Fe(Ⅱ)对CANON工艺处理城镇污水脱氮性能的影响

全程自养脱氮(CANON)工艺,作为新型脱氮工艺应用于城镇污水深度脱氮过程中,有望降低污水处理的运行费用。考察了亚铁离子[Fe(Ⅱ)]对CANON工艺启动及稳定运行时脱氮性能的影响。结果表明:15~23℃条件下投加6.3 mg/L Fe(Ⅱ)时,可有效启动并稳定运行CANON工艺处理城镇污水,该工艺氮去除负荷(NRR)、总氮去除率(TNRE)和氨氮去除率(ARE)分别为(4.8±1.1)g-N/(L^(3)·d)、(97±1)%和(44.2±9.3)%;相关性分析表明,通过调控Fe(Ⅱ)投加量可有效抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)的活性;本次优化的Fe(Ⅱ)投加量为6.3 mg/L,其对CANON工艺脱氮性能的影响机制与CANON工艺中功能微生物活性的提高、Fe(Ⅱ)与进水氨氮及其他氮化合物的循环反应、铁型反硝化过程以及铁型厌氧氨氧化过程的耦合有关。

Fe(Ⅱ)投加时序对硫酸盐还原菌处理不同形态As或Sb的影响

在硫酸盐还原菌(SRB)基质中按照不同时序加入50 mg/L Fe(Ⅱ)及不同形态的As或Sb(初始质量浓度均为5 mg/L),设计4个处理(T1,同时加入As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)和Fe(Ⅱ);T2,提前2 d加入Fe(Ⅱ)后再加入As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ);T3,同时加入As(Ⅲ)、Sb(Ⅲ)和Fe(Ⅱ);T4,提前2 d加入Fe(Ⅱ)后再加入As(Ⅲ)、Sb(Ⅲ)),分析实验过程中基质pH、氧化还原电位、光密度(OD_(600))、总碱度、SO_(4)^(2-)、硫化物、Fe、As或Sb含量等随时间的变化,以明确Fe(Ⅱ)对As、Sb的去除效率及机制的影响。结果表明,在硫化物较为充足的基质中(硫化物残余量>8 mg/L),各处理7 d时Sb的去除率均可达98%以上,As的去除率则为38.42%~87.36%,实验后期基质中As、Sb出现复溶,总体上Sb较As易固化;Fe(Ⅱ)提前加入有助于As、Sb的去除,但相较于Fe(Ⅱ)的投加时序,As、Sb自身形态对去除效果的影响更为显著,As(Ⅲ)、Sb(Ⅲ)比As(Ⅴ)、Sb(Ⅴ)具有更快的去除速率和更高的去除率,14 d后T3、T4的Sb残余量低于检出限,As的残余量则分别为1.94、0.62 mg/L。因而,通过硫还原作用处理含As、Sb废水时,除了通过添加适量Fe(Ⅱ)提高去除率,还需采取适当的措施促进As、Sb还原,以取得更为显著的固化效果。

Fe(Ⅱ)浓度及时序性对硫还原作用去除水体中Sb或As的影响

通过批处理实验模拟的方法在微生物硫还原反应器中按照不同时序加入不同浓度的Fe^(2+)(初始浓度设为10、20、50、100、200、500mg/L)及不同形态的锑(Sb)或砷(As)(Sb(Ⅴ)+As(Ⅴ)或Sb(Ⅲ)+As(Ⅲ),初始浓度均为5mg/L),分析Sb或As加入后0.5h及7d内基质pH、氧化还原电位值(Eh)、总碱度、SO_(4)^(2-)、硫化物等理化指标的变化以及Fe、Sb或As含量的变化,以明确Fe^(2+)浓度及(类)金属加入的时序性对微生物硫还原作用去除水体中Sb或As效率及机理的影响。结果表明,相较于元素的加入时序,Fe^(2+)浓度对处理效果的影响更为显著,低浓度(≤20mg/L)对As的去除没有明显的促进作用,较高浓度(≥50mg/L)则能显著提高As的去除效率;而所有处理中Sb的去除率均达95%以上,使得时序性及Fe^(2+)浓度对于Sb去除的影响较难界定。在微生物硫还原作用处理含有Sb或As的废水时,应考虑添加Fe^(2+)来提高去除效率,而在通过强化微生物硫还原作用治理Sb或As污染的沉积物或土时,也需把含铁矿物的环境行为考虑在内,以取得更为显著的治理效果。

