活性污泥及高岭土对水中重金属离子的吸附特性研究-杜鉴瑜.docx

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1、1 绪论 1.1重金属废水来源及危害 1.1.1重金属废水来源 重金属废水主要是指富含重金属离子及其化合物的一类废水。主要来源于电 镀厂镀件洗涤水、金属冶炼厂除尘排水、矿山坑道及选矿尾矿排水、钢铁酸洗排 水、农药、医药、油漆燃料等工业所排放的废水，其中电镀工业废水是重金属的 主要排放源。除此之外，垃圾渗滤液、生活污水、酸雨等也是重金属来源。铜废 水在五金、冶炼、电镀、石油及化工行业中含量最高也 M常见，其在电镀等行业 废水中质量浓度可达到 l、12 mg/L。 铅废水主要来源于采矿、冶炼、电镀、石 汕化工等行业，此外，汽车排放尾气中的铅尘污染也己经成为城市污染的主要治 理对象。镉废水主要污染来

2、源有电镀、电池、合金和化工等行业，尤其在采矿和 冶炼厂含 M最高。锌废水主要来自电镀业镀锌过程中镀件清洗用水、镀液过滤用 水和废镀液以及钢铁厂、纤维制造和循环冷却系统产生的废水等 11。 1.1.2重金属废水危舍 重金属废水污染伴随工业的发展而逐渐加剧。在一些大型重工业及化工企业、 纺织、印染废水排放中都含有数 M可观的重金属。这些重金属若不加以浓度控制， 后果将不堪设想。一般重金属产生毒性的范围约在 . 丨 mg/L之间，毒性较强的 重金属如汞、镉等毒性范 _在 0.001 .lmg/L,而且重金属一旦进入生物链，就会 迁移、转化、富集，一般只是形态的转化，更有甚者和一些有机物结合成毒性更

3、大的物质 W。 铜是动物和人体必需的微 M元素，但其浓度达到 0.1 0.2mg/L时可使鱼类致 死；用含铜废水灌溉农田，铜离子将固定于植物根部，影响养分吸收，严重影响 农作物的生长；人体摄入过 S铜，则表现出肌汁排泄铜的功能紊乱，进而造成铜 在肝脏内的蓄积，并引发慢性、活动性肝炎症状；当铜沉积在近侧肾小管，会引 起糖尿、蛋白尿、氨基酸尿 和尿酸尿；当铜沉积于脑部引起神经组织病变时，则 会出现小脑运动失调和帕金氏综合症。铅污染在生活中很常见，环境中的铅及其 化合物通过皮肤、呼吸道、消化道进入体内与多种器官亲和，对人体的血液、神 经、免疫、消化、内分泌、泌尿、生殖等系统均有毒害作用，可引起肝炎、

4、周身 神经炎、中毒性脑炎、贫血、神经衰弱症、铅溶等。金属镉毒性很低，但其化合 物毒性很强，可对植物、动物、微生物和人体产生强烈的毒害作用，并且潜伏期 期长，能达到 10 30年。镉是一种积蓄性的重金属，积蓄在肾、甲状腺和脾中， 能引起肝肾、神经痛、分泌失调等心血管病。锌是人体的必需元素，但同样摄入 fi过多会出现呕吐、肠功能失调和腹泻等中毒症状；食入 M化锌的毒害更为严重， 可出现呕吐、唇肿胀、喉头水肿、胃痛、剧烈腹痛、便血、血压下降等状况；此 外，可溶性锌盐对消化道黏膜有腐蚀作用 。 1.2粘土矿物简介 1.2.1粘土矿物特性 粘土矿 |4是由二维排列的硅氧四面体和铝氧四而体按不间的叠加形式

5、组成的 硅铝酸盐，其基本结构层分为 1: 1和丨： 2型。 1: 1型粘土的典型代表是高岭土， 1: 2型粘土矿物介绍下蒙脱石的情况。 高岭土 m是由高岭矿物组成的松散集合体。结构式是 Al4Si4( H)8,由一个 Si O叫面体层和一个 A1 (O, OH)八面体层连结而成，由此组成一个单位晶层， 即为 1: 1型结构层 (:简称 1: 1结构 )。高岭土常含有若干种矿物杂质，如：石英、 黄铁矿、褐铁矿、长石、云母、蒙脱石以及各种铁的氧 化物等。高岭土颗粒细微， 具有较大的比表面积，层间结合力较弱并带有结构电荷（永久电荷）和表面电荷 (可变电荷 ）， 因此，它具有吸附性能，但是纯高岭土的吸

