一、环境中~(129)I的AMS方法测定（论文文献综述）
李金英,孙嘉忆,张旭,张东翔,徐熙焱[1]（2021）在《碘的质谱测量方法研究进展》文中指出近年来,电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）技术的发展着力于应对基质更加复杂的样品和解决测量过程中的干扰问题,同时与进样、分离系统的联用技术也在快速发展,而加速器质谱（AMS）则朝着更加小型化和更高灵敏度的方向发展。ICP-MS测量前需要对样品进行前处理以消解和提取碘,而AMS测量前则还需对样品进一步分离富集和纯化。本文总结了ICP-MS和AMS的发展概况及其在碘测量方面的应用,归纳了ICP-MS和AMS测量含碘样品的前处理方法,综述了国内外总碘、碘同位素及碘形态的质谱测量方法新进展。
任超[2]（2021）在《聚苯胺对模拟含碘废水的净化作用研究》文中研究指明近年来,放射性元素在工业、军事、能源、医疗和农业等领域被广泛应用。其中,核技术对放射性元素的应用最多,但它在给人类社会带来方便的同时,随之所造成的健康和环境风险,也给人类和环境带来了潜在的危害。在这其中,核设施产生的放射性碘部分以气态碘单质的形式释放,另一部分以碘离子、次碘酸根、碘单质的形式进入废水中,废水中的放射性碘因其污染水体范围广、扩散快、危害性持久等特点引起了人们的广泛关注。目前,对大气和水中碘单质的处理所采用的主要为吸附法、离子交换法,其中吸附法中所采用的吸附材料主要有活性炭、金属有机骨架、多孔有机聚合物等,然而活性炭由于水和碘在吸附位点上的竞争,从而导致吸附效率较低;一些金属有机骨架吸附材料,水稳定性差、成本高、毒性大,使得其在碘捕集和贮存方面的应用受到了限制。由于路易斯碱性氮与路易斯酸性碘之间具有很强的亲和力,不同类型的含氮吸附剂已被广泛应用于非水介质中放射性碘的捕获和存储。聚苯胺（PANI）具有丰富的含氮官能团且其醌式结构中的氮为路易斯碱,而碘单质为路易斯酸,因此可以推断两者作用会发生电荷转移形成配合物从而达到去除碘单质的目的。基于此,本文以聚苯胺为研究对象。利用静态批次实验,探究了聚苯胺的合成条件和反应条件对去除碘单质性能的影响;利用FTIR表征手段确定了聚苯胺的结构;通过动力学拟合、碘去向实验,综合XPS谱图分析、UV-vis谱图结果,揭示了PANI去除水中I2的反应路径以及I2在聚苯胺上的存在形态。为了提高聚苯胺在不同I2浓度下的去除量,制备了植酸掺杂聚苯胺（PANI/PA）,之后通过低温碳化（400℃）,KOH浸渍处理以及高温活化（800℃）得到了植酸掺杂聚苯胺碳基吸附剂（PANI/PA-AC）,通过静态批次实验,研究了不同影响因素（如合成条件、反应时间、初始I2浓度、初始溶液pH值等）对材料去除I2性能的影响。结果表明:本研究制备的聚苯胺可在I2存在的较宽pH范围（3.0～7.0）内实现对水I2较好的去除,在100～500 mg/L的碘单质溶液中,聚苯胺的去除率在80%左右,I2在聚苯胺上的吸附过程为化学吸附,通过UV-vis、XPS以及碘去向实验得到聚苯胺去除I2的反应路径为:（1）吸附的I2占总去除量的13.53%,10.16%的I2可能是以I-形式掺杂在PANI上;（2）部分I2与聚苯胺作用后以I3-和I2的形态存在;（3）通过两步碳化活化工艺制备的植酸掺杂聚苯胺碳基吸附剂（PANI/PA-AC）具有比表面积大等特点,在200～500mg/L的I2溶液相比于聚苯胺,PANI/PA-AC对I2去除率均达到了89%以上,且吸附速率较快;（4）PANI/PA-AC对I2主要以化学吸附为主。
何明,包轶文,苏胜勇,游曲波,李康宁,赵庆章,庞仪俊,胡畔,张文慧,龚杰,何洪钰,胡跃明[3]（2020）在《小型加速器质谱系统研制及分析技术研究》文中研究指明加速器质谱（AMS）是测量长寿命放射性核素灵敏度最高的分析技术,在环境、地质、考古、物理等领域有着广泛应用。近年来,AMS装置的小型化在国际上得到了很大发展。为了研发小型化AMS装置及其分析技术,中国原子能科学研究院分别自主研制了加速电压为0.2 MV的单极型AMS装置和端电压为0.3 MV的串列型AMS装置。基于研制的单极型AMS装置,成功开展了14C的高效传输和本底排除技术研究,实现了14C的高灵敏测定,14C/12C的测量灵敏度达到2×10-15;利用研制的串列型AMS装置,开展了低能量下129I的气体剥离条件、本底排除和探测方法研究,建立了129I的高效传输和高灵敏测量方法,129I/127I的测量灵敏度为1×10-14。这是国内首次研制成功小型AMS装置,为AMS国产化奠定基础。
杨军强[4]（2020）在《改性膨润土对放射性废水中79Se，99Tc和129Ⅰ的去除研究》文中认为随着核能的广泛应用,大量的放射性物质随之产生,其中包含长寿命裂变产物79Se、99Tc和129I。在放射性废水中,79Se、99Tc和129I常以阴离子形式如79SeO32-/79SeO42-、99TcO4-和129I-/129IO3-存在,由于裂变产额高,半衰期长,迁移能力强,上述三种放射性核素一旦被释放,极易通过地下水进入生物圈,最后可能富集于人体内,对人类的健康造成长期危害。因此,如何从放射性废水中有效去除79Se、99Tc和129I备受关注,也是国内外学者近年来研究的热点。膨润土因比表面积大、阳离子交换容量高且储量丰富,常被作为吸附材料而用来回收废水中的金属阳离子。但由于其表面带永久负电荷,往往难以富集以阴离子形式存在的放射性核素。本论文通过水热合成法对膨润土进行了改性,制备了两种改性膨润土材料,并详细探究了其对放射性核素79Se、99Tc和129I的去除效果,重点开展了以下内容:1、羟基铁改性膨润土（Fe-OOH-bent）对79Se的吸附。静态实验结果表明Fe-OOH-bent对Se（IV）和Se（VI）具有较大的吸附容量和较快的吸附速率,优于大多数无机材料。通过XPS和FT-IR等表征技术并结合实验数据推断该吸附机理为表面配位反应,其中Se（IV）形成内圈配合物,Se（VI）形成内圈和外圈配合物。吸附-解吸循环实验证明Fe-OOH-bent具有较好的重复利用性。