间歇性投加Fe(Ⅱ)控制陶瓷膜MBR膜污染的机理分析

以陶瓷膜膜生物反应器(MBR)为研究对象,考察了间歇性投加Fe(Ⅱ)对合成废水中营养物质的去除效果,并分析了膜污染的控制机理。当n_(Fe)∶n_(P)为2时,TP、TOC和TN的去除率最高,分别为99.2%、97.5%和87.2%,出水达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)中一级A标准;当nFe∶nP为1和2时,出水Fe浓度分别为0.14μmol/L和0.16μmol/L(达到中水回用标准),膜过滤时间由12 d分别延长至92 d和41 d(跨膜压差30 kPa)。间歇性投加Fe(Ⅱ)可增大污泥粒径及减少污泥混合液中有机物含量,从而提高体系的过滤性能,有效降低膜污染阻力并缓解膜污染;n_(Fe)∶n_(P)为1时,含Fe不可逆污染层的阻力较小,膜污染控制效果最好。

甲酸/甲酸钠还原体系对Fe(Ⅱ)EDTA络合脱硝液再生的影响

在络合脱硝反应中,Fe(Ⅱ)EDTA络合脱硝液的还原再生是应用难点之一,而甲酸/甲酸钠体系在钯炭(Pd/AC)催化剂作用下对Fe(Ⅱ)EDTA络合脱硝液具有较好的还原性。以此为基础,采用控制变量法,分别考察了超声功率、甲酸添加量、甲酸钠添加量和Pd/AC催化剂添加量对Fe(Ⅱ)EDTA络合脱硝液(脱硝效率为80%)还原再生效果的影响。结果表明,在不开启超声、Pd/AC催化剂作用下,甲酸/甲酸钠还原体系能够有效地还原Fe(Ⅱ)EDTA络合脱硝液中的NO,实现络合脱硝液的还原再生。当甲酸钠添加量为10.00 g/L,甲酸添加量为2.10 g/L,Pd/AC催化剂添加量为3.00 g/L时,得到的再生络合脱硝液在50℃下的脱硝性能最好(在60 min内脱硝效率达97%以上,在90 min内脱硝效率达80%以上)。继续进行多次络合脱硝-还原再生的连续实验,整个体系仍具备较好的脱硝性能(第6次切换时,持续吸收70~80 min的脱硝效率为85%左右)。该研究结果可为络合脱硝连续化的中试试验以及工程应用提供参考。

土壤中Fe(Ⅱ)和全铁的分析方法研究

研究icp-oes测定土壤中Fe(Ⅱ)和全铁的方法,本方法通过DTPA浸提、使用icp-oes测定土壤Fe(Ⅱ)含量,用氢氟酸-高氯酸-硝酸消解、使用icp-oes测定土壤中全铁(以Fe_(2)O_(3)计)的含量,Fe(Ⅲ)通过全铁与Fe(Ⅱ)差减法求得。测得Fe(Ⅱ)的检出限为0.04 mg/kg,相对标准偏差4.9%~7.4%,相对误差5.0%~5.5%;测得全铁的检出限为0.015%,相对标准偏差2.0%~6.2%,相对误差-2.3%~-0.8%。该方法简便,仪器灵敏度高,基体效应较低,质控样测定准确,是测定土壤中Fe(Ⅱ)和全铁比较适用和可行的新方法。

