一、直接煮沸和水浴浸提-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中有效硼的对比研究（论文文献综述）
王佳佳,王雪枫,王勍勍,丁志英,张娜,杨松[1]（2021）在《快速测定土壤有效硼的方法》文中指出用沸水水浴浸提土壤中的有效硼,建立电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-AES）准确、快速测定提取液中硼含量的方法。考察了土水比、沸水浸提时间、元素分析线以及共存干扰元素对测定结果的影响。结果表明:在优化的实验条件下,有效硼的线性范围为0.020～0.400 mg/L,线性相关系数为0.999 9,方法的检出限为0.020 mg/kg。将此方法应用于测定GBW07458（黑龙江黑土）、GBW07459（新疆灰钙土）、GBW07461（安徽潮土）、GBW07412a（辽宁棕壤）、GBW07413a（河南黄潮土） 5个国家标准物质样品中的有效硼,发现测定值的相对误差为1.79%～5.56%。同时进行了加标回收实验,测得回收率为92.00%～102.00%。
张鹏鹏,胡梦颖,徐进力,陈卫明,顾雪,张灵火,白金峰,张勤[2]（2021）在《沸水浸提-电感耦合等离子体发射光谱法测定土壤中的有效硼》文中提出土壤中有效硼测定对评价土壤有效硼供应水平具有重要意义,土壤中有效硼含量的高低直接影响植物的生长过程,因此如何提取和测定有效硼的含量至关重要。然而传统的沸水浸提-姜黄素比色法和沸水浸提-亚甲胺比色法前处理部分流程长、速度慢和使用试剂较多且不易操作,检测结果容易造成较大的误差,随着土地质量地球化学调查、生态地球化学调查和农业地质调查项目工作的开展,该方法已经不能满足大批量及快速测定土壤样品的要求。采用沸水浸提土壤中的有效硼,浸提液采用电感耦合等离子体发射光谱测定,主要是从密闭和敞开环境浸提、最佳浸提时间、测定过程中谱线的干扰和不同的土壤类型进行实验的对比研究,优选出适合分析土壤中有效硼的实验条件。结果表明:不同类型的土壤中有效硼在敞开环境条件下,沸水浸提10 min中,测量值与标准物质推荐值最接近,在测定过程中,由于沸水浸提出的铁的含量较低,对测定有效硼的含量基本无影响。该方法的检出限为0.004 9μg·g-1,测定结果的相对标准偏差（RSD,n=12）均小于9%,准确度经12个国家一级土壤有效态成分分析标准物质验证,测定结果与推荐值相符。沸水浸提-电感耦合等离子体发射光谱法前处理操作简单、流程短、检测快速,分析结果准确可靠,避免样品处理过程中的硼污染,且一次可浸提几十个土壤样品,大大提高了分析效率,适合于土壤中有效硼含量的测定。
薛佳[3]（2021）在《液相色谱-原子荧光光谱联用法测定土壤砷铬锑硒元素价态》文中进行了进一步梳理土壤重金属污染物的环境效应与其无机价态有密切的关系。As、Cr、Sb和Se元素的价态测定意义重大,但由于价态之间易发生转化使测定工作存在较大难度,标准化程度较低。地质行业标准DD2005-3推荐使用离子交换树脂分离,原子荧光光谱差减法测定As、Sb、Se价态及石墨炉原子吸收光谱法（GFAAS）测定Cr价态。这些方法前处理操作繁琐,测定次数多,工作量大,其他元素形态的存在还会导致结果出现误差。为满足地质调查和评价的需要,本文建立了一套适用于测定土壤水溶态和离子交换态提取液中As、Cr、Sb、Se价态的方法。样品在50℃水浴振荡加热浸提30min,采用液相色谱-原子荧光光谱法（LC-AFS）分离并测定As、Sb、Se价态,一次进样元素的两种无机价态按顺序出峰,同时测定,简便易行,结果更可靠。为了避免了某些离子交换提取剂的屏蔽和干扰,作为补充建立了AFS选择性测定Sb、Se价态的方法,设备成本较低。对于Cr价态的测定,建立了阳离子交换树脂分离-电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）的方法,比推荐的GFAAS测定法灵敏度高。As、Cr、Sb和Se的检出限≤0.02μg/g, RSD为3.8%～10.7%,加标回收率为91.0%～106.0%。应用色谱方法对采集的土壤样品进行检测,各项指标满足规范DD2005-3质量要求,与非色谱法相比,实现多组分同时测定。同时初步研究表明,土壤中元素价态含量不高,与土壤总量不存在相关性,采用价态含量作为环境风险评估指标更为合适。
刘德晔[4]（2021）在《液相色谱-电感耦合等离子体质谱应用和检测方法标准化研究》文中认为近年来随着技术的发展,液相色谱-电感耦合等离子体质谱联用（LC-ICP-MS）技术被广泛用于生物医学、环境、食品、材料等领域的各类元素形态分析中。但是与普通的液相色谱-质谱、气相色谱-质谱相比,该技术应用范围、普及性有待提高,在细分领域依然存在着一些亟需解决的问题。本论文基于该项技术在相关领域创新、优化,扩展了应用场景,得到良好效果。标准方法对国家、社会发展而言不可或缺,是人民生活、企业生产、鉴定评价、行政监督执法的重要依据和支撑。由国家标准方法得出的检测结果、鉴定结论有着明确的法律意义,因此研制标准方法具有重大的实际意义。本论文分别基于LC-ICP-MS法预研了生活饮用水中碘乙酸检验和扫描电镜-能谱法（SEM-EDS）制定了生活饮用水中石棉检验的国家标准方法,这两个标准方法填补了国内空白,为我国生活饮用水卫生安全保驾护航。本论文主要研究内容如下:（1）采用尺寸排阻色谱-电感耦合等离子体质谱联用（SEC-ICP-MS）研究人血清中溴元素形态,研究发现人血清中至少存在3种溴化合物,含量最高的溴化物经离子色谱-电感耦合等离子体质谱联用（IC-ICP-MS）定性为溴离子,定量测试结果表明溴离子占人血清总溴的57%～69%。研究还建立了LC-ICP-MS测定血浆氨溴索的方法并应用于大鼠血浆中氨溴索含量的检测,方法基质干扰小、效率高。经过优化,氨溴索的保留时间为4.6 min,检出限为7.0μg/L,平均加标回收率为85%,相对标准偏差为8%,方法学数据表明LC-ICP-MS是一种很好的血浆中氨溴索分析方法,满足GBZ/T 295-2017《职业人群生物监测方法》的要求。本研究得到的人血清中Br-和总溴定量数据为进一步研究内源溴的分布和生理作用提供了线索。建立的测定血浆中氨溴索方法,基质效应小,干扰少具有一定应用推广价值。（2）采用离子色谱-电感耦合等离子体质谱联用（IC-ICP-MS）法研究PET瓶装酱油中无机锑。首次发现PET瓶装酱油中存在毒性大的痕量无机Sb（III）,但难以直接定量分析。本论文提出一种有效的处理方法:样品通过弱阳离子交换固相萃取小柱富集,依次用抗坏血酸溶液和甲醇洗涤小柱,再用氧化性溶剂洗脱,在此条件下富集的无机Sb（III）转化为无机Sb（V）并被洗脱,最后IC-ICP-MS定量测定洗脱液中的无机Sb（V）,间接测得无机Sb（III）含量。对于无机Sb（III）本方法检出限为0.1μg/L,平均加标回收率为94%,RSD 9%,满足GB/T27404-2008《实验室质量控制规范》的要求。比较无机Sb（III）和总锑含量发现酱油中无机锑占26%～50%,证明PET瓶装酱油中存在痕量无机Sb（III）,会带来一定的食品安全风险。本文开发的预处理方法不仅可以用于酱油中痕量无机Sb（III）的测定,也可以用于其它类型样品中痕量无机Sb（III）的测定,具有较强的推广价值和作为标准方法的潜能。（3）根据文献计算生活饮用水中一碘乙酸（MIAA）限量值,制定了LC-ICP-MS直接测定饮用水中MIAA和二碘乙酸（DIAA）的国家标准检验方法。MIAA和DIAA以保留时间和质荷比定性,峰面积积分定量。与常规的气相色谱、气相色谱-质谱、液相色谱-质谱法相比本方法基质效应低、干扰少、适应性强。方法无需前处理和使用有机试剂,更加绿色环保。五家独立实验室验证结果表明,该方法适应国内生活饮用水基质,无明显基质效应,MIAA检出限为0.06～0.22μg/L,DIAA检出限为0.04～0.18μg/L,各实验室高、中、低浓度平均加标回收率为97%～101%、98～103%、95%～107%（MIAA）和97%～102%、96%～100%、94%～103%（DIAA）,RSD均小于6%,满足GB/T 5750.3-2006《生活饮用水标准检验方法水质分析质量控制》的要求。综上,该方法可作为我国生活饮用水中MIAA和DIAA的标准检测方法。此外,本文还研究了紫外-氯（UV-Cl2）和Cl2消毒过程中碘乙酸的生成情况,评估消毒后生活饮用水中碘乙酸风险,得出我国采用氯消毒地区生活饮用水中碘乙酸风险不高的结论。（4）制定了扫描电镜-能谱法（SEM-EDS）定性、定量测定生活饮用水中石棉（≥10μm）标准检验方法。研究表明使用场发射扫描电镜可对宽度大于0.050～0.124μm的石棉纤维进行定性和测量。以藻类为主的有机质干扰可通过紫外-过硫酸钾消解消除。配置低、中、高三个浓度的石棉悬浊液模拟水样交由国内不同地区的六家独立实验室进行方法学验证,结果表明本方法高、中、低浓度加标实验室内RSD分别为10%、17%、37%,实验室间RSD 10%、19%、39%,蓝藻干扰消除实验平均加标回收率98%,实验室间RSD 11%。本方法检出限为5.0×104～11.6×104个/L,远低于GB 5749《生活饮用水卫生标准》限量规定700×104个/L。与美国EPA使用的透射电镜-能谱法（TEM-EDS）相比,本方法成本低、步骤简单,本方法即将作为新版生活饮用水国家标准GB 5749的配套检测方法使用。