柱实验结果表明Fe-OOH-bent可以有效从模拟废水中将Se（IV）和Se（VI）进行分离和回收,是一种对79Se有高效选择性去除的分离材料。2、十六烷基氯化吡啶改性膨润土（HDPy-bent）对99Tc的去除。通过XPS、XRD和FT-IR等表征技术探究了膨润土负载HDPy+的机理,结果表明随着负载量的增大,HDPy+在膨润土层间的排布方式发生变化。静态实验结果显示HDPy-bent对Re（VII）/Tc（VII）具有较大的吸附容量和较快的吸附速率（3min之内）,共存阴离子(Cl-、NO3-、HCO3-、CO32-、SO42-和PO43-)和腐殖酸（HA）过量1000倍时对Re（VII）/Tc（VII）的吸附无影响。吸附机理推测可能为离子交换和表面沉淀。柱实验结果表明HDPy-bent可以从废水中有效富集和回收Re（VII）/Tc（VII）,加标回收实验进一步表明HDPy-bent是一种对99Tc有高效去除能力的分离材料。3、十六烷基氯化吡啶改性膨润土（HDPy-bent）对129I的吸附。通过静态实验全面探究了不同条件下HDPy-bent对I-和IO3-的吸附影响,结果表明HDPy-bent对I-和IO3-有较快的吸附速率和较高的吸附容量,其吸附能力优于绝大多数的无机和有机材料。过量的共存阴离子(Cl-、HCO3-、SO42-和PO43-)和腐殖酸（HA）的存在对吸附无影响。HDPy-bent对I-的吸附机理在较低浓度时为离子交换,较高浓度时为表面沉淀;对IO3-的吸附机理为离子交换。柱实验结果显示HDPy-bent可以从废水中有效富集I-和IO3-,使用5M HNO3作为洗脱剂可将其回收。实际样品的加标回收实验表明HDPy-bent可用于放射性废水中129I的选择性吸附。
赵倩[5]（2020）在《多孔聚合物复合材料分离放射性碘的研究》文中研究表明核工业的持续发展和核能的不断应用为社会的发展提供了能量之需的同时,产生的核废物的安全处理和环境问题深受关注。核反应过程（如铀裂变）中产生的放射性碘被认为是最危险的放射性废物之一,这类核素对人类健康造成严重危害并会带来永久性的环境污染。寻找清洁、经济效益高的碘污染处理方法,高效吸附分离放射性碘对核工业的可持续发展及环境安全也具有非常重要的意义,需要设计并开发用于此目的的高性能材料。本文针对核废物处理过程中不同复杂条件下高效分离放射性碘的难题,制备了一系列以聚合物为基质的复合材料,重点考察材料对放射性碘的吸附性能和吸附机理。具体内容如下:（1）通过水热法合成了银负载的聚吡咯核壳球形复合材料（Ag@PPy）用于碘的去除。采用静态批次法系统地研究了Ag@PPy的吸附动力学、等温模型、pH和选择性吸附。该复合材料是一种能够从溶液中去除放射性碘离子的有效吸收剂,并以AgI和碘分子的形式捕获大量的气态I2。碘离子的最大吸附容量为714.9 mg/g,碘蒸气捕获量高达96.8 wt%。在低浓度条件下,即使存在竞争性阴离子(例如Cl-、SO42-、NO3-和CO32-),Ag@PPy仍能去除溶液中大部分的碘。通过模拟废水实验评估了该材料在含碘废液中的吸附性能。此外,提出了协同吸附机理:首先利用阳离子聚合物PPy的物理吸附将溶液中的碘离子吸附于表面,随后再利用掺杂的银与碘离子发生反应生成AgI从而实现高容量吸附。（2）在实际核废物的处理过程中挥发性碘的捕获也是一项重大挑战,针对吸附剂的有效分离和可回收处理的问题,通过溶剂热法和相转化法制备了毫米级多孔Cu-BTC负载的聚醚砜复合珠（Cu-BTC@PES）,得到了三种不同负载量的复合珠。在保持结晶度的同时,复合珠表现出更高的碘蒸气吸附能力（639 mg/g）,在环己烷中的碘吸附可达260 mg/g,并遵循Langmuir等温线和准二级动力学模型。此外,经过3个再生周期,复合珠仍保持85%的碘捕获能力,具有出色的可回收性,显示出Cu-BTC@PES复合珠以可持续的方式去除放射性碘的巨大潜力。（3）为了进一步提升吸附材料的稳定性,以及针对吸附剂不能牢固地捕获碘而带来的碘迁移风险的问题,通过溶剂热法和相转化法批量制备了δ-Bi2O3@PES复合珠。该材料对碘化物（I-）和碘酸盐（IO3-）都具有较高的吸附性能,最大吸附容量分别为100 mg/g和177 mg/g,同时也显示出快速的吸附动力学,这种有效的碘去除性能归因于化学反应机理以及花状δ-Bi2O3颗粒的微米结构。由于其毫米级的宏观块状结构,在使用后可以容易地与液体分离。此外,在高浓度的竞争性阴离子(如NO3-和SO42-)存在下,吸附剂对碘阴离子表现出极好的选择性,并且可以在3-10的宽pH范围内仍保持良好的性能。考察了δ-Bi2O3@PES在动态吸附柱实验中的吸附性能,探究其在实际情况下对碘污染水中高效去除碘的实用性。
胡畔,何明,赵庆章,庞义俊,龚杰,包轶文,游曲波,李康宁,苏胜勇,胡跃明[6]（2020）在《129I的小型化AMS测量技术研究》文中研究说明基于中国原子能科学研究院自主设计建造的端电压为0.3 MV的加速器质谱系统,开展129I的测量技术研究,通过离子的传输、气体剥离、电荷态选取、本底排除等方法实现了129I的高效、高精度与高灵敏测定,系统的测量效率高于50%,测量精度达到0.4%,测量灵敏度可以达到129I/127I=1×10-14。
王荣元,刘广山,姜山,谢林波,邓春梅[7]（2020）在《AMS测量海水129I的气载分离制样》文中认为本研究建立了AMS（Accelerator mass spectrum,加速器质谱）测定海水中129I的气载分离制样方法:对加入载体的海水样品进行氧化还原处理,在加热的条件下将生成的单质碘吹出,并使用吸收装置吸收,后经阴离子交换树脂富集纯化,最后生成用于AMS分析的AgI沉淀,本方法全程回收率50%～70%,在相对密闭的体系中进行,减少了碘的损失,相对于萃取-反萃取的制样方法具有可操作性强,避免有机试剂使用等优点,可用于固态、液态和气态样品中129I的AMS分析制样。
