罗茜[1]（2021）在《耐锰内生细菌的筛选、鉴定及对小麦响应锰胁迫的影响》文中指出植物内生菌与宿主长期共生,能够增强植物抵抗生物和非生物胁迫的能力。锰是植物生长发育所需的重要微量元素,但高浓度的锰会对植物产生严重毒害,筛选耐锰内生菌并接种于植物中,是提高植物耐锰的有效手段。本文从龙葵等植物中分离、鉴定出具有耐锰性的内生菌,并基于环介导等温扩增（LAMP）技术开发了快速鉴定的分子标记,随后对其最高耐受浓度、锰离子去除率等生物学特性进行研究,最后探究耐锰内生菌对小麦锰胁迫的响应。主要研究结果如下:（1）采用平板划线的方法对实验室保藏的365株细菌进行初步筛选,其中165株内生细菌对锰具有耐受能力,经过鉴定,可知165株菌分别属于4个属:沙雷氏菌属（Serratia liquefaciens,MTEB-1）、芽孢杆菌属（Bacillus aerius,MTEB-2）、产碱杆菌属（Alcaligenes faecalis,MTEB-3）和肠球菌属（Enterococcus gallinarum,MTEB-4）。在高达2000 mg/L锰离子浓度胁迫下,4株高耐锰内生菌仍对锰有良好的耐受性,耐受能力最强的菌株MTEB-1能在锰离子浓度为5000mg/L环境下生长。进一步设置了实验测定4株高耐受菌株的在2000 mg/L锰离子浓度胁迫下的锰离子去除能力,结果表明4株细菌的锰离子去除率在72h时处于10.64%-11.46%之间,其中MTEB-1锰离子去除率最高且其48 h至72 h之间锰去除能力提升幅度最大达到5.85%。并开发了LAMP标记进行快速检测,结果显示所设计的引物能够快速并特异地鉴定MTEB-1。（2）定殖实验表明EGFP标记的菌株MTEB-1经蓝光激发后能发出亮绿色的荧光,并在小麦体内能清晰地观察到荧光产生,表明菌株MTEB-1可以在小麦内部存活和定殖。统计小麦在不同锰浓度梯度下MTEB-1菌液浸种对其发芽率、根长、芽长、生物量、形态的影响,结果发现MTEB-1菌液浸种对小麦种子的发（3）芽率、根长、芽长、生物量、形态的影响均具有一定的促进作用。特别是在锰胁迫浓度为0、700 mg/L锰胁迫浓度下菌液浸种以后,发芽率从95%提升至98%,且经过浸种处理以后,小麦在锰胁迫下的黄化现象得到缓解。（4）采用水培实验探究小麦在不同锰浓度梯度下对其抗氧化酶活性和渗透调节物质含量、以及H2O2含量、叶绿素含量、锰吸收含量等的影响,结果发现MTEB-1菌液浸种对小麦种子的抗氧化酶活性和渗透调节物质含量、以及H2O2含量、叶绿素含量、锰吸收含量均具有一定的促进作用。在不同处理时间、不同浓度锰胁迫下的内生细菌MTEB-1对小麦叶片中抗氧化酶活性均有一定影响,浸种处理组比对照组SOD、POD、CAT活性显着提高;在各浸种处理与对照小麦叶片中MDA和脯氨酸的含量随着锰离子浓度增加而增加,MTEB-1浸种以后,小麦MDA和脯氨酸的含量均有一定的降低,但是随着处理时间和浓度的增加,小麦受损伤程度加剧,M DA和脯氨酸的含量均达到最高含量;在不同浓度锰胁迫处理后,MTEB-1能促进小麦叶片叶绿素含量的增加;DAB染色观察小麦体内H2O2含量变化,在锰胁迫条件下,处理组与对照组小麦体内的H2O2含量都随锰浓度的增加而增加,且锰浓度越大H2O2含量越高;在不同浓度锰胁迫处理下小麦地上部、地下部锰含量随着锰胁迫浓度增加而增加,经过浸种处理以后,小麦地上部、地下部锰含量均上升,说明MTEB-1可以促进小麦吸收锰。本研究中耐锰内生细菌能够显着提升小麦的锰吸收能力,为提高小麦的锰含量提供了新的思路。利用内生微生物促进小麦在锰污染土壤中的生长,使其能够正常生长的同时富集重金属,实现边生产边修复,为重金属修复提供了一种有效可行的绿色修复替代方法。
滕小华,刘宇昊,李克非,刘晓洁,黄斌,李丹,唐友[2]（2021）在《环境锰污染对生物健康的威胁》文中提出锰广泛存在于自然环境中,是地壳最丰富金属元素之一,也是人类和其他生物正常生长、发育及维持细胞内环境稳定所必需微量元素。近年来,随锰广泛应用,环境锰含量超标,生物甚至人类摄入过量,导致锰中毒,受到人们关注。为此,文章探讨锰应用对土壤、水、空气、畜禽饲料、食品造成的污染,论述锰污染对生物甚至人类健康的威胁,以期为锰减排、污染治理、环境保护、生物和人类锰中毒防治及开展锰中毒机理研究提供参考。
汪亚军[3]（2020）在《低阶煤掺烧对污泥中Zn、Mn、Cr迁移转化的影响研究》文中研究说明随着国内城镇化日益推进,污水污泥产量逐年剧增,给我国工业处理污水污泥工作带来巨大压力,污泥作为污水处理过程的副产品在含有高热值的同时,也存在大量潜在有毒物质。传统的填埋为主堆肥为辅的污泥处理方式,既浪费污泥本身的热值,也会对环境带来极大危害。在此背景下,污泥焚烧法以及污泥与煤混烧的研究日益受到重视。本文通过沉降炉系统进行污泥燃烧以及污泥与低阶煤的掺烧实验,同时利用微波消解仪、ICP-AES,XRF,XPS和XRD等测试方法,探索生活污泥燃烧过程重金属（Zn、Mn、Cr）的迁移转化规律,以及污泥与低阶煤掺烧对重金属迁移转化的影响,同时为了实现燃烧灰的精细化利用,也研究了对燃烧灰中Zn、Mn、Cr协同提取的多种方法。研究表明:（1）污泥单独燃烧时,燃烧灰中Zn的富集率随温度的升高而降低,温度升高促进Zn的挥发,富氧燃烧时Zn在灰中的富集率比空气气氛下明显更高,富氧燃烧抑制ZnCl2的生成;燃烧灰中Mn的富集率随温度升高而升高,温度升高促进硅铝酸盐对MnO捕获;燃烧灰中Cr富集率随温度升高而升高,温度升高促进Fe203与CaO对Cr蒸汽的捕集。富氧燃烧时高浓度C02导致的局部还原性气氛促进Mn与Cr富集于灰中。（2）污泥灰中Zn的富集率随着水蒸气含量的增加而升高,温度越高,水蒸气含量促进Zn在灰中富集率提高的作用越剧烈;污泥灰中Mn的富集率随水蒸气含量增加而升高,温度升高,水蒸气对Mn在灰中富集的促进作用却被减弱;污泥灰中Cr的富集率随水蒸气含量增加而升高,水蒸气的添加促进Cr在污泥燃烧过程中灰中的富集,温度升高增强水蒸气的促进作用。