沈吉敏[1]2007年在《水中硝基（氯）苯及多羟基单宁酸的O_3/H_2O_2降解效果与机理》文中进行了进一步梳理水体日益严重得受到各种有机物的污染,对人体健康和水环境构成了严重威胁,必须采取适当的处理工艺将其从水环境中彻底去除或者将其浓度降低到安全水平。硝基苯、硝基氯苯等含芳环物质的种类在许多国家或组织列出的水体优先控制污染物的名单中都占到50%以上,利用常规的水处理工艺很难将这些芳香物质去除,O_3及以产生·OH为基础的高级氧化工艺(AOP)能有效地去除水中这些有机污染物。O_3和H_2O_2协同作用可以产生具有极强氧化作用的·OH。以硝基苯为目标物,对O_3/H_2O_2氧化体系去除水中有机物的效果和机理进行了研究,考察了pH值、H_2O_2剂量、自由基抑制剂或促进剂对硝基苯的去除效果的影响。当pH值≤7时,与单独臭氧化相比,H_2O_2促进臭氧化去除硝基苯的效果较为明显,H_2O_2投加量从1.0mg/L增加到4.0mg/L时,在氧化5min内,硝基苯的去除率有明显的增加,但当H_2O_2投加量由4.0mg/L提高到20mg/L时,硝基苯的去除率呈下降趋势;同时发现单独臭氧化硝基苯的过程能产生H_2O_2;几种有机物的加入,不同程度都降低了硝基苯的去除率。无论单独臭氧化还是催化臭氧化都不能使体系TOC大幅度降低,苯环上的硝基几乎以NO_3-形式脱出。LC-MS和GC-MS的测定结果表明,硝基苯臭氧化的主要产物为酚类和羧酸类物质。对O_3/H_2O_2体系中硝基苯反应的历程进行了推导,认为硝基苯的臭氧化降解过程分为两个阶段,首先是羟基自由基的作用,使苯环羟基化,然后是羟基化的芳环发生开裂,生成各种脂肪族化合物或进一步矿化。对硝基氯苯(pCNB)也是水体中常见的污染物质,测定pCNB与O_3反应速率常数为1.6L/(mol·s);采用竞争动力学方法,以氯苯和硝基苯为参考化合物,测得pCNB与·OH的反应速率常数为2.6×109L/(mol·s)。pCNB臭氧化降解过程中,氯基和硝基主要以Cl-、NO_3-的形式存在,体系的TOC没有大幅度的降低。GC-MS、LC-MS的分析结果表明,pCNB臭氧化过程主要产物为对氯酚、对硝基酚、硝基氯酚等具芳环的酚类物质和乙二酸、丙二酸、马来酸、己二烯二酸等脂肪族化合物,根据这些产物对pCNB的臭氧化反应途经进行推测可知,pCNB的臭氧化降解机制与硝基苯臭氧化降解机制一致。通过量子化学计算,发现硝基氯苯的叁种同分异构体—对硝基氯苯(pCNB)、间硝基氯苯(mCNB)和邻硝基氯苯(oCNB)的苯环上碳原子的电子云密度和自然轨道布居数(NOB)具有一定的差异。通过试验测得叁种硝基氯苯(CNBs)与臭氧直接反应的二级速率常数分别为1.6、1.5、1.6L/(mol·s),以硝基苯(NB)和氯苯(CB)为竞争物,利用竞争动力学测得叁种物质与·OH的反应二级速率常数分别为2.6×109、2.8×109、3.2×109L/(mol·s)。对CNBs的臭氧化过程考察发现,氧化体系的pH呈减小的趋势,溶液颜色由无色突变到黄色然后迅速恢复到无色,氧化体系中的无机碳(IC)、Cl-、NO_3-逐渐升高,不同氧化阶段均有H_2O_2产生,当目标物pCNB浓度为50mg/L时,H_2O_2的最大浓度能达到1.8mg/L。整个臭氧化过程CNBs氧化去除达到99%时,而TOC去除率仅为45%左右。GC-MS和LC-MS的结果显示叁种硝基氯苯的臭氧化产物都主要包括氯酚、硝基酚、氯硝基酚等酚类物质和草酸、丙二酸、顺丁烯二酸、己二烯二酸等羧酸类物质。pCNB在臭氧化过程中,氯基和硝基可以被·OH取代,生成硝基酚和氯酚,而oCNB和mCNB的氧化产物中,未检出硝基酚和氯酚,叁种硝基氯苯苯环上的氢均可被·OH取代,生成硝基氯酚,LC-MS/GC-MS共检测出10种不同的硝基氯酚。