胡滢[8]（2019）在《富钴结壳中10Be、26Al定年方法及应用研究》文中提出大洋富钴结壳（以下简称CoRC）的生长速率及年代学分析在研究古大洋环流、古环境以及古气候变迁方面具有重要意义,宇宙成因核素10Be(T1/2=1.386±0.012 Ma)、26Al(T1/2=0.705±0.176 Ma)因为其半衰期长、受环境因素影响较小等特点,而被视为富钴结壳年代测定的最有效方法之一。本工作在前人研究的基础上,通过优化CoRC中自生相Be、Al元素的提取、分离和纯化方法,探索并建立了CoRC中自生相10Be、26Al的定年新方法。本研究对太平洋两块CoRC样品中的自生相进行连续的淋滤实验以及后续的化学分离和纯化。运用电感耦合等离子质谱（ICP-MS）和加速器质谱（AMS）技术,获得了CoRC样品中的稳定同位素9Be、27Al的含量和其对应的放射性核素10Be、26Al含量的剖面分布,并利用宇宙成因核素年代学方法确定了采自太平洋的两块CoRC的生长和年代信息。本研究获得的成果主要有以下几个方面:（1）淋滤实验结果表明:在以25%（V/V）的CH3COOH为介质的酸溶液中,CoRC样品经0.04 M NH2O·HCl三次淋滤之后,其中自生相Be、Al的提取率分别为～99%和～85%,经过6次淋滤之后,Be、Al提取率分别达～99.7%和～95%;（2）利用10Be浓度和10Be/9Be比值计算得到结壳CXD08-1,在5-30 mm范围内的平均生长速率分别为(10.23-0.47+0.52)mm/Ma和(14.25-0.981.02)mm/Ma,据此推算出结壳CXD08-1各个层位的生长年代信息。而26Al由于衰变和27Al载体的加入未得到可靠的实验结果;（3）利用10Be浓度和10Be/9Be计算得到结壳MDD46-1,在0-10.66 mm范围内的平均生长速率分别为(2.56-0.12+0.13)mm/Ma和(2.12-0.080.09)mm/Ma,而利用26Al浓度和26Al/27Al得到其在0-8.48 mm范围内的平均生长速率为(5.17-2.35+2.33)mm/Ma和(6.22-2.976.28)mm/Ma,放射性核素与其同位素比值计算结果在1σ范围内一致,并由此推算出各个层位对应的生长年代信息;（4）结壳MDD46-1的生长可以分为三个阶段,其不同时期生长速率不同,对应的时间约为1.2 Ma和3.5 Ma。通过与前人的研究对比发现,结壳生长速率变化与古海洋事件和海洋底层水流变化相关;（5）利用宇生放射性核素10Be和26Al计算所得的CoRC平均生长速率,在1σ误差范围内结果一致,初步建立了CoRC中10Be和26Al的剖面定年方法。
罗璐[9]（2019）在《典型流域土壤水系沉积物碘的空间分布特征研究》文中研究说明碘是一种对人体来说必不可少的元素,缺乏碘和碘过量都会导致疾病的产生。碘在地球各圈层中广泛分布,且分布不均匀,自然环境中碘含量受环境因素变化影响大,分布与迁移规律复杂。研究碘元素在自然环境中的空间分布特征、在自然介质中的迁移转化规律等环境地球化学特征,对碘地球化学研究具有重要意义。通过对我国六个主要流域（长江流域、珠江流域、黄河流域、辽河流域、黑龙江流域、新疆内流区）的水系沉积物、不同类型的代表性土壤（红壤系列、棕壤系列、栗钙土、盐碱土、沙土、棕漠土、黄土等）及主要覆盖区耕作层（松嫩平原、辽河平原、新疆北部、华北平原、四川盆地、长江平原区、珠江三角洲）的土壤样品中碘含量的分析及对比研究,探讨季风、降水、气候、流域岩性、植被覆盖、土壤性质等环境因素对土壤、沉积物中碘含量的影响,揭示了典型流域土壤、水系沉积物中碘的空间分布及差异原因。并以地质背景复杂的胶东半岛为研究区域,探讨岩-土体系中碘的分布规律、迁移特征及影响因素。主要认识如下:（1）建立了稀氨水提取-高温高压密闭消解-甲烷增敏-ICP-MS准确测定地质样品中碘含量的分析方法。采用纯化的氨水作为土壤、沉积物样品中碘的提取溶液,能抑制挥发性碘的损失、降低了碘的背景信号。引入少量甲烷作为增敏气体,增加了碘的电离,其信号强度提高了两倍。甲烷模式分析的方法检出限（LOD,3σ）为0.006μg L-1。用于53个土壤、沉积物及岩石标准参考物质碘的分析,RSD低于5%（n=3）,分析结果与推荐值吻合。同时我们还报道了五个没有碘参考值的标准参考物质（GBW07301、GBW07303-GBW07306）的碘含量。（2）探讨了典型流域水系沉积物碘的空间分布特征。通过季风、降水、气候、流域岩性等环境因素变化对典型流域水系沉积物碘的空间分布影响的对比研究表明,受季风降水、干湿气候的影响下,典型流域碘的空间分布呈现由南到北,由湿润区到干旱区,水系沉积物中的碘含量呈降低趋势。其中在热带、亚热带的季风湿润区的水系沉积物的碘含量大多都高于1μg/g,其他区域的水系沉积物碘含量大多低于1μg/g,特别是干旱区。碘含量高于2μg/g的水系沉积物基本都在梅雨区。流域岩性也与水系沉积物中的碘含量高低有关,石英质砂岩流域（0.2μg/g）、花岗岩流域（<0.7μg/g）、酸性火山岩流域（1μg/g左右）的水系沉积物的碘含量较低,碳酸盐岩流域（>1.5μg/g）的碘含量较高。（3）探明了不同类型土壤中的碘分布特征。受季风、降水、气候、植被的影响,由南到北,由湿润区到干旱区,土壤中的碘含量总体呈降低趋势,部分区域土壤中碘的变化受土壤类型、质地、风化程度等理化性质的影响呈现局域上不一致性。海洋大气的碘只能影响到海岸至内陆土壤一段距离,土壤中碘含量变化并不完全和降水量大小一致。碘含量较高的土壤（>4μg/g）基本都集中在在热带、亚热带的季风湿润区,其他区域的土壤碘含量基本上都小于3μg/g。与水系沉积物不同,梅雨区的土壤碘含量在热带、亚热带的季风湿润区的土壤中属于较低水平,基本都小于4μg/g。说明一定时期内降水频繁时,反而会降低土壤碘含量。植被的覆盖对土壤碘的保持具有积极作用,保持土壤中的碘不流失。土壤中的碘不仅受到环境因素的影响,还会受到自身性质的影响,有机质含量高、土壤质地粘重有助于土壤保留碘。（4）研究了胶东半岛岩-土体系中碘的分布及迁移特征。胶东地区地质背景复杂,不同地质单元土壤剖面碘的迁移与地质单元岩性有关。岩-土体系碘的迁移研究表明,土壤对岩石中的碘含量具有一定的继承性。并且大部分研究地区的土壤剖面的碘从深层土壤向浅层土壤迁移。不同岩性的土壤剖面中的碘迁移行为差异明显,火成岩形成的土壤剖面中碘主要是从深层土壤向浅层迁移,沉积岩形成的土壤剖面中碘有向浅层土壤迁移的,也有向深层土壤迁移的。而碘在变质岩形成的土壤剖面迁移规律与变质前的岩石类型接近。