6、附选择性不大。高岭土 常用作陶瓷原料、造纸的填料和涂层填料、耐火材料和离子交换剂等。 蒙脱石 【 6是一种 1: 2型三层结构的硅酸盐矿物。其单位晶胞是由两片顶角朝 里的 Si O四面体中夹一片 Al O或 Mg O八而体形成的结构层，层与层间 没有共用的氧或羟基，因而层间的结合力很弱。在水溶液中，水分子进入蒙脱石 层之间的空间中，使得蒙脱石开始膨胀。蒙脱石的硅铝结构本 身带有负电荷，同 时又具有很大的比表面积，因此，其对重金属离子及溶液中的微生物都有较好的 吸附效果。蒙脱石的吸附作用包括表而吸附和离子交换吸附。 粘土矿物的吸附性 7是指粘土矿物截留或吸附同体、气体、液体以及溶于液体 中的物质

7、的能力，也是粘土矿物的重要特征之一。粘土矿物的吸附性和本身性质 有关，有研究指出 8，粘土矿物粒径越小，其比表面积就越大，吸附能力也就越大， 对重金属的吸附量也越大。但实际应用中粒径太小的粒子是很难形成的，而且溶 液离子的复杂性，吸附能力也不能一概而论，要根据实际情况，选用粒径大小 适 宜的吸附剂对重金 M进行吸附。 1.2.2粘土矿物去除重金属研究现状 目前，国内外开展了非金属矿物对污染环境进行修复的工作，并取得了一定 的成果。粘土矿物在我国的资源丰富，并因其高比表面、高负电荷及高的离子交 换性能而得到了应用。其中膨润土是研究较多的一种，它的主要成分是蒙脱石， 在上面己有详细介绍，蒙脱石的晶

8、层内存在广泛的同晶置换，使晶层中产生永久 性负电荷，这样层间可通过吸附阳离子来达到电荷平衡。目前，大 S的相关研究 主要集中在用改性粘土矿物处理含重金属废水上潘崧芬等 和 Zn2+。 Anoopl等将膨润土制成表面积为 200m2/g的球状珠粒，在 pH值为 4.56.9时，对水 溶液中的 C高岭土 伊利石。邵涛等研究了铬的三价和六价化 合物在膨润土上的吸附，三价铬的 M大饱和吸附量为 .47mg/g,远大于六价铬。 吴大清等通过对金属离子的竞争吸附实验研究得出：在中性和弱离子强度下， 矿物对金属离子的吸附能力按单位比表面积计的大小顺序是 CaC03石英 水云母 高岭土 蒙脱石 针铁矿 三水铝

9、矿。何宏平等 22研究高岭石吸附重金属的吸附量 大小顺序为 Cr3+Pb2+Zn2+Cu2+Cd2+。 Srivastava等 23研究了高岭土对重金属离 子的竞争吸附，吸附 ffl大小顺序为Cu2+Zn2+Pb2+Cd2+;而用髙岭土吸附几种离 子的混合溶液时，吸附量大小顺序为 Pb2+ Cu2+ Zn2t Cd2+ 1.3生物吸附剂简介 1.3.1生物吸附去除重金属研究现状 生物体对重金 M的吸附过程和吸附 M取决于很多因素 261，如微生物类型、 微生物浓度、溶液的性质（如溶液的 pH值、金属离子的初始浓度、是否存在其他 金属离子等）以及操作条件（如振荡速率、操作温度）等。不同条件下，金

10、属离 子在生物质上的吸附程度不同，对于不同文献屮的数值，需要考虑进行吸附实验 的具体操作条件。因此，不同文献中的数据难以进行比较。 王建龙 27通过对微生物的吸附研究发现， pH值、微生物量及环境条件对于吸 附有影响。厌氧颗粒污泥吸附水中 Pb2+、 Cd2+、 Cu2+等离子的吸附平衡时间为 30mm 左右，等温吸附符合 Langmuir模型张海玲等研究了好氧颗粒污泥细菌藻酸 盐对 Cu2+的生物吸附得出：藻酸钙对 Cu2+的吸附反应是一个比较快速的过程，吸 附过程可以用 Langmuir和Freundlich模型来描述。许辉 3等研究了 pH值对好氧 颗粒污泥吸附 NP的影响指出：适宜 p

