一、中国黄土对~(241)Am吸附特性的实验研究（论文文献综述）
胡知临,龚军军,夏文明,鲍萍,叶枫[1]（2022）在《基于CiteSpace的核素扩散迁移问题的研究发展趋势分析》文中研究表明为探索放射性核素在环境中迁移扩散的研究热点与发展趋势,以CNKI上2001～2020年的相关文献为基础,应用CiteSpace软件进行文献计量处理,从作者合作、机构发文情况、关键词共现与聚类分析和关键词突现等方面对国内核素扩散迁移问题的科研力量、研究热点、发展趋势和研究前沿进行分析。结果表明:核素扩散迁移领域的研究成果形式主要是学术论文和学位论文;中国辐射防护研究院、东华理工大学、成都理工大学的研究成果较多;作者写文章的合作比较分散,形成的典型合作研究集团不多;在核素扩散迁移研究领域内的研究热点主要为扩散迁移情况模拟和放射性废物处理两方面,研究从早期的土壤水体中核素向大气中核素进行转变。
郑金光[2]（2021）在《关键核素在处置库材料中的迁移行为》文中研究指明随着核能逐步发展壮大,势必会产生越来越多的核废料。针对核废料中的高放废物,目前普遍能接受的方法是深层地质处置。我国甘肃省北山地区作为我国地质处置库重点预选场址之一,其主要地质成分为花岗岩,拟采用的回填材料为高庙子膨润土。研究关键核素在处置库介质材料上的迁移规律具有重要价值。首先,采用连续柱法,进行铀酰离子和锶离子在北山花岗岩上的迁移实验。主要研究了渗流速度、pH、温度、铀酰的种态等因素对迁移的影响。结果显示:渗流速度与铀酰离子、锶离子在北山花岗岩上的弥散系数呈线性关系,其斜率即为弥散度。在连续柱法中得到的分配系数Kd（北山花岗岩对铀酰离子Kd约为0.25mL/g,对锶离子的Kd约为0.3mL/g）远小于静态批试法中得到的Kd。利用CHEMSPEC模拟和XPS、SEM等表征手段,研究了铀在迁移过程中的形态变化。结果表明,铀的形态在柱法较短的迁移时间内保持稳定。根据实验获得的参数,预测了铀穿透五百米厚的花岗岩岩层的时间,发现穿透最快只需23天左右,最慢也不超过一年。其次,本工作利用硝酸铋（Bi（NO3）3）对高庙子膨润土进行改性,以期在不影响对阳离子吸附性能的前提下,提高对I-、IO3-等阴离子的吸附效果,以阻滞碘在环境中的迁移。实验结果表明,改性后的膨润土对于铀酰离子的Kd依然能够达到3414.66mL/g以上,同时对于IO3-离子的Kd能够达到800mL/g以上,对于I-的Kd能够达到250mL/g以上,说明改性效果良好。改性膨润土对I-和IO3-离子的吸附过程均为自发的放热反应,平衡时间均小于30分钟,符合准二级吸附动力学模型。本工作的实验数据可为放射性废物处置库的安全评价提供支持。
张雨[3]（2021）在《甘肃某戈壁区包气带土—水特征及核素迁移规律研究》文中研究表明积极发展核电是中国改善能源结构、保障能源供给、应对减碳排放计划和落实国家安全防控的重大战略选择,经过四十余年的努力,当前中国已经从核电落后国跨入世界核电大国行列。在中国大力发展核电的同时也产生了大量放射性核废料,给生态环境造成了巨大压力,如何经济、安全和有效地处置核废料已经成为当前社会的重点关注问题。为提高核燃料利用率和压缩核废料体积,中国采用闭式核燃料循环政策,首先对乏燃料进行淬取、浓缩及分离等后处理工序,分离回收可用核素,对于不可回收利用的核废料,将按照辐射等级分别进行近地表处置和深地质处置。在核废料运输、暂存、后处理及近地表处置的过程中绝对安全是无法保证的,一旦发生核泄漏,放射性污染物将率先进入包气带,并沿包气带向地下水迁移。核素在水中主要以离子、络合离子、分子、胶体等形式存在,当核素与包气带接触及在其内部内迁移时,在物理、化学、生物等作用下,包气带能够有效阻滞、延缓核素向地下水迁移,并使得部分核素吸附在有机质内和土壤颗粒表面,大幅度减缓核素向生物圈扩散的速度。由于不同包气带因自身特异性对核素阻滞能力有较大差异,因此,只有查明包气带土体成分组成、土-水特征及核素迁移规律,才能使核废料相关厂区选址及后续建设更加合理,从而充分发挥包气带在核事故下保护地下水的天然屏障作用。本文以位于中国甘肃某戈壁区的乏燃料后处理厂预选厂区为研究背景,对厂区包气带土体成分、结构和非饱和土-水特征进行了详细调查;在查明厂区及近区域水文地质条件和包气带非饱和水力参数的基础上,模拟了核素3H、60Co和137Cs在包气带内的迁移、累积行为;参考当前核废料相关厂区国际常用防护措施,并结合研究区包气带特异性与核素迁移规律,提出了三种建议性防护措施,随后通过数值模拟的方式对各防护措施进行了评估与验证。全文研究内容对于戈壁区包气带土-水特征研究及该乏燃料后处理厂预选厂区和类似土质厂区的适宜性评价、危险性评估、应急措施建设以及紧急事故救援具有重要参考意义。论文的主要研究内容和成果如下:（1）基于野外现场调查与资料收集,对预选厂区及近区域气象、水文和地质条件进行了详细分析与总结,从多角度对预选厂址适宜性进行了讨论,并为包气带内核素迁移数值模拟提供基础数据支撑。调查与统计结果显示:预选厂区为典型的大陆性干旱气候、全年降雨稀少,地下水流速缓慢、水位变幅小,地层稳定、第四系包气带厚度适中,近区域内无密集人口。厂区位置具有突出的水文地质优势、气候优势和地理优势,作为乏燃料后处理厂厂址具有良好的适宜性。（2）通过室内试验对预选厂区内包气带土样进行了物质组成和基本物理性质分析,以对包气带形成机制、土体成分、结构和基本物理性质有更好的了解。测试结果表明:预选厂区包气带为第四系冲洪积土体,包括全新统冲洪积层和上更新统冲洪积层;土体粒度跨度较大,包含黏粒组、粉粒组、砂粒组、砾粒组和碎石组,均一性极差;整体呈弱碱性,为亚氯盐渍土、弱盐渍土;平均干密度分别为1.798 g/cm3和1.815 g/cm3,平均孔隙率分别为37.8%和36.1%。（3）在预选厂区开展了包气带饱和垂向渗透系数试验和包气带水分运移试验,并结合室内滤纸法试验,对包气带土-水特征进行了详细调查,以此获取包气带非饱和水力参数和总结包气带内水分迁移规律,并对数值模型的建立与验证提供基础数据。试验结果表明:双环法测量包气带饱和垂向渗透系数与单环法和改进IAM法相比具有更高的置信度,改进IAM法不适用于砾砂和砾石含量较高的地层,包气带内全新统冲洪积层与上更新统冲洪积层饱和垂向渗透系数相差较大,平均值分别为6.962m/d和0.240m/d;由于土体粒径跨度较大,研究区包气带在自然脱湿过程中含水率与基质吸力随时间变化曲线呈明显的阶段性,应用“毛细管束模型”能够较好的解释这一现象;当地层含水率在饱和状态和自然状态之间变化时,其基质吸力主要属于毛细作用阶段;细粒土能够有效提高戈壁区包气带的持水能力,随着黏粒与粉粒含量的升高,低含水率状态下,上更新统冲洪积层基质吸力明显高于全新统冲洪积层,且随着含水率降低,基质吸力差值逐渐升高。