杨剑[5]（2020）在《盐湖碳酸盐硼同位素分析方法优化及其在东台吉乃尔盐湖剖面中的应用》文中研究说明硼的分离提纯方法以及硼同位素分析测试技术是硼同位素应用研究的基石,硼同位素分析方法的优化能够促进硼同位素地球化学应用的快速发展。本论文是在前人的研究基础上进行的,主要进行了盐湖碳酸盐沉积物硼的提取、前处理过程中沉淀的消除、硼同位素测定中有机质影响的消除、以及pH值控制下人工无镁卤水无机碳酸盐沉积的硼同位素分馏特征和东台吉乃尔盐湖剖面中碳酸盐硼同位素特征的分析研究。主要研究结果如下:1.在前人的基础上,应用不同溶剂（不同浓度的HCl、HAc和EDTA-2Na）来提取沉积物碳酸盐组分中的硼。实验结果表明1 mol/L的HAc提取沉积物碳酸盐组分中的硼最为合适。相对其它溶剂而言,1 mol/L的HAc能效地溶解方解石、白云石等碳酸盐矿物,同时对粘土、石膏等矿物影响较小;在用Amberlite IRA 743树脂分离硼时,将溶液pH值调至弱碱性时所用到的亚沸NH3·H2O的量较少,从而引入的本底也较少。2.研究发现,向含硼样品中加入适量饱和EDTA-2Na溶液能与溶液中共存的金属离子结合形成稳定络合物,可以有效避免酸溶相样品在碱性条件下形成氢氧化物沉淀。用氨水的淋洗树脂床,质谱测定过程中增加电流,持续烧蚀样品,能有效抑制EDTA-2Na残留的影响。结果表明,硼同位素标准物质（NIST SRM951）中硼的回收率可以达到95%以上;硼同位素比值范围在4.05146±0.00006～4.05628±4.00003之间;测得的实际样品,包括三亚沉积物、大柴旦湖心沉积物及大柴旦湖心晶间卤水沉积物的硼同位素组成(δ11B值)分别为+17.64‰±0.70‰、-5.74‰±0.14‰及+1.8‰±0.01‰。3.本文采用离子交换和微升华技术联用方法除去硼同位素中EDTA-2Na对硼同位素测定的干扰。首先采用Amberlite IRA 743树脂分离纯化硼,再用微升华方法除去残留的EDTA-2Na,最后使用混合树脂除去残留的以H+和Cl-为主的其它杂质离子。结果表明,离子交换和微升华技术联用方法得到的硼同位素标准物质（NIST SRM 951）中硼的回收率达到95%以上,硼同位素比值范围在4.04984±0.00019～4.05124±0.00017之间,其硼同位素组成没有发生分馏。实际样品的δ11B值和三步离子交换法及多次沉淀法得到的值接近。该联用方法的前处理过程简单高效,为硼含量较低的样品进行硼同位素组成的准确分析提供了一种很好的选择。4.进行了不同pH值条件下人工无镁卤水碳酸盐沉积实验。实验结果表明,在没有Mg（OH）2生成的情况下,B含量随着母液pH值的增加而增加,说明pH值对碳酸盐B含量影响较大。一方面是较高的pH值增加了母液中B（OH）4-的含量,B（OH）4-与碳酸盐共沉淀造成碳酸盐中B含量的增加。另一方面,卤水中Ca2+含量很高,使得碳酸钙沉淀速率变快,从而增加了碳酸盐中硼的含量。沉积碳酸钙δ11B值的结果表明,随着母液pH值的增加,碳酸钙与母液间的分馏系数增大,说明碳酸钙相对富集11B,并且随着pH值的增大,碳酸盐与母液间硼同位素分馏程度降低。碳酸钙的δ11B值与计算的人工无镁卤水的δ11B4并不平行,在高pH值条件下时有轻微偏离,偏离程度约1.1‰～3.3‰,表明pH值越高B（OH）3更容易与碳酸钙结合,导致碳酸盐δ11B值偏离了计算的δ11B4。5.盐湖碳酸盐沉积的δ11B表明,随着蒸发作用的进行,大苏干湖的pH值降低,B含量增加,沉积碳酸盐的δ11B值也随之增加,说明沉积碳酸盐的δ11B值与盐湖演化过程中的盐度可以保持一致。当水体中B含量较低时,水中只有B（OH）3和B（OH）4-两种形态,B（OH）3/B（OH）4-比值受到pH、B含量、盐度等因素的影响。当水体中B含量较高（大于290 mg/L）时水体中的多聚硼酸根离子的量不容忽视。东台吉乃尔盐湖剖面碳酸盐δ11B值范围为-14.78‰～-0.21‰,平均值为-8.33‰。碳酸盐δ11B值与B含量、Mg/Ca比值等盐度指标变化趋势一致,存在一定的正相关关系,表明碳酸盐δ11B值可以在一定程度上作为盐度指标。碳酸盐δ11B值及其它盐度指标指示了东台盐湖两次成盐期间共经历了四次淡化-浓缩过程。
邵鹏威[6]（2020）在《硒元素形态分析方法及其在恩施富硒地区的应用研究》文中指出微量元素硒与人体健康密切相关,人体中硒的主要来源是膳食摄入,而植物性食物又是膳食主体,因此植物在人体硒补充中发挥着重要作用。硒元素的化学形态不同对环境的毒性、生物效应以及对人体健康的影响均不同。硒元素的行为效应不仅仅取决于该元素的总量水平,其只有在特定的浓度范围和一定的存在形态下才能对生态环境、生命体系和生物体发挥作用。因此建立准确、高效的环境样品的硒形态分析方法,并在硒元素形态分析方法研究的基础上开展硒元素与人体健康相关环境地球化学研究工作,对科学评价硒元素对环境和生物体系的影响具有重要意义。本文采用高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱（HPLC-ICP-MS）联用技术建立了硒代胱氨酸（SeCys2）、甲基-硒代半胱氨酸（MeSeCys）、亚硒酸根（Se（Ⅳ））、硒代蛋氨酸（SeMet）、硒酸根（Se（Ⅵ））等不同硒形态的分离检测方法,同时开展了土壤和植物样品中硒形态的分析研究。在此基础上,以湖北恩施部分地区的水稻、玉米及对应根系土为研究对象,探讨了硒元素在陆生植物体内的分布规律、主要赋存形态以及土壤中硒与植物体内富集硒的相关关系,主要取得如下进展:1.建立了土壤、植物样品中硒及硒形态的分析方法。为了实现对植物和土壤中总硒的有效分析,减少样品处理过程中硒元素的损失及减少试验成本,对样品前处理方法进行了优化,最终采用石墨预消解-封闭消解-电感耦合等离子体质谱的分析方法。该法准确可靠。建立了植物样品中5种硒形态的分离检测方法。为实现SeCys2、MeSeCys、Se（Ⅳ）、SeMet、Se（Ⅵ）5种硒形态的有效分离,本文分别考察了不同检测器、色谱柱、流动相、流动相pH等条件对硒形态分析的影响,最终采用高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱（HPLC-ICP-MS）技术,以Hamilton PRP-X100分析柱为色谱柱,以pH 4和pH 6的20 mmol·L-1的柠檬酸溶液辅以少量甲醇为流动相,在梯度洗脱条件下,9 min内可实现5种硒形态完全分离。5种硒形态的线性相关系数R2均大于0.9991。2.建立并优化了植物和土壤样品硒形态分析中的前处理条件。为实现植物样品中硒形态的有效提取,本文分别考察了不同提取剂、酶用量、浸提时间等条件对硒形态提取效率的影响,最终选择将20 mg XIV蛋白酶和10 mg Driselase酶溶于3 mL75 mmol·L-1 Tris-HCl（pH 7.5）作为提取剂,将样品在37℃振荡3 h作为样品前处理方法。植物样品中SeCys2、MeSeCys、Se（Ⅳ）、SeMet、Se（Ⅵ）的检出限分别为0.88、0.69、1.00、0.90、0.82μg·L-1。对植物样品进行加标回收实验,5种硒形态的加标回收率均在73.2%—107%之间。所建立的植物样品硒形态分析方法准确可靠。采用文献调研法,参考前人对土壤硒形态分析方法的研究,结合本研究的研究目的,确定了土壤硒赋存状态的分步提取方法。并采用HPLC-ICP-MS法对水溶态和可交换态组分中的可利用硒形态进行进一步分析。3.对所采集的恩施部分地区植物及土壤中硒及硒形态进行了分析。采集了恩施12个村镇的水稻、玉米及对应根系土样品,其中水稻样品10件,玉米样品6件,根系土壤样品16件,利用建立的方法对其硒及硒形态进行了分析测定。