太湖水体中稀土元素地球化学特征

以中国第三大淡水湖泊太湖为研究对象,通过液-液萃取、连续提取法以及ICP-MS测试技术对太湖水体中溶解态和悬浮物中的稀土进行分析.结果表明:太湖水体中溶解态稀土含量较低.由于湖水的混合作用整个西太湖水体中稀土元素含量比较相近,东太湖水体由于自净化作用含量低于西太湖.由于颗粒物表层胶体的吸附作用,溶解态稀土呈现出重稀土富集现象.悬浮物AEC态可能由于富含铁的有机胶体、磷酸根络合和富含铁锰次生矿物相等的作用,呈现出中稀土富集.水体中溶解态稀土几乎全部是以有机络合物的形式存在;悬浮物是稀土元素的主要载体,且残渣态＞AEC态＞溶解态.     

北海半岛水体混合过程的稀土元素分布特征

选择北海半岛南流江河口、半岛近岸海域及涠洲岛附近海域为对象,研究河海水混合过程中稀土元素的某些地球化学特征。结果表明,水体中稀土元素主要以悬浮颗粒态存在,溶解态稀土含量及轻、重稀土含量之比从河流到海洋逐渐降低。溶解态稀土含量在南流江河口低盐度区因胶体絮凝而下降,在中高盐度区,颗粒物解吸或部分溶解引起含量上升;pH值对其亦有影响。溶解态稀土分布模式以重稀土相对富集为特征,在此基础上存在中稀土富集,是源区铁锰氧化物和水体中有机胶体共同作用的结果,Ce正异常与水体中有机物有关,Eu负异常是对源区岩石分布模式特征的继承。而原水中稀土含量变化相对复杂,与水动力状况有关,分布模式较为一致,表明河流颗粒物存在均一化趋势。     

贵州红枫湖溶解态稀土元素地球化学研究

以中国西南碳酸岩盐地区的红枫湖及环湖河流水体为研究对象,采用液-液萃取和ICP-MS测试方法,对水中溶解态稀土元素浓度进行了测定,借以探讨碳酸盐岩水体环境下稀土元素的地球化学行为和环境效应。研究结果表明,红枫湖湖水溶解态稀土含量相对较低,∑REE总浓度分布于14.3～27.2 ng.kg-1之间,平均含量为18.24 ng.kg-1,明显低于地表水体浓度平均值。环湖河水溶解态∑REE浓度分布于4.07～102.28 ng.kg-1,平均为24.12 ng.kg-1。湖水和河水的页岩(PAAS)标准化的溶解态稀土元素配分模式都显示了显著的重稀土富集特征以及Ce元素负异常,而水化学络合计算结果显示,水体中溶解态稀土几乎以占绝对优势的碳酸盐无机络合形态存在,其他络合方式所占比例非常微小。这些都显示与相对偏碱性的水化学环境有关。     

风化壳淋积型稀土矿浸取过程的模拟计算研究Ⅰ：液-固萃取模型

风化壳淋积型稀土矿物中稀土元素主要富集在以高岭土为主的粘土矿物中,目前主要通过原地浸矿工艺开采。开采过程中,浸矿液自矿体顶部注液孔流至矿体底部或集液巷道的过程中,不断交换浸出粘土中的稀土离子,其过程可视作液-固萃取,因此可通过其中的萃取平衡和物料平衡关系进行模拟计算。介绍了一种基于液-固萃取模型的风化壳淋积型稀土矿柱浸过程模拟计算方法,并探讨了离子交换反应系数、浸矿剂浓度、原矿品位等因素对于浸矿效果的影响。计算表明：铵根离子具有较强的交换浸出稀土的能力;浸出液所能达到的理论浓度峰值主要决定于浸取液中初始硫铵浓度;浸矿所需顶水理论注入量可依据矿体饱和含水率估算,并进而通过模拟计算的浸矿液/顶水比计算所需浸矿液注入量;浸矿液硫铵浓度越高,原矿稀土品位越低,则稀土离子穿透曲线浓度峰值持续时间就越长,之后浓度下降速度也越快,同时浸矿液/顶水比以及硫铵投入/稀土产出比也越小,说明浸矿剂利用效率越高。     