CNBs苯环上的-Cl和-NO2的取代位不同,致使苯环上碳原子的电子云密度和NOB具有一定的差异,·OH与苯环上的H发生取代反应的几率与相应C的电子云密度和NOB具有一定的相关性,而与对应的键能关系不大,·OH氧化与硝基氯苯的反应可能类似于芳环的亲电取代反应。对硝基苯、硝基氯苯的O_3/H_2O_2氧化降解的机制的研究认为,降解的开始阶段是由于·OH的作用使得芳环羟基化,使得芳环电子云密度增大,芳环变得不稳定而裂解,不稳定的多羟基芳环在O_3作用下裂解。以含多羟芳环的大分子天然有机物单宁酸为目标物,对单宁酸O_3/H_2O_2氧化降解效果与机理进行了研究。发现H_2O_2的加入对臭氧氧化去除单宁酸没有明显地促进作用,从TOC去除率结果来看,O_3/H_2O_2氧化体系最终TOC要比单独的臭氧化低10%左右。用顺磁共振波谱(ESR)对O_3/H_2O_2氧化体系的·OH的相对强弱进行比较,发现单宁酸强猝灭体系的·OH。单宁酸的O_3/H_2O_2氧化副产物的主要有乙醛、乙二醛、甲基乙二醛等醛类物质,最终产物主要是乙二酸、丙酮二酸等羧酸类物质,以TOC计算,乙二酸、丙酮二酸这两种羧酸占有机物的1/3左右。
胡建朝[2]2012年在《催化臭氧氧化去除水中有机物并控制溴酸盐生成的研究》文中进行了进一步梳理自然界水体中普遍存在有机农药残留量超标的现象，作为自来水厂水源水，一些水库和江河也不能幸免，利用传统的水处理技术很难彻底将这些农药残留除去。多相臭氧催化技术作为近年发展起来的新型高级氧化技术，具有对有机污染物氧化彻底、稳定性好、催化剂可再生重复使用等优点，成为环境领域的研究热点。本论文在前人研究的基础上，制备了多相催化氧氧化催化剂β-FeOOH/Al_2O_3/CH，在实验室研究的基础上，应用于实际水体的处理，考察对目标污染物2,4-D的去除能力；针对含Br-水源水的处理，考察絮凝-单独臭氧氧化工艺、催化臭氧氧化去除有机物的同时控制BrO3-生成的能力。研究内容和研究结果如下：1.固载型高效催化臭氧氧化催化剂的研制以蜂窝陶瓷（简称CH）为基质，以Al_2O_3为载体，以FeOOH为催化剂活性组分，成功制备了β-FeOOH/Al_2O_3/CH。此催化剂具有很好的催化活性和稳定性，在固定床试验中对溶液中2,4-D有较高的去除率。考察了固定床反应的最佳反应条件，为应用于实际水处理做准备。2.固载型高效催化臭氧氧化催化剂应用于实际水体的研究将自制的蜂窝陶瓷催化剂β-FeOOH/Al_2O_3/CH应用于实际水体的处理，考察其应用于实际水时的催化活性。结果表明，β-FeOOH/Al_2O_3/CH对实际水体中存在的有机污染物如2,4-D有很好的去除效果，对原水中有机物有很高的矿化率，在重复进行30次反应后，催化剂的催化活性没有明显降低，显示此催化剂在长期应用中的稳定性，是一款适合实际应用的水处理用催化剂。3.絮凝-臭氧氧化和多相催化臭氧氧化含Br-水源水时对BrO3-生成的控制考察了絮凝-臭氧氧化反应的条件，应用制备的催化剂β-FeOOH/Al_2O_3/CH处理含Br-水源水时，在反应时间内可以有效降低TOC并控制BrO3-生成量在国家标准以下。因此，此催化剂结合固定床反应工艺有望应用于实际含Br-水源水的处理。
李治国[3]2004年在《催化臭氧氧化2，4-二氯苯氧乙酸》文中研究表明本文首先综述了臭氧的物理化学性质和在水处理方面的应用，提出了本论文的研究目的。研究内容包括两部分：单独臭氧氧化降解2,4-D的动力学和机理研究：催化臭氧化降解2,4-D的动力学和机理研究。 在臭氧化降解2,4-D的过程中，臭氧分子与2,4-D的直接反应是酸性条件下2,4-D降解的主要原因。当体系pH值升高时，臭氧在水中的分解加快，2,4-D的降解速率提高，原因是2,4-D的离解和臭氧分解产生的羟基自由基的共同作用。