结果表明,土壤硒含量空间分布差异较大,其中超过58%的土壤样品硒含量高于中国硒过剩地区的土壤硒基准值3μg·g-1。硒在水稻体内的富集特征表现为:水稻根>水稻籽粒>水稻叶>水稻茎,说明硒元素较容易在根部富集。根据GB/T 22499-2008《富硒稻谷》和GB 2762-2012《食品中污染物限量》中对富硒稻谷的限定,水稻籽粒样品均属于富硒稻谷。因此当地居民需根据人体每日硒需求量合理食用富硒产品,若长期食用此富硒地区水稻,其所带来的健康风险仍不可忽视。土壤中有效硒占比仅为6.08%—17.5%,因此土壤硒中只有较小部分可以被植物吸收利用。对水溶态组分与可交换态组分进行硒形态分析。结果表明,在水溶态组分中主要的硒形态为Se（Ⅵ）,检出率为100%,其中有69%的样品中还检出了少量的Se（Ⅳ）,而在可交换态组分中只检出了Se（Ⅳ）一种硒形。所有土壤样品的水溶态组分与可交换态组分中均未检出有机硒形态。说明恩施采样地区土壤中的硒主要是以无机形态向植物体内迁移。稻植株体内硒形态均以有机形态为主,主要为SeMet,其占总硒量的50%以上,且水稻的不同部位硒形态的组成和含量存在着一定差异。将水稻各部位SeMet的含量水平分别与土壤中水溶态和可交换态组分中硒形态的含量水平进行相关性分析。结果表明,水稻各部位的SeMet与土壤水溶态组分中的Se（Ⅳ）均无明显相关性,而与水溶态组分中的Se（Ⅵ）在p<0.01水平下呈显着正相关关系,与土壤可交换态组分中的Se（Ⅳ）在p<0.01水平下呈显着正相关关系。通过文献调研可知,硒形态在植物中的迁移规律,而本研究中所采样品中硒形态的分布规律与已有研究中硒形态在植物中的迁移规律相吻合。本文建立了土壤、植物样品中硒含量及形态的分析方法,方法简单、快捷、高效,利用建立的方法初步探究了恩施富硒地区土壤及植物样品中的硒的分布状况及赋存形态,同时探讨了水稻不同组织部位与根系土壤中硒的相关关系,以期为有效营养成分的量化评价及人体健康风险评价提供技术支持。
高春柏[7]（2020）在《废弃蜜柚制备生物炭及对铊污染土壤中小白菜品质的影响》文中研究指明随着工业化推进以及大气干湿沉降等自然循环,铊伴随着生产过程释放到土壤中并逐渐成为未来环境的“定时炸弹”。本研究以废弃蜜柚为原料制备生物炭并用于铊污染土壤的修复,探讨该生物炭在铊污染修复中的作用机理以及铊污染土壤中小白菜品质的影响。主要研究结论如下:（1）热解温度以及热解时间影响着生物炭的吸附性能,其中以PPB700-3以及WPB700-3的吸附性能最佳,两者均具备发达的孔隙结构以及丰富的官能团,为吸附Tl+提供位点。PPB700-3及WPB700-3的吸附过程符合Langmuir等温吸附模型,最大的吸附容量分别为4293.9μg·g-1和5286.0μg·g-1,准二级动力学方程能够较好地拟合两者的吸附动力学,表明吸附过程中伴随着化学吸附。（2）利用EDTA-Na2和KH2PO4对PPB700-3以及WPB700-3进行改性以期能增加其他的土壤经济效益。EDTA-Na2改性PPB700-3的条件为温度为60°C,时间为30 min,浓度为0.03 mol/L,对废水中Tl+的去除率为90.87%;而WPB700-3的改性温度为60°C,时间为20 min,浓度为0.01 mol/L,其去除率为81.75%。KH2PO4改性PPB700-3的条件为温度为60°C,时间为30 min,浓度为0.2 mol/L,对废水中Tl+去除率为91.02%;而WPB700-3的改性条件为温度为60°C,时间为20 min,浓度为0.1 mol/L,其去除率为87.53%。（3）选取CaCl2,DTPA,HCl以及H2O对农田土壤中铊的有效态浸提,其浸提能力按从强到弱排列是HCl>DTPA>CaCl2>H2O;探究不同浸提方式与生物可利用量的相关性,其中以T4（0.1M CaCl2）的相关性最佳,相关系数为0.959,在本试验供试的5个土壤中,T4的浸提方式更适宜为南方酸性农田土壤铊的有效态浸提方式。利用所制备的生物炭进行15天的批实验并用T4进行土壤铊有效态含量的测量,以PPB700-3与WPB700-3的修复效果最佳,土壤铊有效态含量分别下降了45.86%和34.27%。（4）添加PPB700-3和WPB700-3进行盆栽实验探究生物炭对小白菜的品质影响。生物炭添加后,小白菜的叶长,维生素C含量,可溶性糖含量以及可溶性蛋白质含量均有显着性提高,而硝酸盐含量以及铊含量均有显着性下降。结果显示,生物炭的添加能有效缓解铊对小白菜的胁迫,改善小白菜品质。
韩张雄[8]（2020）在《钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例》文中研究指明矿产资源的开采作为我国国民经济的重要产业,在其开发利用过程中经常会出现诸如土壤、地下水及大气等污染现象。金属矿山开采造成的环境问题日益突出,通常金属矿山的开采伴随着多种元素的污染,其污染作用在一定程度上也受到伴生元素的影响,如钼矿开采过程中伴生元素Cd、Pb、Cu、Zn容易造成污染,因此尽快开展伴生元素的污染状况调查及评价影响,以及主要污染元素的形态分布特征及污染机理等研究,在理论和实践上均具有重要的意义,将为污染程度的准确监测及快速修复等奠定坚实的基础。本研究通过钼矿区土壤及植株样品的采集,采用形态分析方法,利用污染评价方法,对钼矿区主要伴生污染元素Cd、Pb、Cu、Zn、Mo在钼矿区的分布及污染状况进行分析评价,以期探明钼矿区重金属污染的现状,通过对矿区土壤及植物中重金属元素沿坝下水流方向上形态分布研究,以期探明研究区重金属在土壤-植物间形态变化的规律;通过研究多种因子对钼矿区土壤中含量及变化特征最为显着的铅、镉元素形态转化的影响以期探明研究区土壤中对铅、镉形态转化影响最为显着的因子;通过室内模拟试验以期获得钼元素对铅、镉形态及运移的影响机制;通过阻断试验以期获得矿区土壤中重金属铅、镉污染的快速修复措施。主要有以下结论:（1）钼矿区重金属污染特征通过对陕西省典型钼矿区周边不同利用类型农田土壤及野生植物艾草和农作物进行分析,得出钼矿尾矿区周边土壤中重金属元素Cu、Pb、Cd、Mo、Zn均超过了陕西省土壤背景含量,各农田土壤中重金属变异系数依次为:Cd>Cu>Pb>Mo>Zn,且矿区Cd元素活性最强,有效态所占比例最大;通过分析,各地块重金属均超过了风险筛查值。艾草和苹果苗对重金属的富集能力大于农作物,通过综合污染评价玉米籽粒严重污染,油菜籽中度污染,小麦地虽然污染,但小麦籽粒无污染,可能由于植物品种间对重金属的吸收分配方式不同引起的。（2）钼矿区重金属形态变化特征通过研究钼矿土壤中重金属在沿主风向和水流方向上形态的变化,以及其与植物之间的关系,得出了钼矿区土壤中已造成污染的重金属元素总量沿坝下水流方向逐渐减少,各污染物同源性较强,该研究区重金属中铅、镉元素有效态含量与总量相关性最好,最容易在土壤和植物中迁移。植物中重金属含量与土壤中重金属总量及其形态存在相关关系。同时土壤中重金属各形态以及在植物体重金属含量与p H值相关,说明植物吸收重金属受土壤p H值影响,可能是由于p H值的改变引起重金属形态变化造成的。土壤中镉元素有效态含量占总镉的比例在各采样点均较大,证明了镉相对于其他元素更容易造成污染。汞元素在土壤中虽然没有超标,但植物中汞元素超标,可能所选植物艾草对汞具有富集作用,另一方面也可以证明本区域可能存在其他形式的汞污染,植物吸收汞的过程中会受到其他汞污染源影响。通过整个矿区植物富集系数和转运系数的计算,得出钼矿区植物艾草从土壤富集到植物中重金属能力强弱为Hg>Cd,Pb,Mo>Cu,Zn,Ni>As。而从植物地下部分转运到地上部分的能力依次为Cd,Mo,Zn>Cu,Pb,Ni>As,Hg。该钼矿区土壤中Cd和Pb污染最为严重。（3）钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素钼矿区铅和镉的各形态含量与不同的土壤理化指标以及锌元素和钼元素之间存在着相关关系,通过分析选出与钼矿区土壤中铅、镉形态变化相关性最好的12个影响因子进行添加试验,最终确定了6个对铅形态变化影响最大的因子。具体如下:交换态铅主要受总锌、总钼、p H值影响,且均为负效应;碳酸盐结合态铅主要受粘粒含量、总锌、总钼、p H值影响,其中粘粒含量为正效应,其他参数为负效应;无定型铁锰氧化物结合态铅主要受总锌、粘粒含量影响,总锌为正效应,粘粒含量为负效应;有机结合态铅主要受阳离子交换量、Eh值和总钼的影响,且均为正效应;残渣态铅主要受总钼影响,为正效应。