鲁彤[10]（2018）在《中国内蒙古—东北地区陆生植物中129I和铀同位素分析及环境示踪》文中研究说明129I作为核活动的主要产物之一,具有独特的时空来源,且易挥发、性质活泼,被广泛用于核环境安全和环境示踪研究等方面。铀是天然放射性重金属元素,在工业生产中可能被释放到环境产生局部放射性污染,此外铀同位素235U是核能生产的主要燃料,不同核活动（核武器试验、核燃料循环、核能利用）可能对环境中235U/238U比值产生影响。本文针对植物样品中铀含量低且同位素比值分析方法中的空白,建立了植物样品低水平铀同位素分析方法,并成功用于我国内蒙古-东北地区陆生植物中铀同位素分析,此外,采用已有的植物样品中超痕量129I分析方法对我国内蒙古-东北地区植物样品的129I和127I水平进行了测量。通过分析植物中129I和铀同位素的水平和来源,评估不同核活动和其他工业生产过程对研究区域环境和生物放射性水平的不同影响,结合二者不同的化学性质和环境行为,分析其环境示踪意义。主要结论如下:1、建立了一种植物样品中痕量铀同位素(238U、235U和234U)的分析方法。通过高温灰化去除植物样品中有机质后,采用混合酸消解分解样品灰分,应用UTEVA萃取色谱法分离和纯化样品溶液中的铀。238U、235U、234U检出限分别为3.05 pg/g、0.34 pg/g和0.04 pg/g,比前人报道检出限低10倍以上,且首次报道用ICP-MS测定植物样品中的234U。2、研究区域陆生植物的127I浓度为0.14-1.99μg/g,平均值为0.47μg/g,几何平均值为0.41μg/g。与大部分陆生植物127I浓度水平一致。129I浓度范围为0.59×107-16.72×107 atoms/g,几何平均值为2.89×107 atoms/g。129I/127I原子比值范围为（2.87-87.01）×10-9,几何平均值为1.53×10-8。研究区域129I水平高于核前时期海洋和陆地环境3个数量级以上,说明说明该地区植物中的129I主要为人工来源。以129I的全球大气沉降为主,其中欧洲核燃料后处理厂释放的129I长距离传输后的二次沉降是最主要来源,我国罗布泊和前苏联塞米帕拉金斯克的大气核试验释放进入对流层的129I的区域沉降贡献不大。3、通过研究内蒙古-东北地区陆生植物中129I的空间分布清晰的示踪了我国北方,特别是西北-内蒙-东北地区大气污染物的传输路径和沉降模式,展示了地形、风向、降水等气候因素对大气污染物的传输和沉降的影响。研究表明129I是大气环境示踪的一个极佳示踪剂。4、研究区域植物中238U浓度变化较大,为1.51-267.23 ng/g,几何平均值为15.74 ng/g。高238U浓度（>100 ng/g）的植物主要分布在我国内蒙古、陕西、黑龙江等矿产资源丰富的山区,这些高铀植物分布和我国煤矿开采分布基本吻合,说明这些高值地区植物中铀的来源很可能与当地煤矿开采产生的含铀飞灰大范围弥散有关。5、内蒙古中西部地区植物中235U/238U同位素比值（0.0072-0.0074）整体水平高于天然比值,说明该地区可能存在痕量浓缩铀污染,可能来自我国和前苏联早期大气核试验,兰州和内蒙古的核燃料循环设施释放的痕量浓缩铀,但整体贡献量不大,并未造成当地铀含量的升高,对当地放射性水平的影响不高。6、不同地区植物中234U/238U同位素比值变化与天然铀同位素分馏有关,234U/238U同位素比值可作为铀矿勘查的一个指标,示踪环境中高铀基体的分布。
二、环境中~(129)I的AMS方法测定（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、环境中~(129)I的AMS方法测定（论文提纲范文）
（1）碘的质谱测量方法研究进展（论文提纲范文）
| 1 质谱发展概况 |
| 1.1 ICP-MS发展概况 |
| 1.1.1 ICP-MS仪器技术 |
| 1.1.2 ICP-MS联用技术 |
| 1.2 AMS发展概况 |
| 2 质谱法测碘的样品前处理技术新进展 |
| 2.1 ICP-MS法测碘的样品前处理技术 |
| 2.1.1 碱提取法 |
| 2.1.2 酸消解法 |
| 2.1.3 热水解法 |
| 2.1.4 干灰化法 |
| 2.1.5 燃烧法 |
| 2.2 AMS法测碘的样品前处理技术 |
| 2.2.1 溶剂萃取法 |
| 2.2.2 离子交换色谱法 |
| 2.2.3 AgI直接沉淀法 |
| 2.2.4 AgI-AgCl共沉淀法 |
| 2.2.5 无化学过程的靶样制备 |
| 3 碘的质谱测量技术新进展 |
| 3.1 总碘的测定 |
| 3.2 碘同位素的测定 |
| 3.3 碘形态的分析 |
| 4 总结 |
（2）聚苯胺对模拟含碘废水的净化作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 放射性含碘废水的概述 |
| 1.2.1 放射性含碘废水的来源 |
| 1.2.2 放射性含碘废水的危害 |
| 1.2.3 放射性含碘废水的研究现状 |
| 1.3 聚苯胺的概述 |
| 1.3.1 聚苯胺的合成 |
| 1.3.2 聚苯胺的结构与性质 |
| 1.3.3 聚苯胺的掺杂 |
| 1.3.4 聚苯胺吸附特性的应用 |
| 1.4 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 聚苯胺对碘去除性能的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 聚苯胺的制备 |
| 2.2.3 碘的去除实验 |
| 2.2.4 碘的测定及分析方法 |
