进一步梳理核素对生物体会直接产生有害辐射,锑、铯对细胞造成的永久损害可能会导致癌变、遗传突变、遗传疾病等。因此,近年来锑、铯污染引起国家高度重视,对锑、铯污染治理刻不容缓。为了实现污废水中锑、铯的快速高效富集,本研究以纳米二氧化钛（TiO2）和氢氧化钠（Na OH）为原材料通过水热合成法制备了钛酸盐纳米片（TNS）吸附材料,通过设计静态吸附实验,研究pH、接触时间、温度、初始浓度等对Sb和Cs+吸附性能的影响,并对吸附前后的材料进行XRD、XPS、SEM-DES等表征,探讨其静态吸附行为特征及吸附机理。研究的主要结果如下:1、通过水热合成法制备的TNS吸附材料的比表面积为325.08m2/g,主要中孔体积为1.1cm3/g;SEM-EDX图谱表明TNS主要由Ti、O、Na三种元素组成;XRD图谱在2θ=9.6°、26.8°、47.6°处出现三个明显的特征峰,属于钛酸盐晶型衍射,TNS由三联的[TiO6]八面体与层间Na+和H+构成其基本骨架,层间Na+或H+是其主要的吸附位点,2θ=9.6°为钛酸盐层间衍射峰,表明存在中间夹层,2θ=26.8°对应的是Na2Ti3O7的特征晶面,2θ=47.6°处对应的是H2Ti3O7的特征晶面。2、TNS对Sb（Ⅲ）的吸附受pH的影响比较大,在pH=2.00±0.05、C0=10ppm和CTNS=0.1g/L时Sb（Ⅲ）去除率约96%,并且在20min左右达到吸附平衡,伪二级动力学模型拟合效果最好,相关系数为R2=0.9998;吸附过程受温度的影响比较小;吸附行为符合Langmuir（R2=0.9969）模型,其拟合结果显示Sb（Ⅲ）的最大吸附容量为270.27mg/g,与实验值258.86mg/g接近。3、pH对Sb（Ⅴ）的静态吸附影响比较大,但温度对其吸附效果影响较小,当pH=2.00±0.05、C0=10ppm和CTNS=0.1g/L时Sb（Ⅴ）去除率约96%,20min左右达到吸附平衡;与Freundich模型相比较Langmuir（R2=0.992）模型拟合效果较好,其拟合结果显示Sb（Ⅴ）的最大吸附容量为188.68mg/g,与实验值179.68mg/g接近;伪二级动力学模型拟合效果最好,相关系数为R2=0.9999。4、pH在4-6范围内对Cs+吸附的影响比较小;在pH=5.00±0.05、C0=10ppm和CTNS=0.1g/L时Cs+去除率约88%,20min左右达到吸附平衡且最符合伪二级动力学模型,R2=0.9998;与其他三种模型相比Langmuir（R2=0.9903）模型拟合效果最好,其拟合结果显示TNS对Cs+的最大吸附容量为200.00mg/g,与实验值208.9mg/g接近。5、吸附后,SEM-EDX结果显示Na的含量信号明显变弱,但出现了Sb和Cs+的含量信号;XPS表征结果中Na的特征峰均消失,同时出现了Sb和Cs+的特征峰,并且吸附前后特征峰的能谱位置几乎没有变化;XRD图谱显示2θ=9.6°处的层间衍射峰强度显着降低,表明层间的Na+或H+与Sb和Cs+发生离子交换作用;FTIR图谱显示在920cm-1处的Na-O峰消失,相应的出现了新的峰,表明层间Na+发生了离子交换作用,吸附后FTIR图谱显示有些特征峰仍然很强烈,只是峰的位置发生了轻微的偏移,表明吸附前后TNS的原子结合方式及状态没有发生显着变化。因此TNS层间的Na+或H+是离子交换的主要活性位点。
林源欣[4]（2020）在《聚合物辅助超滤技术去除水中不同价态的锑》文中研究说明近年来,水环境中的重金属污染问题日益严重,其中锑污染是一种典型的重金属污染。含锑废水常用的化学沉淀法、吸附法和电化学法普遍面临二次污染、可选择性差、设备和运行成本较高、工业化应用难度大等风险。聚合物辅助超滤技术是络合和超滤的耦合技术,是处理重金属废水的有效途径。不同价态的锑类污染物通过与合适的水溶性聚合物发生络合反应形成大分子,然后通过超滤膜的截留实现锑的有效分离,同时聚合物可被高效回收及回用。然而,超滤膜运行过程中由于膜污染问题的限制,膜的运行效率及使用寿命会大大降低。针对上述问题,该研究采用基于多巴胺的共涂覆法对超滤膜进行亲水化改性,提高膜的抗污染性能。具体的研究结论如下:（1）选择三种具有不同官能团的聚合物:聚乙烯亚胺（PEI）、壳聚糖（壳聚糖）、聚丙烯酸钠（PAANa）作为络合剂,聚醚砜（PES）膜作为超滤膜,进行聚合物辅助超滤去除Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的实验,探究了不同聚合物辅助超滤过程中p H和聚合物/锑装载比（L）对Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）截留率和膜通量的影响,明确了适用于Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）去除的最佳络合剂。研究结果表明,PEI作为最佳络合剂去除Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）时,最佳去除条件均为p H=3.0和L=2,最大截留率分别为74.2%和85.8%,而且超滤过程平均初始膜通量分别高达161 L/（m2·h）和182L/（m2·h）,均高于PAANa和壳聚糖的效果。（2）以PEI为络合剂进行聚合物辅助超滤去除Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的研究,于最佳反应条件p H=3.0和L=2,探究了无机盐对Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）截留率,超滤时间对截留率和膜通量的影响,并进行了超滤膜的清洗回用和PEI的回收及回用,同时研究了超滤膜在PEI辅助超滤去除Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的循环实验中的稳定性。研究结果表明:无机盐对Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的截留率具有显着抑制作用;当氯化钠浓度为0.5 mol/L时,Sb（III）和Sb（V）的截留率分别低至0.1%和4.4%。随着超滤的进行,Sb（III）和Sb（V）的截留率比较稳定;而2 h后膜污染导致膜通量下降较大,分别降至初始膜通量的59%和52%。该研究确定了污染膜的最佳清洗方法为0.2%的Na Cl O浸泡30 min后用清水冲洗。超滤膜每运行一个周期经0.2%的Na Cl O清洗后膜通量得到高效恢复,循环超滤过程超滤膜对Sb（III）和Sb（V）的截留率高效稳定。用于络合Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的PEI回收率高达99.6%和99.7%,此条件下回收的PEI辅助超滤对Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的去除率分别为73.7%和84.6%,效果与新PEI相似。（3）采用基于多巴胺的一步共涂覆法对商业PES膜进行亲水化改性,以p H=8.5的三羟甲基氨基甲烷盐酸盐（Tris-HCl）为缓冲溶液,溶于无水乙醇的正硅酸乙酯（TEOS）为纳米二氧化硅前驱体材料,以多巴胺（DA）水解后的聚多巴胺为粘结层,制备具有高亲水性能的改性PES超滤膜。探究了DA投加量、TEOS投加量、改性时间对膜表面水接触角和膜润湿性的影响,同时研究了改性膜在PEI辅助超滤去除Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的循环实验中的稳定性。该研究确定了高亲水PES膜的最优改性条件为:在100 m L的Tris-HCl缓冲溶液中投加DA 0.2g和TEOS 0.6 g,改性时间9 h,最佳改性条件下制备的膜表面的水接触角从改性前的63.1°降低至17.5°。