一、用重金属沉淀和离子交换处理酸性矿坑水（论文文献综述）
吕琦[1]（2021）在《基于SRB修复的酸性矿山废水与生活污水共处理及微生物群落特征》文中指出随着人口的不断增长,对矿产资源的需求和生活污水的产量也不断增加,由此产生大量的酸性矿山废水和生活污水。低p H值、高重金属含量的酸性矿山废水对环境的危害极大。含有大量如寄生虫卵和肠道传染病毒等的病原微生物和氨氮、蛋白质、碳水化合物等有机污染物的生活污水对环境的危害也不容小觑。大量的生活污水直接排放容易产生恶臭并且细菌和病原体大量繁殖,有导致传染病蔓延的风险。利用硫酸盐还原菌对酸性矿山废水进行微生物处理是现阶段国内外研究热点。本研究基于两种废水混合预处理、硫酸盐还原菌还原,结合表面流人工湿地构建了一种新型多单元连续共处理系统,研究该系统对酸性矿山废水和生活污水进行共处理后的各单元出水水质变化,并通过批次实验验证了生活污水与酸性矿山废水混合的最佳比例和青贮饲料作为碳源的可能性。本研究得出以下结论:（1）酸性矿山废水与生活污水以1:2比例混合后对水质的净化效果最佳。生活污水作为中和剂将p H为2.5的酸性矿山废水缓冲至中性（p H=7.03）,并且生活污水所含的还原性物质导致混合液呈现还原态,含有的有机物可作为微生物的部分营养源和能量,更有利于硫酸盐还原菌的生长和繁衍。上清液中Cu2+、Cd2+、Fe2+、总Fe分别第1、2、3、4天达到近100%的去除率,Zn2+在第六天达到95.9%的去除率,Mn2+和硫酸根离子的去除率较差,仅仅被稀释作用而导致浓度下降。（2）生活污水作为单一的碳源并不能满足硫酸盐还原菌长期生长发育的要求,硫酸根的残余浓度仅从2014mg/L降低到1841mg/L。在Postgate C培养基中硫酸盐还原菌的硫酸根残余浓度稳定到353mg/L左右,但昂贵的成本并不适合实际应用。青贮饲料作为单一碳源,硫酸根的残余浓度持续降低到633mg/L,硫酸盐去除效率较好,并且硫酸盐还原菌生长活跃,具有替代Postgate C培养基的可能性。（3）多单元连续共处理系统中的出水水质经三个单元处理后逐步提升,最终达到很好的两种废水共处理效果。p H值为2.5的酸性矿山废水在最后的人工湿地出水呈弱碱性状态（p H稳定在8左右）,成功解决了酸污染的问题。Cu2+、Cd2+、总Fe、Zn2+、Mn2+这五种重金属离子得到了很好的去除,重金属进水浓度翻倍后依然保持很好的去除效率,解决了酸性矿山废水的高重金属问题。实验末期,氨氮、硝态氮、硫酸根离子、总磷、COD的最终出水浓度分别保持在5mg/L、15mg/L、285mg/L、2mg/L、100mg/L以内,达到了良好的水质净化效果。多单元连续共处理系统中SRB优势菌种为Desulfobacterota,人工湿地中存在硝化和反硝化细菌,并在去除氨氮和硝态氮方面发挥了很大的作用。
王领[2]（2021）在《酸性矿山废水微生物新型次生代谢生物合成基因簇的挖掘》文中提出酸性矿山废水是暴露于大气中的含硫废矿石氧化分解而形成的特殊生态环境,含有高浓度的重金属离子和硫酸根离子,其主要特点是强酸性,被认为是极端环境的重要代表之一。近年来,微生物逐渐被用于酸性矿山环境修复,也因此开展了相关工作,并且有研究发现酸性矿山废水微生物合成的次级代谢产物可用于新药研发。因此挖掘酸性矿山废水微生物以及相关的次级代谢产物生物合成基因簇,具备较大的理论意义和实用价值。本研究通过生物信息学方法分析了14种不同矿物类型的186份酸性矿山废水样品的宏基因组数据,完成了1,670个质控合格的宏基因组组装基因组,发现多金属矿中的微生物多样性相对较高。不仅发现了已经在环境修复中应用的Desulfobacula、Desulfotomaculum、Desulfosporosinus和Thermodesulfobium等微生物,而且还发现了参与环境修复过程的Acidithiobacillus ferrivorans、Acidithiobacillus thiooxidan、Acidithiobacillus ferrooxidans等微生物。此外,还有91.8%的基因组可能属于尚未被分离培养的微生物,这些未被分离培养的微生物中也可能存在潜在的环境修复相关的资源。在宏基因组组装基因组基础之上,进一步分析挖掘得到了37类2,545个次级代谢产物生物合成基因簇。不同的酸性矿山废水环境中微生物的次级代谢产物生物合成基因簇具有一定的特点,例如,铅锌矿中的Bacillus velezensis微生物中包含9类36个次级代谢产物生物合成基因簇,多金属矿中的Nocardia sp3123685微生物有10类48个次级代谢产物生物合成基因簇。此外,87.4%的次级代谢产物生物合成基因簇属于新发现的基因簇,主要分布于多金属矿、铜矿、铅锌矿、锑矿中,这些矿物类型中新发现的基因簇可能蕴藏未知的极端环境特有的天然产物,可供进一步药物研发或者其他研究参考。
翟全德[3]（2020）在《城市污泥作为矿山废弃地生态修复基质的筛选与效果研究》文中提出随着城市化的发展,城市污水处理厂产生大量的城市污泥,其具有有害性,未得到妥善处置。城市污泥富含植物生长需要的营养元素,经过无害化处理后,是一种良好的有机肥料和土壤改良剂,可作为矿山废弃地生态修复基质,在使城市污泥得到妥善处置的同时,达到以废治废的可持续资源化利用目标,具有良好的环境、生态、社会和经济等多方面的综合效益。中国矿产资源丰富,矿山的不合理开采使大气、水体以及土壤环境受到不同程度的污染,并且能够通过食物链,最终危害人类健康。如何将城市污泥无害化处理后用矿山生态修复,是当前亟需研究的主题。因此,本文首先对贵州省兴仁市某露天开采煤矿产生的煤矸石进行分析,研究其基本理化特性;然后利用粉煤灰、石灰、土壤等,对城市污泥进行改良,并将改良后的城市污泥作为生态修复基质,通过室内模拟盆栽实验,筛选优良基质;最终对覆盖优良基质的煤矸石进行种植黑麦草实验,通过对渗滤液、基质以及黑麦草物理化学性质的分析,以探索改良城市污泥（生态修复基质）对矿山的生态修复效果。研究主要得出以下结果:（1）煤矸石中硫铁矿含量极高,p H值在2.09～4.99之间,其中,Fe的平均含量为25.75g/kg,导致了矿区矿坑水普遍呈现红褐色且p H值低;As和Cd的平均含量分别为97.24mg/kg和0.52mg/kg,均高于农用地土壤污染风险筛选值。虽然煤矸石中有机质含量高达21.4%～28.7%,但是由于其物理结构不良以及重金属元素含量较高,使得矿区植物无法生长。（2）粉煤灰和石灰可以有效钝化城市污泥中的重金属元素,使其不易淋溶出来,且石灰的钝化效果优于粉煤灰;城市污泥可以迅速提高土壤中的营养元素含量,且适量的城市污泥能够促进黑麦草的发芽及生长,而过量的城市污泥则不利于其生长。当将城市污泥、粉煤灰、土壤分别以不同比例混合时,盆栽黑麦草平均发芽率最高,平均发芽率达80%以上,且长势较好;添加石灰虽然能促进黑麦草的发芽,但使得基质物理结构不良。实验筛选出4种较好的基质用于矿山生态修复实验,分别为城市污泥:粉煤灰=1:1、城市污泥:粉煤灰=2:1、城市污泥:粉煤灰:土壤=1:1:1、城市污泥:粉煤灰:土壤=1:1:2。（3）将筛选出的基质覆盖于煤矸石上层进行生态修复盆栽实验,当覆盖基质为城市污泥:粉煤灰=1:1和城市污泥:粉煤灰=2:1时,盆栽渗滤液对比煤矸石渗滤液,p H明显升高,EC降低,重金属元素Fe、Mn、Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、As、Cd显着降低;煤矸石中重金属无迁移到基质中的现象,基质中重金属有效态含量降低;同时,实验中所种植的黑麦草对重金属富集率不高。且当覆盖基质为城市污泥:粉煤灰=2:1时,修复效果最好。综上所述,将城市污泥和粉煤灰按2:1比例混合得到的基质用于煤矸石的生态修复,可以有效避免酸性矿山废水（AMD）的产生,且重金属无迁移转化现象,故此二者可以作为良好的矿山废弃地生态修复基质,使矿山重新生长植物,且不易造成二次污染。
