一、溶液稀释法估计原子吸收分光光度法有无干扰（论文文献综述）
韩海涛[1]（2020）在《功能微针电极的构建及在海岸带水体典型金属元素检测中的应用研究》文中研究表明海岸带是海洋与陆地相互作用的地带,是具有陆/海双重属性的复杂且动态的自然生态系统,也是陆/海域经济的核心和海洋开发活动的基地。入海河流、海湾、近岸海水、泻湖等,作为海岸带水体的主要类型,是海岸带生态系统的重要组成部分。金属元素在海岸带水体及海岸带生态系统中发挥着重要作用,与该区域的生态安全及人类健康密切相关。对海岸带水体中的金属元素进行快速检测,研究其形态与浓度分布,对保障海岸带生态系统安全及人类健康具有非常重要的意义。在金属元素的检测方法中,电化学分析法除了具有操作简便、灵敏度高、分析速度快等优势外,还能够对金属元素进行形态分析。传统汞电极在海水金属元素检测中,表现出了较高的灵敏度和稳定性。而微针电极作为一种新型工作电极,具有制备简单、使用方便、绿色无毒等特点,可以克服汞电极在制备、存储、运输、现场应用等方面的不便,展现出了广阔的应用前景。但是,关于微针电极对金属离子的检测,尤其是在实际水体环境中的应用,鲜有报道。而且,由于灵敏度的限制,未经功能修饰的微针电极并不能直接用于海岸带水体中金属元素的检测。因此,构建新型功能修饰微针电极,并用于海岸带水体中金属元素的检测,将有力推动电化学传感器在海岸带环境分析中的应用。本论文在新型功能微针电极的构建、不同金属元素检测方法的建立、以及海岸带水体（河水、近岸海水）中不同金属元素的形态分析应用上进行了一系列研究。主要研究内容包括以下方面:1. 树枝状纳米金/阳离子交换膜功能化微针电极用于海水中Cu的形态分析为实现海岸带水体中Cu的形态分析,本章以商品化不锈钢针灸针为基体,通过绝缘、密封等过程制备了微针电极（MNE）,并采用树枝状纳米金（Au NDs）及阳离子交换膜（Nafion）对其进行功能修饰,构建了一种新型功能微针电极。Au NDs可以增强电极的导电性及电化学催化活性,Nafion除作为保护层提高电极的稳定性外,还由于其富集能力可以提高电极的检测性能。所制备的MNE针尖传感面长度大约为1～2 mm,Au NDs的尖端宽度和长度分别为40～60 nm和250～400 nm。该功能微针电极用于Cu2+的溶出伏安检测机理符合“吸附—催化”模型,在最佳条件下对Cu2+的线性响应范围为0.05～1 n M,检出限为0.02 n M。基于所构建的功能微针电极,结合不同的样品前处理过程,采用电化学阳极溶出伏安法成功对近岸海水中的不同形态Cu（活性态、溶解酸提取态、总酸提取态）进行了检测,实现了海水中Cu的形态分析。2. 多孔金/聚多巴胺功能化微针电极用于海水中Cu的检测上一章节中所制备的微针电极MNE表面非常光滑,不利于Au纳米材料的修饰及固定。为此,本章提出了一种全自组装构建功能微针电极的方法:利用多巴胺的自聚合性质,在MNE表面自组装一层聚多巴胺（PDA）进行表面改性,并利用PDA的还原性,在电极表面自组装一层多孔金（P-Au）纳米材料,构建功能微针电极。自组装得到的PDA为球形,在还原氯金酸形成Au纳米材料的同时,本身被部分氧化消耗,致使覆盖其上的Au纳米材料呈现多孔状。表面改性材料PDA除了可以为Au纳米提供更多的活性结合位点外,其还具有粘附性能,可以起到固定剂的作用,防止Au纳米材料脱落。在无阳离子交换膜Nafion作保护层的情况下,该功能微针电极用于Cu2+检测的线性范围为0.7～100 n M,检测限为0.24 n M,并且在近岸海水中Cu的检测上展现出了较好的灵敏度及稳定性。3. 金纳米簇/导电聚合物膜功能化微针电极用于海岸带水体中Fe的检测Fe作为一种金属营养元素,在海岸带生态系统及海洋生物地球化学循环中起着非常重要的作用。本章在以导电聚合物膜（PEDOT-PSS）对MNE进行表面改性的基础上,采用金纳米簇（Au NCs）进行功能修饰,构建了一种能够用于海岸带水体中Fe检测的新型功能微针电极。PEDOT-PSS作为一种性能优异的导电高分子聚合物膜,可以提高电极的导电性,增加活性位点以结合对Fe溶出伏安检测具有优异电化学催化性能的Au NCs。在最佳条件下,该功能微针电极用于Fe3+检测的线性范围为0.01～5μM,检出限为3.1 n M。该功能微针电极成功用于了烟台入海河流（逛荡河）19个样品中Fe的检测。4. 三维还原氧化石墨烯/花状铋纳米片功能化微针电极用于海岸带水体中Pb的检测为实现海岸带水体中具有较大毒性及危害的重金属元素Pb的检测,本章通过分步电沉积法构建了一种基于三维还原氧化石墨烯（3DrGO）/花状铋纳米片（F-Bi NSs）的功能微针电极。首先在MNE表面修饰一层3DrGO,提高电极的导电性,增大比表面积,并为Bi纳米材料提供更多的附着位点。然后在3DrGO表面电沉积F-Bi NSs,利用Bi能够与待测金属元素Pb形成类似汞齐合金的性质,增强电极对Pb2+的电化学溶出伏安响应,提高电极的灵敏度。该功能微针电极对Pb2+具有良好的电化学响应,最佳检测条件下的线性范围为40～600n M,检出限为12.5 n M。此功能微针电极最终成功实现了对海岸带水体中Pb的检测。5. 金-汞功能化微针电极用于海岸带水体中不同金属元素的同时检测为探究功能微针电极用于海岸带水体中不同金属元素同时检测的可行性,本章在制备MNE后,通过分步电沉积法构建了Au-Hg功能化微针电极,并与传统Hg电极在金属元素同时检测方面进行了比较。结果表明:采用Hg电极可以对海水中的Cu、Pb、Cd、Zn四种金属元素进行同时测定;采用Au-Hg功能化微针电极可以对Cu、Pb、Cd进行同时检测,并能实现海岸带水体中总溶解态Cu、Pb的同时测定,以及活性Cu的直接检测。后期进一步对微针材质、功能修饰材料、检测条件等进行优化,有望实现功能微针电极对海岸带水体中活性态和总溶解态Cu、Pb、Cd的同时检测。
伍徐孟[2]（2020）在《基于偶氮衍生物的铀比色传感器设计、性能及应用研究》文中研究指明作为一种从矿石中提取的放射性元素,铀已广泛应用于能源生产和军工领域中。凭借其较高的能源热值及较低的原料成本,铀能源与天然气和煤作为大规模发电领域的三大巨头在今后很长一段时间仍然具有绝对的统治地位。但随着核工业飞速发展,铀在开采,生产,后处理过程中所带来的一系列污染问题愈发凸显。不受管控的铀一旦迁移到环境中,将对其周围的土壤和水样等自然环境系统造成严重污染,从而给生物体带来不可逆的损害。因此,亟需研发一类能用于实际环境中放射性核素监测的技术来实现对环境样品中铀的快速,灵敏,高效的监测。当前,大多数铀传感器通过荧光法,伏安法,表面增强拉曼光谱法等方法实现对铀的检测。尽管这些技术在检测铀酰离子方面具有很高的灵敏度和选择性,但是高成本和复杂的仪器操作和样品制备限制了这些技术应用于现场的在线检测。由于比色法操作简便快捷,仪器价格低廉且检测现象易于观察,因此在现场和实时检测铀酰离子方面引起了极大的兴趣。但是,目前已开发的比色铀酰比色技术的灵敏度和选择性相对较低,不符合在环境中检测痕量铀酰离子的标准。因此,设计能有效提高铀酰灵敏度的比色传感器一直是学者研究的一个重要方向。本论文以偶氮衍生物结构为基础,合理设计并合成了两类对铀酰具有良好响应的比色传感器并探究了相关性能。同时,从机理上深入探究了传感器与铀作用的途径,并成功应用于实际环境样品中铀的在线检测。建立了一类环境铀样品实时,在线监测的方法,其具体工作如下:在第二章中,设计并合成了2-（5’-（对-（二苯氨基）苯基）-2’-吡啶基偶氮）-5-（二乙氨基）苯酚（简称S-LH）并将其用于比色法检测混合溶剂中的铀酰离子。通过密度泛函理论（DFT）计算发现,合理引入的三苯胺基团增加了S-LH对铀酰离子的色度差异,使铀酰离子的检测限比目前的UV-vis和裸眼检测限降低了大约一个数量级。同时,阐明了在不同pH下S-LH和铀的种态,通过种态的变化解释了加入铀酰离子前后溶液颜色变化的原因。稳定性常数实验表明,S-LH在检测铀过程中对其他金属离子具有出色的抗干扰性。通过HRMS,1H NMR滴定和DFT计算进一步证实了S-LH对UO22+的配位结构。最后,制备了S-LH的比色试纸以检测湘江水样中的铀,为现场检测环境中的铀酰离子提供了一种实时的方法。在第三章中,以理性设计方法为指导,开发了一种基于PADAP衍生物的比色铀传感器的通用高效筛选策略。基于理论计算的四个筛选步骤,最终成功地筛选并合成最佳化合物结构2-（5-（4-（9,9‘-二辛基-4‘-（4,4,5,5-四甲基-1,3,2-二氧杂硼烷））芴基）-2-吡啶偶氮）-5-二乙氨基酚（简称W1）,其最大紫外吸收波长相比PADAP具有明显的红移（约78 nm）。W1在结合铀酰离子后呈现红色→蓝色的显着颜色变化,检测限低至纳摩尔级,且具备优异的铀酰离子特异性、抗阴阳离子竞争性及可循环性。进一步地,通过实验和理论计算共同对W1配位铀酰离子的具体结构及配位趋势进行了分析。最重要的是,此配体成功应用于尾矿库周围环境样品中低浓度铀酰的检测;且其制备的比色检测试纸能快速、灵敏的监测环境样品中的痕量铀酰。该分析方法的建立为检测环境中痕量铀酰离子提供了一种有希望的实际应用途径。