| 2.3 合成条件对碘单质去除量的影响 |
| 2.3.1 苯胺用量对聚苯胺碘单质去除量的影响 |
| 2.3.2 盐酸浓度对聚苯胺碘单质去除量的影响 |
| 2.3.3 苯胺与过硫酸铵摩尔比对聚苯胺碘单质去除量的影响 |
| 2.4 反应条件对碘单质去除量的影响 |
| 2.4.1 不同酸掺杂聚苯胺去除碘效果对比 |
| 2.4.2 聚苯胺投加量的影响 |
| 2.4.3 反应时间的影响 |
| 2.4.4 初始浓度的影响 |
| 2.4.5 溶液初始pH的影响 |
| 2.4.6 反应温度的影响 |
| 2.4.7 竞争离子的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 聚苯胺对碘去除机理的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 聚苯胺的表征方法 |
| 3.2.2 微孔、介孔吸附剂对I_2的吸附 |
| 3.2.3 吸附动力学实验 |
| 3.2.4 碘去向探究实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 聚苯胺的表征 |
| 3.3.2 不同类型吸附剂对I_2吸附的影响 |
| 3.3.3 吸附动力学 |
| 3.3.4 去除机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 植酸掺杂聚苯胺碳基吸附剂的制备及其碘去除性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.2.2 吸附剂的制备 |
| 4.2.3 植酸掺杂聚苯胺碳基吸附剂的表征 |
| 4.3 植酸掺杂聚苯胺碳基吸附剂对碘去除性能及影响因素分析 |
| 4.3.1 合成条件的影响 |
| 4.3.2 反应时间的影响 |
| 4.3.3 初始浓度的影响 |
| 4.3.4 初始pH的影响 |
| 4.3.5 反应温度的影响 |
| 4.3.6 吸附动力学研究 |
| 4.3.7 去除机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）改性膨润土对放射性废水中79Se，99Tc和129Ⅰ的去除研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 核能发展与放射性废物 |
| 1.2 放射性废水 |
| 1.2.1 放射性废水来源 |
| 1.2.2 放射性废水分类 |
| 1.2.3 放射性废水处理方法 |
| 1.3 膨润土及其应用 |
| 1.3.1 膨润土的基本特性 |
| 1.3.2 膨润土的改性 |
| 1.3.3 膨润土在废水处理中的应用 |
| 1.4 吸附基本理论 |
| 1.4.1 影响吸附的主要因素 |
| 1.4.2 吸附的定量描述 |
| 1.5 腐殖酸简介 |
| 1.6 论文的选题依据和研究内容 |
| 1.7 参考文献 |
| 第二章 实验与材料表征 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.0 材料的合成 |
| 2.2.1 膨润土的转型 |
| 2.2.2 改性膨润土的合成 |
| 2.2.3 样品的表征分析 |
| 2.2.4 样品的稳定性研究 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 静态吸附实验 |
| 2.3.2 静态解吸实验 |
| 2.3.3 动态柱实验 |
| 2.3.4 样品测试 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 Fe-OOH-bent的结构表征与分析 |
| 2.4.2 HDPy-bent的结构表征与分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 2.6 参考文献 |
| 第三章 Fe-OOH改性膨润土去除Se(Ⅳ)和Se(Ⅵ)的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 静态吸附实验 |
| 3.2.2 稳定性研究 |
| 3.2.3 解吸实验 |
| 3.2.4 动态柱实验 |
| 3.2.5 实际应用和加标回收 |
| 3.3 本章小结 |
| 3.4 参考文献 |
| 第四章 HDPy改性膨润土去除Re(Ⅶ)和Tc(Ⅶ)的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 HDPy-bent对Re(Ⅶ)和Tc(Ⅶ)的静态吸附实验 |
| 4.2.2 吸附机理探究 |
| 4.2.3 解吸实验 |
| 4.2.4 稳定性研究 |
| 4.2.5 HDPy-bent对Re(Ⅶ)的动态柱实验 |
| 4.2.6 加标回收实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 4.4 参考文献 |
| 第五章 HDPy改性膨润土去除Ⅰ(Ⅰ)和Ⅰ(Ⅴ)的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 HDPy-bent对I~-和IO_3~-的静态吸附实验 |
| 5.2.2 吸附机理探究 |
| 5.2.3 热稳定性研究 |
| 5.2.4 解吸和重复利用性 |
| 5.2.5 动态柱实验 |
| 5.2.6 加标回收实验 |
| 5.3 本章小结 |
| 5.4 参考文献 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 工作总结 |
| 6.2 工作展望 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（5）多孔聚合物复合材料分离放射性碘的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 放射性碘的概述 |