基于三氰基铁(Ⅲ)酸盐的Fe^(Ⅲ)_(4)Ni^(Ⅱ)_(2)六核配合物的合成、结构及磁性

利用三氰基铁酸盐(Bu_(4)N)[FeⅢ(Tp)(CN)_(3)](Tp=氢化三(1-吡唑基)硼酸)与配体2,9-二吡唑基-1,10-菲咯啉(dpzpen)以及高氯酸镍反应合成了一例氰根桥联的Fe^(Ⅲ)_(4)Ni^(Ⅱ)_(2)六核配合物[Fe_(4)Ni_(2)(Tp)_(4)(CN)_(12)(dpzpen)_(2)]·12H_(2)O·3CH_(3)OH (1)。结构研究表明配合物1具有近似菱形的Fe^(Ⅲ)_(2)Ni^(Ⅱ)_(2)骨架结构,另外2个Fe则通过氰根延伸在菱形的外侧。磁性研究表明在配合物1中氰根桥联的Fe和Ni表现出铁磁相互作用。更为重要的是,基于配合物1的结构模型,对它的变温磁化率数据进行拟合得到了不同Fe-Ni之间的磁耦合常数,得到的最佳磁耦合常数J3d(15.73 cm^(-1))>J2d(3.53 cm^(-1))≈J1d(3.50 cm^(-1))与Ni-N键的键长以及Ni-N≡C键角的变化趋势有关(J3d:0.206 5 nm,169.8°;J2d:0.206 2 nm,163.1°;J1d:0.198 7 nm,161.6°)。以上结果表明Ni-N键长越短,Ni-N≡C键角越大,Fe与Ni之间的铁磁耦合越强。

UV/OA/Fe(Ⅱ)/PS降解对乙酰氨基酚的有效性研究

研究了UV/草酸(OA)/Fe(Ⅱ)/过硫酸盐(PS)降解对乙酰氨基酚(AAP)的有效性。考察了PS初始浓度、AAP初始浓度、C(OA)/C[Fe(Ⅱ)]、pH和无机阴离子(HCO_(3)^(-)、NO_(3)^(-)、Cl^(-)和NO_(2)^(-))对AAP降解效果的影响,并研究不同pH下产生自由基的贡献率。结果表明,OA对UV/Fe(Ⅱ)/PS降解AAP起促进作用,C(OA)/C[Fe(Ⅱ)]为4∶1、pH为3时,UV/OA/Fe(Ⅱ)/PS降解AAP效果最好。HCO_(3)^(-)对UV/OA/Fe(Ⅱ)/PS降解AAP起抑制作用,NO_(3)^(-)、Cl^(-)和NO_(2)^(-)对UV/OA/Fe(Ⅱ)/PS降解AAP起促进作用。UV/OA/Fe(Ⅱ)/PS体系中·OH是起主要作用的活性氧物种。UV/OA/Fe(Ⅱ)/PS降解AAP的主要产物有N-(3,4-二羟基苯基)乙酰胺、4-甲基邻苯二酚、对氨基苯酚、对苯二酚和1,2,4-苯三酚。

纳米Fe_(3)O_(4)/生物炭促进红壤性水稻土中六氯苯厌氧脱氯作用研究

为明确磁铁矿(Fe_(3)O_(4))与生物炭对厌氧土壤中六氯苯(HCB)还原脱氯降解的影响及其机理,首先制备并表征了纳米Fe_(3)O_(4)、生物炭及纳米Fe_(3)O_(4)/生物炭复合材料,采用红壤性水稻土的泥浆进行厌氧培养试验,分析反应体系的pH、Eh、吸附态和溶解态Fe(Ⅱ)与HCB脱氯降解过程之间的内在关系。结果发现,灭菌对照处理的HCB脱氯降解作用很弱,表明HCB还原脱氯主要在微生物的作用下进行;添加生物炭可通过降低土壤的酸性、增强反应体系的还原性且促进生成吸附态Fe(Ⅱ)而加速HCB还原脱氯降解;纳米Fe_(3)O_(4)促进HCB还原脱氯的效果较生物炭更强,主要归因于添加纳米Fe_(3)O_(4)使反应体系中生成更多的吸附态Fe(Ⅱ);纳米Fe_(3)O_(4)/生物炭复合材料促进HCB还原脱氯的效果较纳米Fe_(3)O_(4)更强,是因为Fe_(3)O_(4)/生物炭复合材料的比表面积更大且纳米Fe_(3)O_(4)的分散性更好,更有利于反应体系中的电子传递过程。因此,与纳米Fe_(3)O_(4)和生物炭相比,纳米Fe_(3)O_(4)/生物炭复合材料是一种更加理想的HCB污染土壤的修复剂。