7个对镉形态变化影响最大的因子,分别为交换态镉、碳酸盐结合态镉主要受总锌、总钼、p H值、CEC的影响,且均为负效应;无定型铁锰氧化物结合态镉主要受总锌、Eh值影响,均为正效应;有机结合态镉主要受阳离子交换量、粘粒含量、有机质含量的影响,且均为正效应;残渣态镉主要受总钼、p H值、Eh值的影响,为正效应。总体分析该钼矿区不同影响因子对铅、镉形态影响大小依次为钼>p H值,锌>阳离子交换量（CEC）>土壤粘粒含量（Clay）>土壤氧化还原电位Eh值>土壤有机质（SOM）。（4）钼矿区土壤中钼元素对油菜吸收铅、镉的影响通过研究得出钼元素的添加能够显着降低重金属铅、镉对油菜生理、生物量上的毒害作用。钼元素一方面可以在土壤中与铅、镉作用,减少铅、镉进入油菜体内;而另一方面对于进入油菜体内的重金属铅、镉,钼元素可以通过促进植物氮素代谢,增加根系生长,扩大生物量（生物稀释作用）来降低铅元素的毒害;通过促进油菜体内多种与光合有关的酶形成及其循环来降低镉元素的毒害。通过分析,在施入100mg/kg钼元素时,能有效提高油菜的生理和生物量参数;施入200mg/kg钼元素时,可以有效降低植物体内重金属铅、镉的含量,综合对比发现100mg/kg的钼施入量对提高油菜生理生化活性及生物量最有效。（5）钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究本研究通过麦饭石和膨润土对重金属铅、镉的吸附试验,可以得出麦饭石较膨润土对重金属铅和镉的吸附效果好,这可能由于麦饭石性质决定的,即麦饭石具有较多有效的表面活性吸附位点;通过拟合Langmuir模型,可以得出,本研究中它们对重金属铅、镉的吸附均符合等温吸附线性方程;通过等温吸附过程中溶液p H影响试验,得出可以得出溶液p H值增大会降低麦饭石和膨润土对铅、镉元素的吸附量,这可能因为在酸性条件下,吸附作用为主导,但随着溶液p H值增大,溶液中沉淀作用逐渐加强,取代了吸附作用;吸附后的重金属大部分以有机结合态和残渣态存在于土壤中,麦饭石作用速度较膨润土快,在30d时吸附效果非常显着,但其对高浓度铅处理时吸附效果相对较弱,而膨润土对土壤中铅污染物吸附作用较慢,在30d到60d仍有显着吸附效果,且对高浓度铅也具有良好的吸附效果,但对镉吸附效果较差。通过盆栽试验,得出低浓度铅、镉处理时,麦饭石、膨润土均能显着降低油菜对铅的吸收富集,麦饭石作用大于膨润土,而高浓度铅、镉处理时,麦饭石和膨润土对土壤中的重金属的固定作用减弱。因此麦饭石和膨润土均具有固定土壤中重金属铅、镉,降低油菜污染的能力,且对低浓度铅、镉污染物固持效果好,对高浓度铅、镉固持效果相对较差。本文利用野外调查评价、室内模拟实验的研究方法,研究了钼矿区的污染特征及伴生元素铅、镉形态变化及稳定化过程。探明了钼矿区重金属元素污染特征为该钼矿区主要受铅、镉污染,而伴生元素铅、镉在钼矿区形态变化特征均随着距矿区距离增大而减小,且镉元素有效态含量较高。进而通过试验对钼矿区土壤中对铅、镉元素的主要影响因素及其作用机理进行了研究,得出对铅、镉影响最为显着的因子均为钼元素。最后利用非金属材料对重金属铅、镉进行稳定化研究,得出膨润土和麦饭石均能有效固持低浓度铅、镉。通过本研究,揭示了钼矿区的污染状况及程度,获得了钼矿区伴生重金属污染物铅、镉的污染特征,即随着距矿区距离增大而降低,钼可能通过在土壤中与重金属共沉淀,阻止重金属进入植物体内,同时在植物体内钼元素通过改善植物生理生化性状减缓重金属的危害,并且得出了通过非金属矿物材料能够有效稳定土壤中的铅、镉。可为类似矿区伴生重金属污染治理提供理论支撑。
高晨[9]（2019）在《滤筒纯化及消解方式对ICP-MS法测定空气颗粒物中金属元素的影响研究》文中研究指明近年来,随着我国经济的快速发展,重金属污染事件频发,空气中的重金属污染问题已经成为社会广泛关注的焦点,国家政策“水十条”、“大气十条”陆续出台。因此,加强对空气中重金属污染测定是一个必然的发展趋势,具有十分重要的意义。目前,空气颗粒物中金属元素的测定方法繁多,在检测行业中主要依据国标HJ657-2013,它是选用空白滤筒采集空气颗粒中金属元素,采集回来再经过电热板消解处理后使用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）进行测定。本文拟通过从国内外金属元素的前处理方法及分析方法发展情况出发,具体阐述空白滤筒的选择以及纯化方法,并使用纯化后的空白滤筒采集颗粒物样品,探究滤筒不同的纯化及消解方式对ICP-MS法测定空气颗粒物中金属元素的影响研究,主要包括以下几个方面:（1）国标HJ657-2013明确规定采集空气颗粒物中金属元素必须使用滤筒。本文将市面上广泛在用的国产玻璃纤维滤筒,进口玻璃纤维滤筒,进口石英滤筒进行对比,从经济成本、空白滤筒中常见9种金属元素铬（Cr）、锰（Mn）、钴（Co）、铊（Tl）、锡（Sn）、锑（Sb）、铜（Cu）、镍（Ni）、铅（Pb）本底值含量对测定结果影响的角度出发,最终选用国产玻璃纤维滤筒来采集样品。（2）未经处理的国产玻璃纤维滤筒本底值普遍较高,因此在使用前必须经过纯化。对比（1+1）硝酸浸泡,硝酸+硫酸浸泡,（1+4）HCl浸泡2h,硝酸+EDTA-Na2这4种不同纯化方式考察其对本底值的去除效果,最终选用硝酸+EDTA-Na2组合酸,结果表明大部分金属元素Mn、Cu、Sn、Sb、Pb、Tl含量明显降低,Tl已达到未检出,说明此方式纯化空白滤筒精密度较好,能够满足日常实验所需。（3）使用经组合酸纯化的滤筒采集样品,进行两种消解处理,即微波消解和电热板消解,考察他们对最后结果的影响,并做显着比对性实验。最终选用12HNO3+6HF+3H2O2的消解体系,并在选定的消解参数条件下,得出这9种金属元素在1-50μg/L范围内线性良好,设置计算检出限、回收率、精密度实验等,均得到良好结果。因此本研究可为空气中金属元素的测定提供一种试剂消耗量少、环境友好、快捷且准确的实验分析方法,也为第三方检测单位开展空气中的重金属元素的批量精准测定提供了科学参考依据和技术支持。
唐碧玉,唐荣盛,阳兆鸿,施意华,邱丽,古行乾[10]（2019）在《超声加热浸提-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中的有效硼》文中进行了进一步梳理通过试验建立了一种超声加热浸提技术结合电感耦合等离子体质谱法测定土壤样品中有效硼的分析方法。实验对浸提温度、浸提时间、试液过滤方式以及测定干扰进行了研究,确定了土壤有效硼的超声浸提最适宜温度为70℃,浸提时间为20min,采用离心加滤膜过滤方式得到待测溶液。在最佳仪器工作条件下,采用103 Rh作为内标元素,选择11B作为测定同位素消除了测定干扰。实验结果表明:本方法检出限为0.009μg/L,测定结果的相对标准偏差（RSD）在0.92%～3.10%之间,样品加标回收率为98%～101%。应用本方法对土壤有效态成分分析标准物质GBW07416a、GBW07417和GBW07460进行了分析,测定值与认定值相符。与传统的沸水浸提标准方法相比,操作更为简便快速,无污染,准确度和精密度高,并且具有更低的检出下限,可用于大批量农田区土壤、森林土壤、离子型稀土矿区土壤以及重金属矿区土壤样品中有效硼的测定。
二、直接煮沸和水浴浸提-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中有效硼的对比研究（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、直接煮沸和水浴浸提-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中有效硼的对比研究（论文提纲范文）
（1）快速测定土壤有效硼的方法（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 仪器及装置 |
| 1.2 试 剂 |
| 1.3 仪器工作条件 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.5 校准曲线的绘制 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同土水质量比对有效硼提取量的影响 |
| 2.2 浸提时间对有效硼提取量的影响 |
| 2.3 分析谱线的选择 |
| 2.4 稳定性实验 |
| 2.5 标准曲线和检出限 |
| 2.6 干扰实验 |
| 2.7 方法的精密度、准确度 |
| 2.8 加标回收实验 |
| 3 结 论 |
（2）沸水浸提-电感耦合等离子体发射光谱法测定土壤中的有效硼（论文提纲范文）