赣南小流域水体中溶解态稀土元素地球化学特征

以亚热带富稀土背景区的赣南水系为研究对象,通过ICP-MS测定,探讨了赣南小流域水体中溶解态稀土元素的含量及分布模式,结果表明：赣南小流域溶解态稀土（DREE）含量均值为1.2845μg·L^-1,其浓度高于长江、珠江等内陆天然河流,这反映了其富稀土背景的特点。该区溶解态稀土元素分布模式表现出Ce明显的负异常和Eu正异常,这与同一背景下表土层中的Ce正异常和Eu负异常是相对应的。溶解态稀土元素的页岩标准化分布模式表现为中重稀土（MREE/HREE）富集型,这是由于该区富含重稀土矿物的易风化的氟碳钙钇矿的存在引起的。     

烟煤和无烟煤中碘的赋存形态及其环境效应分析

采用逐级化学提取和电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)研究烟煤和无烟煤中碘的赋存形态。结果表明,烟煤和无烟煤中各种形态的碘含量由高到低依次都是有机态、铁锰氧化物结合态、水溶态、残留态、离子交换态和碳酸盐结合态。烟煤和无烟煤中有机结合态碘平均含量分别为47.4%±3.28%和43.3%±2.42%,Fe-Mn氧化物结合态碘分别为36.8%±3.70%和34.6%±4.77%,水溶态和离子交换态碘平均含量之和分别为10.3%±3.00%和14.3%±3.37%,碘的平均潜在淋失率分别10.9%和16.0%,平均潜在可淋失浓度分别为0.9μg/g和1.2μg/g。这说明无烟煤中生物有效态碘含量高于烟煤,在表生条件下烟煤和无烟煤中淋出的碘都能导致地表水中碘的浓度升高;无烟煤中碘的有利环境效应大于烟煤,而不良环境效应小于烟煤。     

岩溶地下水中溶解性有机碳测定方法的探讨

总有机碳(TOC)是以碳的含量来表示环境水体中有机物总量的综合指标,是反映水体受污染程度的重要指标。溶解性有机碳(DOC)是总有机碳的一种,通常定义为通过一定孔径(0.22～0.7μm)的滤膜后,水质中所含有机碳的含量[1]。水体中DOC的存在形式主要有溶解态、胶体态和少量较小     

高硫石油焦燃烧过程中不同赋存形态钒的变迁行为研究

采用逐级化学提取结合ICP-OES方法,研究了高硫石油焦燃烧过程中重金属元素钒的赋存形态和迁移转化行为,并结合热力学分析方法,探讨了其化学反应机理。石油焦中钒的赋存形态主要为有机质结合态和稳定态。随着燃烧温度的升高,有机质结合态的钒发生快速分解直至消失,且与Ca、Na、Fe和K等矿物质反应,转化为水溶态和部分离子可交换态、碳酸盐结合态、氧化物结合态钒。稳定态钒主要是与其他矿物质形成非晶态结构物质存在于石油焦中,在高温燃烧过程中,会部分熔融转化并释放出少量的钒。石油焦中钒的挥发性随着燃烧温度和燃尽率的升高逐渐增大,且呈现阶段性挥发的特点。温度高于1100℃,有机质结合态的钒快速分解,且部分转化为具有挥发性的VO2等化合物,致使钒的挥发率急剧增大。     

无烟煤中碘燃烧释放和转化行为研究

采用逐级化学提取法研究无烟煤及其不同温度燃烧产物中碘的各种赋存状态;以小型管式炉模拟煤燃烧装置,考察了加热温度、加热时间、O_2流量以及通入水蒸气对无烟煤中不同形态碘燃烧释放影响及其机理。结果表明,无烟煤中碘主要以有机结合态、铁锰氧化物结合态和水溶态形式存在。加热温度对碘释放和转化有明显影响,碘释放率随温度升高而增加,500-900℃是碘释放的主要阶段。其中,700℃以前,水溶态、离子交换态和有机结合态碘大部分释放,小部分转化为碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和残留态碘;铁锰氧化物结合态碘主要在700-900℃释放,部分残留态碘在1 100℃前也可释放。无烟煤中碘释放率随燃烧时间延长和O_2流量增大而增大,水蒸气的参与能明显促进碘的释放。在1 100℃、通入水蒸气、O_2流量120 m L/min、燃烧20 min时,93.8%-95.9%碘主要以HI和I_2释放。     