秦仕强[3]（2019）在《经亚硫酸盐/焦亚硫酸盐处理的铬污染土壤中残留还原剂对Cr（Ⅵ）分析的影响研究》文中研究表明随着近民众环保意识的提高,土壤污染的关注度日渐提升,土壤修复市场逐步打开,铬污染土壤修复的研究逐渐增多,修复方法层出不穷。化学还原法是当前铬污染土壤修复应用最广泛的技术之一,但修复后土壤中残留的还原剂有可能对土壤Cr（Ⅵ）的分析造成严重干扰,从而导致对修复效果的错误评估。因此,消除土壤中残留还原剂对土壤Cr（Ⅵ）分析的干扰对铬污染土壤修复技术及工程验收具有重要的应用价值。本文针对经还原剂（亚硫酸盐/焦亚硫酸盐）处理的铬污染土壤中Cr（Ⅵ）的分析过程,对残留还原剂引起的误差来源、原理及消除方法进行研究。论文主要内容与成果如下:（1）二苯碳酰二肼分光光度法（DPC）分析Cr（Ⅵ）时亚硫酸盐的影响。研究结果表明,在有亚硫酸盐存在的条件下,按GB 7467-87显色剂I法（即先加酸再添加显色剂）操作,会导致不可接受的分析误差;而按GB 7467-87显色剂Ⅱ法或EPA Method 7196a（先加显色剂再添加酸）操作,可以在一定程度上屏蔽亚硫酸盐对Cr（Ⅵ）分析的影响,但若亚硫酸盐浓度过高,该方法也会导致不可接受的分析误差。（2）火焰原子吸收分光光度法（FAAS）分析Cr（Ⅵ）时亚硫酸盐的影响。研究结果表明,亚硫酸盐不会影响FAAS法分析Cr（Ⅵ）。但铬污染土壤中Cr（Ⅵ）经还原剂还原为Cr（Ⅲ）后,产生的大量可溶性Cr（Ⅲ）会对FAAS法分析Cr（Ⅵ）产生影响。（3）碱消解法中pH调节操作对Cr（Ⅵ）分析的影响。实验结果表明,在有亚硫酸盐存在的情况下,按照碱消解+FAAS法（HJ687-2014）操作,高浓度亚硫酸盐在pH调节过程中会导致Cr（Ⅵ）还原,用FAAS法可以校正该还原过程导致的误差;若样品保存中有Cr（OH）3沉淀形成,则会使该校正效果大打折扣。按照碱消解+DPC法（EPA Method 3060a+GB 7467-87显色剂Ⅱ法）操作,高浓度亚硫酸盐在pH调节过程中也会导致Cr（Ⅵ）还原,导致不可接受的分析误差。（4）通过添加CaCl2形成亚硫酸钙沉淀来削弱亚硫酸盐/焦亚硫酸盐对Cr（Ⅵ）分析影响的方法。实验结果表明,亚硫酸盐/焦亚硫酸盐在碱消解过程中部分氧化,在碱消解完成后添加CaCl2有助于剩余亚硫酸盐/焦亚硫酸盐的消除,减小亚硫酸盐/焦亚硫酸盐对Cr（Ⅵ）分析的影响,提高数据的准确性,是分析数据达到质控要求。（5）发现仅凭合格的加标回收率有时不一定能保证数据的可靠性。需要提供其它相关数据来辅助判断;如,FAAS分析的结果与DPC分析的结果互相印证。
王雪霁[4]（2019）在《基于复杂水体的硝酸盐浓度精细光谱定量分析与预测方法研究》文中认为目前,水资源水环境保护已经引起了世界各国共同关注和高度重视,越来越多的学者开展了水质监测相关研究。近年来,紫外可见光谱技术依据化学法标准并结合回归模型,以其测量程序简单,且可以在不产生二次污染的基础上做到快速检测等优点,被广泛的用于水中硝酸盐及其它参数含量的测量。本文结合自主研发的双光路主动校正连续谱精细获取光谱仪,以全光谱精细分析技术为切入点,详细阐述了水质参数预测中的标准化数据采集流程、光谱数据预处理与分析方法。深入研究了基于峰面积、偏最小二乘法、反向传播神经网络等方法的预测性能,从建模区间优化、建模特征波长筛选、数据降维等角度提出了各类水体中硝酸盐浓度预测的优化算法,并在实际应用中对提出的算法及优化模型进行了验证。体现了紫外可见吸收光谱法预测水中硝酸盐浓度广阔的应用前景和研究价值。本文的主要研究成果和创新点如下:（1）提出了一套针对多样化水体的标准原始光谱数据预处理方法,包括待测样本光谱信息提取及光谱数据预处理。根据双光路主动校正连续谱精细获取光谱仪的特点,从包含光源、暗背景噪声的原始光谱数据中,突出了待测溶液中的硝酸盐的光谱信息,并结合硝酸盐的光谱特征及待测水体的类型,提出了分别适用于低浊度水体和高浊度水体的光谱数据预处理方案。（2）提出了间隔偏最小二乘法-峰面积（iPLS-PA）海水中硝酸盐浓度预测算法。针对目前海水中硝酸盐浓度预测的实际应用中采用的单波长法易受水样中其它物质的干扰的问题,提出采用特征峰面代替特征峰点,并嵌入iPLS进行吸光度区间选择的建模方法,同时,利用小麦岛典型海域海水样本对iPLS-PA算法进行建模验证,最终交叉验证的R2达到了0.9986。（3）提出了局部线性嵌入-反向传播神经网络（LLE-BPNN）高浊度色度水体中硝酸盐浓度预测算法。水体中过高的浊度和色度会使硝酸盐的特征光谱位置发生偏移,同时影响其吸光度与浓度间的线性关系。针对这一问题提出使用BPNN对此类水体中的硝酸盐浓度建模预测以提高预测精度,结合了LLE非线性降维,在保持光谱数据间局部特征的同时将BPNN建模的耗时大幅缩短。利用实验室配制的不同浊度色度及硝酸盐浓度的样本对提出的LLE-BPNN算法进行了实验验证,对其中硝酸盐浓度交叉验证预测的R2由0.7274提升至0.9556,RMSECV由1.3259降低至0.6585,同时建模耗时由991.91s缩短至4.46s。
唐银[5]（2018）在《硼同位素分离过程检测分析技术研究》文中研究说明以苯甲醚作为中间介质的化学交换精馏法是目前最稳定、高效的分离硼同位素的方法。化学交换精馏法分离同位素的过程要求设备具有极高的稳定性,因而对系统内关键因素进行快速、实时的检测尤为重要。本文针对硼同位素分离过程中硼同位素比、络合度、苯甲醚中的杂质及水分的测定展开研究,重点研究了利用红外光谱法在线测定硼同位素比的方法:利用三氟化硼红外光谱中的ν3和2ν3两个吸收带的吸收峰差异,对硼-10和硼-11的同位素比进行了测定,验证了方法的可行性以及测定结果的稳定性。考察了硼同位素比测定的最佳实验条件,并利用电感耦合等离子体质谱的测定结果对红外光谱法测定得到的峰面积比进行校正,计算出相应的校正因子;分别利用高斯线型、洛仑兹线型和Voigt线型对所得到的ν3和2ν3吸收带红外光谱曲线进行拟合,借助软件1stOpt实现多峰同时拟合。结果表明,Voigt线型更适合ν3吸收带的拟合,而高斯线型更适合2ν3吸收带的拟合。利用偏最小二乘法对拟合数据进行分析和预测。证明了两种拟合方法测定结果比直接面积积分具有更高的稳定性,而PLS手段更快速和便捷;利用2ν3吸收带的红外光谱对三氟化硼的同位素比进行在线测定。考察了系统络合和分离两部分中硼同位素比随时间变化的情况。通过在线测定的方法对系统内部的同位素比变化进行实时的考察,对生产过程进行监督;考察了络合度-密度-温度三者之间的关系,并计算出相应的关系拟合方程用于对络合度精准的测定。选用音叉式密度计分别对化学交换精馏装置的分离和络合两个单元的苯甲醚/络合液的密度进行在线测定,并安装到化学交换精馏塔的分离和络合塔釜,实现了络合度的在线测定;利用气相色谱仪以外标法对苯甲醚中的苯酚、对甲基苯酚和对甲基苯甲醚等主要杂质进行测定以得到其准确的含量。设计了一套苯甲醚的在线水分测定系统,实现了苯甲醚中微量水的在线测定,并对苯甲醚的干燥工艺参数进行优化。
葛梦蕾[6]（2016）在《血清钙、镁测定偏倚的评价和制备物互通性的研究及同位素稀释质谱法测定血清钙方法的建立》文中认为目的评价血清钙、镁常规检测系统（方法）的正确性,为我国临床检验血清钙、镁检测的标准化提供科学依据；研究参考物质及相关制备物的互通性,为我国室间质评及标准化计划遴选合适的参考物质和材料。方法本研究采用的比对方法为我室建立的电感耦合等离子体质谱内标法,待评价方法分别为14和12个品牌的常规血清钙、镁检测试剂盒及其配套校准品在日立7180生化分析仪上组成的常规检测系统。参考EP9-A2推荐的浓度范围,分别收集48（钙）和45（镁）份单人份新鲜病人血清样本,作为比对实验的样本。25种待评价互通性的物质为：（1）新鲜冰冻混合人血清（HSP）,由剩余血清汇集加工制成；（2）血清有证标准物质；（3）动物血清；（4）常规生化室间质评物质；（5）水溶液,为实验室自制候选标准物质；（6）常规方法校准品。以比对方法测定48或45份新鲜病人血清样本的结果为x轴,以各常规检测系统测定结果为Y轴,做散点图,并进行简单直线回归（OLR）分析；利用拟合的直线方程,计算各常规检测系统在三个医学决定水平上的预期偏倚（Bias）。分别采用根据生物学变异导出的性能规范的要求、卫生行业标准《临床化学检验常规项目分析质量指标（WS/T403-2012）》的允许偏倚、以及美国CLI’A 88允许总误差的1/2作为评价标准,对偏倚进行评价。计算Y值的双侧95%预测区间,同时将待评价物质的测定结果加入该散点图中,根据其点是否落在回归直线的95%预测区间内,以评价其互通性。结果对于血清钙检测,14种常规检测系统的精密度较好（实验室内CV<2.26%）,各系统与比对方法的相关系数较高（相关系数r>0.99）。互通性评价结果表明,25种待评价物质中,2013年室间质评样本在部分系统表现出负基质效应,2014年室间质评样本在部分系统表现出正基质效应。混合人血清的互通性较好,仅在个别系统表现出负基质效应。四种常规方法校准品在部分系统存在基质效应。三种血清有证标准物质的互通性较好,仅GBW09152在一个系统表现出基质效应。