（3）污泥掺烧低阶煤对Zn、Mn、Cr在灰中的富集有积极作用,且灰中Zn、Mn、Cr的富集率均随着低阶煤掺混比例增加而增大,其中Zn、Mn的富集率受西黑山煤掺混比例变化影响较大,Cr的富集率受小龙潭煤掺混比例影响较大,天池煤掺混比例增加对Zn、Mn、Cr富集均有明显促进作用。故污泥与低阶煤掺烧的工业应用在重金属（Zn、Mn、Cr）的控制方面具有重要意义。（4）在研究温度800℃、900℃、1000℃下,污泥掺烧不同低阶煤时灰中Zn、Mn、Cr的富集率均随燃烧温度升高而增加,温度升高对污泥掺烧低阶煤时Zn、Mn、Cr的脱除与固化具有促进作用。另外,污泥与煤混烧时Zn、Mn、Cr的富集率均随水蒸气含量增加而降低,水蒸气的存在不利于污泥与煤混烧时重金属Zn、Mn、Cr在灰中的富集。（5）研究水浴酸浸法、微波提取法以及水热提取法对污泥灰以及污泥与煤混烧灰中Zn、Mn、Cr的协同提取,对比发现,水热法能耗最高,Zn、Mn、Cr三种重金属的提取率却最低;水浴酸浸法能耗明显低于前者,且其对三种重金属的提取效率均较高,尤其是Cr;微波提取法能耗最低,且Zn、Mn的提取率高于水浴酸浸法,尽管Cr的提取率较低仅40.28%,但综合考虑能耗及提取率,微波提取法为燃烧灰中Zn、Mn、Cr提取效果最理想的提取方法。
朱德庆,刘新奇,潘建,周仙霖[4]（2017）在《高铁锰矿熔融还原锰铁分离工艺研究》文中研究说明高铁锰矿往往因锰、铁矿物共生关系密切,嵌布粒度细,部分锰铁呈类质同象形态存在,导致机械方法难以分离锰铁。试验以铁品位为42.32%、锰品位为9.24%的某高铁锰矿为原料,开展了熔融还原"二步法"分离锰铁工艺研究。试验结果表明,矿石在预还原温度为1 050℃,预还原时间为90 min,总碳铁比为1.8（内配碳碳铁比为0.1）的条件下预还原,所得预还原产品的全铁品位和铁金属化率分别为56.36%和95.49%;预还原产品在熔分温度为1 450℃、熔分时间为20 min、熔分阶段碳铁比为0.05条件下进行渣铁分离,铁水铁品位高达93.77%、铁回收率达98.24%、含锰1.18%,富锰渣锰品位为32.18%、锰回收率为93.98%,铁、锰分离效果良好。
曾沛源,吴念,焦叶宏,成昊,张杰,胡松,宋谋胜[5]（2016）在《贵州省铜仁市电解锰产业发展的现状与思考》文中进行了进一步梳理铜仁电解锰产业对发展全市工业经济起着支柱作用,做大做强锰产业是当地工业发展的战略目标。当前,铜仁市正在重点发展煤电锰一体化项目,着力打造锰精深加工产品生产基地和建设锰生态产业循环链。论文分析了未年5年铜仁锰产业的发展目标,对锰产业在延伸产业链、加强大宗锰产品生产、含锰新能源材料的开发和锰渣污染治理与回收利用等方面进行了思考。最后,对铜仁如何利用锰资源优势,绿色和可持续开发锰产业进行了展望。
肖洒[6]（2015）在《巢湖沉积物孔隙结构研究与重金属污染评价》文中提出20世纪80年代以来,巢湖流域水环境质量恶化,水环境的重要组成部分沉积物成为重金属等污染物的蓄积库。在环境条件发生变化时,沉积物中污染物会通过扩散、沉积物再悬浮、生物扰动等途径再次进入上覆水体中形成内源污染。污染物在沉积物中的迁移转化过程受到沉积物微观物理结构的影响,揭示沉积物的真实三维微孔结构,对于认识污染物的迁移转化过程以及评价内源污染风险具有重要的理论和现实意义。本研究验证和改进了一套包含样品制备方法、数据获取方法、图像解译方法、参数计算方法的未成岩沉积物三维物理结构研究方法,在巢湖进行了应用,并结合巢湖沉积物粒径和重金属（镍、铜、锌、铅、铬和镉）空间分布特征的分析,探讨了巢湖沉积物物理孔隙结构与化学污染物（重金属）的相关性。主要研究结果如下:（1）在物理结构方面,巢湖沉积物的粒径组分含量总体上差别不大,基本由黏土与粉砂组成,但沉积条件及物质来源的不同导致巢湖不同湖区粒度参数和孔隙结构存在显着差异。东部湖区表层沉积物（1-2 cm内）孔隙连通程度高于中部和西部湖区,东部湖区孔隙度为0.75,连通体积占总体积67.47%,中部湖区仅为0.28。沉积物孔隙曲率在2.83-9.31之间,在不同方向上存在显着差异,西部湖区沉积物在Z方向上的曲率较大,中部和东部湖区沉积物在X和Y方向上的曲率相对较大。此外,孤立孔体积、连通性等孔隙参数也有所差别。在垂直剖面上,沉积物孔隙度随深度增加而减小,0-10 cm内变化不大,在0.51-0.44之间,10 cm后变化幅度明显增大,17-18 cm深度的孔隙度降为0.01,说明沉积物与上覆水物质的交换主要集中在沉积物上层。S/V（孤立孔面积与体积之比）在剖面上的变化幅度较小,明显低于表层沉积物在不同湖区上的变化。孤立孔数量、体积与表面积随深度增加均呈现出减小的趋势,某些深度上出现的异常可能是受到当时底栖动物活动以及沉积条件改变的影响。（2）在污染物（重金属）分布上,巢湖表层沉积物的6种重金属中除Ni和Cr外,其他4种（Cu、Zn、Pb和Cd）都不同程度超过背景值,平均含量分别为背景值的1.40、2.09、1.37和4.46倍。在空间分布上,重金属污染程度总体呈现出东西部湖区高,中部湖区低的特点。西部湖区重金属的潜在生态危害为中等生态风险,其他区域RI（综合潜在生态风险指数）值均低于150,为低潜在生态风险,短期内不会对周围环境产生威胁。沉积柱垂直剖面数据显示,巢湖沉积物重金属含量整体上随时间的推移而有所升高,重金属生态风险呈增加趋势,在表层沉积物（0-5 cm）中含量最高。6种重金属在沉积物中富集系数大小关系为:Cd>Zn>Cu≈Pb>Cr>Ni。Cd的富集系数在2.477.71之间,说明人为输入已经成为沉积物Cd的主要来源;Ni、Cr未发生富集（富集系数小于1.5）,为自然来源;元素Cu、Pb、Zn富集主要集中在西部湖区。结合生态风险评价结果,防止Cd、Zn和Pb进一步累积是治理巢湖重金属污染的重要目标。（3）巢湖沉积物物理孔隙结构与化学污染物（重金属）的相关分析发现,沉积物有机质含量与孔隙度极显着正相关（P<0.01）,与曲率极显着负相关（P<0.01）,说明有机质含量的增加会导致沉积物孔隙度增大和曲率降低,有利于促进沉积物与上覆水之间物质的迁移转化;粒径不同组分含量对孔隙度、曲率影响不大;沉积物Pb含量与曲率存在显着正相关（P<0.05）,可能是因为沉积物在垂直方向上具有较大的曲率会抑制Pb向上覆水中释放。