膜的表征结果说明改性PES膜表面亲水性能的提高主要是聚多巴胺涂层和二氧化硅涂层共同作用的结果。最佳改性PES膜在循环超滤实验中对Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的截留效果高效稳定,平均截留率分别为77.4%和87%,而且表现出了优异的抗污染性能。经过简单的水冲洗,去除Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的改性PES膜第一个循环和第二个循环结束后的膜通量恢复率分别高达92%和90%,去除Sb（Ⅴ）的改性PES膜第一个循环和第二个循环结束后的膜通量分别恢复至初始膜通量的93%和91%。（4）以PEI为络合剂,具有高亲水性能的改性膜为超滤膜,应用聚合物辅助超滤技术去除实际废水中Sb（Ⅴ）。针对实际废水的具体水质情况,对聚合物辅助超滤技术进行了调整优化,研究结果表明经过微滤-络合-微滤-超滤-循环络合超滤过程,通过增加L值,Sb（V）可从初始浓度的10.08 mg/L降低到6.48 mg/L,去除率为35.7%。该研究应用聚合物辅助超滤技术去除水中不同价态的锑,表现出了良好的对Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的去除效果,并实现了聚合物的回收及回用,具有高效、经济、可持续的优势。基于多巴胺的共涂覆法对商业超滤膜的改性,进一步提高了超滤膜的抗污染性能,改性膜循环运行效果高效稳定。
傅星宇[5]（2019）在《人工湿地处理印染废水达标尾水中锑及苯胺的研究》文中提出纺织印染工业是我国传统的支柱产业之一。但是纺织印染工业在创造大量经济效益的同时,其生产过程中产生的大量废水却对环境造成了巨大的压力。2014年,苏州市吴江区太浦河锑超标事件导致区内纺织印染企业大面积的停产、限产,造成严重的经济损失。本文以此为背景,选取苏州吴江区内以印染废水为主的某污水厂二沉池出水作为研究对象,通过人工湿地技术对印染达标尾水进行生态再净化研究,以期达到对印染尾水水质的提标修复效果,主要研究内容及结果如下:（1）通过对植物进行水培实验考察了7种湿地备选植物（滴水观音、绿萝、菖蒲、芦苇、香蒲、美人蕉、鸢尾）对印染达标尾水中Sb、苯胺类化合物、COD、TN、TP的修复效果。综合比较7种植物鲜重增量以及对污染物质的去除效果,结果表明滴水观音和香蒲可作为人工湿地对印染达标尾水生态修复的优先考虑植物。（2）通过等温吸附实验对7种备选填料（磁铁矿、沸石、钢渣、火山石、无烟煤、蛭石、建筑砖块）进行筛选,综合考虑重金属锑、苯胺类化合物、COD、NH3-N、TP,筛选出应用于印染达标尾水处理效果最优的填料组合方式,结果表明:无烟煤对锑的最大饱和吸附量较大（4.911mg/g）。解吸试验表明,在碱性环境中,锑容易从填料上面解吸下来。混合填料的吸附试验表明,混合填料AZ21（无烟煤与沸石质量比2:1）为处理效果最优的填料组合方式。（3）根据筛选结果,构建了三个人工湿地反应装置,通过动态实验考察在间歇运行状态下各湿地系统的去除效果,结果表明:种植滴水观音的表面流湿地和填料为AZ21并且种植香蒲的水平潜流人工湿地的组合湿地系统,适用于印染废水处理达标尾水中低浓度锑的进一步去除。运行期间,该湿地系统对锑、COD、NH3-N、NO3-N、TP平均去除率分别达到53.9%、49.6、41.2%、85.9%、83.3%。综合各数据进行估算,以所在污水厂规模为例,构建面积1亩的人工湿地系统,填料成本约为360万,对锑的吸附寿命在10年以上。（4）根据筛选结果,提出利用无烟煤-NZVI作为人工湿地填料削减印染达标尾水中的锑浓度。利用液相还原法制备无烟煤-NZVI填料,最佳制备条件为:在N2氛围下,硫酸亚铁溶液浓度为0.30mol/L,载铁改性后无烟煤对Sb的吸附量从4.02mg/g提高到8.06mg/g。动力学试验表明,改性填料Fe0.30-A的吸附符合伪二级动力学附模型,穿透试验表明填料通过改性延长了穿透时间。通过扫描电镜、XRD等的表征结果,NZVI已经成功负载到无烟煤表明。
吴继鑫[6]（2019）在《铁屑—铁细菌—硫酸盐还原菌协同去除水体中Sb（Ⅴ）的研究》文中提出锑是一种公认有毒致癌的类金属元素,锑污染严重破坏了生态环境以及人类健康。考虑到化学法合成铁氧化物治理锑矿废水成本高、且大量硫酸盐会产生竞争吸附,而硫酸盐还原菌（SRB）除锑法又面临着溶解氧抑制微生物活性的问题。本项目采用廉价铁屑处理锑矿废水,充分利用化能自养型铁细菌生物成因铁氧矿物高效吸附锑（V）,并考虑铁屑与铁细菌共存所构成的微环境下SRB生物沉淀除锑能力。本文利用高通量宏基因组微生物测序、X射线衍射分析技术（XRD）、红外光谱分析技术（FTIR）、扫描电镜分析技术（SEM）、X射线光电子能谱分析（XPS）等来对除锑产物进行表征分析,以及通过不同体系效果比较,来探讨铁屑-铁细菌-硫酸盐还原菌（SRB）协同去除锑（V）的机制。主要研究结果和结论归纳如下:（1）筛选出的铁细菌主要成分为肠杆菌属（Enterobacter）,对Fe2+离子有很好的氧化作用,该菌株在含有柠檬酸铁铵的培养基平板上呈红褐色凸起状,在光线充足条件下有金属光泽,且该菌落具有表面粗糙、边缘参差不齐等特点。筛选分离出硫酸盐还原菌（SRB）菌液主要含有脱硫弧杆菌属（Desulfovibrio）菌株,该菌株对SO42-离子有很好的还原能力且在含铁固体培养基上呈凸起黑色,圆形菌落直径1-3mm,具有较薄透光性较好,显革兰氏染色呈阳性,无芽孢,菌株为弧形,做波浪式运动,大小为（0.4-0.5）×（2.0-2.3）μm。（2）通过铁屑、铁屑-铁细菌、铁屑-铁细菌-硫酸盐还原菌（SRB）三种不同体系除锑（V）实验对比,考察了pH值、投加量、温度、初始浓度、共存离子等影响因素对不同体系除锑的性能的影响。结果表明,铁屑在偏酸性条件下去除锑（V）的性能较好,但是由于SO42-共存离子的抑制效果,导致铁屑去除锑（V）的效果不佳;铁屑-铁细菌共存体系除锑实验中,在反应后期出现了Sb（V）的释放现象且去除率为60%,这是由于生成产物不稳定造成的;而铁屑-铁细菌-硫酸盐还原菌（SRB）协同除锑体系在除氧条件下,相同投加量和微生物接种量对500ml 20mg/LSb（V）的去除率为98.7%,且反应后期没有发生释放现象。该体系既有效解决了铁屑单独除锑实验中SO42-离子对铁屑除锑的抑制作用,又解决了铁屑-铁细菌共存体系除锑发生的释放现象,这说明了铁屑-铁细菌-硫酸盐还原菌协同除锑的优越性。（3）通过对铁屑、铁屑-铁细菌和铁屑-铁细菌-硫酸盐还原菌三种体系除锑产物进行SEM、FTIR、XRD、XPS对比分析,结果表明,铁屑除锑产物中主要成分为FeSb2O6,铁屑-铁细菌除锑产物中主要成分为FeSb2O6和FeSbO4,而在铁屑-铁细菌-硫酸盐还原菌协同除锑产物中同样有上述两种产物产生,同时还出现了Sb2S3和Sb2OS2两种成分,这说明了该体系中不仅存在着铁氧化物与锑的反应,还存在硫化物对锑的沉降过程。