| 1.2.1 放射性碘的来源 |
| 1.2.2 放射性碘的危害 |
| 1.3 放射性碘的处理技术及研究现状 |
| 1.3.1 离子交换法 |
| 1.3.2 化学沉淀法 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.4 吸附法 |
| 1.4 吸附材料的概述和分类 |
| 1.4.1 金属氧化物 |
| 1.4.2 金属有机骨架(MOFs) |
| 1.4.3 多孔有机聚合物(POPs) |
| 1.5 本论文的主要研究内容及创新点 |
| 1.5.1 论文的主要研究内容 |
| 1.5.2 论文研究的创新点 |
| 第2章 Ag@PPy复合材料的制备及其碘吸附性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 Ag@PP_y复合材料的制备 |
| 2.2.3 Ag@PP_y复合材料的吸附性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Ag@PP_y的结构与形貌表征 |
| 2.3.2 Ag@PP_y对 I-/IO_3-的吸附动力学研究 |
| 2.3.3 Ag@PP_y对 I-/IO_3-的等温吸附性能研究 |
| 2.3.4 p H值对Ag@PP_y的吸附性能影响研究 |
| 2.3.5 竞争性离子对Ag@PP_y的吸附性能影响研究 |
| 2.3.6 低浓度实验及模拟废水实验 |
| 2.3.7 吸附机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 Cu-BTC@PES复合珠的制备及其碘吸附性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 Cu-BTC@PES复合珠的制备 |
| 3.2.3 Cu-BTC@PES复合珠的吸附性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PES珠的结构与形貌表征 |
| 3.3.2 Cu-BTC@PES的结构与形貌表征 |
| 3.3.3 Cu-BTC@PES对气态碘的吸附性能研究 |
| 3.3.4 Cu-BTC@PES的吸附动力学研究 |
| 3.3.5 Cu-BTC@PES的等温吸附性能研究 |
| 3.3.6 Cu-BTC@PES的再生性和循环性能研究 |
| 3.3.7 p H和竞争性离子对Cu-BTC@PES的吸附性能影响研究 |
| 3.3.8 吸附机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 δ-Bi_2O_3@PES复合珠的制备及其碘吸附性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 δ-Bi_2O_3@PES复合珠的制备 |
| 4.2.3 δ-Bi_2O_3@PES复合珠的吸附性能测试 |
| 4.2.4 材料的稳定性研究 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 δ-Bi_2O_3@PES的结构与形貌表征 |
| 4.3.2 δ-Bi_2O_3@PES的 I-/IO_3-的等温吸附性能研究 |
| 4.3.3 δ-Bi_2O_3@PES的 I-/IO_3-的吸附动力学研究 |
| 4.3.4 pH值对吸附性能影响研究 |
| 4.3.5 竞争性离子对吸附性能影响研究 |
| 4.3.6 动态吸附研究 |
| 4.3.7 气态碘的吸附研究 |
| 4.3.8 吸附机理研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间的科研情况 |
（6）129I的小型化AMS测量技术研究（论文提纲范文）
| 1 小型化AMS系统介绍 |
| 2 小型AMS系统对127I的传输性能 |
| 2.1 127I-的离子引出 |
| 2.2 127I的加速与剥离 |
| 2.3 127I的AMS系统传输 |
| 3 129I的小型化AMS系统测量技术 |
| 3.1 电荷态选取 |
| 3.2 分子离子排除方法 |
| 3.3 129I测量 |
| 4 AMS系统对129I的测量性能 |
| 4.1 低本底干扰的排除 |
| 4.2 测量准确性 |
| 5 结论 |
（7）AMS测量海水129I的气载分离制样（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品 |
| 1.2 主要仪器 |
| 1.3 主要试剂 |
| 1.4 制样流程 |
| 2 结果和讨论 |
| 2.1 样品分析结果和讨论 |
| 2.2 样品制备方法讨论 |
| 3 结论 |
（8）富钴结壳中10Be、26Al定年方法及应用研究（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 富钴结壳定年的国内外研究现状 |
| 1.2.1 富钴结壳的矿物组成及结构构造 |
| 1.2.2 富钴结壳的成因机制 |
| 1.2.3 富钴结壳的生长年代学 |
| 1.2.4 富钴结壳的古海洋学研究 |
| 1.3 本论文研究工作 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 研究样品及方法 |
| 2.1 样品信息 |
| 2.1.1 区域地质背景 |
| 2.1.2 样品采集 |
| 2.1.3 样品描述 |
| 2.1.4 样品分层取样 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 富钴结壳样品淋滤 |
| 2.2.2 富钴结壳样品中Be、Al的化学分离与纯化 |
| 第3章 ~(10)Be、~(26)Al的 AMS测量 |
| 3.1 TJU-ISESS＿XCAMS简介 |
| 3.2 TJU-ISESS＿XCAMS基本工作原理 |
