痕量臭氧标准气体发生装置的研制

研制了一种新型的痕量臭氧标准气体发生装置,可输出设定量值的稳定臭氧标准气体,24 h连续运行,输出量值相对标准偏差小于1.2%。发生臭氧浓度范围为25～1 000 nmol/mol。该装置可输出一组按顺序增大或减小的臭氧标准气体,可与被校准仪器连接进行比对试验或检定校准。与美国国家标准局(NIST)臭氧基准测量装置SPR41比对试验研究表明,研制的臭氧标准气体发生装置具有很好的准确性,定值不确定度小于1%(k=2)。     

靛蓝二磺酸钠分光光度法和碘滴定法测定水中臭氧含量适用条件的比较

臭氧是一种微溶于水,具有强烈刺激性气味的气体,氧化性仅次于氟,可以杀菌、消毒[1]、脱色[2]、除臭,氧化废水中的有机、无机污染物,被广泛用于水厂饮用水消毒[3]、城市污水处理、工业废水[4]处理等方面。但是,对于臭氧含量的测定,国家标准中只有针对空气中[5-6]臭氧浓度的测定方法,缺乏对水中臭氧浓度的测定。文献已报道水中臭氧的测定方法有多种[7-11],其中应用较多的是靛蓝二磺酸钠分光     

活性炭负载金催化分解空气中低浓度臭氧

采用等体积浸渍法制备了以煤质活性炭为载体的负载金催化剂,并运用N2吸附-脱附法和X射线光电子能谱对样品进行了表征.考察了该催化剂催化分解低浓度臭氧的活性,并研究了载体预处理方法和催化剂后处理方法对催化剂活性的影响.在常温,相对湿度为60%,臭氧浓度为45 mg/m3,空速为60 000 h-1的条件下,1.6 g活性炭经HNO3和NaBH4处理后负载金再经H2还原后的催化剂在反应最初的16 h内臭氧去除率稳定在100%,反应100 h后对臭氧的去除率仍在97%以上.表征结果表明,NaBH4还原处理使得活性炭比表面积、孔体积及石墨碳含量增加,含氧官能团下降,从而提高了催化剂的活性.载金后,催化剂比表面积和孔体积进一步增大,但石墨碳含量下降,C-O和COO-等含氧官能团增加.经臭氧氧化后,催化剂的比表面积和孔体积减小,石墨碳含量下降,C-O,COO-和C=O等含氧官能团增加,而金的粒径和价态并未改变,表明活性炭在金催化下被臭氧氧化.     

臭氧标准参考光度计的国际间接比对技术

正臭氧是城市环境空气中最为重要的二次污染物之一,主要由燃烧等污染源排放的一次污染物NOx和挥发性有机物(VOCs)在太阳紫外线作用下发生一系列光化学反应而生成[1]。世界卫生组织在2005年新发布的《空气质量指南》中设立了臭氧浓度的长期目标、阶段目标及最高限值[2]。由于臭氧具有强氧化性,难以制备稳定、可靠的臭氧气体标准样品,因此臭氧校准不同于常规污染物监测时采用     

一种测定高浓度臭氧的新方法

测定空气中臭氧浓度的方法很多,常用的有直接紫外分光光度法[1]、间接紫外分光光度法[2]、碘量法[3]、电化学法[4]以及可见光度法等[5].但是上述方法大多仅适用于低浓度臭氧(<10 mg·m-3)的测定,可用于高浓度臭氧(>1 000 mg·m-3)测定的仅有直接紫外分光光度法和碘量法,但经比较发现两种方法的测定结果存在一定差异.     