胡慧敏[4]（2018）在《湿式球磨搅拌活化碳酸钙处理低浓度重金属废水的研究》文中研究指明在工业飞速发展的今天,工业废水中重金属废水的排放量也与日俱增,重金属废水的不合理处理与处置不仅会造成环境的二次污染也会导致资源和能源的浪费。因此,如何降低工业废水中重金属离子浓度,在实现净水直排的同时,有效地对各种重金属分离回收和资源化再利用已成为事关我国民生与可持续发展的研究重点。针对传统化学碱沉淀法存在试剂使用量大、工艺需后中和处理、沉淀金属难以分类回收及对低浓度重金属废水处理效果差等问题,本文开展了湿式球磨搅拌活化碳酸钙（CaCO3）处理低浓度Pb2+、Cu2+、Ni2+重金属废水的研究。在湿式球磨搅拌过程中,通过球磨介质与CaCO3的碰撞、挤压及剪切作用,获得CaCO3颗粒粒径减小、表面润湿性增强、溶解度及化学活性增强等一系列物理及化学性质的变化。在此基础上,系统的探究了CaCO3投加量、球磨时间、球液体积比、辅助剂的使用、初始浓度等不同条件下湿式球磨搅拌活化CaCO3对Pb2+、Cu2+、Ni2+溶液的处理效果,并通过XRD、TG-DSC、FTIR等测试分析手段对重金属沉淀物的测试分析讨论Pb2+、Cu2+、Ni2+从溶液中沉淀分离的机理。结果表明,在CaCO3/Pb2+=1:1、球磨时间120min、球液体积比10%、转速200rpm的条件下,溶液中的Pb2+形成PbCO3从溶液中分离沉淀,在初始浓度为0.5mM时,去除率可高达99.82%,处理后溶液pH=6.51,剩余溶度为0.13mg/L达到国家排放标准;在CaCO3/Cu2+=1:1、球磨时间90min、球液体积比10%、转速200rpm的条件下,溶液中的Cu2+以Cu4（SO4）（OH）6·2H2O的组成从溶液中分离沉淀,在初始浓度为1mM时,去除率可高达99.62%,处理后溶液pH=8.25,剩余溶度为0.35mg/L可直接排放;在CaCO3/Al3+/Ni2+=1.5:1:1、球磨时间90min、球液体积比10%、转速200rpm的条件下,溶液中的Ni2+以Ni14Al9（SO4,CO3）6（OH）43·7H2O的组成从溶液中分离沉淀,在初始浓度为1mM时,去除率可高达99.79%,处理后溶液pH=7.94,剩余溶度为0.12mg/L可直接排放。综上所述,采用湿式球磨搅拌活化CaCO3的工艺,不仅实现了CaCO3代替Ca（OH）2摩尔比化学沉淀低浓度重金属的目标,沉淀产物且随金属离子而变化,揭示了不同金属离子间不同的沉淀机理。此工艺不仅为多金属混合溶液的依次分离回收提供了新的思路和方法,也为碳酸钙资源的开发利用提供了新的途径。
王光远[5]（2016）在《铅锌尾矿库重金属污染微生物原位修复》文中认为尾矿库中堆存的大量尾矿,含有一定量的重金属离子,会在雨水、选矿水等的浸泡、淋滤作用下,溶出大量重金属离子,随地表径流、地下渗透等途径污染周围环境。目前尾矿原位修复方法中,微生物修复法具有成本低、效果好、易操作、无二次污染等优点受到广泛关注。本论文研究了硫酸盐还原菌和铁还原菌为主的修复菌群适宜的生长繁殖条件及对尾矿重金属污染的修复效果。实验使用广西河池某废弃尾矿库铅锌尾矿,经分析得出,尾矿中含有As、Cu、Fe、Pb、Sb、Zn、S含量分别为5.11%、0.054%、9.86%、0.31%、0.48%、0.95%、6.28%,重金属元素主要以硫化物的形式存在。铅锌尾矿粒度较细,皆在0.15 mm以下,比表面积较大,且尾矿渗透性较强,使得尾矿能够持续与水、氧气等接触,在自然界广泛存在的铁硫氧化菌的作用下,尾矿中重金属的溶出不可避免,此尾矿具有较高污染风险。尾矿表面附着的选矿药剂等有机物无法被硫酸盐还原菌利用,由于含量较低亦不会对细菌的生长造成影响,但硫酸盐还原菌为异养微生物,必须额外添加有机物供给硫酸盐还原菌生长繁殖。实验对比了0、0.4、0.8、1.2、1.6、2.0 g/L的酵母提取物、蛋白胨、乳酸钠、葡萄糖溶液中还原菌群的生长繁殖状况以及溶液中重金属离子及SO42-浓度,为使硫酸盐还原菌大量生长繁殖并长期保持为优势菌种,选择1.2 g/L的酵母提取物、1.8 g/L的乳酸钠分别作为硫酸盐还原菌生长所需的氮源和碳源。通过对比去离子水、含有微量无机成分不含（NH4）2SO4溶液、含有微量无机成分及（NH4）2SO4溶液中分别添加酵母提取物及乳酸钠后,溶液中细菌去除重金属离子的效果发现,（NH4）2SO4能够促进无关杂菌的生长,因此含有微量无机成分不含（NH4）2SO4溶液更有利于硫酸盐还原菌发挥作用升高pH、降低Eh、沉淀重金属。较高浓度的重金属离子会对微生物具有毒害作用,尤其尾矿中含有的As,对微生物毒害作用较强。硫酸盐还原菌为厌氧菌,在厌氧条件下才能够发挥作用。通过实验发现在pH>5.0,氧气量有限的情况下,微生物能够快速生长并消耗体系内的氧气,营造还原性氛围,在短时间内即可升高pH、降低Eh、对溶液中的Sb、Zn离子具有沉降去除作用。模拟广西河池酸雨环境,对尾矿进行模拟原位修复。在自然条件及接入氧化菌淋滤体系内,尾矿保持较强的渗透能力,尾矿及淋滤液pH降低、Eh升高,尾矿中的重金属离子被大量溶出。在接种了硫酸盐还原菌及接种硫酸盐还原菌、铁还原菌的淋滤体系内,尾矿的渗透能力急剧减弱,淋滤液pH升高至接近中性,Eh降低到200 mV以下,淋滤液中的重金属离子在硫酸盐还原菌的作用下被沉降除去。在接种硫酸盐还原菌体系中,7周后淋滤液中的重金属基本去除完全,去除率达到99%以上。在接种硫酸盐还原菌及铁还原菌淋滤体系中,重金属去除能力略低于只接种硫酸盐还原菌体系,淋滤液中含有少量的Fe2+维持还原性氛围。
褚禛[6]（2015）在《嗜酸性硫杆菌的分离纯化及其应用研究》文中进行了进一步梳理针对酸洗污泥的减量化与资源化问题,现有的火法、湿法和固化等处置方法存在着二次污染、经济性差、有效资源无法回收利用等问题。本研究富集培养嗜酸性硫杆菌,探究生物法在酸洗废弃物处理领域的可行性。对江苏省重点地区的不锈钢企业进行采样分析,得出酸洗废水进水的pH在2-3左右,经石灰和碱液中和沉淀后,出水的pH在6-7左右。酸洗污泥的pH基本呈碱性,在8-9左右,含水率大约在70%～80%。酸洗废水和酸洗污泥中Fe、Ca含量最高,平均含量分别为13.63%和27.57%；重金属Ni、Cr的含量突出,平均含量分别为2.26%和2.77%；酸根离子含量最高的为F,平均含量达到23.57%。从南京市城东污水处理厂的二沉池中富集培养菌株作为实验菌株,经分离鉴定为嗜酸性硫杆菌,命名为Acidithiobacillus ferrivorans NJUST22。分别讨论初始pH、亚铁浓度和温度对菌株活性的影响,确定最佳运行参数,即菌株可以利用亚铁作为能源,最适pH为2.5,温度为30℃。由于酸洗废水和酸洗污泥中含有一定量的重金属和酸根离子,会对菌株产生潜在的毒害作用,需研究对其的耐受性。结果表明：菌株可耐受600mg/L的重金属离子Cr3+和Ni2+; NO3-、Cl-、SO42-、PO43-要达到0.3mol/L时才会出现强烈的抑制作用；而F-仅需0.01mol/L就会对菌株活性造成强烈的抑制。嗜酸性硫杆菌在培养过程中,使整个培养基pH降低,以达到浸出污泥中重金属的目的。但由于酸洗污泥pH过高和氟离子浓度过高两个原因,会一定程度抑制菌株的活性,导致整个培养基pH下降缓慢,重金属离子的浸出率较低。当初始亚铁浓度为5.0g/L时,重金属Cr3+和Ni2+的浸出率分别达到34.87%和85.37%,过高的初始亚铁浓度反而会导致浸出率的下降。考察初始pH、亚铁浓度和温度对生物法合成黄钾铁矾的影响,对黄钾铁矾进行物相分析,并探究其对废水中重金属离子的去除效果。结果表明：菌株的活性决定了黄钾铁矾的生成量,但初始pH低于2.0、温度低于20℃以及培养基中的亚铁浓度过低时都不利于黄钾铁矾的生成。黄钾铁矾样品由形状不规则的小颗粒胶连在一起组成,分散性好。样品的平均粒径为17.74μm,分布较均匀。生物法合成黄钾铁矾时,酸洗废水（出水）中Cr3+的去除率较高,最高可达到87.02%,Ni2+的去除率相对较低,最高可达到55.30%。
彭倩坤[7]（2014）在《磷尾矿库区土壤重金属的污染及修复技术研究》文中研究说明土壤虽然是人们赖以生存和发展的基础，但人们往往很容易忽视土壤受到污染的危险。现今随着矿产资源开发速度的不断加快及规模的不断扩大，通过尾矿渗透到土壤的重金属数量和种类也不断增加，其中尾矿库区土壤受尾矿重金属污染最严重，威胁着人类的生存。因此尾矿库区土壤重金属污染及修复技术受到人们的广泛关注。本文选取云南海口和晋宁两个尾矿库区土壤为研究对象，研究磷尾矿库区土壤重金属污染的基本特性、迁移浸出机理及修复方法，为其它种类尾矿库区土壤重金属污染及修复技术提供借鉴和思路。论文通过X射线衍射等试验方法测定土壤含水率、pH值、成分及物相等，全面地了解磷尾矿库区土壤的基本特性。结果表明，磷尾矿库区土壤不仅含有Zn、Cu、Pb、As、Cr、Cd等重金属元素，而且土壤呈酸性，含水率较高，结构松散，这些特点都有利于重金属的迁出污染。采用全量、形态、浸出试验定量分析磷尾矿库区土壤重金属污染的危害，从全量中得知磷尾矿库区土壤中Zn、Cd、As的含量大部分都超过了云南土壤背景值。由形态分析可知可利用态百分比最高的是Cd，易于迁移释放，其次是Zn。浸出试验显示Zn、As的浸出毒性值都超过了浸出毒性标准，对土壤及周边环境存在污染危害。选用单因子质量指数评价法和内梅罗综合污染指数法进行评价，评价结果表明磷尾矿库区土壤中Zn、Cd、As的污染程度已非常严重，我们必须对其采取适当的修复措施。为了研究微生物修复技术的可行性，采用A.f菌进行周期30天的微生物修复试验。试验测得的数据反映浸出过程中有快速生成钝化膜的现象。采用电镜扫描验证钝化膜的存在，并对比微生物修复前后样品的浸出毒性值，结果显示钝化膜包裹的土壤浸出毒性值明显降低，污染危害明显减少，这在一定程度上证明了微生物修复磷尾矿库区重金属污染的土壤具有可行性。但同时试验中也发现此技术存在二次污染的缺陷。将A.f菌驯化的矿浆浓度扩大到20%，微生物处理周期缩短到7天，进行微生物-电动去除联用修复试验，以避免二次污染。试验结果表明经过联用修复后的土壤残渣态比重上升，环境活性降低，浸出毒性值下降，对环境危害降低。计算微生物修复、电动去除、微生物-电动去除联用修复三种技术的重金属去除率来表现各技术的修复效果，得到Zn的平均去除率分别为66.00%、31.93%和72.30%，Cd的平均去除率分别为65.29%、41.56%和68.88%，As的平均去除率分别为9.63%、10.32%和25.15%。对比发现微生物-电动去除联用的修复效果明显好于其它两种技术，具有优越性。