11、H值为 2-7。任乃林等通过底泥吸附处理 模拟含 Cr废水，探讨了各种条件对废水中 Cr6+吸附效果的影响发现：利用底泥吸 附处理含 Cr废水，具有吸附量大、处理效果好的优点。活性污泥是一种良好的 生物吸附材料，吸附容 M大、效率高、选择性较好、pH值和温度的适用范围广， 利用其去除废水中的重金属离子，不仅能得到较好的处理效果，而且能使剩余污 泥得到充分利用。王亚雄 321等研究了从活性污泥中分离的类产碱假单胞歯和藤黄 微球菌对 Pb2+和 Cu2+的吸附作用得出：菌体对两者的吸附分为迅速的细胞表面结 合和缓慢的 M细胞内的传输过程。程永淸 33)等研究了城市污水处理厂产生的活性 污泥对 Cr

12、6 Hg2+和 Cd2+的吸附特性和主要影响因素，结果显示：活性污泥对这 三种重金属离子有较强的吸附作用，体系的 pll值和吸附时间等对吸附的影响较为 重要。 1.3.2活性污泥特性及去除机理 活性污泥絮凝体是由微生物有机体、有机聚合物、胶体、矿物颗粒和金 M离 子等组成的一个复杂非均质体。研究发现 【 34,污泥大部分由生物絮凝态组成，占 污泥总量的 69%,其次为颗粒态组分，占 23%,而水溶态和胶体组分所占比例较 小。絮体的表面积大，表面带负电荷，通过电荷中和作用可以吸附重金属离子， 且吸附能力较大。作为一种生物处理方法，由于其来源丰富、种类多、成本低； 吸附设备简单，易操作；吸附速度快

13、、吸附量大、尤其在低浓度下，重金属离子 可以被选杼性的去除；解吸附后的生物材料还可以再生利用，达到节能的效果等 优点，在处理工业重金属废水方面正越来越受到青睐。目前，国内外关于微生物 吸附的研究还处于实验室研究阶段， 通常采用的是人工模拟废水，探索各种微生 物对不同重金 M的吸附特性和规律，主要研究集中在细胞壁对金属离子的吸附过 程上，并揭示了细胞内部对金属离子也冇吸附作用，但是对于活性污泥去除生活 污水中的重金属离子尚缺乏系统的研究。 Ruchhoft35lM早提出用生物吸附法（活性污泥）去除废水中的 Pu239,去除率 高达 96/。活性污泥胞外聚合物 36 (Extracellular

14、Polymeric Substances,EPS)存在 于活性污泥的细菌细胞外，是除细胞和水分外第三大类活性污泥组成物质，是微 生物在特定环境条件下产生的，或附着于细胞壁上（胞囊多聚物 ）， 或以胶体或溶 解状态存在于液相主体屮（粘质多聚物）。这些高分子物质主要来源于细胞本身的 新陈代谢、细胞自溶和对污水中高分子物质的吸附。 EPS是除细胞和水分外第三 大类活性污泥组成物质，占活性污泥质量的 80%、总有机物的 50% 90%、污泥 干重的 15%都来自于 EPS的贡献【 37，因此， EPS是阻碍污泥高效减容减量的关键 物质，同时， EPS对自然界中难以降解的重金属具有良好的富集作用，是影响

15、污 泥资源利用的重要物质。胞外聚合物主要成分有多糖、蛋白 质、核酸和脂类等。 这些成分含有大量带负电的基团，如氨基、羧基和羟基等。研究指出在活性 污泥处理金属离子的过程中，胞外聚合物可以和金属离子之间相互作用，在电负 性的胞外聚合物中，金属离子可以起到架桥的作用。活性污泥对重金 M的去除通 过絮凝和同定的联合作用完成。吸附等温线显示，活性污泥胞外聚合物对金属的 亲和能力顺序为： ZnCuCrCdCoNiCr(V39 活性污泥 EPS对 Zn2+、 Cu2+、 Cd2+均有很强的吸附能力。目前普遍认为，活 性污泥对重金属的去除机制大致可细分为 生物吸附作用 ： 生物体内累积作 用； 细胞外生物多