| 引 言 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 仪器及试剂、 材料 |
| 1.2 仪器工作参数 |
| 1.3 方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 密闭浸提与敞开浸提的选择 |
| 2.2 浸提时间的控制 |
| 2.3 谱线干扰问题 |
| 2.4 不同pH土壤样品类型 |
| 3 方法质量评估 |
| 3.1 检出限 |
| 3.2 方法精密度 |
| 3.3 方法准确度 |
| 4 结 论 |
（3）液相色谱-原子荧光光谱联用法测定土壤砷铬锑硒元素价态（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 仪器及工作条件 |
| 1.2 标准溶液和主要试剂 |
| 1.3 样品采集 |
| 1.4 样品前处理 |
| 1.5 样品分离测定方法 |
| 1.5.1 液相色谱-原子荧光光谱联用法测定砷锑硒价态 |
| (1)As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的测定 |
| (2)水溶态Sb(Ⅲ)和Sb(Ⅴ)的测定 |
| (3)Se(Ⅳ)和Se(Ⅵ)的测定 |
| 1.5.2 选择性测定-原子荧光光谱差减法测定锑硒价态 |
| (1)Sb(Ⅲ)和Sb(Ⅴ)的测定 |
| (2)Se(Ⅳ)和Se(Ⅵ) 的测定 |
| 1.5.3 阳离子交换树脂分离-电感耦合等离子体质谱法测定铬价态 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 提取方法 |
| 2.2 测定方法的优化 |
| 2.2.1 液相色谱-原子荧光光谱联用法测定砷锑硒价态 |
| (1)色谱柱的选择 |
| (2)流动相及浓度的选择 |
| (3)硼氢化钾浓度的选择 |
| (4)载流盐酸浓度的选择 |
| (5)灯电流、负高压、载气流量的优化 |
| (6)紫外消解和还原剂碘化钾浓度的选择 |
| 2.2.2 离子色谱-电感耦合等离子体质谱联用法测定砷铬硒价态 |
| 2.2.3 原子荧光光谱差减法测定锑硒价态 |
| (1)锑的掩蔽剂和还原剂 |
| (2)硒的还原条件 |
| 2.2.4 阳离子交换树脂分离-电感耦合等离子体质谱法测定铬价态 |
| (1)离子交换树脂选择 |
| (2)淋洗时间优化 |
| (3)淋洗液用量优化 |
| (4)质谱条件优化及干扰的消除 |
| 2.2.5 分析方法的线性范围、检出限、精密度和准确度 |
| 2.3 实际样品测定 |
| 3 结论 |
（4）液相色谱-电感耦合等离子体质谱应用和检测方法标准化研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 元素形态分析 |
| 1.1.1 元素形态分析方法 |
| 1.1.1.1 非色谱联用类分析方法 |
| 1.1.1.2 色谱联用类分析方法 |
| 1.1.1.3 样品前处理技术 |
| 1.1.1.4 定性和定量方法 |
| 1.1.2 LC-ICP-MS在元素形态分析中的应用 |
| 1.1.2.1 主要的应用领域 |
| 1.1.2.1.1 环境 |
| 1.1.2.1.2 生物医药 |
| 1.1.2.1.3 食品 |
| 1.1.2.2 研究的元素种类 |
| 1.1.2.3 困难和解决方案 |
| 1.2 标准 |
| 1.2.1 我国标准分类 |
| 1.2.2 国家标准制定要求 |
| 1.2.3 生活饮用水标准检验方法 |
| 1.2.4 制定生活饮用水中碘乙酸和石棉标准检验方法背景 |
| 1.2.4.1 碘乙酸 |
| 1.2.4.2 石棉 |
| 1.3 本论文主要工作内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 液相色谱-电感耦合等离子体质谱研究人血清中溴元素形态以及大鼠血浆盐酸氨溴索的检测 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验和方法 |
| 2.2.1 试剂和标准 |
| 2.2.2 仪器设备条件 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.2.4 样品预处理 |
| 2.2.4.1 人血清总溴测定及溴形态分析 |
| 2.2.4.2 大鼠血浆氨溴索的测定 |
| 2.2.5 色谱条件 |
| 2.2.5.1 人血清溴形态分析 |
| 2.2.5.2 大鼠血浆中氨溴索的测定 |
| 2.2.6 ICP-MS条件优化 |
| 2.2.7 方法学研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 血清总溴的测定 |
| 2.3.2 人血清溴形态及Br~-的测定 |
| 2.3.3 RP-HPLC-ICP-MS测定大鼠血浆中氨溴索 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 离子色谱-电感耦合等离子体质谱研究PET瓶装酱油中无机锑 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验和方法 |
| 3.2.1 试剂和标准 |
| 3.2.2 仪器设备和条件 |
| 3.2.3 样品前处理 |
| 3.2.4 方法学 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 酱油中总锑含量测定 |
| 3.3.2 无机锑测定前处理条件优化 |
| 3.3.3 色谱流动相优化 |
| 3.3.4 酱油中无机Sb(III)含量测定 |
| 3.3.5 酱油中未知锑化合物探索 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 液相色谱-电感耦合等离子体质谱法测定生活饮用水中碘乙酸标准研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验与方法 |
| 4.2.1 计算MIAA限量 |
| 4.2.2 试剂材料和仪器设备 |
| 4.2.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2.2 LC-ICP-MS条件 |
| 4.2.2.3 紫外光发生条件 |
| 4.2.3 样品采集和前处理 |
| 4.2.4 验证程序和质量保证 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 MIAA和 DIAA分离 |
| 4.3.2 多种阴离子联合干扰和其他卤代消毒副产物干扰实验 |
| 4.3.3 样品检测 |
| 4.3.4 方法绿色指标评估 |
| 4.3.5 MIAA、DIAA生成机理探讨 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 扫描电镜能谱法-测定生活饮用水中石棉标准研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验与方法 |
| 5.2.1 试剂材料和仪器设备 |
| 5.2.2 方法原理 |
| 5.2.3 方法适用 |
| 5.2.4 样品采集 |
| 5.2.5 样品预处理 |
| 5.2.6 水样的稀释 |
| 5.2.7 滤膜的选择和制备 |
| 5.2.7.1 滤膜的选择 |
| 5.2.7.2 滤膜的制备 |
| 5.2.8 电镜观察时视场的选择 |
| 5.2.8.1 视场大小 |
| 5.2.8.2 视场数量 |
| 5.2.9 扫描电镜仪器条件选择 |
| 5.2.10 石棉的判定 |
| 5.2.10.1 定性判定 |
| 5.2.10.2 计数 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 方法精密度 |
| 5.3.2 实际样品检测 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 总结与展望 |
| 博士期间发表论文、专利及其他成果 |
| 致谢 |
（5）盐湖碳酸盐硼同位素分析方法优化及其在东台吉乃尔盐湖剖面中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 硼的地球化学性质概述 |