黄晓姗[7]（2019）在《面粉及其制品中偶氮甲酰胺的检测、降解规律及锑检测方法的研究》文中研究表明面粉及面制品作为现代饮食中不可或缺的一部分,其安全性受到了广泛的关注。作为面粉添加剂的偶氮甲酰胺,因其能在面制品加工过程中降解产生具有致癌及致畸性的氨基脲而备受争议。同时,面粉中的重金属污染问题也同样值得重视。锑是一种常见的重金属污染元素,能够对人体的肾脏造成损伤。在小麦的种植及面制品的加工及运输过程中都会接触到锑而造成面制品中锑的污染。因面制品在人们生活中的重要性,所以建立面制品中潜在的有毒有害物质的检测方法着实重要。本论文第二章建立了一种采用高效液相色谱技术对面粉等样品中的偶氮甲酰胺进行检测的方法。首先对色谱柱、流动相及其配比、流速等色谱条件进行了优化,以达到偶氮甲酰胺的最优出峰效果。随后再对提取剂、提取方式、提取时间等前处理条件进行了考察。采用基质回收标准曲线对偶氮甲酰胺进行定量,线性范围为0.550.0 mg·kg-1,加标回收率的范围为92.2%102.0%,相对标准偏差小于4.7%,检出限（S/N=3）为0.1mg·kg-1,该方适用于面粉中偶氮甲酰胺的测定。本论文第三章对面制品中偶氮甲酰胺降解为氨基脲的条件以及加工条件对偶氮甲酰胺降解规律的影响进行了考察。结果发现,在湿处理以及高温处理的条件下,偶氮甲酰胺才能转化为大量的氨基脲。当面团在200℃下烘烤30 min,氨基脲的生成量达到了最大值;而过高的温度或过长的烘烤时间都能够降低氨基脲的含量。此外,面制品中氨基脲的含量随着面粉中偶氮甲酰胺的浓度增大而增加,并且它们之间呈线性关系。本论文第四章建立了一种单滴微萃取与石墨炉原子吸收光谱联用检测面制品及水样中Sb（Ⅲ）的方法。该方法选离子液体[C4mim][PF6]作为萃取剂,N-苯甲酰-N-苯基羟胺作为Sb（Ⅲ）的螯合剂,并对影响单滴微萃取的各个因素进行了考察。在最优条件下,该方法的检出限（S/N=3）为0.01μg·L-1,富集倍数达到了112,并成功应用于实际样品中Sb（Ⅲ）的检测。
李院[8]（2015）在《氢化物发生—共振瑞利散射测定痕量锑锡》文中认为1绪论综述了共振瑞利散射（RRS）和氢化物发生（HG）在分析中的应用,以及硒、锑和锡的分析进展。2次亚磷酸钠还原反应-共振瑞利散射光谱测定硒在0.90 mol/L盐酸介质中,硒（Ⅳ）被次亚磷酸钠还原生成纳米硒,并在588nm处有一共振散射峰。在选定条件下,随着硒（Ⅳ）浓度的增大,生成的纳米硒增多,588nm处的共振散射峰线性增大,硒（Ⅳ）浓度在0.1-1.5mg/L范围内与ΔI588m呈良好的线性关系。其线性回归方程为ΔI588nm=489.9C-9.0,检出限为12.00μg/L。3氢化物纳米反应-共振瑞利散射光谱测定痕量Sb（Ⅲ）比较了 HAuC14、AuNP-HAuC14、13--GO、I3--RAgNP-VBB 四个吸收体系,发现 I3--GO体系共振瑞利散射法检测Sb（Ⅲ）,线性关系好,灵敏度高。在酸性条件下,NaBH4将还原成SbH3,用I3--GO作吸收液,I3-可以和GO发生共振能量转移,使共振瑞利散射光强度减弱,I3-被SbH3气体还原成I-后,使该体系的共振瑞利散射光强度增强,在选定的条件下,在4.2-376.6 μg/L范围内与ΔI322nm呈良好的线性关系,其线性回归方程为ΔJ 322nm=2.66C+20.30（C为Sb（Ⅲ）浓度μg/L）,相关系数r为0.9986,用该方法测定水中的Sb（Ⅲ）,结果令人满意。4氢化物纳米反应-共振瑞利散射光谱测定痕量Sn（Ⅱ）在酸性条件下,NaBH4将Sn（Ⅱ）还原成SnH4,用I3--GO作吸收液,I3--GO会发生共振能量转移,使GO共振瑞利散射光强度减弱,I3-被SnH4气体还原成I-后,体系的共振瑞利散射光强度增强,且在322 nm处有一个共振瑞利散射峰,其相对强度（AI322nm）与Sn（Ⅱ）的浓度在0.05～3.5 mg/L范围内呈良好的线性关系,其线性回归方程为AI 322nm=116.03C+21.73（C 为 Sn（Ⅱ）浓度 mg/L）,相关系数 r 为 0.9925。用 AgN03 作吸收液,Ag+被SnH4气体还原成Ag原子,Ag原子聚集生成AgNP,随着Sn（Ⅱ）含量的增加,AgNP数量增多或粒径增大,使其产生的共振瑞利散射光强度增强,且在374 nm处有一个共振瑞利散射峰,其相对强度（AI374nm）与Sn（Ⅱ）的浓度在0.05-3.0 mg/L范围内呈良好的线性关系,其线性回归方程为:ΔI374nm=545.33C+48.765（C为Sn（Ⅱ）浓度mg/L）,相关系数r为 0.9957。
伍盈盈[9]（2003）在《原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量》文中研究指明比较详细地研究用火焰原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量的技术条件和测定方法。
张飞[10]（2018）在《浮游球衣菌对零价铁去除地表水中Sb（V）的影响及机制研究》文中提出锑矿区地表水锑污染严重,研究表明廉价铁屑对水体中的锑去除效果不错,但是关于微生物对铁屑去除水体中Sb（Ⅴ）的影响及相关机理研究较少。铁氧化细菌的是影响铁锈腐蚀的主要微生物之一,天然存在于污染水域中。本研究以易在贫营养条件下生长丰富的浮游球衣菌（Sphaerotilus natans）菌株为代表微生物;研究浮游球衣菌对Sb（Ⅴ）耐受能力或者去除能力;通过批实验研究浮游球衣菌-铁屑共存体系对贫营养溶液中Sb（Ⅴ）的去除效果和反应过程,对比铁屑-水体系,确定浮游球衣菌（Sphaerotilus natans）对微米级零价铁（mZVI）去除Sb（Ⅴ）的影响;监测反应过程中溶液pH、氧化还原电位的变化,采用XRD、SEM、FTIR、TEM等手段对生物矿化作用,及反应后的固体产物进行组成、形态分析,探明浮游球衣菌对铁屑去除Sb（Ⅴ）的影响机制。主要研究结果和结论归纳如下:在0.1 g·L-1的初始Fe0剂量下,40 mg·L-1 Sb（Ⅴ）在非生物系统中可被零价铁完全去除,溶液中的溶解氧有利于mZVI去除Sb（Ⅴ）,溶液pH为5.08.0时,对去除效果影响不大,零价铁去除Sb（Ⅴ）的主要机理为铁腐蚀生成铁的氧化物/氢氧化物,然后Sb（Ⅴ）被吸收到氧化物中。浮游球衣菌对Sb（Ⅴ）表现出较强的耐受性,但其吸附Sb（Ⅴ）的能力较弱。最重要的是,浮游球衣菌的存在降低了mZVI对含水Sb（Ⅴ）的去除率,随着微生物接种量的提高,抑制效果越明显,抑制率可高达39%。与非生物体系除锑相比,浮游球衣菌-铁屑共存体系除Sb（Ⅴ）过程中,氧化还原电位的值显着降低,表明浮游球衣菌的生长消耗了大量的溶解氧,这将抑制铁氧化物生成;同时大量悬浊菌体的存在可能会抑制Sb（Ⅴ）与零价铁之间的电子传递。浮游球衣菌-铁屑共存体系除Sb（Ⅴ）反应后的固体产物的主要成分是FeOOH和FeSb2O6,然而单纯零价铁除Sb（Ⅴ）的产物主要为Fe2O3。反应过程中发生了浮游球衣菌对Fe3+离子的生物矿化作用,并在菌体周围生成沉淀,但该生物成因铁氧矿物在Sb（Ⅴ）去除中并没有发挥重要作用。结论:mZVI可以有效地用于从水中去除Sb（Ⅴ）。然而,由于微生物的影响了铁氧矿物生成与反应电子传递,浮游球衣菌的存在能抑制零价铁去除Sb（Ⅴ）能力。
二、原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量（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、原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量（论文提纲范文）
（1）铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 印染废水中的锑污染现状 |
| 1.1.1 锑元素及锑污染概述 |
| 1.1.2 印染废水中的锑 |
| 1.1.3 印染废水中锑的处理现状 |
| 1.1.4 其他含锑废水现有处理工艺 |
| 1.2 铁氧化物类复合材料对锑的去除现状 |
| 1.2.1 磁性铁氧化物类(Fe_3O_4)复合材料对锑的去除 |
| 1.2.2 三氧化二铁类(Fe_2O_3)复合材料对锑的去除 |
| 1.2.3 羟基氧化铁类(Fe O(OH))复合材料对锑的去除 |
| 1.2.4 无定型铁氧化物类(水铁矿)复合材料对锑的去除 |
| 1.3 本文选题背景和思路 |
| 1.4 本文研究目标与主要研究任务 |
| 1.5 本文技术路线 |