潘延安[7]（2014）在《重庆主城区次级河流沉积物重金属污染特征研究》文中研究说明沉积物是水环境中污染物的蓄积库，能反映水体受污染的状况，沉积于底泥中的污染物会在水环境条件发生变化时释放进入上覆水体对水体造成再次污染。研究水环境沉积物污染状况对研究水环境污染现状具有重要意义。水污染指标中重金属对水生态环境安全起至关重要作用，其污染会对生态环境产生毒害作用，进而影响到人类生存环境与生活质量。水体中重金属会附着于悬浮颗粒表面随颗粒物迁移转化，并发生沉淀，汇聚于沉积物中，因此研究沉积物中重金属污染状况对了解水环境重金属污染状况具有代表性，也具有实际可行性。研究中以重庆主城区次级河流为研究对象，采集次级河流表层沉积物及表层水样品，赵家溪龙景湖采集沉积物柱状样品，分析测定表层沉积物及柱状样分层样品重金属元素（铬、镍、铜、铁、铬、锌和钒等）总量研究其空间分布特征。采用地累积指数法、富集系数法、潜在生态危害指数法和综合污染指数法对次级河流和赵家溪龙景湖重金属污染风险进行评价。次级河流表层沉积物Zn含量以伏牛溪最高，后河和花溪河次之，均值分别是土壤元素背景值的3.9、2.9和2.9倍；样点中44.6%V含量高于土壤元素背景值，最大值是背景值的2.4倍；南溪口溪、跳蹬河、南溪口溪、清水溪、伏牛溪和花溪河Cr含量相对较高，高于背景值两倍的样点占21.8%；Cu和Ni基本与背景值相近。次级河流中南溪口溪Cr、Ni、Cu和Zn等重金属污染严重；跳蹬河部分河段Cr和Zn污染较重。重金属Cr、Ni、Cu和Zn含量大于重庆土壤元素背景值的2倍的样点个数分别占21.8%、5.5%、10.9%和43.6%。对主城区次级河流污染风险评价结果表明:人为活动导致次级河流V和Cr为中度污染，Cu、Ni和Zn相对较小，跳蹬河Zn和Cr均为中度以上，南溪口溪Cr、Cu和Zn均为中-强、强污染。重金属受人为活动影响顺序为：Zn＞Cu＞Cr＞Ni＞V，跳蹬河和南溪口溪重金属污染源主要为人为因素输入，伏牛溪、后河、花溪河，南溪口溪和苦溪河Zn人为污染较重。除部分河段个别元素，重金属（Zn、Cu、Cr、Ni和V）对次级河流生态环境潜在危害较小，南溪口溪Cu为强或极强等级，跳蹬河部分河段Zn为中等风险，V、Cr、Ni、Cu和Zn潜在生态风险基本为轻微等级；重金属V、Cr、Ni、Cu和Zn综合污染等级以南溪口溪最高，伏牛溪、清水溪、双溪河和跳蹬河为重污染，溉澜溪、黑水滩河、苦溪河和兰草溪处于“污染”等级，朝阳溪、五步河、长堂河和花溪河为“轻污染”级别，后河、梁滩河和御临河处于影响级，大溪河、箭滩河和朝阳河污染最轻为允许范围，大部分河流从上游至下游综合污染指数增大，河口区域综合污染指数普遍较高。重庆园博园龙景湖各区域重金属元素空间分布差异大，但总体而言，具有新旧底泥的混合区域重金属总体相对新淹没区域高，部分元素如Cr、V等在入湖区域含量相对较高；沉积物垂向分布表明，重金属V、Mn、Ni和Cr近年有含量逐步增大，富集强度逐步增大。龙景湖及上游区域土地利用类型以农业用地为主，沉积物中重金属含量受工业影响较小，重金属主要来源于土壤及岩石风化侵蚀。人为活动对龙景湖镉（Cd）含量有影响，龙景沟、龙景湖主湖和赵家溪区域钒（V）有外源输入迹象，各区域Cu、Ni、Zn、Fe和Mn主要源自岩石土壤自然风化；龙景湖沉积物V、Cr、Ni、Cu、Zn和Mn潜在生态风险指数基本处于“轻微”等级，各区域Cd为强或极强，潜在生态风险较高；龙景湖全湖沉积物重金属（V、Cr、Ni、Cu和Zn）综合污染指数均较低，为允许范围。龙景湖主湖、龙景沟水库和赵家溪入湖区域重金属（V、Cr、Ni、Cu和Zn）污染相对较重，为污染“影响”级别。
孙金梅[8]（2010）在《含锰量对铝锰合金金相组织和机械性能的影响》文中提出Al-Mn合金因其密度低、耐蚀、良好的导电导热性能,被广泛地应用于包装材料、感光材料、装饰材料、焊接材料等以及各种需要加工成形和耐蚀性能比纯铝高的场所。目前喷灌等常用过流部件主要采用两种材料:3003和6063两种,本文是根据新疆多风沙的特殊地理环境,在3003的基础上增加锰的含量,研究此种材料的机械性能,为新疆农田节水灌溉管材的应用提供理论依据。目前我国对含Mn量WMn = 1.0%-1.6%之间的二元Al-Mn合金和含Mn10%、Mn20%、Mn30%左右的Al-Mn中间合金做了研究,但对含Mn量在3%-5%较高的Al-Mn合金暂无相关研究。本实验采用搅拌铸造法获得1%-5%不同含锰量的Al-Mn合金试样。然后制出金相组织试样,在线切割机床上加工出标准夏氏V型缺口冲击试样,在车床和铣床加工出标准的棒状拉伸试样。采LED-1430VP型扫描电镜（SEM）观察所获材料的金相组织及断口形貌;JB30A型冲击试验机测试试样的冲击韧性;拉伸试验机测试试样的拉伸性能;HR-150布络维硬度计测试布氏硬度HBS,载荷为62.5kg,压头为直径5㎜淬火钢球。对含Mn量在1%-5%之间Al-Mn合金的金相组织、硬度、冲击性能和对含Mn量在1%-3%之间Al-Mn合金的拉伸性能作了详细分析研究,得出材料的机械性能。用搅拌铸造法成功制备出Al-Mn合金,其实验结果显示:①金相组织:随着含量锰的增加,第二相的形态由细变粗、由长变短、头部由圆变方,而且与基体连接并不紧密,第二相内部有裂纹。②硬度:铸态硬度随着含锰量的增加硬度增加;退火硬度基本不变;人工时效后硬度无明显增加。③冲击性能:随着含锰量的增加,冲击韧性下降。由塑性断裂到脆性断裂,断口有明显的韧窝和河流花样。④拉伸性能:随着锰含量的增加断面收缩率和延伸率下降,抗拉强度先增后减。