动物血清在部分系统存在基质效应。水溶液标准物质在多数系统存在基质效应,其基质相关偏倚较大,仅可用于参考方法的校准或正确度验证。血清钙检测,14种常规检测系统测定48份新鲜冰冻血清钙的平均偏倚范围为-0.129mmol/L～-0.001mmol/L（-5.61%～-0.01%）,在三个医学决定水平（1.75mmol/L、 2.74mmol/L、3.37mmol/L）的预期偏倚范围分别为-0.108mmol/L～0.053mmol/L （-6.16%～3.02%）、-0.165mmol/L～-0.001mmol/L （-6.02%～-0.04%）、-0.215mmol/L～ 0.067mmol/L（-6.38%～1.99%）。多数系统在三个医学决定水平处的偏倚能够满足CLI’A88允许总误差1/2的要求（0.125mmol/L）;半数系统能够满足临床生物化学检验项目质量指标（WS/T403-2012）的允许偏倚2%；仅有少数系统能够满足生物学变异最低性能规范的要求1.3%。其中罗氏、九强、迈瑞系统的校准偏倚较小,测定结果的正确度好,其他系统仍存在一定的校准偏倚。对于血清镁检测,12种常规检测系统的精密度较好（实验室内CV<2.01%）,各常规系统与比对方法的相关系数较高（相关系数r>0.99）。2013及2014年室间质评样本在部分系统表现为正基质效应；混合血清样本的互通性较好,仅在一个系统表现出正基质效应；三种血清有证标准物质中,仅SRM 956 c2在所有的常规系统中均具有互通性,GBW09152和BCR304均在两个系统中表现出基质效应；四种常规方法校准品均在部分系统表现出基质效应；动物血清在部分系统表现出基质效应：水溶液在多数系统存在基质效应,且基质相关偏倚较大。血清镁检测,12种常规检测系统测定45份新鲜冰冻血清镁的平均偏倚范围是-0.040mmol/L ～0.063mmol/L（-4.52%～7.20%）;在三个医学决定水平（0.60mmol/L、 1.00mmol/L、2.50mmol/L）的预期偏倚范围分别为-0.026mmol/L～0.059mmol/L （-4.27%～9.30%）、-0.048 mmol/L～0.063 mmol/L （-4.79%～6.31%）、-0.341mmol/L～ 0.101mmol/L（-13.66%～4.05%）。多数系统在三个医学决定水平的偏倚能够满足临床生物化学检验项目质量指标（WS/T 403-2012）的允许偏倚5.5%,有半数系统能够满足生物学变异最低性能规范的要求2.8%,只有少数系统能够满足适当性能规范的标准1.8%。其中,德赛、和光和迈瑞三个常规系统,在三个医学决定水平处的偏倚均满足生物学变异最低性能规范的要求2.8%,校准情况较好,测定结果正确度高,其他系统仍存在一定的校准偏倚。结论对于血清钙、镁检测,多数常规系统存在着校准偏倚,试剂生产厂家应关注校准品定值的溯源性问题。部分参考物质及制备物在常规系统中表现出基质效应,在使用这些物质时,应对其互通性问题有明确认识。本研究的主要目的是建立同位素稀释电感耦合等离子体质谱测定血清钙的参考方法,并确认方法的可靠性。利用新建立的同位素稀释质谱法与本实验室已经建立的电感耦合等离子体内标法进行方法比对,评价两种不同原理的参考方法是否存在差异。本研究中建立的同位素稀释电感耦合等离子体质谱测定血清钙的参考方法,选择的测量同位素对为44Ca/42Ca,以高富集42Ca作为同位素稀释剂。样本处理过程简单,采用重量法准确加入样本和同位素稀释剂,采用硝酸直接消解的方式进行处理。以氢气作为反应气的八级杆碰撞反应池,能有效的消除多原子离子干扰,获得良好的同位素比值测量精度,RSD<0.10%（n=10）。以SRM3109a钙标准溶液作为校准液,采用反向同位素稀释法准确标定42Ca同位素稀释浓度,同时通过测定天然丰度的钙标准溶液（即SRM3109a）获得准确的质量歧视校正因子。样本分析时,采用加标校准溶液和加标样本溶液交替测定的方式,以已知同位素比的加标校准溶液作为标准,采用包括法,使用样本测定前后加标校准溶液的测定结果计算质量歧视校正因子。这种测定方式使质量歧视效应和仪器漂移带来的不确定度最小,获得准确的测定结果,样本测量结果的相对扩展不确定度为0.40%,k=2。该方法仪器背景和样本处理空白均较低,分别为0.01%-0.07%,0.02%～0.12%,不需要空白校正。经过严格的方法确认,该方法的精密度较好,测定2014、2015年电解质正确度验证两个浓度的样本,其重复性（批内CV）、期间精密度（批间CV）和实验室内CV范围分别是RSD 0.12%～0.19%（n=3）, RSD 0.07%-0.09%（n=3）, RSD 0.16%～0.17%（n=9）。采用SRM909bⅠ、SRM909bⅡ、SRM909c和GBW09152进行方法正确度验证,测定结果均在认定值范围内,4种标准物质测定结果均值与靶值的相对偏倚分别为0.29%,-0.02%,0.10%,-0.19%；实验室内CV分别为0.18%,0.18%,0.11%,0.16%,表明方法的正确度和精密度较好。方法回收率为99.87%～100.37%,方法的特异性好。根据EP9-A2文件,收集46份新鲜血清样本,用新建立的同位素稀释质谱法和本实验室已建立的内标法同时对46份血清样本进行测定。以同位素稀释法测定结果为参考值,两种方法测定结果的相对偏倚较小,相对偏倚的分布范围为-0.45%-0.49%,且正负偏倚分布均匀,所有样本的平均相对偏倚为0.01%,不存在系统误差。两种方法的相关直线方程为Y=0.99885X+0.11255,方法的可比性很高。
王晴萱[7]（2015）在《海水重金属监测分析方法比较研究》文中认为海水中重金属元素的监测一直备受关注。国家标准对于每种重金属元素的分析均给出了2-4种不同的分析方法。实际中,由于不同的实验室对于同一种元素的测定选择的分析方法不同,分析结果可能有所差别。这一现象降低了近岸海域海水调查数据的可比性,容易导致一些痕量元素海洋化学行为的研究困难,限制了污染水平评价的可靠性。本研究根据实际情况,以国家近岸海域环境监测网网络成员单位为调查对象,对海水重金属监测分析方法的实际应用情况进行了研究,主要包括两部分内容。首先调查了海水重金属监测分析方法的实际应用情况,然后通过对海水中总铬、铜、铅、镉、锌、汞元素不同分析方法进行比对实验,优选并推荐了适合实际应用的分析方法。1.向近海网成员单位以调函形式发放了调查问卷。回收信息进行了整理、总结,得出了目前国内监测站海水重金属各分析方法的实际工作使用比例。同时,确定了下一步研究工作内容,对总铬、铜、铅、镉、锌、汞6种重金属元素进行方法比对实验。2.比较了测定海水总铬的GF-AAS法和DPC法,旨在考察两方法的实验室实际应用情况。GF-AAS法和DPC法测定海水总铬的检出限分别为0.17μg/L、0.11μig/L,加标回收率分别为102.3%～103.5%、98.2%～101.6%,实验室内相对标准偏差分别为4.52%-5.42%、4.90%-5.31%。3.比较了测定海水中铜、铅、镉的GF-AAS法和ASV法,旨在考察两方法的实验室实际应用情况。GF-AAS法和ASV法测定海水中铜的检出限分别为0.10μgL、2.33μg/L,加标回收率分别为101.5%～107.7%、87.2%～147.8%,实验室内相对标准偏差分别为4.56%～-6.59%、11.60%～19.41%。GF-AAS法和ASV法测定海水中铅的检出限分别为0.15μg/L,0.38μg/L,加标回收率分别为100.7%-101.0%、97.8%-143.2%,实验室内相对标准偏差分别为3.71%-8.56%、16.69%～18.72%。GF-AAS法和ASV法测定海水中镉的检出限分别为0.15μg/L,0.02μg/L,加标回收率分别为98.0%-98.8%、99.8%-107.1%,实验室内相对标准偏差分别为4.11%-5.02%、8.22%-8.71%。4.比较了测定海水中锌的FAAS法和ASV法,旨在考察两方法的实验室实际应用情况。FAAS法和ASV法测定海水中锌的检出限分别为1.73μg/L,1.06μg/L,加标回收率分别为101.1%-103.7%、138.7%-145.9%,实验室内相对标准偏差分别为2.93%-3.12%、16.76%～17.11%。5.比较了测定海水中汞的CAAS法和AFS法,旨在考察两方法的实验室实际应用情况。CAAS法和AFS法测定海水中汞的检出限分别为0.010μg/L、0.008μg/L,加标回收率分别为97.1%～97.2%、97.0%～99.2%,实验室内相对标准偏差分别为0.67%～0.99%、0.86%～1.92%。6.依据实验数据,考虑检出限、方法准确度和精密度、前处理过程、方法繁复性等,推荐使用GF-AAS法测定海水中总铬、铜、铅、镉,使用FAAS法测定海水中锌,使用AFS法测定海水中汞。