Fe(Ⅱ)、Se(Ⅵ)对厌氧处理APMP废水及微生物群落演化的影响

本研究以碱性过氧化氢机械浆(APMP)生产废水为研究对象,采用2套实验室厌氧反应器装置(对照组R1、实验组R2),研究微量元素铁(Fe(Ⅱ))和硒(Se(Ⅵ))对厌氧反应器运行性能和微生物群落演化的影响。结果表明,当2套厌氧反应器的容积负荷从3.3 kgCODCr/(m^(3)·d)逐渐提高到16.0 kgCOD_(Cr)/(m^(3)·d)时,R2中COD_(Cr)平均去除率达(78±4.5)%,R1中去除率仅为(67±6.4)%;挥发性脂肪酸(VFA)与碱度(ALK)比值显示R2<R1<0.3,R2系统运行更加稳定。实验结束时,R1、R2中辅酶F_(420)浓度相较于实验开始时分别增加了12.6%和19.6%,污泥的挥发性固体悬浮物/总固体悬浮物含量(V/T)分别为66.9%和68.2%,R1中污泥粒径整体小于R2。高通量测序结果显示,添加微量元素Fe(Ⅱ)和Se(Ⅵ)能够提高系统中微生物相对丰度,对厌氧系统的处理效果及优势菌的生长繁殖具有正向作用。

黑锰矿催化氧化Fe(Ⅱ)生成铁氧化物过程及影响因素

自然界中的锰氧化物常与铁氧化物交结伴生,其形成和转化过程相互影响.Mn(Ⅳ)氧化物与Fe(Ⅱ)反应过程已有较多研究,然而有氧环境中低价锰氧化物氧化Fe(Ⅱ)生成铁氧化物的过程尚缺乏系统研究.本工作以黑锰矿为例,研究了开放体系中Fe(Ⅱ)在低价氧化锰矿物表面的氧化行为,分析了Fe(Ⅱ)浓度、溶解氧以及pH对Fe(Ⅲ)氧化物形成的影响.结果表明,黑锰矿在氧化Fe(Ⅱ)形成针铁矿和纤铁矿的同时,自身被部分还原释放Mn(Ⅱ).当反应体系pH值为3.0时,溶解氧氧化Fe(Ⅱ)作用弱,主要为黑锰矿氧化Fe(Ⅱ)并在其表面生成针铁矿.当反应体系pH值升高至5.0,黑锰矿催化加速了溶解氧对低浓度(<5.0 mmol·L^(−1))Fe(Ⅱ)的氧化并生成水铁矿,随后转化成纤铁矿和针铁矿;Fe(Ⅱ)浓度升高(>5.0 mmol·L^(−1)),反应初期Fe(Ⅱ)直接被黑锰矿氧化,形成了以针铁矿和少量纤铁矿组成的包覆层,并导致氧化速率减弱,而溶解氧在Fe(Ⅱ)后期氧化过程中发挥了主导作用.这些结果丰富了表生环境铁锰氧化物的形成与共生机理,为土壤矿物形成演化提供了基础数据.

还原态蒙脱石结构Fe(Ⅱ)催化水铁矿转化特性及影响因素

还原条件下土壤中Fe(Ⅱ)催化水铁矿转化在调控营养元素和污染物的生物地球化学过程中具有重要作用。然而,作为土壤中Fe(Ⅱ)存在的主要形态之一,蒙脱石结构中Fe(Ⅱ)催化水铁矿转化的特性及其影响因素目前尚不清楚。以化学还原的蒙脱石为研究对象,探究还原态蒙脱石(rSWy-2)结构中Fe(Ⅱ)催化水铁矿转化的特性及其影响因素。结果表明,贫铁的蒙脱石结构中Fe(Ⅱ)可催化水铁矿向纤铁矿转化,反应96 h后水铁矿转化量达到83.3%。X射线衍射(XRD)、高分辨透射(HRTEM)、球差电镜(STEM)和表面吸附态Fe(Ⅱ)含量分析表明,rSWy-2结构Fe(Ⅱ)催化水铁矿转化主要经历矿物间固相吸附、电子传递和水铁矿转化三个阶段,形成的纤铁矿呈板状纳米片,尺寸大小为100~200 nm。溶液中Na^(+)和Cl^(-)离子对rSWy-2催化水铁矿转化影响较弱,而Ca^(2+)、SO_(4)^(2-)、有机质和As(Ⅲ)均对水铁矿转化具有明显的抑制作用。