| 1.6 本章小结 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 主要实验设备 |
| 2.2 复合材料的制备方法 |
| 2.2.1 几种常规形态铁氧化物的制备 |
| 2.2.2 锰掺杂型铁氧化物复合材料的制备和结构调节 |
| 2.2.3 硅掺杂型铁氧化物复合材料的制备和结构调节 |
| 2.3 本文主要实验方法 |
| 2.3.1 静态吸附实验 |
| 2.3.2 动态吸附实验 |
| 2.3.3 循环吸附-脱附实验 |
| 2.4 本文主要分析和表征方法 |
| 2.4.1 溶液中相关离子的测定 |
| 2.4.2 实验中主要的表征方法 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 锰掺杂型铁氧化物复合材料的制备及对印染废水中锑的去除 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 几种常规形态铁氧化物对锑吸附性能的初步分析 |
| 3.3 不同掺杂比例的锰掺杂型铁氧化物复合材料的表征分析 |
| 3.3.1 锰掺杂型铁氧化物复合材料的形貌分析 |
| 3.3.2 锰掺杂型铁氧化物复合材料的XRD物相分析 |
| 3.3.3 锰掺杂型铁氧化物复合材料的比表面积分析 |
| 3.3.4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的XPS分析 |
| 3.4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的锑吸附能力分析 |
| 3.4.1 吸附动力学 |
| 3.4.2 吸附等温线 |
| 3.5 印染废水pH对 FMBO去除锑效果的影响 |
| 3.6 印染废水无机及有机共存污染物对FMBO去除锑效果的影响 |
| 3.6.1 共存阴离子的影响 |
| 3.6.2 共存表面活性剂或印染助剂的影响 |
| 3.6.3 共存大分子染料的影响 |
| 3.7 锰氧化物的掺杂原理及FMBO对 Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 3.7.1 锰氧化物的掺杂原理 |
| 3.7.2 FMBO_3对Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 3.8 实际印染废水中FMBO去除Sb(Ⅴ)的应用性分析 |
| 3.9 最优掺杂比例的FMBO的循环吸附-脱附性能分析 |
| 3.10 最优掺杂比例的FMBO对 Sb(Ⅴ)的动态吸附性能分析 |
| 3.10.1 动态吸附穿透曲线分析 |
| 3.10.2 动态脱附及循环动态吸附-脱附分析 |
| 3.11 本章小结 |
| 4 锰掺杂型铁氧化物复合材料的烧结稳定化及对印染废水中锑的去除 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 不同烧结稳定化SFMC复合材料的表征分析 |
| 4.2.1 烧结稳定化SFMC复合材料的XRD物相分析 |
| 4.2.2 烧结稳定化SFMC复合材料的形貌分析 |
| 4.2.3 烧结稳定化SFMC复合材料的功能性基团分析 |
| 4.2.4 烧结稳定化SFMC复合材料的比表面积及孔体积分析 |
| 4.3 SFMC对 Sb(Ⅴ)的吸附表现及烧结稳定化条件的优选 |
| 4.3.1 吸附等温线 |
| 4.3.2 SFMC的分离特性和溶出特性分析及稳定化条件优选 |
| 4.3.3 SFMC烧结稳定化条件的优选 |
| 4.4 最优稳定化的SFMC对印染废水中Sb(Ⅴ)的吸附性能分析 |
| 4.4.1 吸附动力学 |
| 4.4.2 印染废水pH、共存物质对SFMC吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 4.4.3 实际印染废水的静态和动态去除实验 |
| 4.5 最优稳定化的SFMC对 Sb(Ⅴ)的循环吸附-脱附性能分析 |
| 4.6 烧结稳定化原理及SFMC吸附锑的机理分析 |
| 4.6.1 烧结稳定化原理 |
| 4.6.2 最优稳定化的SFMC吸附Sb(Ⅴ)的机理 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 软模板法调控的锰掺杂型铁氧化物复合材料对印染废水中锑的去除 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 软模板剂调控的SMFO的表征分析 |
| 5.2.1 SMFO的颗粒形貌分析 |
| 5.2.2 SMFO的 XRD物相分析 |
| 5.2.3 SMFO的热重及软模板剂残留量分析 |
| 5.2.4 SMFO的比表面积和总孔体积分析 |
| 5.2.5 SMFO的 XPS和铁锰比例分析 |
| 5.2.6 SMFO的功能性基团分析 |
| 5.3 软模板剂调控的SMFO对 Sb(Ⅴ)的吸附能力分析 |
| 5.3.1 吸附等温线 |
| 5.3.2 吸附动力学 |
| 5.4 软模板剂调控的SMFO对印染废水中Sb(Ⅴ)的去除性能分析 |
| 5.4.1 印染废水pH对 SMFO吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 5.4.2 印染废水无机及有机共存污染物对SMFO吸附Sb(Ⅴ)的影响.. |
| 5.4.3 实际印染废水中Sb(Ⅴ)的静态和动态去除实验 |
| 5.5 SMFO-B的循环吸附-脱附性能分析 |
| 5.6 软模板剂调控原理及SMFO-B吸附Sb(Ⅴ)的机理 |
| 5.6.1 软模板剂法对SMFO的调控原理分析 |
| 5.6.2 SMFO-B对 Sb(Ⅴ)的吸附机理分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 硅掺杂型铁氧化物复合材料对印染废水中锑的去除 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 不同硅掺杂比例的SFOC的表征分析 |
| 6.2.1 SFOC的 XRD物相分析 |
| 6.2.2 SFOC的颗粒形貌分析 |
| 6.2.3 SFOC的比表面积和总孔体积分析 |
| 6.2.4 SFOC的功能性基团分析 |
| 6.2.5 SFOC的 XPS分析 |
| 6.3 吸附等温线及硅掺杂比例的优选 |
| 6.4 SFOC_(10)对印染废水中Sb(Ⅴ)的吸附性能分析 |
| 6.4.1 吸附动力学 |
| 6.4.2 印染废水pH对 SFOC_(10)吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 6.4.3 印染废水共存污染物对SFOC_(10)吸附Sb(Ⅴ)的影响 |
| 6.4.4 实际印染废水中Sb(Ⅴ)的静态和动态去除实验 |
| 6.5 SFOC_(10)的循环吸附-脱附性能分析 |
| 6.6 硅掺杂原理及SFOC_(10)吸附锑的机理分析 |
| 6.6.1 SFOC中硅氧化物的掺杂原理 |
| 6.6.2 SFOC_(10)对Sb(Ⅴ)的吸附机理 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 研究建议及展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
（2）插层焙烧Ni-Al LDH材料制备及其对锑吸附特性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 锑的性质 |
| 1.1.2 锑的危害 |
| 1.1.3 水环境中锑的分布 |
| 1.1.4 废水中锑的处理现状 |