（4）结合现场水分运移试验与改进滤纸法室内试验获取了预选厂区包气带土体全范围土-水特征曲线数据,随后利用VG模型对土-水特征曲线进行了公式拟合,并求得模型参数。在拟合土-水特征曲线过程中得到以下结论:通过改进滤纸法,能够有效对含砂量高、结构性较弱的土体进行基质吸力测量;应用lsqcurvefit函数对土-水特征曲线数学模型进行拟合求解具有方法简单、结果精确度较高的特点;VG模型能够较好的描述甘肃戈壁区包气带土-水特征曲线;与Hydrus官方参考值相比,预选厂区包气带土体非饱和土-水特征参数与砂质壤土和壤质砂土两种土质较为相近。（5）依据预选厂区多年气象统计数据与包气带非饱和水力参数,通过Hydrus-1D软件模拟了不同降雨强度下核素3H、60Co和137Cs在包气带内的迁移、累积行为。模拟结果表明:在1000年模拟期内仅核素3H迁移至地下潜水位处,而核素60Co和137Cs始终滞留在包气带内;泄漏后的第42天地下水潜水位处3H放射性活度浓度达到国际污染标准;大时间尺度下,随着降雨强度的增大,地下水潜水面处核素3H放射性活度浓度峰值逐渐升高、滞留核素60Co和137Cs在包气带内的竖向迁移距离大幅度提升;针对包气带内滞留核素,初始浓度主要影响核素在包气带内放射性活度浓度峰值,分配系数主要影响核素在包气带内放射性活度浓度峰值位置与最大迁移距离。（6）根据预选厂区包气带特异性与包气带内核素迁移规律,参考当前核废料相关厂区国际常用防护措施,提出了隔绝地表渗水、包气带置换黏土层和设置降水群井三种建议性防护措施,并通过数值模拟的方式进行了验证与评估。模拟结果显示:三种防护措施对紧急事故下及事故后阻滞、延缓核素向地下水迁移具有较好的效果,能够有效降低泄漏初期单位时间核废液入渗量、延后地下水放射性活度浓度达到污染标准的时间、压制地下水潜水面处核素放射性活度浓度峰值、降低滞留核素在包气带内的迁移距离。
裴宇,张生银,房嬛,陈永欣,张顺存,邵明,雷天柱[4]（2022）在《陆架边缘海环境下金属元素与有机质富集关系探讨——以南黄海表层沉积物为例》文中研究指明陆架边缘海是"河口—陆架"体系重要的碳汇,黏土矿物作为主要载体将有机质与金属元素吸附于表面或层间,通常表现为粒度、有机质和金属元素含量之间高度正相关。本文通过分析南黄海中部沉积物粒度、总有机碳、主微量元素,探讨三者之间分布特征和相互关系,进一步开展金属元素、有机质与黏土矿物吸附模拟实验,结果表明,酸性条件（pH=4）下适量的金属离子（Zn2+、Ni2+、Pb2+）明显促进伊利石对腐殖酸（有机质主要组成部分）吸附,腐殖酸吸附量达到20.06 mg/g,其中金属离子加入使腐殖酸吸附量提高6.25%;同时碱性条件（pH=8）下金属离子也能够促进伊利石对腐殖酸吸附,腐殖酸吸附量达到15.7 mg/g,金属离子加入使腐殖酸吸附量提高38.9%。金属离子的阳离子键桥作用促进伊利石吸附腐殖酸,且酸性环境下腐殖酸的吸附量高于碱性环境。证实了陆架边缘海背下金属元素的参与对黏土矿物吸附腐殖酸具有明显促进作用,有利于在全球碳循环过程形成边缘海"碳库",同时海洋酸化可能造成海洋溶解有机质降低和重金属离子浓度升高,对陆架边缘海海洋生态系统平衡构成威胁。
葛孟团[5]（2019）在《胡敏酸和针铁矿胶体对U（Ⅵ）在饱和花岗岩颗粒柱中运移的影响研究》文中研究表明环境中广泛存在的胶体会显着影响放射性核素的环境行为。甘肃北山地区是我国高放废物处置库的重点预选区。因此,研究胶体对放射性核素在北山花岗岩介质中运移行为的影响,对于我国高放废物处置库的安全评价具有重要意义。本文选择针铁矿胶体（Gt）和胡敏酸（HA）作为环境中典型无机胶体和有机胶体的代表,研究了单一胶体（Gt和HA）及复合胶体（Gt–HA）的稳定性;通过柱实验系统研究了不同理化条件下（pH、离子强度、HA浓度、U（Ⅵ）浓度等）上述胶体和U（Ⅵ）在饱和花岗岩颗粒柱中的单独运移及共运移行为,并测定了流出液的特性变化（pH、zeta电位和粒径）;利用双位点化学非平衡模型和双动力学位点模型分别拟合了U（Ⅵ）和胶体的运移结果,获取了不同体系的运移特性参数;结合流出液的特性变化以及DLVO和CFT理论计算,探讨了不同体系的运移机理。本文主要得到以下结论:（一）U（Ⅵ）的单独运移。U（Ⅵ）的单独运移行为主要受吸附/解吸作用、U（Ⅵ）的浓度和物种所控制。pH升高（5.0–6.6）U（Ⅵ）的运移被抑制,而pH=7.6时,U（Ⅵ）的运移又被促进。离子强度不影响U（Ⅵ）的运移;U（Ⅵ）的滞留随浓度降低而显着增强。（二）Gt和HA的单独运移。Gt的运移行为主要依赖于稳定性,pH和离子强度的增大会抑制Gt的运移,Gt在运移过程中可能与花岗岩表面的羟基（OH-）发生配体交换反应并可能存在尺寸排阻效应。HA的运移行为主要由电荷排阻效应和尺寸排阻效应决定,高pH有利于HA的解离和运移,而离子强度对HA的运移的影响不明显。（三）Gt和HA对U（Ⅵ）运移的影响。Gt和U（Ⅵ）的共运移对pH、离子强度和U（Ⅵ）浓度变化敏感。pH（5.0–6.6）和离子强度增大,Gt–U（Ⅵ）的稳定性降低,运移被抑制;而pH=7.6时,Gt–U（Ⅵ）表面电荷由正转负,运移又被促进。Gt显着促进低浓度U（Ⅵ）(2×10–6,2×10–7 M)的运移;而阻滞高浓度U（Ⅵ）(2×10–5 M)的运移。HA和U（Ⅵ）的共运移受pH和离子强度的影响较小。HA在高pH或低离子强度下对U（Ⅵ）略有促进作用,但由于HA与U（Ⅵ）的配位作用,U（Ⅵ）的回收率被降低。（四）复合胶体对U（Ⅵ）运移的影响。复合胶体存在时U（Ⅵ）的运移行为主要依赖于胶体的稳定性。升高pH或降低离子强度有利于U（Ⅵ）的运移。低浓度的HA（<5 mg/L）使复合胶体稳定性降低,从而阻滞U（Ⅵ）的运移。高浓度的HA（5–20 mg/L）使复合胶体表面电荷由正转负,增强了胶体稳定性,从而显着地促进U（Ⅵ）的运移。（五）模型拟合以及DLVO和CFT计算。双位点化学非平衡模型以及双动力学位点模型可以分别很好地拟合U（Ⅵ）以及胶体在饱和多孔介质中的运移数据。DLVO和CFT计算结果与实验现象吻合。