| 3.3 ~(10)Be的 AMS测量 |
| 3.4 ~(26)Al的 AMS测量 |
| 3.5 ~(10)Be与~(26)Al的 AMS测量结果与分析 |
| 第4章 富钴结壳的自生相淋滤与数据分析 |
| 4.1 富钴结壳自生相淋滤实验结果 |
| 4.2 富钴结壳自生相元素~9Be、~(27)Al测量分析 |
| 4.3 富钴结壳中自生相宇宙成因核素浓度 |
| 4.3.1 结壳CXD08-1 自生相~(10)Be、~(26)A1 及同位素比值深度分布 |
| 4.3.2 结壳MDD46-1 自生相~(10)Be、~(26)A1 及同位素比值深度分布 |
| 4.4 富钴结壳淋滤实验小结 |
| 第5章 富钴结壳~(10)Be、~(26)Al的年代分析 |
| 5.1 全球海洋中Be、Al的分布及环境指示意义 |
| 5.2 富钴结壳的~(10)Be、~(26)Al年代学 |
| 5.2.1 基于~(10)Be、~(10)Be/~9Be的富钴结壳生长速率 |
| 5.2.2 基于~(26)Al、~(26)Al/~(27)Al的富钴结壳生长速率 |
| 5.2.3 与其他研究者结果比较 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（9）典型流域土壤水系沉积物碘的空间分布特征研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 海洋中的碘 |
| 1.3 大气中的碘 |
| 1.4 岩石中的碘 |
| 1.5 土壤中的碘 |
| 1.5.1 地理因素 |
| 1.5.2 土壤的固碘能力 |
| 1.5.3 土壤中碘的得失途径 |
| 1.6 沉积物中的碘 |
| 1.7 水中的碘 |
| 1.8 植物中的碘 |
| 1.9 海洋-大气-陆地体系的碘迁移 |
| 1.9.1 海洋-大气体系的碘转移 |
| 1.9.2 大气-陆地体系的碘转移 |
| 1.10 陆地上的碘迁移 |
| 1.10.1 岩石-土壤体系的碘转移 |
| 1.10.2 土壤-植物体系的碘转移 |
| 1.10.3 沉积物-地下水体系的碘转移 |
| 1.11 地质样品中常用的样品前处理方法研究 |
| 1.11.1 碱融法 |
| 1.11.2 碱液热提取 |
| 1.11.3 高温水解法 |
| 1.11.4 其他方法 |
| 1.12 碘的分析方法相关研究 |
| 1.12.1 滴定法 |
| 1.12.2 分光光度法(Spectrophotometry) |
| 1.12.3 色谱法(Chromatography) |
| 1.12.4 原子吸收光谱法(AAS) |
| 1.12.5 原子发射光谱(AES) |
| 1.12.6 电感耦合等离子体质谱(ICP-MS) |
| 1.13 研究内容及实物工作量 |
| 第二章 密闭碱提取甲烷增敏ICP-MS测定土壤、沉积物中痕量碘 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂和标准参考物质 |
| 2.1.3 实验方法与测定 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 酸消解法和氨水消解法的对比 |
| 2.2.2 消解方法的条件优化 |
| 2.2.3 碘背景信号的降低 |
| 2.2.4 测定过程中碘的记忆效应抑制 |
| 2.2.5 甲烷增敏 |
| 2.2.6 内标的选择 |
| 2.2.7 检出限 |
| 2.2.8 方法准确性 |
| 2.2.9 样品分析 |
| 2.2.10 缺乏碘认证值的标准参考物质 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 典型流域水系沉积物碘的空间分布特征 |
| 3.1 水系沉积物样品的采集环境及样品性质 |
| 3.2 不同水系流域的水系沉积物碘含量的分布情况 |
| 3.3 流域环境因子对水系沉积物碘含量的影响 |
| 3.3.1 季风及走向对流域水系沉积物碘含量的影响 |
| 3.3.2 干湿状况及降水量对水系沉积物碘含量的影响 |
| 3.3.3 气候带对水系沉积物中碘含量的影响 |
| 3.3.4 流域岩性对水系沉积物中碘含量的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同类型土壤中的碘分布特征 |
| 4.1 土壤样品的采集背景及样品性质 |
| 4.2 不同土壤类型的土壤碘含量分布情况 |
| 4.3 大气干湿沉降对土壤碘含量的影响 |
| 4.4 气候带对不同类型土壤碘分布的影响 |
| 4.5 植被分布对不同类型土壤碘分布的影响 |
| 4.6 土壤有机质对土壤碘含量的影响 |
| 4.7 成土母质对土壤碘含量的影响 |
| 4.8 土壤p H对土壤碘含量的影响 |
| 4.9 土壤碘含量与土壤质地之间的关系 |
| 4.10 小结 |
| 第五章 岩-土体系中碘的分布及迁移特征-以胶东半岛为例 |
| 5.1 胶东半岛的自然环境 |
| 5.1.1 气候条件 |
| 5.1.2 水系河流 |
| 5.2 胶东半岛的地层概况 |
| 5.2.1 太古宙地层 |
| 5.2.2 元古代地层 |
| 5.2.3 中生代地层 |
| 5.3 采样区域概况 |
| 5.4 样品采集和处理 |
| 5.5 研究区不同岩性岩石中的碘含量 |
| 5.6 成土母岩地层、岩性与土壤碘含量的关系 |
| 5.7 研究区的土壤性质对土壤碘含量的影响 |
| 5.8 土壤发育程度与碘之间的关系 |
| 5.9 表层土壤理化性质与碘含量的关系 |
| 5.10 深层土壤理化性质与碘含量的关系 |
| 5.11 岩-土剖面的风化程度与碘含量之间的关系 |
| 5.12 岩-土剖面的元素迁移特征 |
| 5.12.1 花岗岩剖面 |
| 5.12.2 安山岩剖面 |
| 5.12.3 砂岩剖面 |
| 5.12.4 灰岩剖面 |