| 1.2 层状双金属氢氧化物(LDHs)的概述 |
| 1.2.1 LDHs的结构 |
| 1.2.2 LDHs的性质 |
| 1.2.3 LDHs的改性 |
| 1.3 水滑石吸附剂在水处理中的应用 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验药剂 |
| 2.1.2 试验设备 |
| 2.2 锑分析方法 |
| 2.2.1 锑标准溶液及相关试剂配制方法 |
| 2.2.2 锑标准曲线的绘制 |
| 2.3 阴离子插层镍铝水滑石与焙烧水滑石的制备 |
| 2.3.1 CO_3~(2-)-LDHs的制备步骤 |
| 2.3.2 Cl~--LDHs的制备步骤 |
| 2.3.3 LDO的制备步骤 |
| 2.4 吸附材料表征分析方法 |
| 2.5 数据处理 |
| 第3章 阴离子插层镍铝水滑石对锑吸附研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 CO_3~(2-)-LDHs和 Cl~--LDHs对Sb(Ⅴ)的静态吸附实验设计 |
| 3.3 阴离子插层镍铝水滑石的表征 |
| 3.3.1 TEM |
| 3.3.2 FTIR |
| 3.3.3 XRD |
| 3.4 Sb(Ⅴ)静态吸附试验结果与讨论 |
| 3.4.1 吸附剂投加量对吸附性能的影响 |
| 3.4.2 反应体系pH对吸附性能的影响 |
| 3.4.3 接触时间对吸附性能的影响 |
| 3.4.4 初始浓度对吸附性能的影响 |
| 3.4.5 干扰离子对吸附性能的影响 |
| 3.4.6 吸附模型研究 |
| 3.4.7 吸附前后表征分析 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 焙烧镍铝水滑石(LDO)对锑的吸附研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 LDO对Sb(Ⅴ)的静态吸附实验设计 |
| 4.3 LDO的表征 |
| 4.3.1 TEM |
| 4.3.2 FTIR |
| 4.3.3 XRD |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 吸附剂投加量对吸附性能的影响 |
| 4.4.2 反应体系pH对吸附性能的影响 |
| 4.4.3 接触时间对吸附性能的影响 |
| 4.4.4 锑离子初始浓度对吸附性能的影响 |
| 4.4.5 干扰离子对吸附性能的影响 |
| 4.4.6 吸附模型研究 |
| 4.4.7 吸附前后表征分析 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢一 |
| 致谢二 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
（3）基于TiO2的Sb和Cs+富集材料的制备及其吸附机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 锑、铯概述 |
| 1.1.1 锑、铯的基本性质 |
| 1.1.2 锑、铯污染的来源 |
| 1.1.3 水中锑、铯的存在形态 |
| 1.1.4 锑、铯污染危害与环境标准 |
| 1.1.5 含锑、铯污废水处理国内外研究现状 |
| 1.1.6 处理含锑、铯污废水存在的问题 |
| 1.2 钛酸盐纳米材料概述 |
| 1.2.1 钛酸盐纳米材料的介绍 |
| 1.2.2 钛酸盐纳米材料吸附重金属的研究现状 |
| 1.3 研究内容及意义 |
| 1.3.1 研究的目的和意义 |
| 1.3.2 研究的主要内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 锑、铯分析方法 |
| 2.2.1 锑、铯标准溶液及相关试剂配制方法 |
| 2.2.2 锑、铯标准曲线的绘制 |
| 2.3 钛酸盐纳米片制备与表征 |
| 2.3.1 钛酸盐纳米片的制备步骤 |
| 2.3.2 比表面(BET)及孔隙分析 |
| 2.3.3 透射电镜TEM |
| 2.3.4 红外光谱FTIR |
| 2.3.5 扫描电镜SEM |
| 2.3.6 X射线衍射XRD |
| 2.3.7 X射线光电子能谱XPS |
| 2.4 吸附实验方法 |
| 2.4.1 TNS对锑、铯静态吸附实验设计 |
| 2.4.2 去除率及吸附量计算 |
| 2.4.3 Na~+交换实验 |
| 2.5 数据处理模型 |
| 2.5.1 吸附等温模型研究 |
| 2.5.2 吸附热力学研究 |
| 2.5.3 吸附动力学研究 |
| 第3章 钛酸盐纳米片对锑的吸附性能及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 钛酸盐纳米片的基本性质 |
| 3.2.1 TNS透射电镜 |
| 3.2.2 TNS比表面积及孔径 |
| 3.3 Sb静态吸附实验结果与讨论 |
| 3.3.1 反应体系pH对Sb吸附效果的影响 |
| 3.3.2 TNS投加量对吸附效果的影响 |
| 3.3.3 Sb初始浓度对吸附效果的影响 |
| 3.3.4 温度对吸附效果的影响 |
| 3.3.5 反应时间对Sb吸附效果的影响 |
| 3.3.6 干扰离子对Sb吸附的影响 |
| 3.3.7 离子交换实验分析 |
| 3.3.8 吸附模型研究 |
| 3.3.9 吸附材料表征分析 |
| 3.3.10 吸附机理分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 钛酸盐纳米片对铯的吸附性能及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Cs~+静态吸附实验结果与讨论 |
| 4.2.1 反应体系pH对 Cs~+吸附效果的影响 |
| 4.2.2 TNS投加量对吸附效果的影响 |
| 4.2.3 Cs~+初始浓度对吸附效果的影响 |
| 4.2.4 温度对吸附效果的影响 |
| 4.2.5 反应时间对Cs~+吸附效果的影响 |
| 4.2.6 离子交换实验分析 |
| 4.2.7 吸附模型研究 |
| 4.2.8 吸附材料表征分析 |
| 4.2.9 吸附机理分析 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢一 |
| 致谢二 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间的主要研究成果 |
（4）聚合物辅助超滤技术去除水中不同价态的锑（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含锑废水的来源及危害 |
| 1.1.1 含锑废水的来源 |
| 1.1.2 含锑废水的危害 |
| 1.2 含锑废水的去除方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 电化学法 |
| 1.2.4 膜分离法 |
| 1.3 聚合物辅助超滤技术 |
| 1.3.1 原理 |
| 1.3.2 影响因素 |
| 1.3.3 研究进展 |
| 1.3.4 限制因素 |
| 1.4 聚合物辅助超滤用膜亲水化改性方法 |
| 1.4.1 共混改性 |
| 1.4.2 表面改性 |
| 1.5 基于多巴胺的共涂覆法的亲水化改性 |
| 1.6 本课题的来源、研究内容、意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与装置 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验装置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 溶液的配制 |