肖菊芳[8]（2014）在《钢铁硫酸洗废液中嗜酸性氧化亚铁硫杆菌对重金属的去除及机理研究》文中进行了进一步梳理钢铁硫酸洗废液中含有大量的Fe2+且pH通常为2左右，对生物、土壤及水工构筑物设备产生严重的腐蚀作用，它的处理一直是钢铁工业的一个重大问题。传统的化学法利用中和原理对其进行治理，不仅浪费了Fe2+等有用资源，且容易形成二次污染。而采用微生物法处理钢铁酸洗废液，实现了钢铁酸洗废液及重金属的资源化、减量化、无害化处理，对钢铁、冶金及机械行业节能减排具有重要意义。因此，本文首先从钢铁硫酸洗废液Fe2+供能菌的适生菌株的筛选分离入手，分离鉴定得到一株嗜酸性氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans，At.f），并构建连续流完全混合式生物反应装置；考察了生物反应器中菌株对四种重金属离子（Zn2+、Ni2+、Cu2+、Cd2+）的耐受性及其去除率，并对菌株对四种重金属离子的去除机理进行了初步探究，得出的具体结论如下：1、采用9K单层固体平板分离法从山西煤矿的矿坑废水中分离得到一株嗜酸性亚铁离子供能菌，经16SrDNA分析鉴定，结果表明该菌株为嗜酸性氧化亚铁硫杆菌（At.f菌）命名为XJF-8，基因登录号为KF378735。2、构建了连续流完全混合式生物反应器，在曝气条件下得出本反应器最佳停留时间为13h。3、研究了反应器中菌株对四种不同浓度的重金属离子的耐受性，结果表明：菌株对四种金属离子的耐受性强度顺序为：Zn2+（1600mg/l）>Ni2+（900mg/l）>Cd2+（600mg/l）>Cu2+（500mg/l）。证明At.f菌对Zn2+、Ni2+的耐受性远大于Cu2+、Cd2+，且远高于纯培养摇床实验中得到的四种金属离子的耐受值：Zn2+（1000mg/l）>Cu2+（300mg/l）>Ni2+（250mg/l）>Cd2+（200mg/l）。4、考察了反应器中菌体对四种金属离子的去除率及去除过程中Fe3+浓度的变化，得出At.f菌对Zn2+（300mg/l）、Ni2+（100mg/l）、Cu2+（100mg/l）、Cd2+（100mg/l）的最高去除率分别可达100%、95.7%、68.3%、80%。5、对菌株去除重金属的机理进行了初步探究，结果表明，菌株对重金属的去除机理中有共沉淀作用，且对不同金属离子，共沉淀作用的贡献值不同，分别为Zn2+94%、Ni2+25%、Cu2+10.7%、Cd2+33.3%。
杜虎[9]（2013）在《氧化钴生产废水中钴去除方法的研究》文中提出氧化钻生产企业排放的废水不仅含有一定量的钻离子,还含有高浓度的氨氮和有机萃取剂,若未经处理直接排放,不仅会产生严重的环境问题,而且还会对人体造成严重危害。目前,含钻废水的处理方法有很多,主要有化学沉淀法、吸附法、离子交换法、膜分离法、生物法、溶剂萃取法等,其中以化学沉淀法在工业上应用最为常见。但由于氧化钴生产废水中存在高浓度的氨和萃取剂等钴的配合物,改变了钻离子在水中的存在形态,所以采用传统化学沉淀法处理这种废水时,出水钴离子浓度很难达标。为了探索氧化钴生产废水中钴的去除方法,本文以模拟和实际氧化钴生产废水为研究对象,找到了一种在高浓度氨氮体系下对钴离子具有较强吸附能力的D1100树脂；通过增加污泥转化步骤对传统铁氧体法进行改进,克服了传统铁氧体方法能耗高、污泥沉降性差的缺点。分别比较了D1100树脂和铁氧体法对氧化钻生产废水的处理效果,并考察了不同因素对钴去除率的影响。实验结果如下：（1）当模拟氧化钴生产废水pH在2-7时,D1100树脂对钻离子具有较强的选择吸附能力,钴离子在D1100树脂上的吸附符合Langmuir等温吸附,在25℃时,静态饱和吸附容量为200mg·g-1（干树脂）（2）钻离子在D1100树枝上吸附动力学过程符合准二级动力学模型,Na+、Ca2+对钴离子在D1100树脂上的吸附交换行为没有显着的影响。当废水中存在高浓度的氨和萃取剂等钻的配合物时,会降低钴离子在D1100树脂上的吸附势,从而降低D1100树脂对钴离子的吸附能力。（3）当废水中初始钴离子浓度低于50mg·L-1,氨氮浓度低于6000mg·L-1,反应pH在9以上时,Fe2+投加量为300mg·L-1,反应时间为30min,污泥转化时间为20min,污泥转化pH为12,氧化钴生产实际废水经吹脱+铁氧体法处理后的废水中钴离子浓度可降低到0.614mg·L-1以下,低于我国《铜、钻、镍工业污水排放标准（GB25467-2010）》。图41幅,表21个,参考文献85篇
黄姗[10]（2011）在《黄钾铁矾生物合成的影响因素及其机制研究》文中指出酸性矿山废水（Acid Mine Drainage, AMD）由于极端酸性和富含有毒有害元素对生态环境造成的巨大影响使其成为环境科学中研究的热点。目前,AMD的治理主要采用中和法、人工湿地法和微生物法等。其中,微生物法处理酸性矿山废水因具有成本低、适用性强、无二次污染等特点而引起了学术界的广泛重视。研究发现,在富含Fe和SO42-的AMD环境下,通过微生物或非生物的作用可形成铁的硫酸盐矿物进而除去其中的有毒有害元素。其中,黄钾铁矾作为AMD中最普遍、也是最为稳定的次生铁矿物形态,因具有较强的吸附和类质同象替换能力而成为一种倍受关注的新型环境矿物材料。本文围绕AMD的治理和次生矿物的形成,在实验室中模拟与AMD类似的酸性硫酸盐环境,通过改变嗜酸性氧化亚铁硫杆菌的反应条件、化学与生物成矿的对比、控制Fe2+氧化速率和外源添加糖类物质模拟细菌胞外多聚物（EPS）的方法,探讨了促进次生矿物形成的途径及其影响机制。1、为了研究不同环境和条件对细菌活性和次生矿物形成的影响,本文考察了细菌接种量、休止细胞保存时间、反应起始pH值,添加（NH4）2SO4、NH4HCO3和KHCO3对矿物生成量、亚铁氧化率和总铁沉淀率等的影响,并借助X射线衍射（XRD）等方法对产物进行了分析与鉴定。结果表明：（1）细菌接种量大于75%时,铁沉淀率和矿物生成量已趋于稳定；（2） A.ferrooxidans LX5休止细胞在放置超过7d以后,其氧化Fe2+的能力会有一定程度的减弱,但对后续产物的生成量没有太大影响；（3）反应溶液的起始pH在3.0-2.25范围内对矿物生成基本没什么影响,当溶液的起始pH值降至2.0后,矿物的生成量有显着降低的趋势；（4）适当低浓度的添加NH4+可以为细菌的生长提供营养物质并促进矿物的生成,但提高NH4=浓度反而对矿物的合成有抑制的趋势；（5）向反应体系中添加NH4HCO3,在NH4+和HC03的共同作用下,可以通过调控溶液的pH值和为细菌生长提供氮源和C02的途径促进矿物产量。因此,适当提高细菌接种量、调整溶液pH值和添加NH4+HCO3有利于促进矿物的形成。2、次生矿物的形成主要通过生物合成和化学合成两种方法,为了比较这两种方法对次生矿物形成的影响,本文通过A.ferrooxidans生物氧化和H202化学氧化FeSO4的方法合成次生矿物。结果表明：（1）采用生物方法合成的矿物结晶度较好,是纯净的不含其它杂质的黄钾铁矾；而化学方法合成的矿物结晶度较差,为黄钾铁矾和施氏矿物的混合物；（2）化学法氧化Fe2+迅速,可在10min内快速大量的合成矿物；生物法对Fe2+的氧化则相对缓慢的多,需几小时后才开始有矿物生成；（3）化学法合成矿物在反应72h时总铁沉淀率为26.46%,矿物颗粒多为轮廓圆滑的球形,尺寸在2μm左右；生物法合成矿物在反应72h时总铁沉淀率为71.58%,矿物颗粒多为棱角分明的长条形,尺寸在1.5-2μm左右,团聚现象十分明显。3、尽管前面的研究表明不同Fe2+氧化方法能够显着影响矿物的形成,但是H202氧化速率过快,容易形成大量的杂质。本文将进一步通过缓慢添加H202的方法,研究H202快速氧化、慢速氧化和生物氧化途径对次生矿物的影响。结果表明：（1）A.ferrooxidans氧化和滴加H202缓慢氧化合成的矿物均为黄钾铁矾,而在反应开始后的一段时间内快速氧化合成的矿物与施氏矿物类似,随着反应时间的延长,H202快速氧化合成的矿物发生了由施氏矿物向黄钾铁矾的相转变。