| 1.1.1 硼的基本性质 |
| 1.1.2 硼在自然界中的分布 |
| 1.1.3 硼的地球化学循环 |
| 1.2 硼同位素的研究现状 |
| 1.2.1 硼同位素的基本性质 |
| 1.2.2 不同地质体中的δ~(11)B值 |
| 1.3 选题背景及意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 硼的提取、分离、纯化及δ~(11)B值的质谱测定方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 硼的提取、分离和纯化 |
| 2.2.1 固体样品的分解 |
| 2.2.2 硼的分离和纯化 |
| 2.3 B浓度的测定 |
| 2.4 δ~(11)B值的质谱测定方法 |
| 2.4.1 热电离质谱法(TIMS) |
| 2.4.2 电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS) |
| 2.4.3 二次离子质谱法(SIMS) |
| 第3章 不同溶剂对碳酸盐组分硼的提取及对δ~(11)B值的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 盐湖沉积物的成分分析 |
| 3.2.3 样品中的水溶性成分分离过程 |
| 3.2.4 不同溶剂对沉积物碳酸盐组分中硼的提取过程 |
| 3.2.5 沉积物硼的离子交换分离 |
| 3.2.6 沉积物δ~(11)B值的测定 |
| 3.3 不同溶剂溶解沉积物后不溶物残渣的成分分析 |
| 3.4 不同溶剂对白云石标准样品及石膏试剂的溶解实验 |
| 3.5 不同溶剂对沉积物样品Y19提取出的B含量以及δ~(11)B值 |
| 3.6 方法重复性实验 |
| 3.7 小结 |
| 第4章 络合剂及微升华法用于样品前处理过程中干扰的消除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 仪器与试剂 |
| 4.3 乙二胺四乙酸二钠用于前处理过程中沉淀的消除 |
| 4.3.1 沉积物样品硼的提取 |
| 4.3.2 离子交换过程 |
| 4.3.3 样品δ~(11)B值的测定 |
| 4.3.4 加入EDTA-2Na后 NIST SRM951 中硼的回收率 |
| 4.3.5 分离过程中硼的分馏 |
| 4.3.6 加入EDTA-2Na对天然碳酸盐沉积物硼同位素的影响 |
| 4.4 离子交换与微升华联用消除残留EDTA-2Na对硼同位素测定的影响 |
| 4.4.1 微升华实验装置及微升华过程 |
| 4.4.2 微升华对EDTA-2Na的去除效果 |
| 4.4.3 离子交换与微升华联用对NIST SRM951 硼回收率和δ~(11)B值的影响 |
| 4.4.4 离子交换与微升华联用对实际样品硼的回收率和δ~(11)B值的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 不同pH值条件下人工无镁卤水无机碳酸盐沉积实验 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验与方法 |
| 5.2.1 仪器与试剂 |
| 5.2.2 人工无镁卤水的配制 |
| 5.2.3 实验装置 |
| 5.2.4 实验过程 |
| 5.2.5 样品中硼的分离纯化 |
| 5.2.6 合成无机碳酸盐δ~(11)B值质谱测定 |
| 5.3 沉积物的成分 |
| 5.4 合成碳酸钙沉积的化学组成 |
| 5.5 合成碳酸钙的δ~(11)B值 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 东台吉乃尔盐湖剖面中碳酸盐的δ~(11)B值 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究区概况 |
| 6.3 样品的采集 |
| 6.4 样品的前处理 |
| 6.4.1 样品的成分分析 |
| 6.4.2 样品的预处理 |
| 6.4.3 样品中硼的分离纯化 |
| 6.4.4 东台剖面碳酸盐质谱测定 |
| 6.5 东台剖面矿物组成特征 |
| 6.6 东台剖面碳酸盐的B含量及δ~(11)B值特征 |
| 6.7 东台剖面碳酸盐δ~(11)B值与其它盐度指标对东台盐湖盐度的指示 |
| 6.8 小结 |
| 第7章 结论及展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 论文的创新点、存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 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 |
（6）硒元素形态分析方法及其在恩施富硒地区的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 硒的概况 |
| 1.1.2 硒与人体健康 |
| 1.1.2.1 硒与疾病 |
| 1.1.2.2 硒的推荐摄入量 |
| 1.2 硒形态研究进展 |
| 1.2.1 气相色谱-电感耦合等离子体质谱法(GC-ICP-MS) |
| 1.2.2 高效液相色谱-氢化物发生-原子荧光光谱法(HPLC-HG-AFS) |
| 1.2.3 毛细管电泳与电感耦合等离子质谱联用(CE-ICP-MS) |
| 1.2.4 高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱法(HPLC-ICP-MS) |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 第二章 电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)测定植物及其根系土壤中硒的含量 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器与设备 |
| 2.2.2 试剂与材料 |
| 2.2.3 系列标准溶液的配制与保存 |
| 2.2.4 质谱条件 |
| 2.2.5 ICP-MS测定植物硒元素的前处理方法 |
| 2.2.6 ICP-MS测定土壤硒元素的前处理方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 质谱仪选择 |
| 2.3.2 质谱条件的优化 |
| 2.3.3 方法线性关系及检出限 |
| 2.3.4 样品前处理方法的选择 |
| 2.3.5 精密度及标准物质分析结果对照 |
| 第三章 高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱联用技术(HPLC-ICP-MS)测定植物及根系土壤中硒形态的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器与设备 |
| 3.2.2 试剂与材料 |
| 3.2.3 流动相、提取剂及系列标准溶液的配制与保存 |
| 3.2.4 仪器工作参数 |
| 3.2.5 植物硒形态前处理方法 |
| 3.2.6 土壤硒赋存状态顺序提取方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 质谱条件的优化 |
| 3.3.2 色谱条件的选择与优化 |
| 3.3.2.1 色谱柱的选择 |
| 3.3.2.2 流动相组成的选择 |
| 3.3.2.3 流动相pH的选择 |
| 3.3.3 线性关系和检出限 |
| 3.3.4 植物样品硒形态分析方法的确定 |
| 3.3.4.1 植物样品硒形态提取方法的选择 |
| 3.3.4.2 酶加入量的优化 |
| 3.3.4.3 提取时间的优化 |
| 3.3.5 回收率及精密度实验 |
| 3.3.6 实际样品测定 |
| 3.3.7 土壤样品硒赋存状态方法的确定 |
| 3.3.7.1 浸提剂和浸提条件的选择 |
| 3.3.7.2 浸提温度的影响 |
| 3.3.7.3 浸提时间的影响 |
| 3.3.7.4 土壤生物可利用硒形态的检测 |
| 第四章 恩施富硒地区土壤、植物体内硒含量及赋存特征研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 样品采集、预处理及保存 |