实验得出，臭氧化2,4-D的反应计量系数为η=2，绝对反应速率常数κ_(2.4-D)=30.83 L·mol~(-1)·S~(-1)，K_((?))=61.66 L·mol~(-1)·S~(-1)。 通过GC-MS，检测到反应中间产物2,4-二氯苯酚、2,4-二氯苯氧甲醛。通过HPLC检测到反应中间产物2,4-二氯苯酚、对氯苯酚、苯醌、草酸、顺丁烯二酸、反丁烯二酸等中间产物，并得出臭氧化降解2,4-D的可能路径。 尽管2,4-D臭氧化的降解率很高，但COD去除率不高，所以选择了Fe~(2+)进行催化臭氧化2,4-D的研究，以提高COD去除率。在反应初始阶段，Fe~(2+)浓度增大不利于2,4-D的降解，但一定时间后，催化臭氧化对2,4-D的降解速率就明显高于单独臭氧化降解的速率。酸性条件下，随着pH的增大，催化臭氧化2,4-D的去除率逐渐减小。随着温度的增大，催化臭氧化2,4-D的降解速率也逐渐增大。 在本实验条件下，TOC和COD的去除率分别达到34％和67％，比单独臭氧氧化的去除率有很大程度的提高，可以弥补单独臭氧处理的缺陷。用HPLC和GC-MS同时鉴定出叁种中间产物，2,4-二氯苯酚、邻氯苯酚、对氯苯酚。用HPLC还检测到苯醌和顺丁烯二酸。用离子色谱检测出乙醇酸、乙醛酸和草酸。提出了2,4-D的催化臭氧化降解路径。
董里[4]2004年在《2，4-D废水的臭氧、臭氧/双氧水处理技术研究》文中认为本文研究了2,4-D废水在O_3和O_3/H_2O_2氧化中的影响因素、去除动力学和降解机理，为臭氧氧化技术处理2,4-D废水的设计、优化和控制提供必要的依据。 对2,4-D废水进行了O_3氧化降解实验研究。在O_3氧化2,4-D的反应中，pH值升高有利于反应；反应温度升高反应速率加快；提高气体流量有利于2,4-D的O_3氧化反应；2,4-D初始浓度增加，2,4-D去除率降低，但绝对降解量增大。通过对实验数据的分析，认为2,4-D的去除过程符合拟一级反应动力学。通过GC-MS、HPLC和IC分析，检测出反应中间产物2,4-二氯苯氧甲醛、2,4-二氯苯酚、草酸、顺丁烯二酸等，并推出O_3氧化降解2,4-D的反应路径。 在单独O_3氧化的基础上，对2,4-D废水进行了O_3/H_2O_2氧化降解研究。在O_3/H_2O_2氧化2,4-D的反应中，pH值升高有利于反应；反应温度升高时，反应速率加快，但是温度越高反应速率的提高的程度也越小；提高气体流量有利于反应；2,4-D初始浓度越大去除率越低，但绝对降解量越大；H_2O_2投加量越大2,4-D的去除速率越快；H_2O_2的投加方式对2,4-D的去除率影响不大。通过对实验数据的分析，认为2,4-D在O_3/H_2O_2体系中的去除过程符合拟一级反应动力学。通过GC-MS、HPLC、IC分析，检测出中间产物2,4-二氯苯酚、乙醇酸、乙醛酸、苯醌、顺丁烯二酸、草酸等，并推出O_3/H_2O_2氧化降解2,4-D的反应途径。 实验发现，O_3/H_2O_2氧化比O_3单独氧化更能有效地降低COD和TOC，COD和TOC去除率分别是O_3单独氧化的191％和325％，弥补了O_3单独氧化的缺陷。而且O_3/H_2O_2氧化比O_3单独氧化不仅更有效而且经济性更加明显。
程长虹[5]2011年在《负载型铁氧化物催化臭氧化难降解有机物的研究》文中研究指明多相催化臭氧化具有对有机污染物氧化彻底、稳定性好、催化剂可再生重复使用等优点,近年来成为环境领域的研究热点。但是目前对于催化剂的结构形态与其活性之间关系的研究不够深入,多相催化臭氧化过程中溴酸根的生成情况还缺乏系统而深入的研究,并且多相催化臭氧化技术应用于实际水处理工艺的关键是高效的催化材料。本论文从以上几个方面出发,以介孔氧化锆为载体,通过等体积浸渍法制备了负载型的铁氧化物。通过XRD、UV-vis、FTIR等表征技术,研究组成和结构对材料性能的影响,考察了催化臭氧化过程中臭氧分解、TOC(总有机碳)去除及溴酸盐的生成情况。