16、聚物 (EPS)和污泥颗粒的吸附作用； 重金属的可溶性，其中 微生物的生物吸附作用对重金属离子的去除至关重要。微生物吸附主要是指利用 本身的化学结构及成分特性来吸附溶于水中的重金属离子，再通过固液两相分离 去除水溶液中的金属离子。研究表明 【 n,活性污泥微生物的胞外多聚物（甲壳素、 壳聚糖等）含有配位基团一 OH, COOH, NH2, P043“ ， HS等，它们与金属 离子进行无机微沉淀、表面有机络合、离子交换、微生物代谢主动吸收和氧化还 原等，快速、可逆且需能少，与代谢无关。 1.4吸附理论概述 1.4.1吸附定义及吸附分类 (1) 吸附概念 吸附 (adsorpt丨 on)是指在固相

17、一气相、固相一液相、同相一固相、液相 一 气相、液相一液相等体系中，某个相的物质密度或溶于该相中的溶质浓度在界面 上发生改变（与本体相不同）的现象。几乎所有的吸附现象都是界面浓度高于本 体相（正吸附 ： positive adsorption),但也有些电解质水溶液，液相表而的电解质 浓度低于本体相（负吸附 ： negative adsorption )。被吸附的物质称为吸附质 (adsorbate),具有吸附作用的物质称为吸附剂 （ adsorbent)。 (2) 吸附分类 吸附一般分为三种基本类型：物理吸附、化学吸附和离子交换吸附 43。 1) 由弱相互作用产生的吸附叫物理吸附 （ phy

18、sical adsorption),其中弱相互作 用是指分子与表面原子间的短程作用力以及诸如偶极子一偶极子、诱导偶极子间 的范德华力，因此也叫范德华吸附。物理吸附耑要较低的表面温度和较长的停留 时间，其可以是单分子层吸附，也可以是多层吸附，吸附层可以达几个分子厚度。 一般来说，物理吸附的过程是可逆的。 2) 由静电作用产生的吸附叫化学吸附 （ chemisorption)。一 般在较高温度下进 行，吸附焓变较大。化学吸附中一种吸附剂只能对某种或几种吸附质发生化学吸 附，因此，化学吸附具有选择性。加之其吸附是靠吸附剂和吸附质之间的化学键 力，故只能形成单分子吸附层，吸附可用朗格缪尔 （ Lang

19、muir)等温式描述，有 时也可用弗罗因德利希 （ FreundHch)公式描述。化学吸附容 M的大小，随被吸附 分子和吸附剂表 面原子间形成吸附化学键力大小的不同而有差异，化学吸附需耍 一定的活化能，在相同的条件下，化学吸附（或解吸）速度都比物理吸附慢。 物理吸附和化学吸附之间的根本差别在于吸附分子与固体表面的作用力性质 的不同物理吸附的作用力是范德华力，化学吸附的本质是固体表面与被吸附物 之间形成了化学键。进一步确定可通过借助现代仪器分析手段，一般情况下，若 发生化学吸附，在紫外一可见或红外光谱区将出现新的特征吸附带，而发生物理 吸附，只能使被吸附分子的特征吸收带产生位移或改变强度而不会产

20、生新谱带。 3) 离子交换吸附法则是一种特殊的吸附法，靠交换剂自身所带的能自由移动 的离子与被处理溶液中的离子通过离子交换来实现。交换吸附的决定因素是离子 的电荷，此外，水合离子半径也影响其吸附。在废水处理中，主耍是用于去除废 水中的金属离子，实质是不溶性离子化合物上的可交换离子与溶液中其他同性离 子的交换反应，通常是可逆性化学吸附。 事实上，这三种吸附并不是孤立存在的，有时会同时存在，难以明确区分。 在废水处理中，大部分吸附是上述几种吸附综合作用的结果。但由于吸附质、吸 附剂及其 他因素的影响，可能以某种吸附为主。 1.4.2吸附等温线与吸附模型 (1) 吸附等温线 吸附质在固一液（或固一气