周正国[9]（2009）在《锶锰尾矿对环境的影响及其资源化利用研究》文中提出锶锰尾矿包括矸石和废渣两部分,矸石系指锰矿、锶矿在开采过程中遗弃的废石废料,废渣是指电解锰、锶盐工业生产中产生的固体废物。近年来,我国科技工作者对锰、锶尾矿和废渣的综合利用进行了研究,部分开发项目的应用前景看好,但工业化利用方面却进展缓慢。因此,很有必要在现有国内外研究基础之上开展综合性的实验研究工作,以便从回收尾矿中的有价成分,解决锰、锶尾矿和废渣大量堆存的问题,缓解生产发展与环境污染之间的矛盾。本文开展了锶锰尾矿堆存环境影响以及回收或利用其中的锶/锰的工艺研究,并对回收锶锰渣中的锶锰后剩余二次渣的特性及其在废水处理中的应用进行了探索。研究了锶尾矿的溶解和浸出特性。结果表明,锶渣中可溶性锶、钡和硫化物的浓度,锶渣浸出液中锶、钡和硫化物的浓度,锶矸石中的可溶性锶、钡浓度及24小时浸出液中锶、钡的浓度,均随着锶渣粒径的减小而增大;锶尾矿（锶废渣、矸石）溶解和浸出液中钡不超标,锶和硫化物的浓度严重超标;锶尾矿中可溶性锶、钡以及硫化物的溶解和浸出过程均符合分形动力学的特征。考察了锰尾矿对环境的影响。锰矸石浸出液中锰的浓度随着矸石粒径的减小而增大,但其pH值却随粒径的减小而减小;锰矿山当锰矸石粒径约95%以上为大于5mm,其堆存浸出液中锰、pH值对水体和土壤影响不大;锰矸石中静态浸出过程符合分形动力学的特征。电解锰渣浸出液中总锰浓度为615.8619.6mg/L、pH值在5.0左右,超过了《污水综合排放标准》（GB8978-1996）中一级标准限值。通过盆栽实验研究了锰尾矿中锰对小麦、辣椒、萝卜等作物生长、产量和锰素营养的影响。结果发现,投加一定量的锰尾矿后,提高了小麦、辣椒、萝卜叶片的叶绿素含量,改善了小麦、辣椒和萝卜的经济性状或植物学性状;小麦籽粒和茎叶的吸锰量分别提高了37.5%55.8%和12.625.7%,辣椒果实和茎叶的吸锰量分别提高了11.7%23.4%和33.9%62.8%,萝卜的籽粒（种子）、茎叶和根部的锰含量则分别提高20.035.5%、19.029.2%和13.5%28.5%;从效果来看,锰对小麦的增产作用大于辣椒和萝卜;盆栽试验后,土壤中的锰随着植物的吸收（有效锰）及雨水而流失,土壤残余锰低于种植前;施加锰渣的C组效果优于其他各组,表明短生长周期作物萝卜可用锰渣作为微量元素肥料。对电解锰渣锰的回收工艺进行了对比研究。用硫酸回浸法处理回收电解锰渣锰的工艺条件为:固液比1 3;硫酸浓度20%;酸浸温度为90℃;酸浸时间3h,最高浸出率可达到96.2%,浸出比较完全。经二次除杂后,可得到纯度为91%的硫酸锰产品。用铵盐焙烧法制取硫酸锰的工艺条件为:铵矿比为1 1、焙烧时间为1h、焙烧温度为450℃,锰的最高浸出率为83%。其浸出率虽然没有硫酸回浸法高,但实验浸出液的铁、铝等杂质含量较少,可制得最高纯度为98%的饲料级MnSO4.H2O。单纯从工艺上讲,用铵盐焙烧法回收电解锰渣中的锰较用硫酸回浸法更为合适。研究认为,锶渣转化为氯化锶的适宜工艺条件为:锶渣粒径0.054mm、反应时间2小时、液固质量比3.3、n（NH4Cl）/n（SrO）为3.8。在此条件下从锶渣中回收氯化锶的回收率可达96.12%。从锶矸石中回收碳酸锶,适宜的反应温度为90℃,反应时间为60min,Na2CO3浓度为0.8 mol/L,此时SrSO4的转化率达到96.51%。天青石制备硝酸锶的工艺研究表明,以Na2CO3作为转化剂处理天青石原矿,再用硝酸处理天青石转化的粗碳酸锶,当HNO3浓度为3.54.0 mol/L、n（HNO3）/n（SrCO3）为2.012.29、液固比为5.26.4时,碳酸锶的转化率为80%-93%,制取硝酸锶时锶的转化率达到90.9%。以锶渣为原料,采取氯化铵回收及碳酸纳反应制得碳酸锶,添加三氯化铁以制备得到了锶铁氧体,其结构为六角面结构,产物中存在Fe2O3的强衍射峰;Fe3+/Sr2+摩尔比为10,随pH的增加产物的磁化率降低。二次锶渣中可溶性离子的含量随粒度的减小而增大,溶出液中的硫化物、锶、钡（污染物）均超标,其溶解过程均符合分形动力学的特征;活化二次渣对Cr6+的处理效果明显好于未活化二次渣,且均随粒径的减小溶液中剩余Cr6+的浓度减小（去除率增大）,二次锶渣对六价铬的吸附过程具有分形动力学特征;活化二次渣处理Cr6+废水的适宜条件为,投药量1:25,pH=10,t=40℃,处理时间60min,此时Cr6+去除率可达到82.5%。采用氮气吸附法通过ASAP2010型比表面积孔径分布仪测定了锰渣的孔容分布及比表面积特征,结合吸附理论对锰渣用于废水处理的可行性进行了分析探讨,并通过正交实验和单因素方法研究了锰渣用于含铜废水处理的影响因素。结果表明,铵盐焙烧渣经800℃焙烧后的锰渣样微孔较发育,比表面积、微孔比例和孔容最大,适合作为含铜废水处理剂;pH值变化对锰渣吸附铜离子的影响比较明显,而反应时间对吸附率影响较小;锰渣对含铜废水中铜离子适宜的吸附条件为:pH=6、残渣投加量为1.5g、反应时间为2.5h,吸附率为96%;锰渣对含铜废水的吸附作用符合Freundlich等温吸附模型。研究表明,砂岩和角砾岩对Pb2+的吸附均是类分形的,当Pb2+溶液中存在Na+或K+时因Pb2+的有效浓度降低或活性减弱而使饱和吸附量减小。