海洋的气态碳氢化合物

1976年,克罗柴道夫院士号考察船在挪威-格陵兰海盆地进行第23次海洋考察时,用特別的密闭型深水测量器采集了53个海水试样和31个底质试样。从这些试样中收集了气态碳氢化合物并进行了分析。从海水试样中只检出了甲烷,但是从底质的试样中检出有机态的碳氢化合物,主要是不饱和的碳氢化合物。气体的含量由上层往下层逐渐减少,因此从这点可以说明有机态碳的含量和堆积物的组成有关。在沉淀物中含有2％以上的有机碳。表明气态碳氢化合物的浓度是相当高的(50～60×10~(-4)mol/kg)。在海水试样中,除甲烷外还有     

可溶性有机质对污染土壤中铊迁移行为的影响

目的 为了查明可溶性有机质（DOM）对土壤中污染元素铊赋存形态的影响,方法 采用形态分级提取方法,将土壤中的铊重金属分成酸可交换态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态和残留态4组分,并采用Elan 6100型ICP-MS质谱仪测定各组分中铊的质量浓度.结果 DOM可降低酸可交换态的Tl,增加铁锰氧化物结合态和有机质结合态Tl的百分含量,但对残留态Tl的百分含量没有明显影响.因此,DOM可降低铊在土壤中的活动性,从而改变了铊在土壤中的迁移行为.结论 可溶性有机质（DOM）自身的络合（螯合）能力及其吸附特性是改变重金属铊形态分布的主要因素.     

氢化物发生原子荧光法测定稻田土中的锑形态

采用王水消解及逐级浸提技术,以氢化物发生-原子荧光法对成都东郊稻田土中的Sb形态进行了分析,方法检出限为0.108μg/L,回收率为96.9%～104.8%。加入硫脲-抗坏血酸溶液后,土壤样品中可能存在的金属离子Cu2+、Co2+、Se4+、Sn2+、Zn2+、Pb2+、As3+、As5+、Hg2+对Sb的干扰可以有效地消除;样品Sb含量在0.92～2.52 mg/kg之间波动,平均值为1.76 mg/kg,与四川省土壤Sb背景浓度(≈1.70 mg/kg,1991)相比相差不大。水平方向上,各形态Sb的浓度因所处稻田条件的不同而分布各异,大体呈以下规律:残渣态﹥有机/硫化物结合态﹥铁/锰氧化物结合态﹥碳酸盐结合态﹥可交换态,易被植物吸收利用的可交换态占的比率最小;垂直方向上,各形态随着土壤深度的增加,呈递减趋势。     

应用体外仿生模型分析海藻水煎液中微量金属的形态和生物可给性

将体外"半仿生消化"和"全仿生消化"法分别应用于海藻分析前处理,即模拟人体消化环境,加入消化液所含有机物和无机物,模拟海藻(海带和紫菜)水煎液在胃肠中的吸收和转运机制.鉴于消化管和血管间的生物膜是类脂质膜,以单层脂质体为细胞生物膜模型考察海藻水煎液中微量金属在单层脂质体-水体系中的分配行为.以单层脂质体结合态、水溶态界定水煎液中微量金属的形态; 以单层脂质体结合态含量评价微量金属的生物可给性; 比较单层脂质体结合态金属在胃肠中浓度,确定微量金属的主要吸收部位.消化酶对海藻中微量元素的形态和生物可给性影响明显.水煎液全仿生消化后,海带和紫菜中的Fe均主要在胃被吸收,海带中的Mn和Zn主要在肠被吸收;紫菜中的Mn和Zn在胃与肠均有吸收.     