吴岳[8]（2009）在《PVA的分子量及醇解度与生物降解性能的关系》文中指出聚乙烯醇（PVA）虽然是一种优秀的浆料,但由于其污染环境的缺点,不用或少用PVA已成为目前浆料的发展趋势。但不用PVA,在相当一段时期内还难以做到。一是由于目前国内外还没有生产出性能与PVA相当、可完全取代PVA的“绿色”浆料;二是由于成本价格问题,目前已研制成功的接枝变性淀粉、丙烯酸酯浆料价格均比PVA高。近年来,各国相继开展了PVA降解的研究,由于生物降解方法较其它方法的优势,所以,探讨各种因素对生物降解的影响成为热点,但就PVA结构对其生物降解性能影响的研究还比较少,因此,本文主要就PVA的结构对其生物降解性能的影响进行研究探讨。目前,BOD与COD测试是评价高分子材料生物降解性能优劣的主要方法,本文首先分析探讨了测量BOD与COD的各种方法的优劣,并针对本论文需要选择了合适的测量方法,通过试验确定了测试中合适的实验条件和标准试剂配制要点,如:BOD测试中差压法的稀释水、接种水以及接种稀释水中稀释比的配制,满足选用方法测试范围的试样浓度要求;接着对五种不同型号的PVA试样进行了实验测试研究,测试了每种样品的BOD与COD;又实验测量各试样的十天耗氧量变化曲线,对其耗氧量随时间的变化趋势进行了实验分析;为了更加全面的评介PVA的生物降解性能,本文还利用可见分光吸光度法从PVA的降解速率和降解率上来探讨PVA的降解过程和降解机理;通过试验确定了波长,显色剂的组成,用量及显色时间,而后实验测得不同型号的PVA的浓度值与时间关系曲线。通过实验得出,PVA的分子量及醇解度是影响PVA的生物降解性能的重要因素:PVA分子量减小,其生物降解性能改善;而醇解度对其生物降解性的影响为,醇解度降低,其生物降解性提高,即部分醇解PVA的降解性能要优于完全醇解的PVA,但通过实验也发现,醇解度太低,也不利于降解。从理论上探讨PVA的分子量与醇解度对其降解性产生上述影响的内在原因可能为,分子量的大小导致分子间产生氢键力的大小,从而影响其水溶性和微生物进入其分子内部的难易程度,而这两方面都会对其生物降解性能产生很大的影响;而醇解度的大小恰好是分子中醋酸酯基与羟基多少的量度,醋酸酯基的存在一方面降低了由过多羟基产生的氢键力,有利于降解的发生,另一方面,由于醋酸酯基是疏水性基团,过多的醋酸酯基使其水溶性变差,所以不利于微生物接近和降解,因此,相同分子量不同醇解度PVA的降解难易是这两个方面共同作用的结果,恰到好处的醇解度能提高PVA的生物降解性能。PVA的生物降解机理是PVA分子主链在微生物分泌的胞外酶的作用下初步降解,使分子链发生断裂生成低分子量的片段,然后透过细胞进入细胞内,由细胞质酯酶催化脱乙酰释放出乙酸,然后进一步代谢。因此部分醇解的PVA在降解后期会有些滞后。
华丽[9]（2008）在《基于RoHS指令六种有害物质的痕量分析研究》文中进行了进一步梳理电子电气产品中有害物质污染引起了人类高度关注,为此欧盟提出了RoHS指令,将电子电气产品中六种物质——铅、镉、汞、六价铬、PBBs/PBDEs——最大允许浓度值限制在痕量范围（100mg/kg或1000mg/kg）。针对中国电子电气业在遵守RoHS符合性实践中存在的诸多问题,本文采用GC-MS,ICP-OES,UV-Visible分光光度法等,对我国南方和香港地区各类电子电气产品中六种有害物质进行痕量分析,建立了一套标准的六种有害物质初步筛选、萃取、定性、定量分析方法,并对此方法体系的影响因素进行分析,对其相对标准偏差、回复率、再现率、检出限、线性关系等进行评估,得出了优化测试参数,在此条件下其检测的精密度达到或高于国际IEC 62321标准,满足RoHS测试要求。针对六种有害物质仪器分析程序中存在的问题,本文提出了一些解决的新方法。首先,针对光谱分析中背景线漂移、光谱交迭等问题的引发因素如材质效应、外来离子干扰、非目标元素的发射等,提出了如IEC、两点纠正法、多波长选择和SPE在线流动吸附等解决方法;其次,针对PBBs/PBDEs痕量分析过程中PCB、PCN、HCB等干扰,提出了MSPD法,以YMC ODS-C18作为载体进行吸附分离,成功地消除了持久性有机污染物负面影响;再次,针对卤素其它类同系物对溴类阻燃剂分析中的干扰,提出了NICI-和EI-两种GC-MS电离模式并用,可以同时洞察PBBs/PBDEs分子链断裂后阴离子碎片[Br]-, [HBr2]-和分子链段离子碎片[M+2]+,[M+4]+,[M+6]+,[M+8]+的滞留峰,增加了对溴系阻燃剂的选择性;此外,还讨论了EDXRF筛选中试样自身形状、照射面积、照射时间、厚度等因素对激发强度的影响,并对目标元素次级辐射、共存离子散射、吸收等问题提出了参数拟合法进行回归处理,可更准确地获得目标物的谱线强度与检测浓度之间的关系曲线。上述这些方法使分析的精确度和准确性得以提高。超低含量物质的检出限是光谱、色谱分析中的“瓶颈”问题,本文对六价铬、铅、镉的超痕量分析开展研究。选用两种不同吸附剂进行富集处理,即锯屑富集Cr（Ⅵ）和分离Cr（Ⅲ）、MWCNTs富集Pb2+, Cd2+并消除Hg分析中干扰,对过程的影响因素和热力学、动力学参数ΔGο,ΔHο,ΔSο进行研究,结果显示,方法能使目标物浓缩50～100倍,使检出限低至μg/L, ng/L水平。本文还建立了反向神经网络逼近模型,在不改变样本数据空间拓朴结构前提下,将n-D空间样本点映射到2-D平面上并实现对样本数据的搜索寻优,获得了最佳Cr（Ⅵ）萃取和PBB索氏提取条件,此计算结果与真实值之间的误差ξ<0.05%,为实验优化设计提供了理论基础。针对RoHS符合性实践对企业带来的经济负荷,借鉴日本SONY公司绿色化管理理念,提出了绿色“采购——生产——销售”三链环法对电子电气产品进行绿色管理与监控,对我国大陆及香港地区的电子电气业绿色化管理具有指导意义。
王建云[10]（2001）在《溶液稀释法估计原子吸收分光光度法有无干扰》文中研究表明通过理论分析及实验对溶液稀释法进行了探讨 ,认为在一定范围内 ,溶液稀释法和加标回收法一样 ,是一种判别原子吸收分光光度法分析中是否存在共存元素干扰的简单方法
二、溶液稀释法估计原子吸收分光光度法有无干扰（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、溶液稀释法估计原子吸收分光光度法有无干扰（论文提纲范文）
（1）功能微针电极的构建及在海岸带水体典型金属元素检测中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海岸带水体中的金属元素 |
| 1.1.1 海岸带水体中金属元素的来源及途径 |
| 1.1.2 海岸带水体中金属元素的存在形态 |
| 1.1.3 海岸带水体中金属元素的研究意义 |
| 1.2 海岸带水体中金属元素的检测方法 |
| 1.2.1 原子光谱法 |
| 1.2.2 分子光谱法 |
| 1.2.3 电感耦合等离子体质谱法 |
| 1.2.4 电化学分析法 |
| 1.3 电化学溶出伏安法 |
| 1.3.1 溶出伏安法分类 |
| 1.3.2 溶出伏安法原理 |
| 1.3.3 溶出伏安法检测系统 |
| 1.4 不同电极在金属元素检测中的应用 |
| 1.4.1 汞电极 |
| 1.4.2 碳电极 |
| 1.4.3 金属电极 |
| 1.4.4 化学修饰电极 |
| 1.4.5 微电极 |
| 1.5 本论文的研究思路及内容 |
| 第2章 树枝状纳米金/阳离子交换膜功能化微针电极用于海水中Cu的形态分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 AuNDs/Nafion/MNE的制备 |
| 2.2.4 海水样品采集及处理 |
| 2.2.5 电化学表征及检测过程 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 AuNDs/Nafion/MNE的表征 |
| 2.3.2 AuNDs/Nafion/MNE的电化学活性面积 |
| 2.3.3 AuNDs/Nafion/MNE用于Cu~(2+)溶出伏安检测的机理 |
| 2.3.4 AuNDs/Nafion/MNE用于Cu~(2+)溶出伏安检测的实验条件优化 |
| 2.3.5 AuNDs/Nafion/MNE用于Cu~(2+)溶出伏安检测的性能 |
| 2.3.6 AuNDs/Nafion/MNE用于Cu~(2+)检测的重复性、重现性和选择性 |
| 2.3.7 AuNDs/Nafion/MNE用于海水中Cu的形态分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 多孔金/聚多巴胺功能化微针电极用于海水中Cu的检测 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 P-Au/PDA/MNE的制备 |
| 3.2.4 海水样品采集及处理 |
| 3.2.5 电化学表征及检测过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 P-Au/PDA/MNE的表征 |
| 3.3.2 P-Au/PDA/MNE的电化学性质 |