宣登峰,易建华,画伟[10]（2002）在《锰对小鼠精子的损害作用》文中研究指明目的 探讨低剂量锰对小鼠精子的损害作用。方法 用低剂量锰 （2 5 ,5 ,10 ,2 0mg/kg）腹腔注射染毒昆明种小鼠 ,12周后对精子畸形率、活动度、精子总数、睾锰含量和睾丸系数进行观察。结果 精子总数、活动度、睾丸系数随染毒剂量升高而降低 ;精子畸形率、睾锰含量随染毒剂量增加而升高。结论氯化锰 2 5mg/kg对精子仍有毒性损害作用 ,雄性小鼠精子总数对锰毒作用较敏感
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。
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。
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。
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 重金属锰研究现状 |
| 1.1.1 重金属污染研究现状 |
| 1.1.2 重金属锰研究现状 |
| 1.2 锰耐受菌研究进展 |
| 1.3 内生菌研究进展 |
| 1.4 内生菌对植物生长影响研究进展 |
| 1.5 环介导等温扩增(LAMP) |
| 1.6 研究意义与内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 第二章 可培养锰耐受内生细菌筛选、鉴定及特性研究 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 筛菌来源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 常用溶液 |
| 2.1.4 试剂盒 |
| 2.1.5 主要仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 内生细菌的活化、纯化 |
| 2.2.2 耐锰内生细菌的筛选 |
| 2.2.3 耐锰内生细菌的鉴定 |
| 2.2.4 耐锰内生细菌的耐受浓度检测 |
| 2.2.5 重金属胁迫下耐锰内生细菌生长曲线测定 |
| 2.2.6 耐锰内生细菌的锰去除能力测定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 耐锰内生细菌筛选 |
| 2.3.2 耐锰内生细菌的耐受性 |
| 2.3.3 4 株内生细菌的最高耐受浓度(MTC) |
| 2.3.4 耐锰内生细菌鉴定 |
| 2.3.5 耐锰内生细菌的LAMP检测 |
| 2.3.6 耐锰内生细菌的生长曲线测定 |
| 2.3.7 耐锰内生细菌的锰去除能力测定 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 耐锰内生细菌S.liquefaciens在小麦体内定殖研究 |
| 3.1 实验材料与设备 |
| 3.1.1 菌株与载体 |
| 3.1.2 植物材料 |
| 3.1.3 培养基 |
| 3.1.4 常用溶液 |
| 3.1.5 试剂盒 |
| 3.1.6 主要仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 耐锰内生菌株S.liquefaciens定殖检测 |
| 3.2.2 小麦生长指标测定 |
| 3.2.3 小麦幼苗生理指标测定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 转化株EGFP基因的PCR检测 |
| 3.3.2 耐锰内生菌株S.liquefaciens小麦体内定殖 |
| 3.3.3 耐锰内生菌株S.liquefaciens对小麦发芽率的影响 |
| 3.3.4 耐锰内生细菌S.liquefaciens对小麦生理指标的影响 |
| 3.3.5 耐锰内生菌株S.liquefaciens对小麦形态的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 锰胁迫下内生细菌S.liquefaciens对小麦幼苗的影响 |
| 4.1 实验材料与设备 |
| 4.1.1 菌株与载体 |
| 4.1.2 植物材料 |
| 4.1.3 培养基 |
| 4.1.4 常用溶液 |
| 4.1.5 主要仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 小麦叶片生化指标测定 |
| 4.2.2 过氧化氢染色观察 |
| 4.2.3 耐锰内生菌株S.liquefaciens对小麦锰含量的影响 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 耐锰内生细菌S.liquefaciens对小麦幼苗生化指标的影响 |
| 4.3.2 耐锰内生菌株S.liquefaciens对小麦过氧化氢含量(H_2O_2)的影响 |
| 4.3.3 耐锰内生细菌S.liquefaciens对小麦幼苗锰含量的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
| 附录 |
| 1 锰的应用 |
| 1.1 锰在农业中的应用 |
| 1.2 锰在工业中的应用 |
| 1.3 锰在医疗卫生方面的应用 |
| 2 锰导致的环境污染 |
| 2.1 空气锰污染 |
| 2.2 土壤锰污染 |
| 2.3 水体锰污染 |
| 2.3.1 河流、池塘、井水和地表水锰污染 |
| 2.3.2 地下水和饮用水锰污染 |
| 2.4 畜禽日粮和人类食品锰污染 |
| 3 锰污染对生物健康的威胁 |
| 3.1 锰污染对土壤微生物及植物的威胁 |
| 3.2 锰污染对动物的威胁 |
| 3.2.1 锰污染降低动物多样性 |
| 3.2.2 锰污染对鱼类健康的威胁 |
| 3.2.3 锰污染对野生哺乳动物和鸟类健康的威胁 |