| 2.2.2 商业PES膜的预处理 |
| 2.2.3 商业PES膜的改性实验 |
| 2.2.4 超滤实验 |
| 2.2.5 全过滤实验 |
| 2.2.6 膜的清洗 |
| 2.2.7 循环超滤实验 |
| 2.3 分析表征方法 |
| 2.3.1 锑浓度测定 |
| 2.3.2 膜的表征 |
| 2.3.3 水质常规指标测定 |
| 第三章 聚合物和反应条件的选择 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 p H的影响 |
| 3.2.1 p H对截留率的影响 |
| 3.2.2 p H对膜通量的影响 |
| 3.3 L的影响 |
| 3.3.1 L对截留率的影响 |
| 3.3.2 L对膜通量的影响 |
| 3.4 参数确定 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 商业PES膜在PEI辅助超滤去除水中不同价态锑的应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 pH和L的影响 |
| 4.3 无机盐的影响 |
| 4.4 超滤时间的影响 |
| 4.5 膜的清洗 |
| 4.6 膜的稳定性 |
| 4.7 PEI回收及回用 |
| 4.7.1 PEI的回收 |
| 4.7.2 PEI的回用 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 改性PES膜在PEI辅助超滤去除水中不同价态锑的应用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 改性PES膜的制备 |
| 5.3 改性PES膜的表征 |
| 5.3.1 接触角 |
| 5.3.2 润湿性 |
| 5.3.3 X射线光电子能谱图 |
| 5.4 改性PES膜的稳定性 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 聚合物辅助超滤技术在实际废水中的应用效果评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实际废水水质情况 |
| 6.3 预实验效果 |
| 6.4 预实验效果分析 |
| 6.5 优化实验效果及评价 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 主要的创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表论文、申请专利情况 |
（5）人工湿地处理印染废水达标尾水中锑及苯胺的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 锑的危害 |
| 1.2.2 苯胺类化合物的危害 |
| 1.2.3 印染含锑和苯胺类废水概述 |
| 1.2.4 人工湿地处理废水概述 |
| 1.2.5 应用纳米零价铁(NZVI)改性的研究 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 适合修复印染尾水锑污染的植物筛选 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验原料与试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 主要指标的测定 |
| 2.5 实验结果及分析 |
| 2.5.1 不同植物对Sb去除效果 |
| 2.5.2 不同植物对苯胺类化合物去除效果 |
| 2.5.3 不同植物对COD去除效果 |
| 2.5.4 不同植物对TN去除效果 |
| 2.5.5 不同植物对TP去除效果 |
| 2.6 植物污染物去除率划分等级 |
| 2.7 植物鲜重相对增加量 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 适合修复印染达标尾水锑污染的填料筛选 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.2.1 实验原料与试剂 |
| 3.2.2 主要仪器设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 填料理化性质 |
| 3.3.2 单种填料的吸附性能 |
| 3.3.3 解吸实验 |
| 3.3.4 填料组合的吸附性能 |
| 3.4 主要指标的测定 |
| 3.5 结果分析 |
| 3.5.1 单种填料对锑、氮、磷的等温吸附特性 |
| 3.5.2 解吸实验 |
| 3.5.3 填料组合对锑、氮、磷的等温吸附特性 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 人工湿地系统削减印染达标尾水锑试验 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验装置 |
| 4.3 运行方式及效果 |
| 4.4 人工湿地应用分析 |
| 4.4.1 成本分析 |
| 4.4.2 效益分析 |
| 4.4.3 人工湿地后期填料的处理 |
| 4.4.4 人工湿地后期填料的处理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 无烟煤-NZVI的制备及吸附性能研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 主要指标的测定 |
| 5.3 无烟煤-NZVI的制备 |
| 5.4 实验方法 |
| 5.5 实验结果分析 |
| 5.5.1 铁盐溶液浓度对改性无烟煤吸附效果影响 |
| 5.5.2 吸附动力学 |
| 5.5.3 穿透潜力 |
| 5.5.4 SEM表征 |
| 5.5.5 EDS分析 |
| 5.5.6 BET分析 |
| 5.5.7 XRD分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 图表附录 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）铁屑—铁细菌—硫酸盐还原菌协同去除水体中Sb（Ⅴ）的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 锑污染现状及危害 |
| 1.3 国内外除锑技术概况 |
| 1.3.1 常用的除锑方法 |
| 1.3.2 零价铁技术 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.4.4 创新点 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 主要实验试剂和仪器 |
| 2.1.1 试验药剂 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 铁屑单独除锑实验 |
| 2.2.2 铁细菌单独除锑实验 |
| 2.2.3 硫酸盐还原菌(SRB)单独除锑实验 |
| 2.2.4 铁屑-铁细菌共存除锑实验 |
| 2.2.5 铁屑-铁细菌-SRB协同除锑实验 |
| 2.3 锑分析测定方法 |
| 2.3.1 Sb(Ⅴ)标准溶液的配置 |
| 2.3.2 Sb(Ⅴ)标准曲线的绘制 |
| 2.3.3 实验样品的测定 |
| 2.4 SO_4~(2-)离子浓度测定方法 |
| 2.4.1 实验试剂配制 |
| 2.4.2 SO_4~(2-)标准曲线的绘制 |