武海英[6]（2018）在《乙烯胺改性风化煤吸附剂的制备及对含锌废水的处理研究》文中研究说明锌离子具有持久性、毒性大等特点,人体若是摄入过量的锌会引起铜缺乏症、贫血症等疾病。风化煤具备腐植酸含量高,有一定的吸附能力等特性,可与水中金属离子发生离子交换和螯合反应,被认为是一种具有开发价值的资源。但由于其吸附容量较为有限,且只对低浓度的重金属废水有较好的吸附效果,所以没有得以广泛推广。为了解决这一问题,本文采用一系列的乙烯胺作为改性剂,对新疆风化煤进行表面改性,以提高其吸附容量和吸附速率,致力于开发一种新型的吸附剂用于处理高浓度重金属废水。本论文以来自新疆四个地区的风化煤为研究目标,对其进行吸附性能测试后选出一种总腐植酸含量高且吸附量优异的风化煤为改性基体,以一系列乙烯胺为改性剂对其进行改性,用最佳改性条件下的风化煤处理含锌废水,考察了改性及吸附实验的影响因素,同时对改性前后的风化煤进行了表征,探索了其吸附机理。结论如下:（1）阜康风化煤（FWC）、奇台风化煤（QWC）、鄯善风化煤（SWC）及昌吉风化煤（CWC）中奇台风化煤（QWC）的腐植酸含量及吸附量较高,有作为基体对其进行改性的潜质,因此,选用奇台风化煤（QWC）为改性基体进行后期实验。（2）乙烯胺改性奇台风化煤的工艺随着胺基数量的增多呈现一定的变化趋势:体系pH值、乙烯胺加入量及震荡时间逐渐降低,震荡功率基本不变。改性后风化煤随着胺基数量的增多吸附Zn2+时风化煤加入量逐渐降低,pH及接触时间基本不变。改性前后风化煤对Zn2+的吸附过程符合均准二级动力学模型及Langmuir吸附等温式。（3）通过对乙烯胺改性后风化煤表征结果进行比较发现,随着胺基数量的增加,风化煤的表面形貌受到较大影响,官能团出峰位置随之产生偏移,比表面积及孔容呈逐渐减小趋势,N元素含量逐渐上升,C元素及O元素含量逐渐下降。通过乙烯胺改后风化煤处理含锌废水的效果进行比较,得到如下结论:随着胺基数量的增加,风化煤对含锌废水的吸附效率呈上升趋势,且饱和吸附容量逐渐增大。
王浩铭[7]（2018）在《尾矿库浅层土壤中铀的浸出特性与数值模拟研究》文中指出目前,土壤中的核素迁移已经对环境造成严重的污染,为了对土壤污染治理提供帮助,有必要对土壤中核素浸出特性进行研究。本文以湖南省某大型尾矿库区的浅层土壤为研究对象,以核素铀为例,通过模拟降雨条件下动态土柱淋滤实验以及基于Geostudio软件的数值模拟分析,主要得出以下结论:（1）通过对土样的理化性检测,得出尾矿库区浅层土壤为粉质粘土,土壤偏酸性,土壤中主要化学成分有Si O2和Al2O3,土壤中赋存的核素铀远超国家土壤环境背景值2.8 mg/kg。（2）通过土柱淋滤实验,得出了土柱渗透液p H值前期下降较慢,后期逐步下降接近淋滤液p H值。柱底部渗透液体积呈先上升后下降,最后达到平稳的趋势。随着时间的变化土柱底部渗透液中铀浓度要稍微高于中部。土柱渗出液中铀浓度变化为先上升后迅速下降,最后保持稳定。随着p H值的降低,土壤中铀的析出量增大。（3）通过Geostudio软件进行数值模拟,得出土样的土水特征曲线和渗透系数曲线。在第90天时土柱中不同高度土壤的含水量达到平衡,土壤完全饱和。铀在单一对流条件下600天的迁移距离较短,推论在粘土等渗透率小的土壤中核素铀的扩散主要依靠水动力弥散和分子扩散的作用。（4）土柱土壤中铀浓度呈阶梯状自上而下非线性递减,90天以前浓度梯度变化速度较快,90天以后浓度变化速度减小。（5）通过Geostudio软件数值模拟结果和实验结果对比,证实了该软件能较好的模拟土壤中重金属的浸出和运移情况,可以为环境污染物的运移提供预测。
侯康龙[8]（2018）在《铀尾矿库土壤中活性铀的原位固定试验研究》文中进行了进一步梳理铀尾矿库通常采用石灰碱化处理,在外界环境作用下,已固定下来的活性铀易重新析出释放,穿透土壤屏障而威胁生态环境,因此铀污染土壤亟需有效的修复。本文选用壳聚糖（Chitosan,CTS）、凹凸棒土（Attapulgite,ATP）、还原铁粉（Zero-valent iron,ZVI）及羟基磷灰石（Hydroxyapatite,HAP）4种固定剂对铀尾矿库土壤中的铀进行固定化处理,采用逐级化学提取法分析了铀的赋存形态,研究了不同掺杂量和p H条件下固定剂对铀形态分布的影响,在此基础上通过毒性浸出试验（Toxicity Characteristic Leaching Procedure,TCLP）和静态释放试验,考察了固定剂对铀的固定效果及铀的浸出特性和释放潜力。同时,通过对HAP固定后的样品进行表征分析,探讨了其固定铀的机理。主要研究结论如下:（1）CTS、ATP和ZVI掺杂后主要促进可交换态（包括水溶态）铀向其他较稳定结合态铀转化,HAP掺杂显着提高了残渣态铀的含量。掺杂量为5%时各固定剂对铀形态转化影响最明显。CTS和ATP在p H=5时固定效果最好,ZVI和HAP在p H=4时转化为稳定态比例最大。4种固定剂固定铀的能力强弱依次为:HAP﹥ZVI﹥ATP﹥CTS。（2）TCLP毒性浸出试验结果表明,4种固定剂在掺杂量5%时,固定效果最佳。CTS增强了铀的活性,浸出量增加4%23%;ATP提高了铀的固定量24%;ZVI减少了铀的浸出量达50%;HAP降低了铀的浸出量近80%,是铀尾矿库中铀稳定效果较好的一种固定剂。（3）静态释放试验结果表明,未掺杂固定剂时p H越低铀的释放量越大。HAP降低铀的释放量受p H影响显着,其中p H=3和p H=4条件下铀的释放量明显降低,而p H=5、6和7时铀的释放量较空白对照组有所增加。（4）扫描电镜（Scanning Electron Microscope,SEM）、傅里叶变换红外光谱（Fourier Transform Infrared Spectrometer,FTIR）、X射线衍射（X-raydiffraction,XRD）以及形态变化分析显示,HAP在本研究中主要通过络合沉淀作用固定铀尾矿库土壤中的铀,使铀向稳定的残渣态转化,此外还存在离子交换、物理吸附和化学吸附作用。
周秀丽[9]（2016）在《某铀矿区土壤放射性核素铀形态分布特征及其生物有效性研究》文中进行了进一步梳理本研究选取某矿区尾矿坝下游的稻田土壤及周边农田土壤为研究对象,通过定点实地采集研究区土壤样品,采用激光荧光法分析铀尾矿中常见的长寿命放射性核素铀含量并研究铀在土壤中的分布特征;采用逐级化学提取法分析铀各形态,研究铀的形态分布特征,采用总量预测法和植物指示法分析其生物有效性。得出以下研究结果:（1）土壤中铀含量分布特征研究表明:在土壤深度范围内,土壤中铀含量总体上随深度增加而减小,表层土壤中平均铀含量为15.73mg/kg;根际土壤中平均铀含量为16.58mg/kg;20cm深土壤中平均铀含量为5.38mg/kg;40cm深土壤中平均铀含量为4.44mg/kg;60cm深土壤中平均铀含量为4.05mg/kg;80cm深土壤中平均铀含量为4.49mg/kg;100cm深土壤中平均铀含量为3.61mg/kg,根际土壤中的铀含量最高;在平面范围内,表层土壤与根际土壤铀含量分布特征规律一致,都是离污染源相对较近的点铀含量高;在时间上,第一次采集的根际土壤平均铀含量（9.02 mg/kg）比第二次采集的根际土壤平均铀含量（5.85 mg/kg）高出约0.54倍。