可见,在反应初期,Fe2+的氧化速率越慢越容易形成晶型的黄钾铁矾；而Fe2+的氧化速率过快则容易形成施氏矿物等结晶度较差的矿物,但随着反应时间的延长,会逐渐转变为黄钾铁矾；（2）H202慢速氧化体系中Fe2+的氧化速率和矿物形成量均显着高于生物氧化,在反应结束时,H202慢速氧化形成的矿物较生物氧化体系高约30%;（3）与H202氧化相比,生物氧化体系中含有大量的EPS,这可能是造成生物氧化体系矿物合成量较低的原因。本文采用高速离心剥离EPS的方法，分析了剥离EPS的A.ferrooxidans对Fe2+氧化和矿物生成量的影响。结果发现,剥离前和剥离后的A.ferrooxidans对Fe2+的氧化能力几乎没有差异,但是剥离后的A.ferrooxidans合成的矿物量却高于剥离EPS前的A.ferrooxidans.因此,生物氧化和H202氧化方式能够显着影响次生矿物的形成,并且嗜酸性氧化亚铁硫杆菌分泌的EPS对矿物的形成具有一定的抑制作用,使得矿物生成量和铁的去除率均低于缓慢氧化的反应体系。4、为了进一步验证EPS对矿物形成的影响,本文还采用葡聚糖模拟EPS的方法,研究在H202氧化Fe2+体系中不同浓度葡聚糖对次生铁矿物形成的影响。结果表明：（1）葡聚糖抑制了次生矿物的合成；（2）随着葡聚糖浓度的提高,次生矿物内的Fe含量降低,而S含量没有显着变化,且所有处理的K含量均较低；（3）没有葡聚糖处理的次生矿物的XRD特征峰与黄钾铁矾吻合,而添加葡聚糖后形成的次生矿物的特征峰与施氏矿物吻合,但是所有处理的次生矿物的结晶度都不高；（4）随着葡聚糖浓度的提高,次生矿物的颗粒尺寸降低,比表面积增加；（5）葡聚糖作为大分子有机物,所带的负电荷可以结合Fe3+形成配合物,使得参与生成矿物沉淀的Fe3+减少。因此,葡聚糖可以通过结合Fe3+与之形成配合物来抑制次生矿物的合成,并且阻止次生矿物由施氏矿物向黄钾铁矾的转变。5、在EPS中除了含有大量的葡聚糖外,还含有一定量的葡萄糖。本文进一步通过采用葡萄糖模拟EPS的方法,研究在H202氧化Fe2+体系中不同浓度葡萄糖对次生铁矿物形成的影响。结果表明：（1）将Fe2（SO4）3溶解后,采用一定浓度的KOH溶液代替K2SO4,调高反应溶液的pH,同时为成矾提供一价阳离子,可在一定程度上推动由Fe3+在常温常压下合成黄钾铁矾的速率；（2）葡萄糖对H202氧化Fe2+成矿和起始供应Fe3+成矿均表现出一定的抑制作用。其中,葡萄糖对起始供应Fe3+成矿的抑制主要表现在培养初期（前72h内）；而对H202氧化Fe2+成矿的抑制更主要表现在培养后期（72-168h）。因此,葡萄糖也能在一定程度上抑制Fe2+的氧化和次生矿物的形成。全文研究表明,在Fe2+氧化速率较快时,施氏矿物等结晶度较差的矿物是黄钾铁矾的前驱产物。A. ferrooxidans分泌的EPS对矿物的形成具有一定的抑制作用,其中的糖类组分可通过结合Fe3+、隔离分散结晶核、阻碍矿相转变等方式影响矿物的最终产量。由于生物法合成矿物受微生物条件的影响和制约,通过滴加双氧水缓慢氧化Fe2+是一种更为快速有效的沉矾除铁方法。
二、用重金属沉淀和离子交换处理酸性矿坑水（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、用重金属沉淀和离子交换处理酸性矿坑水（论文提纲范文）
（1）基于SRB修复的酸性矿山废水与生活污水共处理及微生物群落特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 酸性矿山废水概述 |
| 1.1.1 酸性矿山废水的来源及特点 |
| 1.1.2 酸性矿山废水的危害 |
| 1.2 酸性矿山废水的预防和治理技术 |
| 1.2.1 酸性矿山废水的预防措施 |
| 1.2.2 沉淀法 |
| 1.2.3 吸附法 |
| 1.2.4 离子交换法 |
| 1.2.5 膜分离技术 |
| 1.2.6 微生物法 |
| 1.2.7 人工湿地法 |
| 1.3 研究目的、意义及内容 |
| 1.3.1 研究的目的及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 生活污水与酸矿废水混合的水质变化及机理 |
| 2.1 实验内容与方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 主要的分析项目与分析方法 |
| 2.2 实验步骤 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 pH的变化 |
| 2.3.2 EC的变化 |
| 2.3.3 ORP的变化 |
| 2.3.4 COD和硫酸根的变化 |
| 2.3.5 重金属的变化 |
| 2.3.6 FTIR分析 |
| 2.3.7 SEM和EDS分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 青贮饲料和生活污水作为碳源对SRB的影响 |
| 3.1 实验内容与方法 |
| 3.1.1 实验仪器及试剂 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 pH的变化 |
| 3.3.2 ORP的变化 |
| 3.3.3 单一碳源下硫酸根的去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 多单元连续共处理系统污染物去除效果 |
| 4.1 实验内容与方法 |
| 4.1.1 实验仪器及试剂 |
| 4.1.2 实验材料 |
| 4.1.3 多单元连续共处理系统的构建 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 实验方案 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 各个单元出水pH、ORP的变化 |
| 4.3.2 各个单元出水和人工湿地各区域的DO的变化 |
| 4.3.3 各个单元出水重金属的变化 |
| 4.3.4 各个单元出水氨氮、硝态氮的变化 |
| 4.3.5 各个单元出水COD、TP的变化 |
| 4.3.6 各个单元出水SO_4~(2-)、VFSS中硫化物的变化 |
| 4.3.7 微生物群落分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（2）酸性矿山废水微生物新型次生代谢生物合成基因簇的挖掘（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 酸性矿山废水基本特征 |
| 1.2 酸性矿山废水的危害和修复 |
| 1.2.1 酸性矿山废水的危害 |
| 1.2.2 酸性矿山废水的修复 |
| 1.3 酸性矿山废水的微生物分布 |
| 1.4 宏基因组测序技术 |
| 1.5 次级代谢物和次级代谢产物生物合成基因簇 |
| 1.5.1 次级代谢物 |
| 1.5.2 次级代谢产物生物合成基因簇 |
| 1.6 本课题内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 数据来源 |
| 2.1.1 实地采集数据 |
| 2.1.2 公共数据 |
| 2.2 数据处理方法及流程 |
| 2.2.1 数据解压与质控 |
| 2.2.2 序列拼接 |
| 2.2.3 宏基因组组装基因组 |
| 2.2.4 MAGs结果质控与物种注释 |
| 2.2.5 预测生物合成基因簇 |
| 2.3 作图方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 MAGs质控与物种多样性分析 |
| 3.1.1 不同质量等级MAGs物种分布情况 |
| 3.1.2 物种多样性分析 |
| 3.1.3 不同矿物类型物种多样性分布 |
| 3.1.4 不同矿物类型古细菌分布情况 |
| 3.2 生物合成基因簇分析 |
| 3.2.1 antiSMASH生物合成基因簇预测 |
| 3.2.2 高等质量MAGs的 smBGCs |
| 3.2.3 中等质量MAGs的 smBGCs |
| 3.2.4 BigSCAPE基因簇分类 |
| 3.2.5 smBGCs在不同矿物类型中的分布情况 |
| 3.2.6 新基因簇的评估 |
| 3.2.7 smBGCs和物种的关系 |
| 4 讨论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（3）城市污泥作为矿山废弃地生态修复基质的筛选与效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 矿山开采对环境危害及矿山废弃地的形成 |
| 1.2 矿山生态修复研究现状 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 生物修复及植物修复 |