TiO2薄膜光催化臭氧化邻苯二酚

 研究了用碳黑改性的TiO2薄膜催化剂光催化氧化邻苯二酚的反应．结果表明，臭氧投加量对邻苯二酚的降解和总有机碳（TOC）的去除有重要影响，与光催化氧化（TiO2／UV／O2）、单独臭氧化（O3）和光助臭氧化（UV／O3）过程相比，邻苯二酚光催化臭氧化（TiO2／UV／O3）过程能明显增大TOC的去除率．动力学研究表明，邻苯二酚完全氧化过程遵循零级反应，TOC的降解仅取决于臭氧或氧气的浓度而与邻苯二酚的浓度无关；邻苯二酚在TiO2／UV／O3作用下完全氧化的速率常数是UV／O3作用下的1．32～1．80倍（在相同的臭氧浓度下），是TiO2／UV／O2作用下最大速率常数的2．56～5．36倍，是UV／O2作用下最大速\r\n率常数的5．47～11．4倍．     

在空气中杀菌灯产生臭氧及其催化分解的研究

用流动型反应装置,对8W杀菌灯(主波长λ=253.7nm)辐照空气时产生的臭氧进行了研究.发现在一定条件下当空气与杀菌灯接触大约7s时,就有超出0.33μg/L的臭氧产生.随着空气流速的减小,产生的臭氧的量随之变大.采用臭氧分解催化剂对臭氧的消除进行了研究,当体积空速小于1.1×10⁵h^-1时,臭氧可以降解到安全范围.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数(英文)

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学.实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度,使得实验在准一级条件下进行.加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响.在(298±1)K和1.01×105Pa条件下,测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10-17和(8.20±1.01)×10-17cm3·molecule-1·s-1.与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现,臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释.另外,通过对比发现,臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率.这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实.利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度,还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命.结果显示,与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径,尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

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臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.     

生物质空气－水蒸气气化制取合成气热力学分析

基于Gibbs自由能最小化原理，计算了包括H2O(l)和C(s)在内的，生物质空气 水蒸气气化体系热力学平衡，对比分析了常压气化和加压气化的特点，通过回归分析得到了不同压力下，气化产物中可燃气体分率最高时的水蒸气/生物质质量比（S/B，Steam to Biomass Ratio）与空气当量比（ER，Equivalence Ratio）的关系曲线，为探讨适于制取合成气的气化工艺和条件提供初步的理论指导。研究表明，相对于常压气化，加压气化体系的平衡温度较高，平衡状态下可燃气体分数较低，但CH4含量明显增加；一定温度和当量比下，加压气化使得气化产物中可燃气体分数达到最高所对应的S/B比增大，即需要消耗更多水蒸气；通过调节S/B比，可以比较方便地控制产物中H2和CO的比例。以常压为例，T=1173K，S/B=0.17时，气化产物中H2/CO约为1.1∶1，而S/B=1.02时，气化产物中H2/CO约为2∶1；不同压力下最佳S/B比和ER有很好的线性关系，温度为1173K时，最佳S/B比与压力及ER〖的关系为S/B=－1.48×ER－4.49 E×10－5×p2 + 5.83 E×10－3×p + 0.32。     

臭氧与二乙胺和三乙胺气相反应的速率常数

利用自制的烟雾箱系统研究了臭氧与二乙胺和三乙胺的气相反应动力学. 实验过程中保证二乙胺和三乙胺浓度远远大于臭氧浓度, 使得实验在准一级条件下进行. 加入环己烷以消除实验过程中可能产生的OH自由基对反应的影响. 在(298±1) K和1.01×105 Pa条件下, 测得臭氧与二乙胺和三乙胺反应的绝对速率常数值分别为(1.33±0.15)×10^-17和(8.20±1.01)×10^-17 cm³·molecule^-1·s^-1. 与文献中已有的其它胺类的臭氧反应数据比较后发现, 臭氧与胺的反应可以用亲电反应机制来解释. 另外, 通过对比发现, 臭氧与三取代的烷基胺类的反应速率要远远大于其与二取代的烷基胺类的反应速率. 这在一定程度上可有助于解释外场观测到的气溶胶相中二烷基胺盐较多的事实. 利用测得的速率常数和大气中臭氧浓度, 还估算了二乙胺和三乙胺与臭氧反应的大气寿命. 结果显示, 与臭氧的反应是二乙胺和三乙胺在大气中的一种重要的消除途径, 尤其是在污染严重地区.