| 3.3 锰污染对人类健康的威胁 |
| 3.3.1 杀虫剂锰污染对人类健康的威胁 |
| 3.3.2 工业锰污染对人类健康的威胁 |
| 4 结论 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 污泥燃烧重金属迁移转化研究现状 |
| 1.2.2 污泥与煤混烧研究现状 |
| 1.3 研究目的及主要内容 |
| 第二章 污泥燃烧过程Zn、Mn、Cr迁移转化研究 |
| 2.1 实验装置及实验方案 |
| 2.1.1 实验原料及基本参数 |
| 2.1.2 实验装置及方案 |
| 2.2 污泥中Zn、Mn、Cr的赋存形态研究 |
| 2.3 重金属在污泥热解时的释放特性研究 |
| 2.4 燃烧温度与气氛对污泥中Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 2.4.1 重金属在污泥燃烧时的释放特性研究 |
| 2.4.2 燃烧温度与气氛对Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 2.5 含水量对污泥燃烧Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 低阶煤掺烧对污泥中Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 3.1 实验方案 |
| 3.1.1 实验原料及基本参数 |
| 3.1.2 掺烧实验方案 |
| 3.2 不同低阶煤掺烧对污泥中Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 3.2.1 天池煤掺烧对污泥中Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 3.2.2 西黑山煤掺烧对污泥中Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 3.2.3 小龙潭煤掺烧对污泥中Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 3.3 温度对掺混燃烧Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 3.4 污泥含水量对掺混燃烧Zn、Mn、Cr迁移转化的影响 |
| 3.5 燃烧灰中Zn、Mn、Cr浸出毒性分析 |
| 3.5.1 毒性特征沥滤方法 |
| 3.5.2 水平振荡法 |
| 3.5.3 醋酸溶液缓冲法 |
| 3.5.4 硫酸硝酸法 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 燃烧灰中Zn、Mn、Cr的协同提取 |
| 4.1 水浴酸浸协同提取燃烧灰中Zn、Mn、Cr |
| 4.1.1 污泥灰中Zn、Mn、Cr的协同提取 |
| 4.1.2 污泥与西黑山混烧灰中Zn、Mn、Cr的协同提取 |
| 4.2 微波提取法协同提取燃烧灰中的Zn、Mn、Cr |
| 4.2.1 微波加热理论简介 |
| 4.2.2 污泥灰中Zn、Mn、Cr的协同提取 |
| 4.2.3 污泥与西黑山混烧灰中Zn、Mn、Cr的协同提取 |
| 4.3 水热法协同提取燃烧灰中的Zn、Mn、Cr |
| 4.4 不同提取方法的比较分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
| 1 锰产业现状 |
| 2 锰产业发展目标 |
| 3 锰产业发展思考 |
| 3.1 延伸锰产业链 |
| 3.2 重视大宗锰产品的生产 |
| 3.3 加大高技术、新能源材料的开发与生产 |
| 3.4 加大锰渣的污染治理和回收再利用 |
| 4 结语 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 沉积物重金属污染概述 |
| 1.1.1 沉积物中重金属的来源 |
| 1.1.2 重金属的危害特点 |
| 1.1.3 沉积物重金属生态风险评价 |
| 1.2 沉积物孔隙结构概述 |
| 1.2.1 多孔介质的定义 |
| 1.2.2 孔隙结构参数 |
| 1.2.3 沉积物孔隙结构研究进展 |
| 1.3 研究目标、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究技术路线 |
| 2 研究区域与方法 |
| 2.1 区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候状况 |
| 2.1.3 地貌与水系 |
| 2.1.4 流域社会经济状况 |
| 2.1.5 湖区污染状况 |
| 2.2 采样点设置 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 样品采集方法 |
| 2.3.2 孔隙结构研究方法 |
| 2.3.3 粒径分析方法 |
| 2.3.4 有机质分析方法 |
| 2.3.5 重金属测定方法 |
| 2.3.6 重金属分析评价方法 |
| 3 巢湖沉积孔隙结构特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 不同湖区表层沉积物孔隙结构特征 |
| 3.4 沉积物孔隙结构垂直变化特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 巢湖沉积物粒径分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 表层沉积物粒级组分及平面分布特征 |
| 4.4 沉积物组分垂直分布 |