绿脱石结构Fe(Ⅲ)还原程度对氧化过程·OH形成及有机质矿化的影响

土壤和沉积物有氧-无氧界面黏土矿物结构Fe(Ⅱ)氧化产生的羟自由基(·OH)在有机物质转化过程中具有重要作用。土壤和沉积物黏土矿物结构Fe(Ⅲ)的还原程度会随环境条件变化而不同,然而,关于含铁黏土矿物还原程度[Fe(Ⅱ)/Fe总]对氧化过程中·OH的形成及有机质矿化的影响尚不明确。本研究以富铁绿脱石为黏土矿代表,研究了不同还原程度绿脱石[Fe(Ⅱ)/Fe总:15%、22%、39%和56%]有氧氧化产生·OH的机制及该过程对溶解性有机质(DOM)转化的差异。结果表明,当不同还原程度绿脱石的悬浊液体系中结构Fe(Ⅱ)浓度为2.2 mmol·L^(-1)时,随着还原程度从15%增加到56%,其氧化120 min后·OH的累积浓度从13.6μmol·L^(-1)增加到27.1μmol·L^(-1),单位O_(2)转化为·OH的效率从3.3%提高到5.9%。傅里叶变换红外光谱(FTIR)、氮蓝四唑(NBT)猝灭实验和2,2′-联吡啶(BPY)钝化边缘反应位点的结果证明了还原程度为15%的绿脱石主要存在二八面体Fe(Ⅱ)[Al-Fe(Ⅱ)],并在边缘位点活化O2产生·OH;而还原程度为56%的绿脱石除二八面体Fe(Ⅱ)外,还存在高活性三八面体[Fe(Ⅱ)-Fe(Ⅱ)-Fe(Ⅱ)],底面位点和边缘位点均可活化O_(2)产生·OH,并且O2在底面位点还原形成·OH效率更高。氧化过程中·OH矿化溶解性有机质(DOM)形成CO_(2)的含量随绿脱石的还原程度的升高而升高。因此,与低还原程度绿脱石(15%)相比,高还原程度的绿脱石(56%)存在高活性三八面体并能从底面位点形成·OH从而提高了·OH生成的效率并进一步促进了DOM的矿化。

超重力法制备FeS及其Al_(2)O_(3)负载改性后脱汞性能研究

采用撞击流-旋转填料床(IS-RPB)结合共沉淀法获取粒径小且分布均匀的FeS粉体,利用浸渍法对其进行负载型改性得到复合材料FeS/Al_(2)O_(3),并利用其进行脱汞性能探究。利用扫描电镜、X射线衍射仪和能谱仪对复合材料的组成和形貌结构进行表征;利用粒度分析仪测试FeS粉体的粒径分布;利用原子吸收分光光度计测试脱汞率,考察吸附剂用量、处理时间、pH、共存离子等对脱汞效果的影响。结果表明,超重力法制备纳米FeS的最佳条件为:c(Fe^(2+))=0.10 mol/L、超重力因子为106.6、撞击初速度为9.43 m/s,此时,得到的FeS的粒径小(D50=91 nm)且分布很窄(68~114 nm)。FeS/Al_(2)O_(3)复合材料的脱汞最佳条件为:pH为6、吸附材料质量浓度为2.0 g/L、处理时间为240 min,此时,脱汞率可达99.96%,最大饱和吸附容量为1 775.9 mg/g,出水质量浓度为0.04 mg/L。

改性铁基磁性材料的制备及其对水中Cd(Ⅱ)的吸附

本文通过氨性浸出方式处理吸附Cd(Ⅱ)之后的零价铁材料(Fe≡Cd),使表面吸附的Cd(Ⅱ)脱附同时对材料改性,获得了一种新的改性铁基磁性材料(MFe)。基于紫外光谱、溶液化学和量子化学分析,证实了Fe≡Cd上的Cd(Ⅱ)与游离NH_(3)结合形成Cd-NH_(3)配合物从而实现脱附的可行性。结果表明:(NH_(4))_(2)SO_(4)和NH_(3)·H_(2)O浸出可以有效脱附Fe≡Cd表面的Cd(Ⅱ)。脱附改性后材料的结构性质发生了明显改变,生成了大量吸附活性强的铁(羟基)氧化物,且—NH_(2)基团成功修饰在材料表面,为Cd(Ⅱ)提供了更多的吸附位点。改性磁性材料(MFe)对Cd(Ⅱ)的吸附量较Fe^(0)(Q_(e)=23.5 mg/g)明显提升,达47.0 mg/g,且循环再生性能良好,可高效循环6次以上。