| 1.3 城市污泥的特点及处置现状 |
| 1.3.1 城市污泥的特点 |
| 1.3.2 城市污泥的处置现状 |
| 1.3.3 城市污泥的主要处置技术 |
| 1.3.4 其他处置 |
| 1.4 研究内容、意义和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 研究材料与方法 |
| 2.1 实验材料采集与处理 |
| 2.1.1 煤矸石采集与处理 |
| 2.1.2 城市污泥的采集与处理 |
| 2.1.3 粉煤灰的采集与处理 |
| 2.1.4 土壤样品的采集与处理 |
| 2.1.5 石灰样品的采集与处理 |
| 2.2 实验方案设计 |
| 2.2.1 基质筛选实验 |
| 2.2.2 生态修复实验 |
| 2.3 样品分析与数据处理 |
| 2.3.1 样品分析与测定 |
| 2.3.2 数据处理 |
| 第三章 城市污泥基质材料改良与筛选 |
| 3.1 试供材料的理化性质 |
| 3.2 基质筛选指标分析 |
| 3.2.1 渗滤液理化性质 |
| 3.2.2 黑麦草生长状况 |
| 3.2.3 各混合基质理化性质 |
| 3.3 筛选结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 城市污泥基质的生态修复效果及评价 |
| 4.1 煤矸石理化性质 |
| 4.1.1 煤矸石pH及营养元素 |
| 4.1.2 煤矸石重金属含量 |
| 4.1.3 煤矸石重金属形态分布 |
| 4.2 渗滤液理化性质 |
| 4.2.1 渗滤液pH和EC |
| 4.2.2 渗滤液重金属 |
| 4.3 基质重金属总量变化 |
| 4.4 基质重金属形态变化 |
| 4.5 黑麦草重金属含量 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（4）湿式球磨搅拌活化碳酸钙处理低浓度重金属废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属废水来源、危害及处理现状 |
| 1.1.1 重金属废水来源、危害 |
| 1.1.2 重金属废水处理现状 |
| 1.1.3 化学沉淀法处理重金属废水现状 |
| 1.2 碳酸钙研究现状 |
| 1.2.1 碳酸钙资源 |
| 1.2.2 碳酸钙的应用 |
| 1.3 湿式球磨搅拌概述 |
| 1.3.1 湿式球磨搅拌的原理 |
| 1.3.2 湿式球磨搅拌的应用 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 研究技术路线 |
| 第2章 药剂、仪器、研究方法及小试 |
| 2.1 实验药剂与仪器设备 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 实验方法 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.3 碳酸钙活化探究 |
| 2.3.1 CaCO_3粒度变化 |
| 2.3.2 Ca~(2+)溶度变化 |
| 2.3.3 溶液pH变化 |
| 2.3.4 活化碳酸钙处理常见重金属离子可行性试验 |
| 第3章 铅去除性能研究 |
| 3.1 铅去除性能单因素影响研究 |
| 3.1.1 碳酸钙添加量对铅去除效果的实验 |
| 3.1.2 球磨时间对铅去除效果的实验 |
| 3.1.3 球液体积比对铅去除效果的实验 |
| 3.1.4 初始浓度对铅去除效果的实验 |
| 3.1.5 铅盐类型对铅去除效果的实验 |
| 3.2 铅沉淀物性质分析及机理解释 |
| 3.2.1 沉淀物XRD分析 |
| 3.2.2 沉淀 FTIR 测试分析 |
| 3.3 铅沉淀物回收再利用探究 |
| 3.3.1 碳酸铅沉淀物的应用 |
| 3.3.2 制备碳酸铅及碱式碳酸铅新工艺 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 铜的去除性能研究 |
| 4.1 铜去除性能单因素影响研究 |
| 4.1.1 添加量对铜去除效果的实验 |
| 4.1.2 球磨时间对铜去除效果的实验 |
| 4.1.3 球料体积比对铜去除效果的实验 |
| 4.1.4 初始浓度对铜去除效果的实验 |
| 4.1.5 混合金属溶液中铜去除效果的实验 |
| 4.2 沉淀物性质分析及机理解释 |
| 4.2.1 沉淀物XRD表征分析 |
| 4.2.2 沉淀物TG-DSC表征分析 |
| 4.2.3 去除机理分析 |
| 4.3 铜沉淀物回收再利用探究 |
| 4.3.1 Cu_4(SO_4)(OH)_6·2H_2O 沉淀物的再利用 |
| 4.3.2 混合金属溶液中选择性除铜工艺开发 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 镍去除性能研究 |
| 5.1 镍去除性能单因素影响研究 |
| 5.1.1 碳酸钙添加量对镍去除效果的实验 |
| 5.1.2 硫酸铝添加量对镍去除效果的实验 |
| 5.1.3 球磨时间对镍去除效果的实验 |
| 5.1.4 球料体积比对镍去除效果的实验 |
| 5.2 镍沉淀物性质分析及机理解释 |
| 5.2.1 沉淀物XRD分析 |
| 5.2.2 沉淀物傅里叶红外测试分析 |
| 5.3 镍沉淀物回收再利用探究 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论、创新点及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
（5）铅锌尾矿库重金属污染微生物原位修复（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 选题背景、目的和意义 |
| 1.1 尾矿库环境污染 |
| 1.1.1 尾矿库现状 |
| 1.1.2 尾矿库环境污染现状 |
| 1.1.3 酸性矿山废水的产生 |
| 1.2 矿区重金属污染修复 |
| 1.2.1 物理修复法 |
| 1.2.2 化学修复法 |
| 1.2.3 生物修复法 |
| 1.3 微生物还原机理 |
| 1.3.1 硫酸盐还原菌及还原过程 |
| 1.3.2 铁还原菌及三价铁还原 |
| 1.3.3 微生物吸附转化 |
| 1.4 研究意义和研究内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验用细菌及培养基 |
| 2.1.2 实验所用仪器 |
| 2.1.3 实验所用药剂 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 酸浸实验 |
| 2.2.2 培养基有机成分对重金属去除效果及微生物种群结构影响 |
| 2.2.3 培养基无机成分对重金属去除效果的影响 |
| 2.2.4 不同含氧量、pH对修复效果的影响 |
| 2.2.5 模拟酸雨环境下的淋滤修复实验 |
| 2.2.6 pH、Eh测定 |
| 2.2.7 溶液中As、Cu、Fe、Pb、Sb、Zn、SO_4~(2-)浓度的测定 |
| 2.2.8 尾矿元素成分分析 |
| 2.2.9 尾矿粒度分析 |
| 2.2.10 尾矿元素物相分析 |
| 3 铅锌尾矿性质分析 |
| 3.1 实验用铅锌尾矿基本性质 |
| 3.2 实验用铅锌尾矿酸溶性质分析 |
| 本章小结 |
| 4 微生物培养基成分对重金属去除效果及微生物种群结构的影响 |
| 4.1 不同微生物碳源、氮源对重金属去除效果及微生物种群结构的影响 |
| 4.1.1 不同酵母提取物浓度重金属去除效果及微生物种群结构影响 |
| 4.1.2 不同蛋白胨浓度对重金属去除效果及微生物种群结构影响 |
| 4.1.3 不同乳酸钠浓度对重金属去除效果及微生物种群结构影响 |
| 4.1.4 不同葡萄糖浓度对重金属去除效果及微生物种群结构影响 |
| 4.1.5 小结 |
| 4.2 不同无机成分对重金属去除效果的影响 |
| 4.2.1 pH变化规律 |
| 4.2.2 Eh变化规律 |
| 4.2.3 溶液中As离子浓度变化规律 |
| 4.2.4 溶液中Cu离子浓度变化规律 |
| 4.2.5 溶液中Fe离子浓度变化规律 |
| 4.2.6 溶液中Pb离子浓度变化规律 |
| 4.2.7 溶液中Sb离子浓度变化规律 |
| 4.2.8 溶液中Zn离子浓度变化规律 |
| 4.2.9 小结 |
| 本章小结 |
| 5 不同环境参数（pH、含氧量）对重金属去除效果的影响 |
| 5.1 pH变化规律 |
| 5.2 Eh变化规律 |
| 5.3 溶液中As离子浓度变化规律 |
| 5.4 溶液中Fe离子浓度变化规律 |