离子色谱法测定生活饮用水中总氮和总磷

总氮和总磷都是引起水体富营养化的主要原因,是衡量水质的重要指标之一,也是评定湖泊、水库水富营养化的重要指标。生活饮用水中总氮和总磷浓度过高,致使藻类过度繁殖,水体透明度降低,水质甚至恶化至有害的程度,因此准确测定总氮和总磷的含量十分必要[1]。碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法是测定水中总氮的国家标准方法[2]、钼酸铵分光光度法是测定水中总磷的国家标准方     

土壤中稀土对有效氮形态分配和转化的影响

在土壤旱作和淹水培养两种方式下, 通过添加外源稀土研究了黄褐土中稀土对有效氮形态分配和转化的影响.结果表明, 在旱培条件下, 土壤中稀土含量的提高增加铵态氮和水解氮的含量, 减少硝态氮的含量, 两周内增加矿质态氮的含量, 八周以后则无显著影响; 有效氮的含量在稀土含量较低时升高, 高含量时则下降, 实验确定外源稀土对旱培土壤有效氮作用的无观察效应浓度(NOEC)为443.8 mg*kg-1. 在淹水培养条件下, 稀土含量较低时对土壤铵态氮和水解氮含量无显著影响, 含量较高时则降低铵态氮和水解氮含量, 外源稀土对淹水土壤铵态氮和水解氮含量影响的无观察效应浓度分别为 171.2, 256.9 mg*kg-1. 分析表明, 土壤中稀土含量的变化对氮素的影响在旱培条件下主要与稀土对土壤硝化过程作用有关, 淹水条件下与稀土对土壤氨化过程作用有关.     

海洋微藻培养液中二甲基硫与二甲基硫丙酸的同步分析

基于水体中二甲基硫(DMS)的固相微萃取-气相色谱-质谱联用分析方法,建立了海洋微藻培养液中DMS、溶解态二甲基硫丙酸(DMSPd)和颗粒态二甲基硫丙酸(DMSPp)的同步测定方法. 结果表明: 本方法在0.01～10.0 μg/L 范围内线性良好, 方法检出限10.6 pg , 加标回收率为(93.1±1.3)%; 相对误差范围小于5%.将4种微藻培养液高速离心,上层和下层溶液分别加固体NaCl后立即测定DMS,加NaOH 溶液反应12 h后测定DMS含量, 根据其数值的差值可得到各微藻培养液中DMS与DMSP的含量.检出结果与文献报道具有相似的结论:甲藻和定鞭藻是DMS(P)的重要生产者.其中颗石藻 (Pleurochrysis carterae)单位细胞DMSPp 的检出含量为(13.8±0.9)pg/cell.     

稀土对红壤微生物量碳的影响

取过２０ 目筛黄筋泥（浙江龙游县, 桔园表层土,ｐＨＨ２０ 为５．１,有机质含量为２．３５％ , 每１００ ｇ 土的阳离子交换量为１０．５０ ｍｍｏｌ, 每１ ｋｇ 土的可溶态稀土总量为１１．４４ ｍｇ） 风干土若干, 以０,１０,５０,１００,２００,３５０ ｍｇ·ｋｇ－１的浓度水平分别加入混合稀土及单一稀土元素Ｐｒ,Ｓｍ ,Ｅｕ 等, 混合稀土的配比为Ｌａ∶Ｃｅ∶Ｐｒ∶Ｎｄ∶Ｓｍ∶Ｅｕ∶Ｇｄ∶Ｙ＝４∶４∶２∶２∶２∶１∶１∶４, 并对土样加蒸馏水至田间持水量的５０％ , 保持１００％ 的湿度在生化培养箱中于２５ ℃下恒温培养一周后进行微生物量的测定, 每个样重复３ 次, 土壤样品微生物量碳的测定方法采用氯仿熏蒸,０．５ ｍｏｌ·Ｌ－１ Ｋ２ＳＯ４ 提取法, 提取液中的有机碳浓度用自动定碳仪（ＴＯＣ）测定, 并由下式计算微生物量：ＳＭＢＣ＝ （ｃＥＣｔ－ ｃＥＣＯ）／０．４５, 式中,ＳＭＢＣ为土壤微生物量碳,ｃＥＣＯ,ｃＥＣｔ分别为氯仿熏蒸前后提取液中有机碳的浓度。测定结果表明, 不同稀土元素对土壤熏蒸前后的有机碳含量及其微生物量碳变化的影响规律基本相似, 随着稀土浓度的升高,熏蒸前后有机碳的含量都有不同程度的升高, 而且两者在量值上有逐渐     