（2）土壤中铀的赋存形态研究表明:在深度上,无论是各试样之间,还是同一试样之内,铀的形态分布特征都存在明显的差异,且根际土壤各相态明显不同于其他层次土壤;在平面上,表层土壤中各形态铀的平均百分含量大小为:残渣态（31.07%）>碳酸盐结合态（25.41%）>无定型铁锰氧化物/氢氧化物结合态（20.06%）>有机质结合态（17.83%）>可交换态（包括水溶态）（3.69%）>晶质铁锰氧化物/氢氧化物结合态（1.95%）;根际土壤中各形态铀的平均百分含量大小为:碳酸盐结合态（30.30%）>残渣态（24.12%）>有机质结合态（21.09%）>无定型铁锰氧化物/氢氧化物结合态（16.47%）>可交换态（包括水溶态）（6.16%）>晶质铁锰氧化物/氢氧化物结合态（1.87%）,表层土壤与根际土壤铀含量各形态分布趋势基本一致;总体上,土壤中各形态铀残渣态（31.46%）>碳酸盐结合态（25.34%）>有机质结合态（19.02%）>无定型铁锰氧化物/氢氧化物结合态（16.58%）>可交换态（包括水溶态）（5.32%）>晶质铁锰氧化物/氢氧化物结合态（2.30%）;根际土的可交换态（包括水溶态）铀、碳酸盐结合态铀、有机质结合态铀比非根际土壤中的铀百分含量高,而其它相态比非根际土壤中的百分含量低。（3）土壤样品中铀的生物有效性研究表明:活性铀占6个相态铀总量的30.66%,潜在活性铀占6个相态铀总量的35.60%,惰性态铀占6个相态铀总量的33.76%,即有65%左右的铀对环境构成威胁和潜在威胁;主要通过生物可利用系数、迁移系数及转移系数来反映研究区铀的生物有效性,研究区土壤中铀的平均生物可利用系数为55.40%,平均迁移系数为5.32%,平均转移系数为3.28%;比较相同采样点,不同植物铀的转移系数不同,草的转移系数（3.13%）大于水稻的转移系数（1.70%）。
戴威,徐莹[10]（2012）在《放射性核素迁移研究展望》文中研究指明本文综述了目前部分放射性核素迁移研究进程,介绍核素迁移的机理、概要介绍研究方法与进展,并指出今后核素迁移研究的发展方向。
二、中国黄土对~(241)Am吸附特性的实验研究（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、中国黄土对~(241)Am吸附特性的实验研究（论文提纲范文）
（1）基于CiteSpace的核素扩散迁移问题的研究发展趋势分析（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 数据来源 |
| 1.2 分析方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 年度发文量分析 |
| 2.2 机构及作者发文分析 |
| 2.2.1 作者发文分析 |
| 2.2.2 机构发文分布 |
| 2.3 关键词分析 |
| 2.3.1 关键词共现聚类分析 |
| 2.3.2 关键词突现分析 |
| 3 结论 |
（2）关键核素在处置库材料中的迁移行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及意义 |
| 1.2 核素迁移的国内外研究现状 |
| 1.2.1 实验室研究 |
| 1.2.2 现场研究 |
| 1.2.3 理论模拟研究 |
| 1.3 关键核素及介质材料 |
| 1.3.1 花岗岩 |
| 1.3.2 膨润土 |
| 1.3.3 关键核素 |
| 1.4 环境因素对核素吸附的影响 |
| 1.4.1 环境介质的性状 |
| 1.4.2 pH |
| 1.4.3 温度 |
| 1.4.4 其他因素 |
| 1.5 研究内容 |
| 第2章 实验方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 连续柱法实验设备 |
| 2.2 连续柱法 |
| 2.2.1 实验过程 |
| 2.2.2 理论及数据处理 |
| 2.3 批次吸附实验法 |
| 2.3.1 膨润土改性 |
| 2.3.2 批次实验法 |
| 2.3.3 吸附数据处理 |
| 2.4 理化表征 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 铀在北山花岗岩上的迁移行为 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验数据 |
| 3.3 流速对铀元素迁移的影响 |
| 3.4 形态对铀元素迁移的影响 |
| 3.5 表征结果 |
| 3.5.1 SEM-EDS |
| 3.5.2 XPS结果 |
| 3.6 仿真与预测 |
| 3.6.1 COMSOL |
| 3.6.2 预测 |
| 3.6.3 敏感性分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 锶在北山花岗岩上的迁移行为 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验数据 |
| 4.3 流速对锶元素迁移的影响 |
| 4.3.1 分配系数与流速的关系 |
| 4.3.2 弥散系数与流速的关系 |
| 4.4 PH对锶元素迁移的影响 |
| 4.4.1 分配系数与pH的关系 |
| 4.4.2 弥散系数与pH的关系 |
| 4.5 温度对锶元素迁移的影响 |
| 4.6 表征结果 |
| 4.6.1 XPS |
| 4.6.2 SEM |
| 4.7 迁移预测 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 改性膨润土对碘元素的吸附规律研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 浓度测量标准曲线 |
| 5.3 接触时间的影响和动力学研究 |
| 5.4 PH的影响 |
| 5.5 起始浓度的影响 |
| 5.6 吸附热力学 |
| 5.7 表征结果 |
| 5.7.1 FTIR |
| 5.7.2 XRD |
| 5.7.3 SEM |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（3）甘肃某戈壁区包气带土—水特征及核素迁移规律研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据与研究意义 |
| 1.2 国内外研究历史与现状 |
| 1.2.1 包气带水分运移 |
| 1.2.2 土-水特征曲线 |
| 1.2.3 包气带核素迁移研究现状 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 本文主要创新点 |