| 5.5 溶液中Pb离子浓度变化规律 |
| 5.6 溶液中Sb离子浓度变化规律 |
| 5.7 溶液中Zn离子浓度变化规律 |
| 本章小结 |
| 6. 模拟酸雨环境下的淋滤修复 |
| 本章小结 |
| 结论 |
| 攻读硕士学位期间取得的学术成果 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）嗜酸性硫杆菌的分离纯化及其应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 酸洗行业概况 |
| 1.2 酸洗废水和酸洗污泥的处理技术现状 |
| 1.2.1 酸洗废水处理技术现状 |
| 1.2.2 酸洗污泥处理技术现状 |
| 1.3 生物浸出技术 |
| 1.3.1 概况 |
| 1.3.2 浸矿微生物 |
| 1.3.3 生物浸出机理 |
| 1.4 黄钾铁矾及其在环境中的应用 |
| 1.4.1 黄钾铁矾的合成 |
| 1.4.2 黄钾铁矾的应用 |
| 1.5 课题的主要研究内容 |
| 1.5.1 课题来源及研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 酸洗废水和酸洗污泥的测定分析 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料来源 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.1.3 实验所需药品 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 含水率测定方法 |
| 2.2.2 pH测定方法 |
| 2.2.3 元素测定方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 pH和含水率分析 |
| 2.3.2 常规元素含量分析 |
| 2.3.3 重金属含量分析 |
| 2.3.4 酸根离子含量分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 嗜酸性硫杆菌的分离鉴定及活性探究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料来源 |
| 3.1.2 实验仪器与设备 |
| 3.1.3 实验所需药品 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 富集培养 |
| 3.2.2 分离纯化 |
| 3.2.3 扫描电子显微镜观察 |
| 3.2.4 菌株的16S rDNA分析 |
| 3.2.5 PCR扩增 |
| 3.2.6 测序 |
| 3.2.7 菌株生理特性的研究 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 富集培养分离 |
| 3.3.2 菌株的鉴定 |
| 3.3.3 菌株生理特性的研究 |
| 3.3.4 重金属对菌株活性的影响 |
| 3.3.5 酸根离子对菌株活性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 嗜酸性硫杆菌浸出酸洗污泥中的重金属的研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验材料来源 |
| 4.1.2 实验仪器与设备 |
| 4.1.3 实验所需药品 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 以亚铁为能源测定菌株的产酸效果 |
| 4.2.2 初始亚铁浓度对酸洗污泥浸出重金属的效果 |
| 4.2.3 污泥投加量对酸洗污泥浸出重金属的效果 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 亚铁氧化率与pH的变化动态 |
| 4.3.2 不同初始亚铁浓度对浸出的影响 |
| 4.3.3 不同污泥投加量对浸出的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 生物法合成黄钾铁矾去除废水中重金属的研究 |
| 5.1 实验材料与设备 |
| 5.1.1 实验材料来源 |
| 5.1.2 实验仪器与设备 |
| 5.1.3 实验所需药品 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 分批实验 |
| 5.2.2 沉淀样品的收集 |
| 5.2.3 分析黄钾铁矾的构成和组成关系 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 9K培养基中沉淀的形成过程 |
| 5.3.2 pH对黄钾铁矾生成量的影响 |
| 5.3.3 亚铁投加量对黄钾铁矾生成量的影响 |
| 5.3.4 温度对黄钾铁矾生成量的影响 |
| 5.3.5 沉淀的构成和组成关系 |
| 5.3.6 Cr~(3+)和Ni~(2+)的去除率 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 课题创新点 |
| 6.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ |
| 附录Ⅱ |
（7）磷尾矿库区土壤重金属的污染及修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 目录 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 尾矿库区的环境影响 |
| 1.1.2 尾矿库区土壤重金属污染 |
| 1.1.3 磷尾矿库区土壤重金属污染 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属污染修复 |
| 1.2.2 微生物修复技术 |
| 1.2.3 电动去除技术 |
| 1.3 论文研究内容、目的和技术路线 |
| 1.3.1 研究意义和目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 磷尾矿库区土壤的基本特性研究 |
| 2.1 样品的来源和采集 |
| 2.2 磷尾矿库区土壤基本性质分析 |
| 2.2.1 土壤含水率 |
| 2.2.2 土壤 pH 值 |
| 2.3 磷尾矿库区土壤样品的成分分析 |
| 2.3.1 试验设计 |
| 2.3.2 XRF 原理 |
| 2.3.3 分析结果与讨论 |
| 2.4 磷尾矿库区土壤样品的物相分析 |
| 2.4.1 物相分析的方法和原理 |
| 2.4.2 分析结果与讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 磷尾矿库区土壤重金属的环境危害研究 |
| 3.1 试验设计 |
| 3.1.1 全量试验 |
| 3.1.2 形态试验 |
| 3.1.3 浸出毒性试验 |
| 3.2 试验仪器 |
| 3.3 试验结果和分析 |
| 3.3.1 全量分析结果与讨论 |
| 3.3.2 形态分析结果与讨论 |
| 3.3.3 浸出毒性分析结果与讨论 |
| 3.4 磷尾矿库区土壤重金属污染风险评价 |
| 3.4.1 单因子质量指数评价法 |
| 3.4.2 内梅罗综合污染指数法 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 磷尾矿库区土壤重金属微生物修复试验研究 |
| 4.1 试验材料和准备 |
| 4.1.1 试验样品选择与制备 |
| 4.1.2 A.f 菌的采集、分离和鉴定 |
| 4.1.3 A.f 菌的驯化培养 |
| 4.2 试验过程 |
| 4.3 试验现象分析 |
| 4.3.1 试验宏观现象 |
| 4.3.2 pH 值变化 |
| 4.3.3 Eh 值变化 |
| 4.4 试验结果与讨论 |
| 4.4.1 Zn、Cd 和 As 释放浓度的变化 |
| 4.4.2 表面钝化膜形貌分析 |
| 4.5 浸出毒性对比研究 |
| 4.6 磷尾矿库区土壤修复方法拟定 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 微生物‐电动去除联用修复方法研究 |
| 5.1 磷尾矿库区土壤微生物修复周期研究 |
| 5.1.1 A.f 菌的再驯化 |
| 5.1.2 A.f 菌的浸出试验 |
| 5.1.3 浸出过程中的现象分析 |
| 5.1.4 微生物修复周期分析验证 |
| 5.2 电动去除的基本原理 |
| 5.3 微生物修复土壤的电动去除试验 |
| 5.3.1 研究对象 |