21、）两相浓度的关系曲线称为吸附等温线，即吸附 质的平衡浓度与吸附剂的吸附 M之间的关系曲线 I421。吸附等温线是表示吸附性能 最常用的方法，吸附等温线的形状能很好地反映吸附剂和吸附质的物理、化学相 互作用。 Gles等 研 究 大 M稀溶液吸附以后，将等温线大致分为 4类 18种，分类的 依据是等温线起始部分的斜率和随后的变化情况。基本分类如 _ 1-1所示。 y 厂 / 一 一 阁 i-i凼体稀溶液中吸附等温线分类 s 型等温线。等温线起始部分斜率小，并凸向浓度轴。当溶剂有强烈的竞 争吸附，且溶质以单一端基近似垂直定向地吸附于固体表面时可出现这类等温线。 当平衡浓度增大时，等温线冇一较快上升

22、阶段，这是由于被吸附的溶质分子对液 相中溶质分子吸引的结果。 L 型等温线 （ Langmmr型）。这是从稀溶液中吸附 M常见的等温线型式。 一般来说，这种类型表示在稀溶液中溶质比溶剂更易被吸附，即溶剂在表面上没 有强烈的竞争吸附能力。溶质是线性的或平面分子，且以其长轴或平面平行于表 面的吸附常冇这类等温线。 II 型等温线 （ High affinity型溶质在极低浓度时就有很大的吸附 fl,表 示溶质与吸附剂间冇强烈的亲合力，类似于发生化学吸附。 C 型等温线 （ Constant partition型）。等温线起始段为一直线，表示溶质在 吸附剂表面相和溶液中的分配是恒定的，其机理可能是吸

23、附质最初吸附在无定形 区较大的孔内，由于吸附的作用使其他部分发生膨胀形成新的吸附位，从而可继 续发生吸附，直至不能穿过的晶化区，吸附作用不再继续进行。 在上述四类等温线中，平衡浓度升高时吸附量都有一较为平缓变化的部分， 它表示固体表面已为溶质和溶剂的单层饱和。浓度再增加，吸附 fl又会升高，这 可能是吸附分子形成更紧密的排列或有多层吸附发生。 对于在高浓度时有些吸附等温线有最高点的现象，尚不能给出理论解释，有 人认为是由于在此浓度后吸附质与表面亲合力不强而与溶液中的吸附质缔合，或 者溶质的活度随总浓度的变化有 M大值等。 (2) 吸附模型 等温吸附模型描述了平衡吸附量和平衡时溶液屮重金属浓度的

24、关系。在水处 理中应用 M为广泛的是 Langmuir模型和 Freundlich模型。 Langmuir模型是一种理想的单分子层吸附模型。该模型假定 吸附限定 于单分子层覆盖，即指只有当液体分子碰撞到固体的空白表而上才有可能被吸附， 如果碰撞到己经吸附液体分子的表而则是无效的。 吸附是定位的（即存在特殊 的吸附位，其相互作用是在吸附位与吸附分子之间 ） 吸附热是被吸附物质 M的 独立函数，即假设固体表面是均匀的。在水处理及废水处理中，该模型用来描述 吸附体系中金属离子吸附 fl与溶液中金属离子平衡浓度之间的关系，并得到了十 分广泛的应用。 FreirndHch模型 1是多分子层不均匀的吸附

25、模式，基于在多相表面上吸附建立 起来的吸附平衡模式，该模型是一个经验公式，没有限定单分子层吸附，可用于 不均匀表面的吸附，表示平衡时液相离子浓度与固相吸附容之间的关系。该模 型适用于高浓度吸附质吸附现象的描述，对于低浓度吸附质则不符合实际吸附现 象。 1.4.3吸附量检测方法 液相吸附量的测定方法是把吸附质溶解在溶剂中，让吸附剂和溶液接触， 达到吸附平衡后，分离出吸附剂，测定吸附后溶液中的吸附质浓度，根据与初始 浓度的差值计算吸附量。因此，关键是测试溶液中的吸附质浓度。根据吸附质的 不同，其方法也有差异。一般情况下，当吸附质是有机化合物时，可以采用紫外 一可见分光光度计、荧光分光光度计、总有机

26、碳计、高速液相色谱 （ IIPLC)。吸 附质是无机化合物时，可以采用原子吸收光谱法、原子发射光谱法、电感耦合等 离子体质谱法等。根据本实验吸附质是金属离子，故着重介绍后面三种检测方法。 (1)原子吸收光谱法 原子吸收光谱法 （ AAS),又称为原子吸收分光光度法。它是基于待测元素的 基态原子对光的选择性吸收而建立起來的光谱分析法。在原子吸收分光光度法中， 由光源辐射的具有待测元素特征谱线的光，通过试样蒸气时，被试样蒸气中待测 元索的基态原子所吸收，根据该特征谱线强度减弱的程度可以求出待测元素的含 量 叫。 原子吸收光谱法的基本原理 原子受外界能量激发时， M外层电子可从基态跃迁到不同能级的激