研究内容和研究结果如下:(1)介孔ZrO_2具有丰富的表面羟基和大的比表面积,在负载铁氧化物后其结构、比表面积和孔径基本没有改变,表明FeO_X/ZrO_2样品中活性组分得到了很好的分散。FeO_X/ZrO_2具有大的比表面积、多孔结构、丰富的表面羟基和较强的电子转移能力,其应该具有很好的催化活性。(2)FeO_X/ZrO_2可以有效促进水中臭氧的分解,产生活性更高的羟基自由基,从而对水中2,4-二氯苯氧乙酸(2,4-D)具有更强的矿化能力,对高浓度2, 4-D废水,反应40分钟就可以去除90%左右的TOC。当处理含溴废水时,由于催化臭氧化过程的氧化能力更强,比单独臭氧化过程生成了更多的溴酸根,通过控制臭氧接触时间和降低pH值可以有效抑制溴酸盐的生成。(3)FeO_X/ZrO_2对布洛芬和氯贝酸原始物的去除没有活性,但大大提高了对TOC的去除效率,对布洛芬、氯贝酸TOC的去除率分别提高了51和33%。催化臭氧化比单独臭氧化过程生成了更多的溴酸根,最佳反应时间应控制在10分钟,。
陈爱因, 孙红文[6]2005年在《臭氧深度氧化法处理2,4-二氯苯氧乙酸农药废水》文中提出对臭氧深度氧化法降解农药2,4-二氯苯氧乙酸(2,4-D)废水进行了研究。实验结果表明,紫外光催化臭氧化降解2,4-D成效显着,臭氧/紫外(UV)深度氧化法是最好的臭氧化处理方法。2,4-D200mg/L的水样,反应30min,2,4-D降解完全,75min时矿化率达75%以上。碱性反应氛围有利于臭氧化反应进行。自由基抑制剂(叔丁醇)的加入,显着降低臭氧化反应去除2,4-D的效果,自由基参与的反应历程对于2,4-D的降解十分重要。双氧水的引入对2,4-D降解无明显促进作用,这是因为双氧水分解消耗OH-,没有缓冲的反应体系pH降低,限制了双氧水的分解和.OH自由基链反应。总之,单独臭氧化对2,4-D降解有一定的反应效率,在有利于.OH产生的体系中,2,4-D降解效率进一步提高。
庞彤心[7]2005年在《臭氧/过氧化氢体系对水中2，4-D的去除效能及机理的研究》文中提出本论文选择O_3/H_2O_2方法来研究其对水中内分泌干扰物质2,4-D的去除。探讨了过氧化氢臭氧氧化对它的去除效能及过氧化氢与臭氧摩尔比、水温、溶液pH值、水质等因素对氧化反应的影响,找到了最佳降解条件。 同时以2,4-D为目标反应物,研究了腐殖酸,自由基捕获剂叔丁醇,HCO_3~-,及水中的金属离子对2,4-D的催化臭氧化反应的作用;有机物如甲醇、甲酸、甲醛、邻苯二甲酸二丁酯对2,4-D的氧化反应的影响。 通过色质联机和高压液相色谱对内分泌干扰物质2,4-D的氧化降解产物进行了分析,确认了一些氧化中间体的存在;推测了它的氧化过程。证明了内分泌干扰物质2,4-D在O_3/H_2O_2体系中的氧化遵循自由基反应机理。
丁怀[8]2007年在《除草剂2，4-D的O_3、O_3/Mn～（2+）高级氧化技术研究》文中指出内分泌干扰物的环境影响是继臭氧层破坏、温室效应之后又一全球性重大环境问题。近几年来，环境内分泌干扰物的研究已成为环境工作者的工作热点之一。研究发现，广泛使用的苯氧羧酸类除草剂2，4-D具有内分泌干扰作用，在环境中非常稳定，不易被生物法和普通物理法去除，其氯代中间产物具有“叁致”毒性，对人体健康造成威胁。本文利用臭氧及臭氧催化氧化等方法，研究有效降解2，4-D的影响因素、降解动力学及机理。通过加入羟基自由基抑制剂叔丁醇，考察2，4-D的臭氧直接氧化过程，并与臭氧总氧化过程进行对比分析。考察了温度、pH、2，4-D初始浓度、气体流量等影响因素对臭氧氧化的影响。结果表明温度升高、pH升高、2，4-D初始浓度降低，2，4-D的降解效率提高。2，4-D的臭氧氧化动力学研究结果表明2，4-D降解符合拟一级动力学，且以羟基自由基的间接氧化为主。