| 5.3.2 试验设计 |
| 5.4 试验现象分析 |
| 5.4.1 试验宏观现象变化 |
| 5.4.2 两电解槽电解溶液 pH 值变化分析 |
| 5.4.3 系统电流的变化情况分析 |
| 5.5 电动去除土壤环境效应分析 |
| 5.5.1 试验结束后磷尾矿库区土壤环境活性分析 |
| 5.5.2 试验结束后磷尾矿库区土壤浸出毒性分析 |
| 5.6 磷尾矿库区土壤重金属修复效果对比研究 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 本论文主要结论 |
| 6.2 下一步工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 攻读硕士期间发表的论文 |
| B. 作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
（8）钢铁硫酸洗废液中嗜酸性氧化亚铁硫杆菌对重金属的去除及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 钢铁硫酸洗废液 |
| 1.1.1 钢铁硫酸洗废液的产生及其基本性质 |
| 1.1.2 钢铁硫酸洗废液的环境污染及其治理状况 |
| 1.2 重金属去除方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 嗜酸性亚铁离子供能菌 |
| 1.3.1 嗜酸性亚铁离子供能菌的特性 |
| 1.3.2 嗜酸性亚铁离子供能菌的分离培养 |
| 1.3.3 嗜酸性亚铁离子供能菌的应用 |
| 1.4 本课题的研究目的及内容 |
| 1.5 本课题的创新之处 |
| 第二章 嗜酸性亚铁离子供能菌的筛选、分离及鉴定 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 样品来源 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 培养基 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 嗜酸性亚铁离子供能菌的富集培养 |
| 2.2.2 嗜酸性亚铁离子供能菌的分离 |
| 2.2.3 嗜酸性氧化亚铁离子供能菌的鉴定 |
| 2.2.4 嗜酸性亚铁离子供能菌的氧化能力测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 单菌株的菌落形态特征 |
| 2.3.2 16SrDNA 序列分析及系统发育树的构建 |
| 2.3.3 菌株氧化 Fe~(2+)能力 |
| 2.3.4 菌株培养过程中 pH 值的变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 完全混合式生物反应器的构建及启动运行 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验菌种与培养基 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验装置 |
| 3.1.4 反应装置的启动运行及最佳条件研究 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 曝气条件下反应器中 Fe~(2+)氧化能力测定 |
| 3.2.2 停留时间的确定 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 At.f 菌对重金属的耐受性研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验仪器 |
| 4.1.2 实验菌株及试剂 |
| 4.1.3 实验测定方法 |
| 4.1.4 At.f 菌对 Zn~(2+)、Ni~(2+)、Cd~(2+)、Cu~(2+)四种金属离子的耐受性实验 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 对 Zn~(2+)的耐受性 |
| 4.2.2 对 Ni~(2+)的耐受性 |
| 4.2.3 对 Cu~(2+)的耐受性 |
| 4.2.4 对 Cd~(2+)的耐受性 |
| 4.3 分析与讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 At.f 菌对重金属的去除效能及机理研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验菌种与培养基 |
| 5.1.2 实验主要试剂 |
| 5.1.3 测定方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 对 Zn~(2+)的去除 |
| 5.2.2 对 Ni~(2+)的去除 |
| 5.2.3 对 Cu~(2+)的去除 |
| 5.2.4 对 Cd~(2+)的去除 |
| 5.2.5 沉淀物消解后结果分析 |
| 5.2.6 红外光谱结果分析 |
| 5.2.7 XRD 分析结果 |
| 5.2.8 比表面积结果分析 |
| 5.2.9 XPS 结果分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文情况说明 |
| 致谢 |
（9）氧化钴生产废水中钴去除方法的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 氧化钴生产废水来源、性质及危害 |
| 1.1.1 氧化钴生产工艺简介 |
| 1.1.2 氧化钴生产废水的来源及特点 |
| 1.1.3 氧化钻生产废水的危害 |
| 1.2 含钻废水主要处理方法及其研究进展 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 膜分离法 |
| 1.2.4 生物法 |
| 1.2.5 溶剂萃取法 |
| 1.2.6 离子交换树脂法 |
| 1.2.7 铁氧体法 |
| 1.3 本课题选题依据及意义 |
| 1.3.1 选题依据及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与设备 |
| 2.1.1 实验废水 |
| 2.1.2 所用试剂与反应装置 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 D1100树脂对钴的吸附平衡研究 |
| 2.2.2 D1100树脂对废水中钴的吸附动力学研究 |
| 2.2.3 常温铁氧体法处理氧化钴生产废水的研究 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 钴离子的测定 |
| 2.3.2 铁离子浓度的测定 |
| 2.3.3 氨氮浓度的测定 |
| 3 D1100树脂对钴的吸附平衡研究 |
| 3.1 不同离子交换树脂对钴的吸附效果 |
| 3.2 D1100树脂吸附废水中钻离子的吸附特征 |
| 3.2.1 D1100树脂吸附废水中钴离子的吸附等温线 |
| 3.2.2 不同因素对钴离子平衡浓度的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 D1100树脂对废水中钴的吸附动力学研究 |
| 4.1 D1100树脂吸附钴离子的吸附动力学曲线 |
| 4.1.1 无竞争阳离子存在时吸附动力学 |
| 4.1.2 有竞争性阳离子存在条件时的吸附动力学 |
| 4.2 D1100树脂吸附钴离子的流出曲线 |
| 4.3 D1100树脂处理实际氧化钴生产废水 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 常温铁氧体法处理氧化钴生产废水的研究 |
| 5.1 反应方式对出水钴离子浓度和污泥沉降性的影响 |
| 5.2 反应pH对钴离子去除率的影响 |
| 5.3 Fe~(2+)投加量对出水钴离子浓度的影响 |
| 5.4 反应时间对出水钴离子浓度的影响 |
| 5.5 污泥转化时间对出水钴离子浓度的影响 |
| 5.6 污泥转化pH对出水钴离子浓度的影响 |
| 5.7 废水初始钴离子浓度对出水钴离子浓度的影响 |
| 5.8 废水中氨氮浓度对出水钴离子浓度的影响 |
| 5.9 废水中p204投加量对钴去除率的影响 |
| 5.10 铁氧体法处理实际废水 |
| 5.11 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要的研究成果 |
| 致谢 |
（10）黄钾铁矾生物合成的影响因素及其机制研究（论文提纲范文）