| 2.4.3 实验样品测定及计算 |
| 2.5 Fe~(2+)离子浓度测定方法 |
| 2.5.1 Fe~(2+)标准曲线的绘制 |
| 2.5.2 实验样品测定 |
| 2.6 表征方法 |
| 2.6.1 扫描电镜(SEM) |
| 2.6.2 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 2.6.3 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.6.4 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 第3章 铁细菌和硫酸盐还原菌的筛选 |
| 3.1 菌种来源 |
| 3.2 培养基 |
| 3.2.1 铁细菌培养基 |
| 3.2.2 SRB培养基 |
| 3.3 铁细菌和硫酸盐还原菌的筛选 |
| 3.3.1 铁细菌的筛选 |
| 3.3.2 硫酸盐还原菌的筛选 |
| 3.3.3 铁细菌和硫酸盐还原菌的鉴定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 铁屑-铁细菌共存体系除锑性能 |
| 4.1 铁屑除锑性能 |
| 4.1.1 Sb(Ⅴ)溶液初始浓度对铁屑活性的影响 |
| 4.1.2 pH值对铁屑去除Sb(Ⅴ)效果的影响 |
| 4.1.3 投加量对铁屑去除Sb(Ⅴ)效果的影响 |
| 4.1.4 SO_4~(2-)离子对铁屑去除Sb(Ⅴ)效果的影响 |
| 4.2 铁细菌除锑性能 |
| 4.2.1 Sb(Ⅴ)初始浓度对铁细菌单独吸附锑的影响 |
| 4.2.2 pH值对铁细菌单独吸附锑的影响 |
| 4.2.3 接种量对铁细菌单独吸附锑的影响 |
| 4.2.4 温度对铁细菌单独吸附锑的影响 |
| 4.3 铁屑-铁细菌共存除锑实验 |
| 4.4 表征分析 |
| 4.4.1 扫描电镜分析(SEM) |
| 4.4.2 傅里叶红外光谱分析(FTIR) |
| 4.4.3 X射线衍射分析(XRD) |
| 4.4.4 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 铁屑-铁细菌-SRB协同除锑性能及机理分析 |
| 5.1 硫酸盐还原菌(SRB)单独除锑实验 |
| 5.1.1 不同接种量对SRB除锑性能的影响 |
| 5.1.2 pH值对硫酸盐还原菌吸附锑行为的影响 |
| 5.1.3 SO_4~(2-)离子浓度对硫酸盐还原菌除锑的影响 |
| 5.1.4 有氧、除氧条件下对硫酸盐还原菌除锑效果的影响 |
| 5.2 有氧、厌氧条件下对铁屑-铁细菌-SRB除锑性能的影响 |
| 5.3 不同微生物接种量对去除效果的影响 |
| 5.4 铁屑/铁细菌/硫酸盐还原菌不同反应体系除锑效果比较 |
| 5.5 表征分析 |
| 5.5.1 扫描电镜分析(SEM) |
| 5.5.2 傅里叶红外光谱分析(FTIR) |
| 5.5.3 X射线衍射分析(XRD) |
| 5.5.4 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的论文与科研成果清单 |
| 致谢 |
（7）面粉及其制品中偶氮甲酰胺的检测、降解规律及锑检测方法的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 面粉添加剂 |
| 1.1.1 面粉增白剂 |
| 1.1.2 面粉品质改良剂 |
| 1.1.3 营养强化类添加剂 |
| 1.3 偶氮甲酰胺 |
| 1.3.1 偶氮甲酰胺的概述 |
| 1.3.2 偶氮甲酰胺的检测技术 |
| 1.4 重金属锑的检测 |
| 1.4.1 锑的检测技术 |
| 1.4.2 锑的前处理技术 |
| 1.5 立题依据 |
| 第二章 面粉中偶氮甲酰胺检测方法的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器、试剂与材料 |
| 2.2.2 偶氮甲酰胺标准溶液的配置 |
| 2.2.3 加标面粉的制备 |
| 2.2.4 样品前处理 |
| 2.2.5 色谱条件 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 液相色谱参数的优化 |
| 2.3.2 前处理条件的优化 |
| 2.3.3 方法参数分析 |
| 2.3.4 样品分析 |
| 2.3.5 实验方法对比 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 面粉中偶氮甲酰胺在不同加工条件下降解规律的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器、试剂与材料 |
| 3.2.2 溶液的配制 |
| 3.2.3 偶氮甲酰胺的加热处理 |
| 3.2.4 面制品的制作 |
| 3.2.5 样品的前处理 |
| 3.2.6 仪器参数 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氨基脲检测方法的考察 |
| 3.3.2 烘烤后偶氮甲酰胺的分析 |
| 3.3.3 面制品中偶氮甲酰胺的降解分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 单滴微萃取与原子吸收光谱联用测定面制品及水样中锑的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 仪器、试剂与材料 |
| 4.2.2 溶液的配制 |
| 4.2.3 原子吸收光谱仪参数 |
| 4.2.4 单滴微萃取 |
| 4.2.5 样品的收集及处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 光谱条件的优化 |
| 4.3.2 螯合剂和萃取剂的选择 |
| 4.3.3 单滴微萃取条件的优化 |
| 4.3.4 干扰分析 |
| 4.3.5 方法分析 |
| 4.3.6 实验方法对比 |
| 4.3.7 样品分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）氢化物发生—共振瑞利散射测定痕量锑锡（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 共振瑞利散射光谱分析 |
| 1.1.1 光的散射 |
| 1.1.2 共振瑞利散射光谱法概况 |
| 1.1.3 RRS在重金属分析中的应用 |
| 1.1.4 共振瑞利散射能量转移光谱分析 |
| 1.2 氢化物发生及其在分析技术中的应用 |
| 1.2.1 氢化物发生-分子光谱分析 |
| 1.2.2 氢化物发生-RRS分析法 |
| 1.3 硒分析进展 |
| 1.3.1 硒的特性 |
| 1.3.2 硒的分析方法概况 |
| 1.3.3 硒的氢化物分子光谱分析进展 |
| 1.4 锑分析进展 |
| 1.4.1 锑的特性 |
| 1.4.2 锑的分析方法概况 |
| 1.4.3 锑的氢化物发生-分子光谱分析进展 |
| 1.5 锡分析进展 |
| 1.5.1 锡的特性 |
| 1.5.2 锡的分析方法概况 |
| 1.5.3 锡的氢化物发生-分子光谱分析进展 |
| 1.6 本课题研究的共作内容 |
| 1.7 本课题研究的意义 |
| 参考文献 |
| 2 次亚磷酸钠还原反应-共振瑞利散射光谱测定硒 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 实验原理 |
| 2.3.2 共振瑞利散射光谱 |
| 2.3.3 定量分析条件的优化 |