采用GC-MS、HPLC、IC等分析手段检测得到降解反应中间产物有2，4-DCP、2，4-二氯苯酚、对氯苯酚、苯醌、草酸、顺丁烯二酸、反丁烯二酸等。根据这些中间产物，探讨了臭氧化降解2，4-D的可能路径。2，4-D的单独臭氧氧化结果表明，2，4-D的降解效率很高，但COD去除率并不高，而催化臭氧化体系可提高了COD的去除率，可弥补单独臭氧氧化的不足。实际废水中含有大量低价的金属离子，使金属离子催化臭氧氧化技术更具使用价值。本文选取Fe、Mn、Cu叁种废水中常见过渡金属离子作为催化剂进行试验，发现Mn~(2+)离子表现出最强的催化性能。Mn~(2+)在催化过程中生成中间体(MnO_2)新生水合态MnO_2能够促使臭氧快速分解生成羟基自由基，加速了2，4-D的降解。对催化臭氧氧化过程中各因素对2，4-D降解影响进行分析得出，与单独臭氧反应相反，低pH值有利于2，4-D的降解，温度对降解有一定影响，气体流速、有机物初始浓度影响较小。本研究丰富了臭氧联合高级氧化技术研究，可为以后的实际应用提供技术依据。
丁怀, 蔡文祥, 杨晓秋[9]2007年在《臭氧/Mn~(2+)催化降解水溶液中的2,4-二氯苯氧乙酸》文中研究表明以Mn2+为催化剂与臭氧联合降解除草剂2,4-二氯苯氧乙酸(2,4-D)。考察了反应温度、pH、2,4-D初始浓度和臭氧气体流量等因素对2,4-D降解效果的影响。pH对2,4-D降解效果影响很大,当pH=2.0、反应5min时,2,4-D的去除率达99.8%;当pH=10.1、反应20min时,2,4-D的去除率仅为50.0%。反应温度升高、臭氧气体流量增加、2,4-D初始浓度降低均有助于2,4-D降解速率的提高。单独臭氧氧化2,4-D的表观反应速率常数为0.170min-1;催化臭氧氧化2,4-D的表观反应速率常数为0.295min-1,是单独臭氧氧化的1.74倍。2,4-D的Mn2+催化臭氧反应遵循拟一级反应动力学方程。
石锐[10]2010年在《臭氧及催化臭氧化降解2，4-滴丙酸的动力学研究》文中提出本文首先综述了臭氧的物理化学性质和在水处理方面的应用经验,重点探讨了近年来发展起来的金属及金属氧化物催化臭氧化技术。基于臭氧水处理领域的研究现状和一些不足,提出了本论文的研究目的和主要任务。本论文的研究内容主要包括叁部分:臭氧及Mn~(2+)催化臭氧化降解2,4-滴丙酸的动力学及机制研究;Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3催化臭氧化降解2,4-滴丙酸的动力学研究;Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3催化臭氧化降解硝基苯和草酸的动力学研究。在第四章中,研究了臭氧及Mn~(2+)催化臭氧化降解2,4-滴丙酸(DCPP)的降解效率,并对该过程的动力学特性和降解机理进行了探讨。结果表明,2,4-滴丙酸与臭氧的反应速率常数为(0.733±0.163) L·mol?1·s?1,与羟基自由基的反应速率常数为2.367×109 L·mol?1·s?1,以上结果与单独臭氧化和Mn~(2+)/O_3降解2,4-滴丙酸的表观反应速率常数相一致。与单独臭氧化Rct (1.859×10-9)相比,Mn~(2+)催化臭氧化体系的Rct (7.314×10-9)有明显提高,表明催化臭氧化体系能产生更多的羟基自由基。O_3和Mn~(2+)/O_3降解DCPP过程总有机碳(TOC)去除率的分析结果较好地证明了这点。气相色谱-质谱联用仪(GC/MS)和离子色谱(IC)的分析结果显示,臭氧及Mn~(2+)催化臭氧化降解2,4-滴丙酸的中间产物主要包括2,4-二氯酚、邻氯对苯二酚、邻氯对苯醌、丙醇酸、丙酮酸、乙酸、草酸,在此基础上提出了臭氧及Mn~(2+)催化臭氧化降解2,4-滴丙酸的可能降解历程。