| 第二章 研究区水文地质条件概况 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 自然地理概况 |
| 2.2.1 地理位置 |
| 2.2.2 气象水文 |
| 2.3 地质背景 |
| 2.3.1 地形地貌 |
| 2.3.2 地层岩性 |
| 2.3.3 地质构造 |
| 2.3.4 构造稳定性 |
| 2.4 水文地质特征 |
| 2.4.1 地下水类型和水文地质单元划分 |
| 2.4.2 地下水补给、径流、排泄 |
| 2.4.3 地下水水力联系与水位变化 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 包气带土体成分特征及基本性质 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 取样位置介绍 |
| 3.3 研究区包气带土体的物质组成 |
| 3.3.1 粒度组成 |
| 3.3.2 化学成分 |
| 3.3.3 矿物成分 |
| 3.3.4 土体易溶盐和酸碱度 |
| 3.4 研究区包气带土体的基本物理性质 |
| 3.4.1 土体干密度 |
| 3.4.2 土体饱和含水率及孔隙率 |
| 3.5 研究区包气带土体的热物性 |
| 3.5.1 土体比热容 |
| 3.5.2 土体导热系数 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 包气带土-水特征试验及土-水特征曲线拟合 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 现场试验位置选定 |
| 4.3 包气带饱和垂向渗透系数试验 |
| 4.3.1 试验位置与过程 |
| 4.3.2 试验结果与分析 |
| 4.4 包气带水分运移试验 |
| 4.4.1 试验目标与原理 |
| 4.4.2 试验位置与过程 |
| 4.4.3 试验结果与分析 |
| 4.5 包气带土-水特征曲线拟合 |
| 4.5.1 基于现场包气带水分运移试验土-水特征曲线数据筛选 |
| 4.5.2 改进滤纸法对现场试验数据补充 |
| 4.5.3 土-水特征曲线拟合及参数求解 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 包气带内核素迁移模拟研究及厂区防护措施建议方案 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Hydrus软件及控制方程介绍 |
| 5.2.1 软件介绍 |
| 5.2.2 Hydrus-1D基本控制方程 |
| 5.3 泄漏源假定及核素迁移主要参数取值 |
| 5.3.1 中放废液储存库及事故假定 |
| 5.3.2 核素选取及迁移条件假设 |
| 5.3.3 水文地质模型及土-水特征参数 |
| 5.4 模型建立与边界条件 |
| 5.5 饱和垂向渗透系数校正与模型验证 |
| 5.6 包气带内核素迁移模拟结果 |
| 5.6.1 地下水污染时间 |
| 5.6.2 包气带内核素滞留 |
| 5.6.3 滞留核素迁移速度随深度变化 |
| 5.6.4 核素初始浓度与分配系数敏感性分析 |
| 5.7 研究区防护措施建议方案及数值模拟验证 |
| 5.7.1 国际核泄漏案例与厂区布设防护措施的必要性 |
| 5.7.2 国际常用厂区防护措施 |
| 5.7.3 研究区防护措施建议方案 |
| 5.7.4 拟定方案数值模拟验证 |
| 5.8 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及科研成果 |
| 致谢 |
（4）陆架边缘海环境下金属元素与有机质富集关系探讨——以南黄海表层沉积物为例（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 样品采集与实验方法 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 粒度分析 |
| 1.2.2 有机碳分析 |
| 1.2.3 元素分析 |
| 1.2.4 腐植酸分析 |
| 1.3 室温模拟实验方案 |
| 1.3.1 酸性环境（p H=4) |
| 1.3.2 碱性环境（p H=8) |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 沉积物地球化学特征 |
| 2.2 金属元素、有机质与黏土矿物吸附模拟 |
| 2.2.1 黏土矿物—金属离子对腐殖酸吸附模拟 |
| 2.2.2 黏土矿物—腐殖酸对金属离子吸附模拟 |
| 2.2.3 黏土矿物—金属离子—腐殖酸吸附过程分析 |
| 2.3 陆架边缘海环境下金属元素与有机质富集的关系 |
| 3 结论 |
（5）胡敏酸和针铁矿胶体对U（Ⅵ）在饱和花岗岩颗粒柱中运移的影响研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 地质处置环境下的核素迁移 |
| 1.2 胶体与放射性核素的迁移 |
| 1.2.1 对胶体的重要性的认识 |
| 1.2.2 近场条件下的胶体 |
| 1.2.3 胶体的表征 |
| 1.2.4 胶体的稳定性理论(DLVO) |
| 1.2.5 胶体过滤理论(CFT) |
| 1.3 胶体存在下放射性核素迁移的研究现状 |
| 1.3.1 实验室研究 |
| 1.3.2 场地研究 |
| 1.4 本课题的研究意义及研究内容 |
| 第二章 针铁矿胶体的存在下U(Ⅵ)在饱和花岗岩颗粒柱中的运移 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂和器材 |
| 2.1.2 针铁矿胶体的制备及表征 |
| 2.1.3 花岗岩颗粒的预处理和表征 |
| 2.1.4 柱实验方法 |
| 2.1.5 研究内容和测量方法 |
| 2.2 运移模型 |
| 2.2.1 溶质运移模型 |
| 2.2.2 胶体运移模型 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 针铁矿胶体的稳定性研究 |
| 2.3.2 U(Ⅵ)的吸附研究 |
| 2.3.3 U(Ⅵ)在饱和花岗岩颗粒柱中的运移 |
| 2.3.4 针铁矿胶体在饱和花岗岩颗粒柱中的运移 |
| 2.3.5 针铁矿胶体对U(Ⅵ)在饱和花岗岩颗粒柱中的运移 |