| 目录 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 酸性矿山废水中次生铁矿物的形成及其环境意义(代文献综述) |
| 1 酸性矿山废水的形成及危害 |
| 1.1 酸性矿山废水的形成过程和机理 |
| 1.2 酸性矿山废水的危害 |
| 2 酸性矿山废水的治理途径 |
| 3 次生矿物形成的意义与过程 |
| 3.1 次生矿物形成的意义 |
| 3.2 次生矿物形成的过程 |
| 3.2.1 非生物成因的次生含铁矿物的形成 |
| 3.2.2 生物成因次生含铁矿物的形成 |
| 3.2.2.1 AMD环境中微生物种类 |
| 3.2.2.2 AMD环境中微生物的作用 |
| 3.2.2.3 影响微生物生长和活性的因素 |
| 3.3 酸性矿山废水中次生含铁矿物的稳定性 |
| 4 研究意义 |
| 5 研究思路 |
| 5.1 研究目标和研究内容 |
| 5.2 技术路线 |
| 参考文献 |
| 第二章 嗜酸性氧化亚铁硫杆菌催化氧化合成黄钾铁矾的条件优化研究 |
| 摘要 |
| 前言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 A.ferrooxidans LX5休止细胞悬浮液的制备 |
| 1.3 Aferrooxidans LX5氧化FeSO_4合成黄钾铁矾的影响因子试验 |
| 1.4 合成产物的鉴定 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 细菌接种量对黄钾铁矾合成的影响 |
| 2.2 休止细胞保存时间对黄钾铁矾合成的影响 |
| 2.3 溶液起始pH对黄钾铁矾合成的影响 |
| 2.4 添加NH_4~+对黄钾铁矾合成的影响 |
| 2.4.1 添加NH_4~+对矿物生成量的影响 |
| 2.4.2 添加NH_4~+对产物矿相的影响 |
| 2.5 添加NH_4HCO_3和KHCO_3对黄钾铁矾合成的影响 |
| 2.5.1 添加NH_4HCO_3和KHCO_3对产物生成量的影响 |
| 2.5.2 添加NH_4CO_3对产物矿相的影响 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 黄钾铁矾的生物合成与化学合成的比较研究 |
| 摘要 |
| 前言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 A.ferrooxidans LX5休止细胞悬浮液的制备 |
| 1.3 矿物的合成 |
| 1.3.1 生物合成 |
| 1.3.2 化学合成 |
| 1.4 合成产物的鉴定与表征 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 化学法与生物法合成矿物pH、Fe~(2+)氧化率、矿物量与铁沉淀率的比较 |
| 2.1.1 两种反应体系中pH值和Fe~(2+)含量的变化 |
| 2.1.2 两种反应体系中矿物生成量与铁沉淀率的比较 |
| 2.2 矿物的鉴定与表征 |
| 2.2.1 物理性状比较 |
| 2.2.2 化学组分分析 |
| 2.2.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.2.4 矿物形貌分析 |
| 2.2.5 比表面积(BET)分析 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 Fe~(2+)氧化速率对酸性硫酸盐环境中次生铁矿物形成的影响 |
| 摘要 |
| 前言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 A.ferrooxidans LX5休止细胞悬浮液的制备 |
| 1.3 不同的Fe~(2+)氧化方式合成次生矿物 |
| 1.4 不同的Fe~(2+)氧化方式合成产物的鉴定与表征 |
| 1.5 EPS剥离前后A.ferrooxidans氧化活性和矿物形成的差异 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 Fe~(2+)氧化方式对矿物生成量的影响 |
| 2.2 不同的Fe~(2+)氧化方式对矿物化学组分的影响 |
| 2.3 不同的Fe~(2+)氧化方式对反应体系的pH和Fe去除率的影响 |
| 2.4 不同的Fe~(2+)氧化方式合成矿物的X射线衍射(XRD)分析 |
| 3 讨论 |
| 3.1 Fe~(2+)氧化速率对产物矿相的影响 |
| 3.2 快速氧化反应体系中矿物的相转变 |
| 3.3 Fe~(2+)氧化速率对矿物生成量和Fe去除率的影响 |
| 4 小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 葡聚糖对酸性硫酸盐环境中次生铁矿物形成的影响 |
| 摘要 |
| 前言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 不同浓度葡聚糖下次生矿物形成的形成 |
| 1.3 葡聚糖与Fe~(3+)的结合实验 |
| 1.4 合成产物的鉴定与表征 |
| 1.4.1 次生矿物的化学组成 |
| 1.4.2 次生矿物的比表面积 |
| 1.4.3 次生矿物的矿相 |
| 1.4.4 次生矿物的形貌特征 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同浓度的葡聚糖对次生矿物合成量的影响 |
| 2.2 不同浓度的葡聚糖对次生矿物化学组成和比表面积的影响 |
| 2.3 不同浓度的葡聚糖对次生矿物类型的影响 |
| 2.4 不同浓度的葡聚糖对次生矿物扫描电镜照片的影响 |
| 2.5 葡聚糖对Fe~(3+)的结合 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 葡萄糖对酸性硫酸盐环境中次生铁矿物形成的影响 |
| 摘要 |
| 前言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 A.ferrooxidans LX5休止细胞悬浮液的制备 |
| 1.3 H_2O_2氧化Fe~(2+)合成黄钾铁矾体系中添加葡萄糖 |
| 1.4 直接用Fe~(3+)合成黄钾铁矾体系中添加葡萄糖 |
| 1.4.1 Fe_2(SO_4)_3直接合成黄钾铁矾 |
| 1.4.2 Fe_2(SO_4)_3直接合成黄钾铁矾体系中添加葡萄糖 |
| 1.5 合成产物的鉴定 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 葡萄糖对H_2O_2氧化Fe~(2+)合成矿物的影响 |
| 2.1.1 葡萄糖对H_2O_2氧化Fe~(2+)合成矿物量的影响 |
| 2.1.2 葡萄糖对H_2O_2氧化Fe~(2+)合成矿物矿相的影响 |
| 2.2 葡萄糖对直接用Fe~(3+)合成矿物的影响 |
| 2.2.1 Fe_2(SO_4)_3直接合成矿物的pH变化及矿物生成量 |
| 2.2.2 Fe_2(SO_4)_3直接合成黄钾铁矾体系中添加葡萄糖后矿物量的变化 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 全文结论 |
| 论文创新点 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间发表的论文 |
四、用重金属沉淀和离子交换处理酸性矿坑水（论文参考文献）
- [1]基于SRB修复的酸性矿山废水与生活污水共处理及微生物群落特征[D]. 吕琦. 济南大学, 2021
- [2]酸性矿山废水微生物新型次生代谢生物合成基因簇的挖掘[D]. 王领. 贵州师范大学, 2021(10)
- [3]城市污泥作为矿山废弃地生态修复基质的筛选与效果研究[D]. 翟全德. 贵州大学, 2020(04)
- [4]湿式球磨搅拌活化碳酸钙处理低浓度重金属废水的研究[D]. 胡慧敏. 武汉理工大学, 2018(07)
- [5]铅锌尾矿库重金属污染微生物原位修复[D]. 王光远. 北京有色金属研究总院, 2016(12)
- [6]嗜酸性硫杆菌的分离纯化及其应用研究[D]. 褚禛. 南京理工大学, 2015(01)
- [7]磷尾矿库区土壤重金属的污染及修复技术研究[D]. 彭倩坤. 重庆大学, 2014(04)
- [8]钢铁硫酸洗废液中嗜酸性氧化亚铁硫杆菌对重金属的去除及机理研究[D]. 肖菊芳. 天津理工大学, 2014(03)
- [9]氧化钴生产废水中钴去除方法的研究[D]. 杜虎. 中南大学, 2013(05)
- [10]黄钾铁矾生物合成的影响因素及其机制研究[D]. 黄姗. 南京农业大学, 2011(12)