气相色谱火焰光度法测定水体中9种有机磷酸酯阻燃剂

建立了水体中9种有机磷酸酯阻燃剂(OPFRs)的液液萃取(LLE)/气相色谱-火焰光度(GC-FPD)测定方法。对比研究了液液萃取、固相萃取条件和仪器测定条件。最终选择液液萃取作为样品的提取方法,以二氯甲烷为提取溶剂;有机磷专用柱Rtx-OPPesticides 2作为分析柱,15 min内可实现待测组分的良好分离。在优化条件下,9种OPFRs在1.0~500 ng/m L范围内呈良好的线性关系(r2≥0.998),方法检出限为1.0~2.0 ng/L。在5,100,300 ng/L加标水平下,9种OPFRs空白水样的加标回收率为75.9%~111%;相对标准偏差(RSD)为3.3%~15%。该方法应用于6个实际湖泊地表水样品的检测,OPFRs的检出率为100%,其组分检出总浓度为408~1 532 ng/L,可见湖泊地表水中存在明显的OPFRs污染。     

离子型稀土矿柱浸过程氨氮平衡及尾矿氨氮形态转化研究

离子型稀土矿柱浸过程氨氮的平衡与迁移转化研究可以对浸矿剂硫酸铵用量的模拟运算提供理论参考。试验以定南某离子型矿土为对象,采用室内柱浸模拟的方式对离子型稀土原矿氨氮的分布、硫酸铵浸矿过程氨氮平衡及尾矿氨氮赋存转化的影响进行了试验。结果发现,离子型稀土原岩风化过程中,还可能伴随着离子相铵盐的生成,在浸矿过程中会伴随稀土一起被浸出,离子相铵盐含量随离子相稀土含量的升高而增加。硫酸铵柱浸过程中残留在尾矿内的氨氮量与浸出液中的氨氮量占比分别为50.76%和49.24%,浸矿剂中半数铵根主要起到保持浸矿过程中铵根浓度的作用,在浸矿后会随浸出液流出。离子型稀土尾矿水溶态和可交换态氨氮在矿土含水率的影响下会发生可逆转化,在尾矿矿土自然风干过程中,尾矿内水溶态氨氮含量占比由63.24%降至32.01%,离子型稀土尾矿水溶态与可交换态氨氮的赋存含量需要前置时间和矿土含水率等条件才能准确定义。     

特选榨菜对铀污染土壤的修复评价

本文通过两种不同的加铀方式,加入不同种类及浓度的螯合剂,以及土壤改良剂(有机肥、微生物肥料、腐殖酸、尿素)的方法,研究了不同因素对特选榨菜修复铀污染土壤的影响。结果表明:在pH=5时把UO_2(NO_3)_2·6H_2O溶液喷洒入土壤,使土壤中铀污染浓度为100 mg·kg~(-1)时,特选榨菜地上部铀富集的浓度最大可以达到1103.42 mg·kg~(-1),根部为1909.49 mg·kg~(-1),去除率为7.81%;上述含铀土壤放置2年后制备成模拟铀污染的土壤,进而栽种特选榨菜进行修复,在100 mg·kg~(-1)铀污染浓度下,植物上部铀富集浓度最大为295.83 mg·kg~(-1),根部为268.42 mg·kg~(-1),年去除率为2.52%。用Tessier五步连续提取法测定两次修复土壤中铀的形态,发现模拟铀污染土壤比铀喷洒于土壤中有效态的铀(交换态和碳酸盐结合态)要低52.7%;加入柠檬酸、苹果酸等螯合剂以及有机肥、微生物肥料、腐殖酸、尿素等土壤改良剂,在模拟铀污染土壤修复时发现有机肥会降低植物上部对铀的富集;而柠檬酸和微生物肥会增强植物上部对铀的富集。