| 2.3.6 CFT和DLVO计算 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 胡敏酸对U(Ⅵ)在饱和花岗岩颗粒柱中运移的影响 |
| 3.1 实验器材和研究内容 |
| 3.1.1 实验器材 |
| 3.1.2 运移实验研究内容 |
| 3.1.3 浓度测量方法 |
| 3.1.4 HA运移模型 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 HA的稳定性研究 |
| 3.2.2 HA浓度对运移的影响 |
| 3.2.3 离子强度对运移的影响 |
| 3.2.4 pH对运移的影响 |
| 3.2.5 U(Ⅵ)浓度对运移的影响 |
| 3.2.6 共运移流出液特性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 针铁矿胶体和HA在饱和花岗岩颗粒柱中的共运移 |
| 4.1 实验器材和研究内容 |
| 4.1.1 实验器材 |
| 4.1.2 研究内容 |
| 4.1.3 浓度测量方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同HA浓度下Gt-HA复合胶体稳定性研究 |
| 4.2.2 离子强度对运移的影响 |
| 4.2.3 pH对运移的影响 |
| 4.2.4 HA浓度对运移的影响 |
| 4.2.5 共运移流出液特性分析 |
| 4.2.6 CFT和DLVO计算 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 HA和针铁矿胶体共存时U(Ⅵ)在饱和花岗岩颗粒柱中的运移 |
| 5.1 实验器材和研究内容 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 研究内容 |
| 5.1.3 分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 U(Ⅵ)存在下Gt-HA复合胶体稳定性研究 |
| 5.2.2 离子强度对运移的影响 |
| 5.2.3 pH对运移的影响 |
| 5.2.4 U(Ⅵ)浓度对运移的影响 |
| 5.2.5 HA浓度对运移的影响 |
| 5.2.6 共运移流出液特性分析 |
| 5.2.7 CFT和 DLVO计算 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 博士期间研究成果 |
| 致谢 |
（6）乙烯胺改性风化煤吸附剂的制备及对含锌废水的处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 风化煤概述 |
| 1.1.1 风化煤的形成 |
| 1.1.2 风化煤的分布 |
| 1.1.3 风化煤的应用 |
| 1.2 含锌废水概述 |
| 1.2.1 含锌废水的来源及危害 |
| 1.2.2 含锌废水的处理方法 |
| 1.2.2.1 化学法处理含锌废水 |
| 1.2.2.2 物化法处理含锌废水 |
| 1.2.2.3 生物法处理含锌废水 |
| 1.3 吸附法处理含锌废水的现状 |
| 1.3.1 改性材料 |
| 1.3.2 离子交换树脂 |
| 1.3.3 活性污泥吸附 |
| 1.3.4 微生物吸附 |
| 1.4 乙烯胺改性研究现状 |
| 1.4.1 二乙烯三胺改性现状 |
| 1.4.2 三乙烯四胺改性现状 |
| 1.4.3 四乙烯五胺改性现状 |
| 1.4.4 五乙烯六胺改性现状 |
| 1.5 研究目的、意义及内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 不同来源风化煤的评价与筛选 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.2 溶液配制 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 风化煤的工业分析 |
| 2.3.2 风化煤中总腐植酸含量的测定 |
| 2.3.3 风化煤对Zn~(2+)的吸附试验 |
| 2.4 评价方法 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 风化煤的工业分析及总腐植酸含量分析 |
| 2.5.2 风化煤吸附Zn~(2+)的结果 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 二乙烯三胺改性风化煤的制备及对废水中Zn~(2+)的吸附 |
| 3.1 仪器与试剂 |
| 3.2 溶液配制 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 二乙烯三胺改性奇台风化煤改性条件(TAWC-1)的确定 |
| 3.3.2 二乙烯三胺改性风化煤对Zn~(2+)的吸附试验 |
| 3.3.3 二乙烯三胺改性风化煤的表征 |
| 3.4 评价方法 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 二乙烯三胺改性奇台风化煤改性条件的确定 |
| 3.5.2 QWC和 TAWC-1对Zn~(2+)的吸附效果比较 |
| 3.5.3 二乙烯三胺改性风化煤的表征 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 三乙烯四胺改性风化煤的制备及对废水中Zn~(2+)的吸附 |
| 4.1 仪器与试剂 |
| 4.2 溶液配制 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 三乙烯四胺改性奇台风化煤改性条件(TAWC-2)的确定 |
| 4.3.2 三乙烯四胺改性风化煤对Zn~(2+)的吸附试验 |
| 4.3.3 三乙烯四胺改性风化煤的表征 |
| 4.4 评价方法 |
| 4.5 结果与分析 |
| 4.5.1 三乙烯四胺改性奇台风化煤改性条件的确定 |
| 4.5.2 QWC和 TAWC-2对Zn~(2+)的吸附效果比较 |
| 4.5.3 三乙烯四胺改性风化煤的表征 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 四乙烯五胺改性风化煤的制备及对废水中Zn~(2+)的吸附 |
| 5.1 仪器与试剂 |
| 5.2 溶液配制 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 四乙烯五胺改性奇台风化煤改性条件(PAWC)的确定 |