水体系中EDTA-Fe(Ⅱ)/K_2S_2O_8降解敌草隆的研究

对水体系中EDTA-Fe(Ⅱ)/K2S2O8降解敌草隆的方法进行了研究.在综合考虑经济性和降解率的前提下,提出了反应的最佳条件:K2S2O8初始浓度为2.0 mmol.L-1,Fe(Ⅱ)初始浓度为1.0 mmol.L-1,EDTA初始浓度为0.5 mmol.L-1,反应时间为300 min,pH=7.0,最终0.1 mmol.L-1敌草隆降解率可达67.6%.同时,采用分子探针竞争实验鉴定了体系中产生的硫酸根自由基和羟基自由基,并采用LC/MS法鉴定了敌草隆的主要降解产物,从而探讨了敌草隆在EDTA-Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中可能的降解途径.

金针菇多糖-Fe(Ⅱ)螯合物的制备及抗氧化活性

确定金针菇多糖与Fe(Ⅱ)的螯合工艺及其抗氧化活性。以螯合度为指标,探讨螯合时间、金针菇多糖与Fe(Ⅱ)的质量比(mg/mg)、Fe(Ⅱ)的初始质量浓度(mg/mL)对金针菇多糖-Fe(Ⅱ)螯合物的影响,通过响应面试验确定最佳螯合条件,并对金针菇螯合前后的抗氧化性进行比较。结果表明:当螯合时间6h、金针菇多糖与Fe(Ⅱ)的质量比3.54:1(mg/mg)、初始质量浓度为6mg/mL时螯合度为86.21%;各抗氧化性实验结果显示金针菇多糖螯合Fe(Ⅱ)后其抗氧化性能较螯合前有所提高。

Fe(Ⅱ)/K_2S_2O_8对水体中As(Ⅲ)的氧化研究

研究了Fe(Ⅱ)/K2S2O8对水体中As(Ⅲ)的氧化作用,以及pH值、Fe(Ⅱ)初始浓度等因素对氧化As(Ⅲ)的影响,并且采用分子探针法的竞争性实验鉴定了体系中产生的活性中间体,探讨了K2S2O8在Fe(Ⅱ)存在的条件下对As(Ⅲ)的氧化机理。

柠檬酸-Fe(Ⅱ)/K2S2O8对敌草隆降解的研究

研究了初始pH值为3.0时敌草隆在柠檬酸-Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中的降解行为.结果显示,0.1mmol.l-1敌草隆的最佳降解条件为:[K2S2O8]=2.0mmol.l-1,[Fe(Ⅱ)]=1.0mmol.l-1,[CA]=0.5mmol.l-1.在该条件下,敌草隆的降解符合一级反应动力学,半衰期为30.5m in.此外,采用分子探针法鉴定了体系中产生的硫酸根自由基和羟基自由基.并采用液-质联用技术鉴定了敌草隆在柠檬酸-Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中的降解产物,探讨敌草隆在柠檬酸-Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中可能的降解机理.

水体系中Fe(Ⅱ)/K2S2O8降解敌草隆的研究

在初始pH7.0的Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中,分别研究了K2S2O8和Fe(Ⅱ)初始浓度以及Fe(Ⅱ)分批加入对敌草隆降解的影响,结果表明,在pH 7.0,K2S2O8和Fe(Ⅱ)初始浓度分别为2.0mmol.l-1和1.0mmol.l-1时,反应300min后,0.1mmol.l-1敌草隆的降解率达到40.0%,Fe(Ⅱ)分批加入能够促进敌草隆的降解.另外,通过对Fe(Ⅱ)/K2S2O8,EDTA-Fe(Ⅱ)/K2S2O8,柠檬酸-Fe(Ⅱ)/K2S2O8以及K2S2O3-Fe(Ⅱ)/K2S2O8四种Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系的对比研究,发现在Fe(Ⅱ)/K2S2O8体系中,加入Fe(Ⅱ)的螯合剂EDTA和柠檬酸以及还原剂K2S2O3能够明显促进敌草隆降解.采用分子探针法的竞争实验鉴定了体系中产生的硫酸根自由基.