| 4.5 沉积物粒度三角分类 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 巢湖沉积物重金属污染特征及其风险评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 巢湖表层沉积物重金属污染特征 |
| 5.3.1 巢湖表层沉积物重金属总量空间分布特征 |
| 5.3.2 沉积物重金属污染风险评价 |
| 5.4 巢湖沉积物垂向重金属污染特征 |
| 5.4.1 巢湖沉积物重金属总量垂向分布特征 |
| 5.4.2 沉积柱重金属生态风险评价 |
| 5.5 巢湖沉积物重金属来源分析 |
| 5.6 沉积物物理结构参数间与重金属含量的相关性分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 研究结论及创新点 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 沉积物重金属污染概述 |
| 1.1.1 重金属的定义 |
| 1.1.2 天然水体重金属的来源 |
| 1.1.3 重金属的生态危害 |
| 1.1.4 研究水环境重金属污染特征的意义 |
| 1.2 国内外对河流沉积物重金属的研究现状 |
| 1.3 国内外对沉积物重金属污染特征研究进展 |
| 1.4 前人研究存在的问题 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.6 研究目标、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 2 研究区域概况 |
| 2.1 重庆概况 |
| 2.1.1 气候状况 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 经济发展 |
| 2.2 重庆主城水系概况 |
| 2.3 重庆园博园龙景湖概况 |
| 3 次级河流沉积物重金属污染特征 |
| 3.1 研究对象确定 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 样品预处理 |
| 3.2.3 样品分析及测定方法 |
| 3.2.4 实验仪器及设备 |
| 3.2.5 重金属污染风险评价方法 |
| 3.3 重庆城区次级河流表层沉积物有机质分析 |
| 3.4 次级河流表层水重金属污染分析 |
| 3.5 重庆主城区次级河流表层沉积物重金属空间分布特征 |
| 3.6 次级河流重金属含量与经济发展等因素相关性 |
| 4 典型次级河流沉积物重金属污染特征研究 |
| 4.1 典型次级河流的选择 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 采样点布设 |
| 4.2.2 样品采集及制备 |
| 4.2.3 样品分析及测定方法 |
| 4.3 龙景湖表层水重金属污染特征 |
| 4.4 龙景湖沉积物重金属总量空间分布特征 |
| 4.5 龙景湖沉积物重金属总量垂直分布特征 |
| 5 重庆主城区次级河流及龙景湖沉积物重金属污染风险评价 |
| 5.1 次级河流表层沉积物重金属污染风险评价 |
| 5.1.1 地累积指数法评价结果分析 |
| 5.1.2 富集系数法（Enrichment Factor）评价结果分析 |
| 5.1.3 潜在生态危害指数法评价结果分析 |
| 5.1.4 综合污染指数法评价结果分析 |
| 5.2 龙景湖沉积物重金属污染风险评价 |
| 5.2.1 地累积指数法 |
| 5.2.2 富集系数法 |
| 5.2.3 潜在生态风险指数法 |
| 5.2.4 综合污染评价法 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 课题来源、研究目的及意义 |
| 1.3 铝及Al-Mn 合金发展状况 |
| 1.3.1 铝合金国内外发展状况 |
| 1.3.2 Al-Mn 合金发展现状 |
| 第二章 实验原理 |
| 2.1 基体 |
| 2.2 合金元素的选择 |
| 2.3 锰提高腐蚀和耐磨性的原理 |
| 2.4 影响合金机械性能的因素 |
| 2.4.1 成分因素 |
| 2.4.2 工艺因素 |
| 第三章 断裂机制和断口类型 |
| 3.1 断裂机制 |
| 3.2 断口宏观机制 |
| 3.3 断口微观机制 |
| 第四章 Al-Mn 合金的制备 |
| 4.1 实验设备 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.4 材料组织、成分分析 |
| 4.5 本实验影响合金质量的因素 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 实验结果与讨论 |
| 5.1 锰含量对金相组织和硬度的影响 |
| 5.1.1 铝锰合金的金相组织 |
| 5.1.2 铝锰合金的铸态硬度 |
| 5.1.3 铝锰合金的退火硬度 |
| 5.1.4 时效处理对硬度的影响 |
| 5.2 锰含量对冲击性能的影响 |
| 5.2.1 冲击性能 |
| 5.2.2 冲击断口 |
| 5.2.3 断口缺陷分析 |
| 5.3 锰含量对拉伸性能的影响 |
| 5.3.1 静拉伸下的力学性能 |
| 5.3.2 断口分析 |
| 5.3.3 断口侧面缺陷分析 |
| 总结和展望 |
| 总结 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 总论 |
| 1.1 研究的目的和意义 |
| 1.2 锶锰尾矿综合利用的国内外现状 |
| 1.2.1 锰尾矿综合利用的国内外现状 |