| 5.12.5 花岗质片麻岩剖面 |
| 5.12.6 长石石英岩剖面 |
| 5.13 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（10）中国内蒙古—东北地区陆生植物中129I和铀同位素分析及环境示踪（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 植物中碘(~(127)I和~(129)I)和铀同位素(~(234)U、~(235)U和~(238)U)的来源及分布. |
| 1.1.1 植物中碘同位素(~(127)I和~(129)I)的来源及分布 |
| 1.1.2 植物中铀同位素(~(234,235,238)U)的来源及分布 |
| 1.2 植物中~(129)I的分离和测量方法 |
| 1.2.1 植物中~(129)I的分离方法 |
| 1.2.2 ~(129)I测量方法 |
| 1.3 植物中铀的分离和测量方法 |
| 1.3.1 植物样品中铀的分离方法 |
| 1.3.2 铀同位素测量方法 |
| 1.4 植物中放射性核素~(129)I和铀同位素的环境示踪应用研究 |
| 1.4.1 植物中~(129)I的研究进展及环境示踪应用 |
| 1.4.2 植物中铀同位素的研究进展及环境应用 |
| 1.5 研究意义和内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究目标 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 第二章 植物样品中低水平铀同位素分析方法研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 仪器与试剂 |
| 2.1.2 样品采集和前处理 |
| 2.1.3 植物样品干灰化消解 |
| 2.1.4 植物样品直接酸消解 |
| 2.1.5 铀的色谱分离 |
| 2.1.6 铀的ICP-MS测量 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 样品消解方法的选择 |
| 2.2.2 铀的萃取色谱分离 |
| 2.2.3 ICP-MS/MS测量灵敏度和精密度 |
| 2.2.4 分析方法及探测限 |
| 2.2.5 分析质量控制 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 我国内蒙古-东北地区植物样品中~(129)I水平及环境示踪 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区域概况 |
| 3.1.2 植物样品采集和预处理 |
| 3.1.3 实验仪器、试剂和测量标准 |
| 3.1.4 植物样品中碘的分离和AMS靶源制备 |
| 3.1.5 样品中~(127)I和~(129)I的测量 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 我国内蒙古-东北地区陆生植物中~(127)I浓度、~(129)I水平与分布 |
| 3.2.2 我国内蒙古-东北地区陆生植物中~(129)I来源分析 |
| 3.2.3 我国东北-内蒙古地区陆生植物~(129)I水平的环境示踪意义 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 中国内蒙古-东北地区陆生植物样品中铀同位素分析及环境示踪 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究区域 |
| 4.1.2 植物样品采集和预处理 |
| 4.1.3 实验仪器和试剂 |
| 4.1.4 植物样品中铀的分离 |
| 4.1.5 ~(234)U、~(235)U和~(238)U的测量 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 我国东北-内蒙古地区植物中铀同位素水平及分布 |
| 4.2.2 我国内蒙古-东北地区植物中铀同位素来源分析 |
| 4.2.3 我国东北-内蒙古地区陆生植物铀同位素水平的环境示踪意义 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 主要问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
四、环境中~(129)I的AMS方法测定（论文参考文献）
- [1]碘的质谱测量方法研究进展[J]. 李金英,孙嘉忆,张旭,张东翔,徐熙焱. 质谱学报, 2021(05)
- [2]聚苯胺对模拟含碘废水的净化作用研究[D]. 任超. 太原理工大学, 2021(01)
- [3]小型加速器质谱系统研制及分析技术研究[J]. 何明,包轶文,苏胜勇,游曲波,李康宁,赵庆章,庞仪俊,胡畔,张文慧,龚杰,何洪钰,胡跃明. 原子核物理评论, 2020(03)
- [4]改性膨润土对放射性废水中79Se，99Tc和129Ⅰ的去除研究[D]. 杨军强. 兰州大学, 2020
- [5]多孔聚合物复合材料分离放射性碘的研究[D]. 赵倩. 西华师范大学, 2020(12)
- [6]129I的小型化AMS测量技术研究[J]. 胡畔,何明,赵庆章,庞义俊,龚杰,包轶文,游曲波,李康宁,苏胜勇,胡跃明. 同位素, 2020(04)
- [7]AMS测量海水129I的气载分离制样[J]. 王荣元,刘广山,姜山,谢林波,邓春梅. 应用海洋学学报, 2020(01)
- [8]富钴结壳中10Be、26Al定年方法及应用研究[D]. 胡滢. 天津大学, 2019(01)
- [9]典型流域土壤水系沉积物碘的空间分布特征研究[D]. 罗璐. 中国地质大学, 2019(05)
- [10]中国内蒙古—东北地区陆生植物中129I和铀同位素分析及环境示踪[D]. 鲁彤. 中国科学院大学(中国科学院地球环境研究所), 2018(01)