| 3.3.3 P-Au/PDA/MNE对 Cu~(2+)的溶出伏安响应 |
| 3.3.4 P-Au/PDA/MNE用于Cu~(2+)溶出伏安检测的实验条件优化 |
| 3.3.5 P-Au/PDA/MNE用于Cu~(2+)溶出伏安检测的性能 |
| 3.3.6 P-Au/PDA/MNE用于Cu~(2+)检测的重复性、重现性和选择性 |
| 3.3.7 P-Au/PDA/MNE用于海水中Cu的检测 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 金纳米簇/导电聚合物膜功能化微针电极用于海岸带水体中Fe的检测 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE的制备 |
| 4.2.4 海岸带河水样品采集及处理 |
| 4.2.5 电化学表征及检测过程 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE的表征 |
| 4.3.2 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE的电化学性质 |
| 4.3.3 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE对 Fe~(3+)的溶出伏安响应 |
| 4.3.4 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE用于Fe~(3+)溶出伏安检测的实验条件优化 |
| 4.3.5 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE用于Fe~(3+)溶出伏安检测的性能 |
| 4.3.6 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE用于Fe~(3+)检测的重复性、重现性和选择性 |
| 4.3.7 AuNCs/PEDOT-PSS/MNE用于海岸带水体中Fe的检测 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 三维还原氧化石墨烯/花状铋纳米片功能化微针电极用于海岸带水体中Pb的检测 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 仪器与设备 |
| 5.2.3 3DrGO/F-BiNSs/MNE的制备 |
| 5.2.4 电化学表征及检测过程 |
| 5.2.5 电极重复性、重现性和选择性的评价 |
| 5.2.6 海岸带水体样品采集及处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 3DrGO/F-BiNSs/MNE的表征 |
| 5.3.2 3DrGO/F-BiNSs/MNE对 Pb~(2+)的溶出伏安响应 |
| 5.3.3 3DrGO/F-BiNSs/MNE用于Pb~(2+)溶出伏安检测的实验条件优化. |
| 5.3.4 3DrGO/F-BiNSs/MNE用于Pb~(2+)溶出伏安检测的性能 |
| 5.3.5 3DrGO/F-BiNSs/MNE用于海岸带水体中Pb的检测 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 金-汞功能化微针电极用于海岸带水体中不同金属元素的同时检测 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 材料与试剂 |
| 6.2.2 仪器与设备 |
| 6.2.3 Au-Hg/MNE的制备 |
| 6.2.4 海岸带水体样品采集及处理 |
| 6.2.5 电化学表征及检测过程 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 Au-Hg/MNE的电化学表征 |
| 6.3.2 Au-Hg/MNE的电位窗口 |
| 6.3.3 Au-Hg/MNE用于Cu、Pb、Cd同时检测的溶出伏安响应 |
| 6.3.4 Au-Hg/MNE用于Cu、Pb、Cd溶出伏安检测的性能 |
| 6.3.5 Au-Hg/MNE用于海岸带水体中Cu、Pb、Cd的同时检测 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）基于偶氮衍生物的铀比色传感器设计、性能及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 铀在环境及生物体中的危害 |
| 1.3 铀检测传感器进展 |
| 1.3.1 比色法 |
| 1.3.2 紫外-可见光分光光度法 |
| 1.3.2.1 小分子配体 |
| 1.3.2.2 光极(Optode) |
| 1.3.3 荧光法 |
| 1.3.3.1 基于光致电子转移机理(PET)的荧光铀酰传感器 |
| 1.3.3.2 基于聚集诱导发光机理(AIE)的荧光铀酰传感器 |
| 1.3.3.3 基于荧光共振能量转移机理(FRET)的荧光铀酰传感器 |
| 1.3.3.4 其他类型的荧光铀酰传感器 |
| 1.3.4 其他光谱学方法 |
| 1.4 铀光学传感器总结及展望 |
| 1.5 本课题研究意义及内容 |
| 第2章 基于三苯胺作为修饰基团的偶氮衍生物合成、表征及其对铀酰离子作用的性能探究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验步骤 |
| 2.2.3.1 S-LH的合成 |
| 2.2.3.2 UO_2~(2+)-S-LH配合物的合成 |
| 2.2.4 光谱测试 |
| 2.2.5 酸解离常数的测定 |
| 2.2.6 加标水样测试 |
| 2.2.7 比色试纸和变色油墨的制备及显色 |
| 2.2.8 理论计算参数设置 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.0 DFT指导设计S-LH以增强其对铀的显色能力 |
| 2.3.1 溶剂种类、溶剂比例、响应时间优化 |
| 2.3.2.1 溶剂种类对S-LH检测的影响 |
| 2.3.2.2 溶剂比例对S-LH检测的影响 |
| 2.3.2.3 响应时间对S-LH检测的影响 |
| 2.3.2 S-LH与铀配位过程中pH的影响 |
| 2.3.3 S-LH对铀酰离子的紫外滴定实验及灵敏度测定 |
| 2.3.4 S-LH对铀酰离子的选择性及阴阳离子竞争性实验探究 |
| 2.3.4.1 S-LH对铀酰离子的选择性探究 |
| 2.3.4.2 S-LH检测铀酰离子时阴阳离子的竞争性实验探究 |
| 2.3.5 通过DFT计算探究S-LH对铀的结合模式及响应机制 |
| 2.3.6 S-LH在环境样品中的应用探究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 基于芴为修饰基团的超灵敏铀酰识别偶氮衍生物的合理设计、表征及应用探究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 实验步骤 |
| 3.2.3.1 3,5-2Br-PADAP的制备 |
| 3.2.3.2 9,9-二辛基芴-2,7-二硼酸频哪醇酯的制备 |
| 3.2.3.3 配体W1的制备 |
| 3.2.4 UV-vis光谱测试 |
| 3.2.5 W1的酸解离常数测定 |
| 3.2.6 W1的实际样品测定 |
| 3.2.7 理论计算参数设置 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1通过理论计算合理设计传感器W1 |
| 3.3.2 W1最佳检测条件确定 |
| 3.3.3 W1对铀酰检测性能探究(检测限,特异性,抗干扰性,可循环性) |
| 3.3.4 实验和DFT共同分析W1结合铀酰离子机制 |
| 3.3.5 W1应用于实际环境样品检测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者攻读学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（3）经亚硫酸盐/焦亚硫酸盐处理的铬污染土壤中残留还原剂对Cr（Ⅵ）分析的影响研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 铬的性质及危害 |
| 1.1.1 铬的理化性质 |
| 1.1.2 铬的危害 |
| 1.2 土壤中铬的来源及其特性 |
| 1.2.1 土壤中铬的来源 |
| 1.2.2 土壤中铬的特性 |
| 1.3 铬渣及铬污染土壤的常见修复技术 |
| 1.3.1 固化/稳定化法 |
| 1.3.2 淋洗法 |
| 1.3.3 化学还原法 |
| 1.3.4 有机物还原法 |
| 1.3.5 电动修复法 |
| 1.3.6 植物修复法 |
| 1.3.7 微生物修复法 |