| 1.2.2 锶尾矿综合利用的国内外现状 |
| 1.3 论文的主要研究内容及研究方法 |
| 2 锶锰尾矿对环境的影响研究 |
| 2.1 锶废渣堆存对环境的影响研究 |
| 2.1.1 样品采集与实验方法 |
| 2.1.2 粒径对锶渣孔隙结构特征的影响 |
| 2.1.3 粒径与锶渣中可溶性锶、钡和硫化物含量的关系 |
| 2.1.4 不同粒径锶渣浸出液中锶、钡和硫化物的浓度 |
| 2.1.5 锶废渣中锶、钡和硫化物溶浸的分形动力学研究 |
| 2.2 锶矸石堆存对环境的影响研究 |
| 2.2.1 概述 |
| 2.2.2 样品制备 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 锶矸石中可溶性锶和钡的溶解实验和浸出实验 |
| 2.2.5 锶矸石中锶钡溶解和浸出的分形动力学研究 |
| 2.3 锰矸石堆存对环境影响的研究 |
| 2.3.1 锰矸石堆场淋溶水对环境影响的试验研究 |
| 2.3.2 锰矸石堆存的其他环境问题分析 |
| 2.3.3 锰矸石的综合利用对策分析 |
| 2.4 电解锰渣对环境的影响研究 |
| 2.4.1 概述 |
| 2.4.2 实验 |
| 2.4.3 固液比和时间对锰浸出率的影响 |
| 2.4.4 锰渣中锰的形态分析 |
| 2.4.5 电解锰渣堆存的环境影响分析 |
| 2.4.6 锰渣的综合利用途径分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 锰尾矿中锰对作物营养效应的研究 |
| 3.1 锰尾矿中锰对小麦生长发育的影响 |
| 3.1.1 试验材料和方法 |
| 3.1.2 分析方法 |
| 3.1.3 结果与讨论 |
| 3.2 锰尾矿中锰对辣椒生长的影响 |
| 3.2.1 实验 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.3 锰尾矿中锰对萝卜营养效应的研究 |
| 3.3.1 概述 |
| 3.3.2 实验 |
| 3.3.3 锰对萝卜植物学性状的影响 |
| 3.3.4 锰对萝卜叶片叶绿素含量的影响 |
| 3.3.5 锰对萝卜锰素营养的影响 |
| 3.3.6 土壤中的锰含量的变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电解锰渣回收锰的研究 |
| 4.1 硫酸回浸法制取硫酸锰的工艺研究 |
| 4.1.1 实验原理 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 硫酸回浸实验 |
| 4.1.4 硫酸锰的制取 |
| 4.2 铵盐焙烧法制取硫酸锰的工艺研究 |
| 4.2.1 实验原理 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 铵矿比对锰浸出率的影响 |
| 4.2.4 焙烧时间与锰浸出率的关系 |
| 4.2.5 锰的浸出率随焙烧温度的变化 |
| 4.3 两种硫酸锰制取方法的比较分析 |
| 4.3.1 浸出液分析 |
| 4.3.2 工艺分析 |
| 4.3.3 环境效益分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 锶尾矿回收锶盐的研究 |
| 5.1 从锶渣中回收氯化锶的工艺研究 |
| 5.1.1 实验 |
| 5.1.2 实验结果与讨论 |
| 5.2 从锶矸石中回收碳酸锶 |
| 5.2.1 实验方法 |
| 5.2.2 实验结果与讨论 |
| 5.3 天青石矿石制备硝酸锶工艺研究 |
| 5.3.1 实验方法 |
| 5.3.2 影响碳酸钠与锶矸石复分解反应的因素 |
| 5.3.3 粗碳酸锶的溶解（转换为硝酸锶） |
| 5.3.4 硝酸锶溶液的精制 |
| 5.4 碳酸锶废渣制备锶铁氧体的初步研究 |
| 5.4.1 实验方法 |
| 5.4.2 Fe~(3+)/Sr~(2+)摩尔比对产物磁化率的影响 |
| 5.4.3 pH 对锶铁氧体磁化率的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 二次锰锶渣的吸附特征及其应用 |
| 6.1 二次锰渣孔结构及其处理含铜废水的研究 |
| 6.1.1 实验 |
| 6.1.2 处理过程对锰渣的比表面积的影响 |
| 6.1.3 处理过程对锰渣孔容分布的影响 |
| 6.1.4 影响锰渣吸附溶液中铜离子的正交试验结果 |
| 6.1.5 锰渣投加量与溶液中铜离子去除率的关系 |
| 6.1.6 溶液酸度对铜离子去除的影响 |
| 6.1.7 吸附时间对锰渣去除溶液中铜离子的影响 |
| 6.1.8 初始铜离子浓度对取除率的影响 |
| 6.2 二次锶渣处理含铬废水的研究 |
| 6.2.1 二次锶渣的溶解特征 |
| 6.2.2 二次锶渣处理含铬废水 |
| 6.3 岩石吸附 Pb~(2+)的类分形动力学 |
| 6.3.1 实验 |
| 6.3.2 结果与讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 论文主要结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验动物和染毒方法 |
| 1.2 观察指标与方法 |
| 1.2.1 精子畸形率 |
| 1.2.2 精子活力及活力分级 |
| 1.2.3 精子计数 |
| 1.2.4 睾丸锰含量 |
| 1.3 统计方法 |
| 2 结果及分析 |
| 2.1 染锰小鼠的各项指标检测结果 |
| 2.2 精子畸形分类计数结果 |
| 2.3 精子活动度测定结果 |
| 3 讨论 |