| 4.3 数据处理 |
| 4.4 恩施富硒地区水稻、玉米及根系土的硒含量、赋存状态及相关性分析 |
| 4.4.1 封闭消解-ICP-MS测定恩施富硒地区水稻、玉米及根系土的硒含量 |
| 4.4.2 恩施富硒地区土壤的硒赋存状态及生物可利用性 |
| 4.4.3 恩施富硒地区植物硒赋存状态及与土壤有效硒的相关性 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（7）废弃蜜柚制备生物炭及对铊污染土壤中小白菜品质的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 铊的污染概述 |
| 1.1.1 铊的应用及危害 |
| 1.1.2 铊的来源及污染现状 |
| 1.2 土壤重金属的生物有效性研究进展 |
| 1.2.1 重金属对小白菜的品质影响 |
| 1.2.2 土壤重金属有效性的概念 |
| 1.2.3 土壤重金属有效态的提取方法 |
| 1.3 生物炭在重金属污染土壤治理中的应用 |
| 1.3.1 生物炭的概述 |
| 1.3.2 生物炭在土壤重金属污染修复中的应用 |
| 1.3.3 柚皮吸附剂的应用 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 研究技术路线图 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试植物 |
| 2.1.2 供试土壤 |
| 2.1.3 化学试剂 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 生物炭的制备 |
| 2.2.2 生物炭的改性 |
| 2.2.3 静态吸附实验 |
| 2.2.4 铊有效态的浸提方法 |
| 2.2.5 盆栽实验方法 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 铊的测定方法 |
| 2.3.2 生物炭的理化特征分析 |
| 2.3.3 生物炭的吸附模型分析 |
| 2.3.4 土壤的理化性质分析 |
| 2.3.5 小白菜的理化性质分析 |
| 2.3.6 数据分析 |
| 第3章 生物炭吸附水溶液中铊离子的研究 |
| 3.1 影响生物炭吸附水溶液中Tl+的因素探讨 |
| 3.1.1 制备工艺的影响 |
| 3.1.2 初始pH值的影响 |
| 3.1.3 固液比的影响 |
| 3.1.4 吸附动力学 |
| 3.1.5 吸附等温线 |
| 3.2 生物炭的表征 |
| 3.2.1 生物炭的基本性质 |
| 3.2.2 SEM扫描电镜 |
| 3.2.3 XRD射线衍射 |
| 3.2.4 FTIR红外扫描 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 EDTA-Na_2和KH_2PO_4 改性生物炭 |
| 4.1 EDTA-Na_2 改性生物炭 |
| 4.1.1 反应温度的影响 |
| 4.1.2 反应时间的影响 |
| 4.1.3 EDTA-Na_2 浓度的影响 |
| 4.2 KH_2PO_4 改性生物炭 |
| 4.2.1 反应温度的影响 |
| 4.2.2 反应时间的影响 |
| 4.2.3 KH_2PO_4 浓度的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 生物炭对铊污染土壤中小白菜的品质影响 |
| 5.1 农田土壤中铊的有效态浸提方式筛选 |
| 5.1.1 各浸提方式的浸提能力 |
| 5.1.2 浸提方式与生物可利用量的相关性 |
| 5.1.3 生物炭对铊污染土壤的修复效果 |
| 5.2 生物炭对小白菜的品质影响 |
| 5.2.1 生长指标的影响 |
| 5.2.2 维生素C含量的影响 |
| 5.2.3 可溶性糖含量的影响 |
| 5.2.4 可溶性蛋白质的影响 |
| 5.2.5 硝酸盐含量的影响 |
| 5.2.6 铊含量的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在学期间科研成果情况 |
（8）钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属形态在矿区土壤修复过程中的研究 |
| 1.1.1 土壤环境中重金属污染 |
| 1.1.2 重金属元素形态及其分析方法 |
| 1.1.3 重金属形态研究的主要领域 |
| 1.1.4 重金属形态在矿区土壤修复研究中的展望 |
| 1.2 重金属元素在土壤中运移转化机理及其影响因素 |
| 1.2.1 土壤中重金属元素的运移特点 |
| 1.2.2 重金属污染物的运移过程及机理 |
| 1.2.3 重金属污染物在土壤中运移过程主要的影响因素 |
| 1.3 土壤中重金属元素的形态变化规律及其影响因素 |
| 1.3.1 土壤重金属元素形态转化 |
| 1.3.2 土壤中重金属形态转化的影响因素 |
| 1.4 钼矿区伴生元素Pb、Cd在土壤-植物系统中的形态变化及转运机制 |
| 1.5 重金属矿区污染土壤的修复技术 |
| 1.5.1 矿区重金属污染物理及工程措施 |
| 1.5.2 矿区重金属污染生物吸附固定措施 |
| 1.5.3 矿区重金属污染化学淋洗及原位固定措施 |
| 1.6 研究目的与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 钼矿区土壤与植物重金属污染现状 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品加工及处理 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤中重金属总量 |
| 2.3.2 土壤中重金属形态分布特征 |
| 2.3.3 植物中重金属含量 |
| 2.3.4 植物重金属污染评价 |
| 2.3.5 土壤重金属污染评价 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 钼矿周边土壤中重金属元素总量及形态变化规律 |
| 2.4.2 重金属在钼矿区不同类型植物中含量差异 |
| 2.4.3 钼矿尾矿区农作物污染状况分析 |
| 2.4.4 矿区土壤污染情况评价 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 钼矿区周边土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 数据分析与统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤pH值的变化特征 |
| 3.3.2 土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.3 植物中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.4 土壤与植物中重金属含量的相关性分析 |
| 3.3.5 重金属在土壤-植物系统中的转运及富集 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 钼矿区土壤中各重金属元素形态随距离矿区的变化特征 |
| 3.4.2 钼矿周边植物中各重金属元素形态随距离矿区的变化 |
| 3.4.3 钼矿周边艾草中各重金属元素含量与土壤中各形态的变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 影响钼矿区土壤中 Pb、Cd 迁移转化的因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料及分析方法 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤样品的理化理化性质监测 |
| 4.3.2 矿区土壤中铅和镉各形态与土壤中不同因子的相关性 |
| 4.3.3 不同影响因素对铅和镉形态变化的影响 |
| 4.3.4 影响钼矿区重金属铅和镉形态的关键土壤因子 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 矿区土壤中各影响因子与铅和镉各形态变化之间的关系 |
| 4.4.2 外源影响因子作用下铅和镉形态变化特征 |