| 2.3.4 共存物质的影响 |
| 2.3.5 工作曲线 |
| 2.3.6 样品分析 |
| 2.4 结语 |
| 参考文献 |
| 3 氢化物纳米反应-共振瑞利散射光谱测定痕量Sb(Ⅲ) |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要仪器与试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 原理分析 |
| 3.3.2 光谱 |
| 3.3.3 扫描电镜 |
| 3.3.4 激光散射 |
| 3.3.5 分析条件优化 |
| 3.3.6 工作曲线 |
| 3.3.7 共存物质的影响 |
| 3.3.8 样品分析 |
| 3.4 结语 |
| 参考文献 |
| 4 氢化物纳米反应-共振瑞利散射光谱测定痕量Sn(Ⅱ) |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 主要仪器与试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 实验原理 |
| 4.3.2 光谱 |
| 4.3.3 透射电镜 |
| 4.3.4 能谱 |
| 4.3.5 分析条件优化 |
| 4.3.6 工作曲线 |
| 4.3.7 共存物质的影响 |
| 4.3.8 样品分析 |
| 4.4 结语 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间已发表的论文 |
| 致谢 |
（9）原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量（论文提纲范文）
| 1 引 言 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 绘制Sb标准工作曲线 |
| 2.2.2 试样溶液的制备 |
| 2.2.2.1 焦锑酸钾水剂: |
| 2.2.2.2 焦锑酸钾粉剂: |
| 2.2.3 测量: |
| 3 工作条件的选择 |
| 3.1 使用217.6nm分析线时, 单色器通带选择。 |
| 3.2 王水加入量对吸光度的影响 |
| 3.3 燃烧器高度对吸光度影响 |
| 3.4 空气～乙炔流量比对吸光度影响 |
| 3.5 锑空心阴极灯电流对吸光度影响 |
| 3.6 负高压的选择 |
| 4 干扰试验 |
| 5 精密度试验 |
| 6 准确度试验 |
| 7 结 论 |
（10）浮游球衣菌对零价铁去除地表水中Sb（V）的影响及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 锑污染现状、危害 |
| 1.1.1 锑的环境化学性质 |
| 1.1.2 锑污染现状与危害 |
| 1.1.3 锑在环境中的迁移转化 |
| 1.2 国内外除锑技术概况 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 离子交换法 |
| 1.2.4 电化学法 |
| 1.2.5 其他方法 |
| 1.2.6 零价铁技术 |
| 1.2.7 零价铁去除水体中锑 |
| 1.3 浮游球衣菌 |
| 1.3.1 生理特性 |
| 1.3.2 吸附能力 |
| 1.3.3 生物矿化作用 |
| 1.3.4 浮游球菌的应用与控制 |
| 1.4 研究背景与意义 |
| 1.5 课题的研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验药剂与仪器 |
| 2.1.1 试验药剂 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 零价铁除锑实验 |
| 2.2.1 不同的零价铁投加量去除Sb(Ⅴ) |
| 2.2.2 零价铁去除不同初始浓度下的Sb(Ⅴ) |
| 2.2.3 不同溶液pH下零价铁去除Sb(Ⅴ) |
| 2.2.4 溶解氧对零价铁去除Sb(Ⅴ)的影响 |
| 2.2.5 共存离子对零价铁去除Sb(Ⅴ)的影响 |
| 2.3 浮游球衣菌除Sb(Ⅴ)性能研究 |
| 2.3.1 浮游球衣菌生长曲线的测定 |
| 2.3.2 浮游球衣菌对Sb(Ⅴ)吸附性能研究 |
| 2.4 浮游球衣菌对零价铁去除Sb(Ⅴ)的影响实验 |
| 2.4.1 浮游球衣菌接种量对零价铁去除Sb(Ⅴ)的影响 |
| 2.4.2 浮游球衣菌的生长变化测定 |
| 2.4.3 反应液氧化还原电位的变化测定 |
| 2.5 分析测定方法 |
| 2.5.1 锑浓度的测定 |
| 2.5.2 SEM |
| 2.5.3 FTIR |
| 2.5.4 XRD |
| 第三章 单独零价铁去除Sb(Ⅴ)的研究 |
| 3.1 不同零价铁投加量对去除Sb(Ⅴ)效果的影响 |
| 3.2 零价铁去除不同初始浓度下的Sb(Ⅴ) |
| 3.3 不同pH对去除效果的影响 |
| 3.4 溶解氧对去除效果的影响 |
| 3.5 共存离子对去除效果的影响 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 浮游球衣菌对零价铁除Sb(Ⅴ)效果的抑制作用 |
| 4.1 浮游球衣菌生长特性 |
| 4.2 浮游球衣菌吸附Sb(Ⅴ)的效果 |
| 4.3 不同接种量对抑制作用的影响 |
| 4.4 浮游球衣菌生长情况 |
| 4.5 反应前后氧化还原电位的变化 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 浮游球衣菌对零价铁除Sb(Ⅴ)抑制作用机理分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 浮游球衣菌存在下零价铁除Sb(Ⅴ)过程中溶解氧的变化 |
| 5.3 非生物、生物体系除锑反应产物的特征 |
| 5.3.1 SEM分析 |
| 5.3.2 XRD分析 |
| 5.3.3 FTIR分析 |
| 5.4 反应后溶液中浮游球衣菌特征分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的论文与科研成果清单 |
| 致谢 |
四、原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量（论文参考文献）
- [1]铁基氧化物复合材料界面结构调控及其对印染废水中锑的去除性能研究[D]. 杨昆仑. 浙江大学, 2021
- [2]插层焙烧Ni-Al LDH材料制备及其对锑吸附特性的研究[D]. 柯伊. 武汉理工大学, 2020(08)
- [3]基于TiO2的Sb和Cs+富集材料的制备及其吸附机理研究[D]. 王小丽. 武汉理工大学, 2020(08)
- [4]聚合物辅助超滤技术去除水中不同价态的锑[D]. 林源欣. 上海交通大学, 2020(01)
- [5]人工湿地处理印染废水达标尾水中锑及苯胺的研究[D]. 傅星宇. 苏州科技大学, 2019(01)
- [6]铁屑—铁细菌—硫酸盐还原菌协同去除水体中Sb（Ⅴ）的研究[D]. 吴继鑫. 湖南科技大学, 2019(06)
- [7]面粉及其制品中偶氮甲酰胺的检测、降解规律及锑检测方法的研究[D]. 黄晓姗. 华南理工大学, 2019(01)
- [8]氢化物发生—共振瑞利散射测定痕量锑锡[D]. 李院. 广西师范大学, 2015(12)
- [9]原子吸收分光光度法测定焦锑酸钾中锑含量[J]. 伍盈盈. 贵州化工, 2003(06)
- [10]浮游球衣菌对零价铁去除地表水中Sb（V）的影响及机制研究[D]. 张飞. 湖南科技大学, 2018(07)
标签：原子吸收分光光度法论文; 原子吸收论文; 印染废水论文; 原子结构论文; 原子论文;