| 5.3.2 四乙烯五胺改性风化煤对Zn~(2+)的吸附试验 |
| 5.3.3 四乙烯五胺改性风化煤的表征 |
| 5.4 评价方法 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 四乙烯五胺改性奇台风化煤改性条件的确定 |
| 5.5.2 QWC和 PAWC对 Zn~(2+)的吸附效果比较 |
| 5.5.3 四乙烯五胺改性风化煤的表征 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 五乙烯六胺改性风化煤的制备及对废水中Zn~(2+)的吸附 |
| 6.1 仪器与试剂 |
| 6.2 溶液配制 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 五乙烯六胺改性奇台风化煤改性条件(HAWC)的确定 |
| 6.3.2 五乙烯六胺改性风化煤对Zn~(2+)的吸附试验 |
| 6.3.3 五乙烯六胺改性风化煤的表征 |
| 6.4 评价方法 |
| 6.5 结果与分析 |
| 6.5.1 五乙烯六胺改性奇台风化煤改性条件的确定 |
| 6.5.2 QWC和 HAWC对 Zn~(2+)的吸附效果比较 |
| 6.5.3 五乙烯六胺改性风化煤的表征 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的论文 |
| 致谢 |
（7）尾矿库浅层土壤中铀的浸出特性与数值模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景及意义 |
| 1.2 影响核素迁移的因素 |
| 1.2.1 吸附-解析作用 |
| 1.2.2 氧化还原作用 |
| 1.2.3 生物作用 |
| 1.2.4 pH值的影响 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 土壤中放射性核素迁移研究进展 |
| 1.3.2 降雨入渗研究现状 |
| 1.3.3 溶质迁移模拟的研究现状 |
| 1.4 研究内容、技术路线及创新之处 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 创新之处 |
| 第2章 尾矿库区概况及样品采集 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 土壤样品的采集和实验设备 |
| 2.3 土样基本理化性质的测定 |
| 2.3.1 土壤含水率的测定 |
| 2.3.2 土样容重的测定 |
| 2.3.3 土样密度和孔隙率的测定 |
| 2.3.4 渗透系数的测定 |
| 2.3.5 土壤pH值的测定 |
| 2.3.6 土样中铀含量的测定 |
| 第3章 铀在土壤中的迁移试验 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 铀标准曲线的制定 |
| 3.3 实验装置 |
| 3.4 试验过程 |
| 3.5 试验结果及分析 |
| 3.5.1 土柱底部渗水量 |
| 3.5.2 土柱底部渗出液中pH的变化 |
| 3.5.3 土柱渗出液中铀的浓度变化 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 尾矿库浅层土壤中核素铀迁移的数值模拟研究 |
| 4.1 模拟软件的介绍 |
| 4.2 模型的说明 |
| 4.2.1 核素的迁移 |
| 4.2.2 控制方程 |
| 4.3 数值模拟过程 |
| 4.3.1 建立几何模型 |
| 4.3.2 SEEP/W渗流分析 |
| 4.3.3 CTRAN/W溶质运移分析 |
| 4.4 数值模拟求解结果及分析 |
| 4.4.1 土壤含水率的变化 |
| 4.4.2 污染物浓度迁移 |
| 4.4.3 污染粒子迁移分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文及参与的科研项目 |
| 致谢 |
（8）铀尾矿库土壤中活性铀的原位固定试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 铀尾矿库污染及危害 |
| 1.1.1 铀尾矿库污染的现状 |
| 1.1.2 铀尾矿库污染的影响及危害 |
| 1.2 铀尾矿库污染土壤修复技术 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 生物方法 |
| 1.2.3 化学方法 |
| 1.3 铀污染土壤固定化技术 |
| 1.3.1 原位固定修复技术的研究 |
| 1.3.2 固定化效果评价方法的研究 |
| 1.4 研究的目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究的目的及意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 研究区土壤性质 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 主要试剂 |
| 2.3.2 主要仪器 |
| 2.3.3 固定试验 |
| 2.3.4 化学提取试验 |
| 2.3.5 毒性浸出试验 |
| 2.3.6 样品表征分析 |
| 第3章 固定剂对铀尾矿库中铀形态分布的研究 |
| 3.1 不同掺杂量条件下固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.1.1 掺杂量2%条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.1.2 掺杂量5%条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.1.3 掺杂量8%条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.2 不同PH条件下固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.2.1 pH=3条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.2.2 pH=4条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.2.3 pH=5条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.2.4 pH=6条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.2.5 pH=7条件下不同固定剂掺杂前后铀的形态分布 |