| 4.4.3 各因子在影响矿区土壤重金属铅和镉形态变化的差异 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 钼元素对油菜吸收Pb、Cd的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜生理参数及生物量的影响 |
| 5.3.2 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜中钾、钠、钙和镁含量的影响 |
| 5.3.3 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜Pb、Cd含量的影响 |
| 5.3.4 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜对Pb、Cd的耐性系数及富集转运能力的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 Mo作用下Pb、Cd对油菜生理及生物量参数的作用 |
| 5.4.2 Mo作用下Pb、Cd对油菜吸收钾、钠、钙、镁离子的作用 |
| 5.4.3 Mo作用下油菜对Pb、Cd吸收、富集和转运 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 试验方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附特征 |
| 6.3.2 非金属矿物材料对Pb、Cd形态的影响 |
| 6.3.3 非金属矿物材料对Pb、Cd生物有效性的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附作用 |
| 6.4.2 非金属矿物材料作用下土壤中Pb、Cd形态变化 |
| 6.4.3 非金属矿物材料作用下Pb、Cd生物有效性的变化 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 全文总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 钼矿区重金属污染特征 |
| 7.1.2 钼矿区重金属形态变化特征 |
| 7.1.3 钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素 |
| 7.1.4 钼元素对油菜吸收铅、镉元素的影响 |
| 7.1.5 钼矿区土壤中铅、镉元素固定方法探析 |
| 7.2 本研究主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）滤筒纯化及消解方式对ICP-MS法测定空气颗粒物中金属元素的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属的危害 |
| 1.2 我国空气中重金属污染现状 |
| 1.3 空气中重金属监测现状 |
| 1.3.1 样品消解方法 |
| 1.3.2 测定方法 |
| 1.3.3 国内相关分析标准 |
| 1.4 滤筒的相关研究 |
| 1.4.1 玻璃纤维滤筒和石英滤筒 |
| 1.4.2 纯化滤筒研究现状 |
| 1.5 研究目的 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验原理 |
| 2.2 实验设备及耗材 |
| 2.3 实验药品及试剂 |
| 2.3.1 实验药品 |
| 2.3.2 实验试剂 |
| 2.4 实验过程 |
| 2.4.1 滤筒的选择 |
| 2.4.2 滤筒纯化 |
| 2.4.3 滤筒样品的采集 |
| 2.4.4 空白样品的采集 |
| 2.4.5 滤筒样品的保存 |
| 2.4.6 电热板消解 |
| 2.4.7 微波消解 |
| 2.4.8 滤筒样品的测定 |
| 2.4.9 数据处理 |
| 第三章 滤筒纯化方式对ICP-MS法测定空气颗粒物中金属元素响研究 |
| 3.1 滤筒的选择 |
| 3.1.1 滤筒价格对比 |
| 3.1.2 空白滤筒本底值对比 |
| 3.2 不同纯化方式对降低滤筒本底值的效果 |
| 3.2.1 硝酸对滤筒纯化的影响 |
| 3.2.2 硝酸+硫酸组合处理对滤筒纯化的影响 |
| 3.2.3 盐酸处理对滤筒纯化的影响 |
| 3.2.4 硝酸+EDTA-Na2 组合处理对滤筒纯化的影响 |
| 3.3 纯化滤筒方式对比 |
| 3.4 准确度实验 |
| 3.5 精密度实验 |
| 第四章 滤筒消解方式对ICP-MS法测定空气颗粒物中金属元素的影响研究 |
| 4.1 消解体系概述 |
| 4.2 ICP-MS工作条件的确定 |
| 4.3 微波消解条件的优化 |
| 4.3.1 微波消解体系的选择 |
| 4.3.2 微波消解体系用量的选择 |
| 4.3.3 微波消解温度的选择 |
| 4.3.4 微波消解时间的选择 |
| 4.4 微波消解步骤的优化 |
| 4.5 电热板消解条件的优化 |
| 4.5.1 电热板消解时间的选择 |
| 4.5.2 电热板消解浸提时间的选择 |
| 4.6 电热板消解步骤的优化 |
| 4.7 电热板消解与微波消解比对 |
| 4.7.1 操作步骤比对 |
| 4.7.2 显着性差异比对 |
| 4.7.3 比对结论 |
| 4.8 检出限及测定下限 |
| 4.9 标准曲线 |
| 4.10 精密度实验 |
| 4.11 准确度实验 |
| 4.12 实际样品测定 |
| 第五章 结论 |
| 第六章 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（10）超声加热浸提-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中的有效硼（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 仪器工作条件 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.3.1 样品的采集与制备 |
| 1.3.2 样品的浸提 |
| 1.3.3 样品的测定 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 浸提温度的选择 |
| 2.2 浸提时间的选择 |
| 2.3 待测溶液过滤方式的选择 |
| 2.4 测定同位素和内标元素的选择 |
| 2.5 方法检出限 |
| 2.6 方法精密度与方法比对 |
| 2.7 方法准确度 |
| 2.8 方法回收率 |
| 3 结论 |
四、直接煮沸和水浴浸提-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中有效硼的对比研究（论文参考文献）
- [1]快速测定土壤有效硼的方法[J]. 王佳佳,王雪枫,王勍勍,丁志英,张娜,杨松. 湖南农业科学, 2021(07)
- [2]沸水浸提-电感耦合等离子体发射光谱法测定土壤中的有效硼[J]. 张鹏鹏,胡梦颖,徐进力,陈卫明,顾雪,张灵火,白金峰,张勤. 光谱学与光谱分析, 2021(06)
- [3]液相色谱-原子荧光光谱联用法测定土壤砷铬锑硒元素价态[J]. 薛佳. 岩矿测试, 2021(02)
- [4]液相色谱-电感耦合等离子体质谱应用和检测方法标准化研究[D]. 刘德晔. 东南大学, 2021(02)
- [5]盐湖碳酸盐硼同位素分析方法优化及其在东台吉乃尔盐湖剖面中的应用[D]. 杨剑. 中国科学院大学(中国科学院青海盐湖研究所), 2020(04)
- [6]硒元素形态分析方法及其在恩施富硒地区的应用研究[D]. 邵鹏威. 青岛大学, 2020(01)
- [7]废弃蜜柚制备生物炭及对铊污染土壤中小白菜品质的影响[D]. 高春柏. 集美大学, 2020(08)
- [8]钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例[D]. 韩张雄. 西北农林科技大学, 2020
- [9]滤筒纯化及消解方式对ICP-MS法测定空气颗粒物中金属元素的影响研究[D]. 高晨. 苏州科技大学, 2019(03)
- [10]超声加热浸提-电感耦合等离子体质谱法测定土壤中的有效硼[J]. 唐碧玉,唐荣盛,阳兆鸿,施意华,邱丽,古行乾. 矿产与地质, 2019(05)