在第五章中,采用浸渍法制备了以活性Al_2O_3为载体的双组分催化臭氧化催化剂Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3,并利用该催化剂催化臭氧化降解了2,4-滴丙酸。结果表明,负载双组份活性组分Fe3O4和CoO能显着提高臭氧化2,4-滴丙酸的COD去除效率,相同条件下臭氧化的效率提升近5倍。pH对Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3催化臭氧化降解2,4-滴丙酸的效率并没有明显影响,但与单独臭氧化相比,该催化体系更加适合在酸性条件下应用。Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3对水中臭氧有较好的催化分解活性,臭氧分解的速率常数( )达3.370×10-3 s-1,高于二次水中臭氧的分解速率常数( )1.380×10-3 s-1。叔丁醇的试验结果表明,O_3/Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3降解2,4-滴丙酸反应遵循羟基自由基(·OH)反应机制。与单独臭氧化Rct (1.800×10-9)相比,O_3/Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3体系的Rct (6.614×10-9)有明显提高,表明催化臭氧化体系能产生更多的羟基自由基。k'O_3kO_3第六章,为了表征Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3催化剂在臭氧化降解过程中的广谱性,研究中利用该催化臭氧化体系降解了硝基苯和草酸。结果表明,O_3/Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3降解硝基苯和草酸效率提高的主导因素均是体系产生了高活性的羟基自由基。与单独臭氧化硝基苯和草酸的Rct相比,O_3/Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3体系的Rct均有明显提高,表明催化臭氧化体系能产生更多的羟基自由基。在臭氧化降解硝基苯和草酸过程中,Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3均显示了一定的催化臭氧化活性。表明Fe_3O_4-CoO/AL_2O_3催化剂的催化性能具有一定程度的广谱性。
参考文献：
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[3]. 催化臭氧氧化2，4-二氯苯氧乙酸[D]. 李治国. 浙江大学. 2004
[4]. 2，4-D废水的臭氧、臭氧/双氧水处理技术研究[D]. 董里. 浙江大学. 2004
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[6]. 臭氧深度氧化法处理2,4-二氯苯氧乙酸农药废水[J]. 陈爱因, 孙红文. 环境污染与防治. 2005
[7]. 臭氧/过氧化氢体系对水中2，4-D的去除效能及机理的研究[D]. 庞彤心. 黑龙江大学. 2005
[8]. 除草剂2，4-D的O_3、O_3/Mn～（2+）高级氧化技术研究[D]. 丁怀. 浙江大学. 2007
[9]. 臭氧/Mn~(2+)催化降解水溶液中的2,4-二氯苯氧乙酸[J]. 丁怀, 蔡文祥, 杨晓秋. 环境污染与防治. 2007
[10]. 臭氧及催化臭氧化降解2，4-滴丙酸的动力学研究[D]. 石锐. 浙江工业大学. 2010
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