| 1.4 溶液中Cr(Ⅵ)分析方法 |
| 1.4.1 原子吸收分光光度法 |
| 1.4.2 二苯碳酰二肼分光光度法 |
| 1.4.3 铬酸铅共沉淀法 |
| 1.4.4 螯合/萃取法 |
| 1.4.5 催化极谱法 |
| 1.4.6 离子色谱法 |
| 1.4.7 硫酸亚铁铵滴定法 |
| 1.4.8 电感耦合等离子质谱法 |
| 1.5 固废及土壤等固相介质中Cr(Ⅵ)分析方法 |
| 1.5.1 Cr(Ⅵ)浸出分析 |
| 1.5.2 Cr(Ⅵ)形态分析 |
| 1.5.3 Cr(Ⅵ)含量(总量)分析 |
| 1.6 铬污染土壤中Cr(Ⅵ)分析存在的问题 |
| 1.7 研究目的、内容、技术路线 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 二苯碳酰二肼分光光度法(DPC)分析影响研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.3 小结 |
| 3 火焰原子吸收法(FAAS)分析影响研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.3 小结 |
| 4 pH调节影响研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果讨论 |
| 4.3 小结 |
| 5 通过亚硫酸钙沉淀削弱亚硫酸盐影响研究 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果讨论 |
| 5.2.1 CaCl_2加入量实验 |
| 5.2.2 亚硫酸钠/焦亚硫酸钠去除实验 |
| 5.2.3 亚硫酸钙沉淀削弱亚硫酸盐影响实验 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
| B 获权专利 |
| C 学位论文数据集 |
| 致谢 |
（4）基于复杂水体的硝酸盐浓度精细光谱定量分析与预测方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 水质监测及意义 |
| 1.1.2 常用监测方法 |
| 1.1.3 紫外可见光谱吸收法 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国外研究进展 |
| 1.2.2 国内研究进展 |
| 1.3 论文创新点 |
| 1.4 论文组织结构 |
| 第2章 光谱数据采集分析系统 |
| 2.1 传统的紫外可见吸收光谱仪系统设计 |
| 2.2 双光路主动校正连续谱精细获取光谱仪系统设计 |
| 2.3 光谱数据采集软件 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 原始光谱数据预处理算法设计 |
| 3.1 待测溶液光谱信息提取 |
| 3.2 光谱数据预处理 |
| 3.2.1 常用的预处理算法 |
| 3.2.2 预处理算法选择 |
| 3.3 水质光谱数据预处理流程 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 低浊度水体中硝酸盐浓度预测方法设计 |
| 4.1 自来水中硝酸盐浓度预测优化模型 |
| 4.1.1 偏最小二乘法 |
| 4.1.2 特征波长选择方法 |
| 4.1.3 自来水中硝酸盐浓度预测模型优化流程 |
| 4.2 海水中硝酸盐浓度预测算法设计 |
| 4.2.1 光谱曲线的峰面积 |
| 4.2.2 间隔偏最小二乘法 |
| 4.2.3 基于iPLS-PA海水硝酸盐浓度的预测算法 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 高浊度色度水体中硝酸盐浓度预测方法设计 |
| 5.1 基于流形学习的数据降维方法 |
| 5.2 反向传播神经网络 |
| 5.2.1 反向传播神经网络的结构 |
| 5.2.2 反向传播神经网络的学习算法 |
| 5.2.3 反向传播神经网络的参数设置 |
| 5.3 高浊度色度溶液中LLE-BPNN硝酸盐浓度预测算法 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 模型评价与验证应用 |
| 6.1 模型评价方法 |
| 6.1.1 交叉验证 |
| 6.1.2 评价指标 |
| 6.2 实验样本配制采集流程 |
| 6.2.1 水样配制 |
| 6.2.2 实验数据采集 |
| 6.3 提出模型的验证与应用 |
| 6.3.1 自来水中硝酸盐浓度预测模型优化的验证 |
| 6.3.2 iPLS-PA算法在小麦岛海水样本集中的验证 |
| 6.3.3 LLE-BPNN算法在高浊度色度样本集中的验证 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| Ⅰ.自来水样本浓度设置表 |
| Ⅱ.小麦岛海水样本浓度设置表 |
| Ⅲ.高浊度色度溶液样本浓度设置表 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（5）硼同位素分离过程检测分析技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 硼同位素分离的主要方法 |
| 1.1.1 化学交换精馏法 |
| 1.1.2 低温化学交换精馏法 |
| 1.1.3 离子交换树脂分离法 |
| 1.1.4 激光分离法 |
| 1.2 硼及其同位素分析法 |
| 1.2.1 热电离质谱 |
| 1.2.2 二次离子质谱法 |
| 1.2.3 电感耦合等离子体质谱法 |
| 1.2.4 同位素稀释法 |
| 1.2.5 光谱法 |
| 1.2.6 毛细管电泳法 |
| 1.3 硼同位素分析过程中可能遇到的主要问题 |
| 1.3.1 质量歧视效应 |
| 1.3.2 记忆效应 |
| 1.3.3 样品的纯化 |
| 1.3.4 样品中硼元素的提取问题 |
| 1.4 硼及其同位素测定的主要应用领域 |
| 1.4.1 医药科学 |
| 1.4.2 环境科学 |
| 1.4.3 地质学 |
| 1.4.4 工业应用 |
| 1.5 同位素的在线检测方法 |
| 1.5.1 质谱法 |
| 1.5.2 气相色谱法 |
| 1.5.3 光谱法 |
| 1.6 红外光谱的定量分析 |
| 1.6.1 红外光谱仪的类型与应用: |
| 1.6.2 光谱法测定同位素比及其应用 |
| 1.6.3 光谱的回归分析及应用 |
| 1.7 三氟化硼络合物络合度测定的方法 |
| 1.7.1 容量法 |
| 1.7.2 分光光度法 |
| 1.7.3 密度法 |
| 1.7.4 其他方法 |
| 1.8 本文研究的主要内容 |
| 第2章 三氟化硼中硼同位素比的红外光谱法测定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器和药品 |
| 2.2.2 实验步骤 |
| 2.2.3 ICP-MS法测定硼同位素的条件 |
| 2.2.4 校正因子 |
| 2.3 窗片材质的选择 |
| 2.4 基于三氟化硼ν3 振动带同位素比定量计算 |
| 2.4.1 稀释浓度的考察 |
| 2.4.2 峰面积的计算 |
| 2.4.3 校正因子的考察 |
| 2.4.4 温度对测定结果的影响 |
| 2.4.5 稳定性的考察 |
| 2.4.6 实际样品的考察 |
| 2.5 基于三氟化硼2ν3 振动带同位素比定量计算 |
| 2.5.1 同位素比的计算 |
| 2.5.2 校正因子的考察 |
| 2.5.3 温度对测定结果的影响 |
| 2.5.4 稳定性的考察 |
| 2.5.5 实际样品的考察 |
| 2.6 两种吸收带硼同位素比测定方法的对比 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 三氟化硼红外光谱的拟合反演及同位素比的计算 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 光谱的非线性拟合和优化方法 |
| 3.3 三氟化硼ν3 吸收带红外光谱的非线性拟合 |
| 3.3.1 天然丰度硼同位素样品的拟合 |
| 3.3.2富集硼-10 红外光谱拟合实验 |
| 3.4 三氟化硼2ν3 吸收带红外光谱的非线性拟合 |
| 3.4.1天然丰度同位素样品的拟合实验 |
| 3.4.2富集硼-10 红外光谱拟合实验 |
| 3.4.3 拟合优化计算峰面积和校正因子的计算 |
| 3.4.4 样品的非线性拟合结果与ICP-MS测定结果的比较 |
| 3.5 基于偏最小二乘法的硼同位素比快速分析 |
| 3.5.1 实验方法 |
| 3.5.2 平滑与基线消除 |
| 3.5.3 分量数选择 |
| 3.5.4 变量的提取 |