| 3.3 固定剂对尾矿库中铀固定机理的初步分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 固定剂对铀尾矿库中铀固定效果的研究 |
| 4.1 固定剂对铀尾矿库中铀的固定效果分析 |
| 4.1.1 掺杂量对固定效果的影响 |
| 4.1.2 pH值对固定效果的影响 |
| 4.2 羟基磷灰石固定后铀尾矿库中铀的释放规律 |
| 4.3 羟基磷灰石固定铀的机理分析 |
| 4.3.1 羟基磷灰石作用下铀的形态变化特征 |
| 4.3.2 羟基磷灰石固定后铀尾矿库土壤表征分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文及参与的科研项目 |
| 致谢 |
（9）某铀矿区土壤放射性核素铀形态分布特征及其生物有效性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 土壤放射性核素环境问题 |
| 1.1.1 铀污染现状 |
| 1.1.2 土壤中放射性核素研究进展 |
| 1.2 土壤放射性核素铀形态分布特征研究 |
| 1.2.1 研究进展 |
| 1.2.2 研究方法 |
| 1.3 土壤放射性核素铀生物有效性研究 |
| 1.3.1 研究进展 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.4 研究内容和研究目的 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.5 技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 1.7 主要工作量 |
| 1.7.1 资料调查和野外采样 |
| 1.7.2 室内实验 |
| 1.7.3 数据分析 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 研究区土壤性质 |
| 2.1.3 研究区土壤背景样品的选择 |
| 2.1.4 研究区土壤中铀的来源 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 采样点的布置及样品采集 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 主要实验仪器 |
| 2.3.2 主要化学试剂 |
| 2.3.3 测量方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 土壤及植物中铀含量分布特征 |
| 3.1 土壤中铀含量的剖面分布特征 |
| 3.2 土壤中铀含量平面分布特征 |
| 3.3 根际土壤铀含量分布特征 |
| 3.4 根际土壤铀含量的时间分布特征 |
| 3.5 植物中铀含量分布特征 |
| 3.6 表层土壤-根际土壤-植物中铀含量的相关性 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 土壤中铀赋存形态特征 |
| 4.1 土壤中铀的形态分布特征 |
| 4.1.1 剖面土壤中各相态铀分布特征 |
| 4.1.2 表层土壤中铀的形态分布特征 |
| 4.1.3 根际土壤铀的形态分布特征 |
| 4.2 根际土壤铀与非根际土壤的形态分布特征 |
| 4.3 各相态铀与土壤性质的相关性分析 |
| 4.3.1 可交换态(包括水溶态)铀与土壤性质的相关性 |
| 4.3.2 碳酸盐结合态铀与土壤性质的相关性 |
| 4.3.3 有机质结合态铀与土壤性质的相关性 |
| 4.3.4 无定型铁锰氧化物/氢氧化物结合态铀与土壤性质的相关性 |
| 4.3.5 晶质型铁锰氧化物/氢氧化物结合态铀与土壤性质的相关性 |
| 4.3.6 残渣态铀与土壤性质的相关性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 土壤中铀的生物有效性研究 |
| 5.1 研究区土壤中铀的活性 |
| 5.1.1 研究区生物有效性的分析方法 |
| 5.1.2 研究区土壤中铀的活性 |
| 5.2 研究区土壤生物有效性分析 |
| 5.2.1 土壤中铀的生物可利用性 |
| 5.2.2 土壤中铀的迁移系数 |
| 5.2.3 土壤中铀的转移系数 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表的论文、科研项目和获奖情况 |
| 附录 |
（10）放射性核素迁移研究展望（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 核素迁移研究对象与机理 |
| 1.1 研究对象分类 |
| 1.2 关键核素 |
| 1.3 迁移机理 |
| 2 研究方法 |
| 3 国内外研究现状 |
| 3.1 国外研究现状 |
| 3.2 国内研究现状 |
| 4 核素迁移研究展望 |
四、中国黄土对~(241)Am吸附特性的实验研究（论文参考文献）
- [1]基于CiteSpace的核素扩散迁移问题的研究发展趋势分析[J]. 胡知临,龚军军,夏文明,鲍萍,叶枫. 广东化工, 2022(03)
- [2]关键核素在处置库材料中的迁移行为[D]. 郑金光. 华北电力大学(北京), 2021
- [3]甘肃某戈壁区包气带土—水特征及核素迁移规律研究[D]. 张雨. 吉林大学, 2021
- [4]陆架边缘海环境下金属元素与有机质富集关系探讨——以南黄海表层沉积物为例[J]. 裴宇,张生银,房嬛,陈永欣,张顺存,邵明,雷天柱. 沉积学报, 2022
- [5]胡敏酸和针铁矿胶体对U（Ⅵ）在饱和花岗岩颗粒柱中运移的影响研究[D]. 葛孟团. 兰州大学, 2019(02)
- [6]乙烯胺改性风化煤吸附剂的制备及对含锌废水的处理研究[D]. 武海英. 新疆师范大学, 2018(08)
- [7]尾矿库浅层土壤中铀的浸出特性与数值模拟研究[D]. 王浩铭. 南华大学, 2018(01)
- [8]铀尾矿库土壤中活性铀的原位固定试验研究[D]. 侯康龙. 南华大学, 2018(01)
- [9]某铀矿区土壤放射性核素铀形态分布特征及其生物有效性研究[D]. 周秀丽. 东华理工大学, 2016(08)
- [10]放射性核素迁移研究展望[J]. 戴威,徐莹. 科技广场, 2012(03)