27、发态。电 子从基态跃迁到能量 M低的激发态（称为第一激发态）时所吸收的谱线称为共振 吸收线（简称共振线）。而当电子从第一激发态再跃回基态时，则发射出同样频率 的辐射，称为共振发射线 （ 也简称共振线）。各种元素的原子结构和外层电子排布 不同，外层电子的基态和激发态之间的能量差也不同，因而各种元素原子的井振 线各不相同。原子吸收光谱法就是利用待测元素的原子蒸气对光源发射的共 “ 振线 的吸收来进行分析的。 原子吸收光谱分析具有以下特点 45: 1) 特征浓度高。火焰原子吸收法的特征浓度为微克 /毫升数量级，石墨炉原子 吸收法的绝对特征 M在 1 -9 10克之间。 2) 干扰较少或易于消除干扰。

28、 3) 准确、快速、操作简便，测定的精密度较高。火焰原子吸收法一般可控制 在3%以内，石墨炉原子吸收法一般可控制在 15%以内。 4) 测定元素范围广。目前可测定的元素己达 69个，这是一般分析方法所不 能及的 5) 可进行微量试样测定。采用石墨炉原子吸收法分析时，仅需液量 5 100uL。 综合以上优点，原子吸收光谱法在测定矿物、金属材料、陶瓷、水泥、玻璃、 土壤、食品、化工产品、血液、生物体、环境污染物等试样中的金属元索含量等 方面得到了广泛的应用。但是，原子吸收法也存在一些局限性，如：虽然可测定 的元素很多，但目前能冇效地用于实际分析的约为三十余种；方法有较好的选杼 性，但仍有干扰问题存

29、在；该法更多地依赖于实验条件。 (2) 发射光谱分析法 发射光谱法是根据物质受激发后所发出的特征光谱线来进行定性及定 M分 析的一种方法。 发射光谱法的基本原理 l45l: 当物质的原子或离子吸收外界能 M时，核外电子从基态跃迁至激发态。处于 激发态的原子或离子是十分不稳定的，在极短的时间内（约 1XKT8S)便跃迁回基 态或其他较低能级，同时放出能 fi。 由于电子的各个能级是不连续的，冈此得到 的光谱是线状光谱。由于元素的原子结构不冋，因此各元素都有其特征的 谱线， 利用谱线波长的位置可做元素的定性分析。测定谱线的强度则可用来进行元索的 定量分析。 发射光谱法分析具有以下特点 45: 1)

30、 分析速度快。对于岩石矿物试样，可不经过任何处理就能同时对试样中几 十种金属元素进行定性和定量分析。因此，在地质勘探中得到了广泛应用。 2) 选择性好。对一些化学性质相似的元素，如铌、钽、锆、铪和稀土元岽等， 化学分析难以分别测定，而发射光谱法却很容易分别测定。 3) 取样量少，灵敏度高。一般只要几毫克试样就可以测定，对大部分金属元 素的灵敏度可达 0.1 l Hg/g。 目前，发射光谱分析法己广泛地应用于冶金、地质、机械、化工、环境保护、 食品卫生、医药、植物及土壤等方面。但是，发射光谱法的不足是准确度还不够 高 ，一般相对误差为 5% 20/% (3) 电感耦合等离子体光谱法 电感耦合等离子体发射光谱仪（简称 ICP-AES) 是基于 EPA6010B-1996而 建立起来的。 ICP-AES是以 ICP等离子矩作为激发光源，使样品中各成分的原子 被激发并发射出特征谱线的光，再各根据特征谱线的波长和强度来确定样品中所 含的化学元素及含 S的一门分析技术，其迅速、准确、灵敏度髙、线性范围宽及 可同时检测多元索的优点使得 ICP-AES技术发展迅速，已成为 M重要的现代测试 技术之一，广泛用于化学、物理、生物、医药、冶金、地质、农业、材料科学、 环境检测等领域的材料分析。