| 3.5.5 预测集光谱数据的预测结果 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 硼同位素比的在线测定 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 仪器与药品 |
| 4.2.2 在线检测装置流程图 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 系统压力对测定结果的影响 |
| 4.3.2 置换时间对测定结果的影响 |
| 4.3.3 化学交换精馏设备分离端变化的考察 |
| 4.3.4 化学交换精馏设备络合端同位素比变化 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 基于密度法的三氟化硼-苯甲醚络合度在线测定 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 仪器与药品 |
| 5.2.2 络合度的标定 |
| 5.2.3 离线实验过程及装置 |
| 5.2.4 在线实验流程与装置 |
| 5.2.5 苯甲醚的干燥 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 密度-络合度等温线及其关系的拟合计算 |
| 5.3.2 三氟化硼-苯甲醚络合度的在线考察及操作优化 |
| 5.3.3 分离程度的在线检测 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 苯甲醚纯度与水分分析技术研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 仪器和药品 |
| 6.2.2 苯甲醚纯度的测定 |
| 6.2.3 苯甲醚中水分的在线测定装置 |
| 6.2.4 苯甲醚水含量离线测定 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 苯甲醚中杂质的测定 |
| 6.3.2 苯甲醚水含量的在线与线下测定结果对比 |
| 6.3.3 苯甲醚干燥塔的操作优化 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究总结 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 后续工作建议及展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）血清钙、镁测定偏倚的评价和制备物互通性的研究及同位素稀释质谱法测定血清钙方法的建立（论文提纲范文）
| 缩略词 |
| 第一部分 血清钙、镁测量偏倚的评价和制备物互通性的研究 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1. 材料与试剂 |
| 1.1. 血清盘 |
| 1.1.1. 钙血清盘 |
| 1.1.2. 镁血清盘 |
| 1.2. 待评价物质 |
| 1.2.1. 常规化学室间质评样本 |
| 1.2.2. 常规校准品 |
| 1.2.3. 混合血清制备物 |
| 1.2.4. 国际/国内血清有证标准物质 |
| 1.2.5. 水溶液样本 |
| 1.2.6. 动物血清 |
| 1.3. 比对方法所用仪器和试剂 |
| 1.3.1. 仪器 |
| 1.3.2. 试剂 |
| 1.4. 常规系统仪器和试剂 |
| 1.4.1. 仪器 |
| 1.4.2. 试剂及校准品 |
| 2. 实验方案 |
| 2.1. 总实验设计 |
| 2.2. 比对方法实验方案 |
| 2.2.1. 比对方法 |
| 2.2.2. 方法性能验证 |
| 2.3. 常规系统的实验方案 |
| 3. 统计分析及评价标准选择 |
| 3.1. 常规系统与比对方法的相关性和可比性分析 |
| 3.1.1. 相关性分析 |
| 3.1.2. 常规系统测定偏倚的评价 |
| 3.2. 待评价物质的基质效应分析 |
| 4. 钙项目实验结果 |
| 4.1. 比对方法的精密度评价 |
| 4.2. 比对方法的正确度评价 |
| 4.3. 常规系统的精密度 |
| 4.4. 基质效应的评价结果 |
| 4.4.1. EQA室间质评物质 |
| 4.4.2. 混合人血清制备物 |
| 4.4.3. 四种校准品 |
| 4.4.4. 三种国内外有证标准物质 |
| 4.4.5. 水溶液标物 |
| 4.4.6. 动物血清 |
| 4.5. 常规系统校准偏倚评价 |
| 4.5.1. 回归方法的选择 |
| 4.5.2. 直线回归方程 |
| 4.5.3. 常规系统的平均偏倚 |
| 4.5.4. 三个医学决定水平的偏倚评估 |
| 4.5.5. 14种常规系统校准偏倚趋势 |
| 4.5.6. 偏倚随浓度变化的趋势评估 |
| 5. 镁项目测定结果 |
| 5.1. 比对方法的精密度评价 |
| 5.2. 比对方法的正确度评价 |
| 5.3. 常规系统的精密度 |
| 5.4. 基质效应结果评价 |
| 5.4.1. EQA室间质评物质 |
| 5.4.2. 混合人血清制备物 |
| 5.4.3. 四种校准品 |
| 5.4.4. 三种国内外有证标准物质 |
| 5.4.5. 水溶液标物 |
| 5.4.6. 动物血清 |
| 5.5. 常规系统的校准偏倚评价 |
| 5.5.1. 回归方法的选择 |
| 5.5.2. 直线回归方程 |
| 5.5.3. 常规系统的平均偏倚 |
| 5.5.4. 三个医学决定水平的偏倚评估 |
| 5.5.5. 12种常规系统的校准偏倚趋势 |
| 6. 讨论 |
| 6.1. 本研究的意义与方法学特点 |
| 6.2. 评价基质效应的意义 |
| 6.2.1. 室间质评物质 |
| 6.2.2. 校准品 |
| 6.2.3. 国内外有证标准物质 |
| 6.3. 基质效应的产生原因 |
| 6.4. 常规系统存在的校准偏倚 |
| 7. 实验结论 |
| 第二部分 同位素稀释电感耦合等离子体质谱法测定血清钙参考方法的建立及参考方法比对 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1. 仪器与试剂 |
| 1.1. 化学试剂 |
| 1.2. 血清样品 |
| 1.3. 血清参考物质 |
| 1.4. 仪器 |
| 2. 实验方法、结果和讨论 |
| 2.1. 同位素稀释剂的选择 |
| 2.1.1. 测定同位素对的确定 |
| 2.1.2. 同位素稀释剂的确定 |
| 2.2. 标准溶液和同位素稀释的配制 |
| 2.2.1. 标准溶液储备液的配制 |
| 2.2.2. 同位素稀释剂一级储备液的配制 |
| 2.2.3. 加标校准溶液的配制 |
| 2.2.4. 标准溶液测定液的配制 |
| 2.3. 样本制备条件的选择与优化 |
| 2.3.1. 样本前处理方法的考察 |
| 2.3.2. 样本溶液的配制 |
| 2.3.3. 血清稀释倍数的考察 |
| 2.4. 质谱条件的选择与优化 |
| 2.4.1. 碰撞反应池的选择和优化 |
| 2.4.2. 电感耦合等离子体质谱仪工作条件的优化 |
| 2.5. 样本浓度的测定及计算 |
| 2.5.1. 同位素稀释法的原理及计算方法 |
| 2.5.2. 反向同位素稀释法标定同位素稀释剂浓度 |
| 2.5.3. 样本浓度的测定 |
| 2.6. 方法确认实验 |
| 2.6.1. 同位素稀释质谱测定血清钙的方法精密度考察 |
| 2.6.2. 标准物质SRM 909b、SRM 909c正确度评价实验 |
| 2.6.3. 同位素稀释质谱法测定血清钙方法回收率的考察 |
| 2.7. 测量不确定度的评估 |
| 2.7.1. 钙标准溶液储备液浓度的不确定度uc(Cz) |
| 2.7.2. 加标校准溶液的称量不确定度uc(mz) |
| 2.7.3. 加标样本溶液的称量不确定度u_c(m) |
| 2.7.4. 质量歧视效应校正因子的测量不确定度u_c(R_z) |
| 2.7.5. 标定同位素稀释剂浓度的不确定度u_c(R_(Bc)) |
| 2.7.6. 测定样本浓度的不确定度u_c(R_B) |
| 2.7.7. 样本浓度的合成不确定度 |
| 3. 方法应用——参考方法比对 |
| 3.1 样本准备 |
| 3.2. 同位素稀释质谱法测定 |
| 3.2.1. 标准溶液及样本的配制 |
| 3.2.2. 样本测定 |
| 3.3. 电感耦合等离子体内标法测定 |
| 3.3.1. 标准溶液及样本配制 |
| 3.3.2. 样本测定 |
| 3.4. 测定结果分析 |
| 3.4.1. 结果统计 |
| 3.4.2. 相对偏倚分布图 |
| 3.4.3. 直线回归分析 |
| 3.5. 结论 |
| 参考文献 |
| 论文综述1 |
| 参考文献 |
| 综述2 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
（7）海水重金属监测分析方法比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 海水中重金属污染现状及监测分析方法研究进展 |
| 1.1 海水中重金属来源及污染现状 |
| 1.2 海水重金属监测分析方法及研究进展 |
| 1.2.1 原子光谱法 |
| 1.2.2 分子光谱法 |
| 1.2.3 质谱法 |
| 1.2.4 电化学分析法 |
| 1.3 研究目的、意义及内容 |
| 2 海水重金属监测分析方法实际应用情况调查 |
| 2.1 问卷发放及结果 |
| 2.2 拟比对的分析方法筛选 |
| 3 GF-AAS法与DPC法测定海水中总铬的比对实验 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验用海水 |
| 3.1.2 主要试剂和材料 |
| 3.1.3 实验仪器和设备 |
| 3.1.4 主要试剂配制 |
| 3.2 比对实验 |
| 3.2.1 无火焰原子吸收(GF-AAS)分光光度法测定海水中总铬 |
| 3.2.2 二苯碳酰二肼(DPC)分光光度法测定海水中总铬 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 检出限 |
| 3.3.2 准确度 |
| 3.3.3 精密度 |
| 3.4 结果分析 |
| 4 GF-AAS法与ASV法测定海水中铜、铅、镉的比对实验 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验用海水 |
| 4.1.2 主要试剂和材料 |
| 4.1.3 实验仪器和设备 |
| 4.1.4 主要试剂配制 |
| 4.2 比对实验 |
| 4.2.1 无火焰原子吸收(GF-AAS)分光光度法测定海水中铜、铅、镉 |
| 4.2.2 阳极溶出伏安(ASV)法测定海水中铜、铅、镉 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 检出限 |
| 4.3.2 准确度 |
| 4.3.3 精密度 |
| 4.4 结果分析 |
| 5 FAAS法与ASV法测定海水中锌的比对实验 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 实验用海水 |
| 5.1.2 主要试剂和材料 |
| 5.1.3 实验仪器和设备 |
| 5.1.4 主要试剂配制 |
| 5.2 比对实验 |
| 5.2.1 火焰原子吸收(FAAS)分光光度法测定海水中锌 |
| 5.2.2 阳极溶出伏安(ASV)法测定海水中锌 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 检出限 |
| 5.3.2 准确度 |
| 5.3.3 精密度 |
| 5.4 结果分析 |
| 6 CAAS法与AFS法测定海水中汞的比对实验 |
| 6.1 实验材料 |
| 6.1.1 实验用海水 |
| 6.1.2 主要试剂和材料 |
| 6.1.3 实验仪器和设备 |
| 6.1.4 主要试剂配制 |
| 6.2 比对实验 |
| 6.2.1 冷原子吸收(CAAS)分光光度法测定海水中汞 |
| 6.2.2 原子荧光(AFS)法测定海水中汞 |
| 6.3 实验结果 |
| 6.3.1 检出限 |
| 6.3.2 准确度 |
| 6.3.3 精密度 |
| 6.4 结果分析 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（8）PVA的分子量及醇解度与生物降解性能的关系（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 浆料现状 |
| 1.2 浆料发展趋势 |
| 1.3 PVA浆料的简介 |
| 1.4 降低PVA污染的研究现状 |
| 1.5 生物降解的研究现状 |
| 1.6 本课题研究的目的及意义 |
| 1.7 本课题研究的内容 |
| 第二章 BOD与COD实验的原理及方法 |
| 2.1 BOD测试方法的原理 |
| 2.2 标准稀释法测BOD |
| 2.3 差压法测BOD |
| 2.4 差压法和标准稀释法测定BOD的几点区别 |
| 2.5 COD测试方法的原理 |
| 2.6 标准回流滴定法 |
| 2.7 分光光度法 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 应用BOD与COD测试实验研究PVA生物降解性 |
| 3.1 BOD与COD的相互关系及应用 |
| 3.2 实验材料、仪器与方法 |
| 3.3 实验测定结果及分析 |
| 3.4 PVA的十天生物耗氧变化曲线测定及分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 应用可见分光光度法研究PVA的降解率与降解速率 |
| 4.1 分光光度法测定PVA浓度的原理 |
| 4.2 影响因素 |
| 4.3 仪器设备与试剂 |
| 4.4 测定方法 |
| 4.5 不同型号PVA试样的吸光度图 |
| 4.6 应用分光光度法测试PVA在生化过程中的浓度变化 |
| 4.7 结果分析 |
| 4.8 PVA的降解机理 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文发表情况 |
| 致谢 |
（9）基于RoHS指令六种有害物质的痕量分析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外六种有害物质检测技术的发展状况 |
| 1.3 本课题的立题思想 |
| 1.4 本课题采用的技术路线 |
| 1.5 研究的目的和意义、研究主要内容 |
| 2 试样初步筛选 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章总结 |
| 3 六价铬痕量分析、富集与污染控制 |
| 3.1 六价铬的痕量分析 |
| 3.2 超痕量六价铬的富集、分离及污染控制 |
| 3.3 本章总结 |
| 4 重金属痕量分析与富集、分离 |
| 4.1 铅、汞、镉痕量浓度分析 |
| 4.2 超痕量铅、镉、汞的富集与分离 |
| 4.3 MWCNTs 在线吸附对光谱分析中材质离子干扰排除 |
| 4.4 本章总结 |
| 5 PBBs/PBDEs 痕量分析 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.2 结果 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 实验优化设计 |
| 6.1 方法模型 |
| 6.2 应用实例一：六价铬萃取 |
| 6.3 应用实例二：索氏提取PBB |
| 6.4 本章小结 |
| 7 EE 产品的绿色监控体系建立 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要研究结论 |
| 8.2 创新之处 |
| 8.3 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 博士期间发表论文与参与科研项目 |
| 附录2 名词缩略语 |
| 附录3 |
四、溶液稀释法估计原子吸收分光光度法有无干扰（论文参考文献）
- [1]功能微针电极的构建及在海岸带水体典型金属元素检测中的应用研究[D]. 韩海涛. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [2]基于偶氮衍生物的铀比色传感器设计、性能及应用研究[D]. 伍徐孟. 南华大学, 2020
- [3]经亚硫酸盐/焦亚硫酸盐处理的铬污染土壤中残留还原剂对Cr（Ⅵ）分析的影响研究[D]. 秦仕强. 重庆大学, 2019(01)
- [4]基于复杂水体的硝酸盐浓度精细光谱定量分析与预测方法研究[D]. 王雪霁. 中国科学院大学(中国科学院西安光学精密机械研究所), 2019(05)
- [5]硼同位素分离过程检测分析技术研究[D]. 唐银. 天津大学, 2018(06)
- [6]血清钙、镁测定偏倚的评价和制备物互通性的研究及同位素稀释质谱法测定血清钙方法的建立[D]. 葛梦蕾. 北京协和医学院, 2016(02)
- [7]海水重金属监测分析方法比较研究[D]. 王晴萱. 大连理工大学, 2015(07)
- [8]PVA的分子量及醇解度与生物降解性能的关系[D]. 吴岳. 东华大学, 2009(10)
- [9]基于RoHS指令六种有害物质的痕量分析研究[D]. 华丽. 华中科技大学, 2008(12)
- [10]溶液稀释法估计原子吸收分光光度法有无干扰[J]. 王建云. 云南环境科学, 2001(04)
标签：原子吸收分光光度法论文; 原子吸收论文; 原子吸收光谱仪论文; 原子光谱论文; 分光光度法论文;