导读:本文包含了竞争还原论文开题报告文献综述及选题提纲参考文献，主要关键词:零价铁,地下水修复,电子传递,电子竞争
竞争还原论文文献综述
范淑芬,辛佳,黄静怡,荣伟莉,郑西来[1]（2018）在《基于零价铁的地下水化学还原修复体系中的电子转移有效性和电子竞争机制》一文中研究指出近年来,基于零价铁的化学还原技术因其高效性逐渐被应用于受污染地下水的原位修复。但是,该技术在实际应用中仍面临一些亟待解决的问题。零价铁作为一种高活性的电子供体,除了和目标污染物反应外,还可以与地下水中其他的氧化性物质(如O_2、H~+或NO_3~-等)反应。这些反应所造成的零价铁腐蚀,不仅会降低修复效率还会增加地下水修复成本。此外,同类或多类污染物间也存在对零价铁所释放电子的相互竞争,从而影响各自的去除效率。本文综述了基于零价铁的地下水修复体系中的电子传递过程和氧化物间的电子竞争机制,从零价铁的腐蚀和电子传递、零价铁电子选择性量化指标的提出和量化方法、地下水体中多种共存氧化物间电子竞争作用、电子效率的影响因素以及强化措施等方面进行详细介绍。最后,对该技术今后发展方向作出了展望,以期为其今后实际的地下水修复应用提供参考。(本文来源于《化学进展》期刊2018年07期）
任中飞[2]（2018）在《竞争离子条件下吸附—微生物还原去除高氯酸盐的作用及机制研究》一文中研究指出高氯酸盐是具有高稳定性、高扩散性和持久性的新型无机污染物。作为一种强氧化剂,高氯酸盐一直被广泛应用于火箭推进剂、军火工业、烟火制造、汽车气囊及高速公路安全闪光板等领域。高氯酸盐主要影响人体的甲状腺功能,抑制人体正常的新陈代谢和生长发育,尤其是婴儿的大脑组织发育。研究发现,国内饮用水、地下水、地表水和瓶装水中均有高氯酸盐检出,其平均质量浓度分别达到2.46、3.04、2.82、0.22μg/L,这说明高氯酸盐污染已经严重威胁到我国的饮用水源安全。本研究使用生物质吸附剂耦合微生物还原法对水体中低浓度的高氯酸盐进行富集并微生物处理,将富集于吸附剂表面的ClO4-还原为无害的Cl-,实现高氯酸盐无害化及生物质吸附剂的同步微生物再生。本文系统地研究了吸附-微生物还原联用技术在多种条件下还原高氯酸盐的行为及机制,探讨了高氯酸盐还原菌(PRB)在不同pH、竞争离子、氧化还原电位、温度等条件下,对富集于生物质吸附剂表面高氯酸盐的还原效果,初步了解了 PRB的种群构成与特性,并与纯菌株(Azospirasp.KJ)进行对比。此外,通过多种表征手段分析了生物质吸附剂的结构和组成,探讨了其吸附高氯酸盐的机理和特性。主要的研究内容以及结果总结如下:1、利用环氧氯丙烷、乙二胺和叁乙胺对两种农作物秸秆(棉花秸秆、小麦秸秆)进行表面改性,嫁接上季氨基基团,制备得到棉花秸秆阴离子吸附剂(CS-resin)和小麦秸秆阴离子吸附剂(QAWR);在此基础上,以芦竹为原料,制备通过化学共沉淀法对其进行磁化,使其表面负载Fe3O4磁性粒子,然后基于相似工艺,负载季氨基基团,制备具对高氯酸盐具有高吸附容量且易固液分离的磁性芦竹生物质吸附剂(MACR),分析叁种生物质吸附剂在高氯酸盐的吸附及微生物还原体系中的作用效果及机制。2、通过拉曼光谱(Raman)、红外光谱(FTIR)、X射线光电子能谱(XPS)测定不同生物质秸秆吸附剂的特征吸收峰,分析特征峰的位置及偏移情况,确定叁种生物质吸附剂对高氯酸根的吸附机理均基于静电吸引及离子交换,微生物再生后其表面高氯酸根被完全还原为氯离子;通过扫描电镜(SEM)、能谱分析(EDS)、透射电镜(TEM)等确定通过微生物对富集于吸附剂表面的高氯酸盐进行还原后,生物质吸附剂微生物再生前后形貌特征变化不明显,但有少量多糖类物质附着在吸附剂表面导致其后期的吸附量有一定损失;3、考察了在不同浓度的多种共存离子(硝酸根、磷酸根、硫酸根等)情况下,叁种生物质吸附剂对高氯酸盐的吸附效果,所选共存阴离子对不同生物质吸附剂吸附高氯酸根效果的影响结果相似,所表现出的影响程度如下所示:SO42->NO3->H2PO4-。并结合量子计算得出高氯酸根与叁种吸附剂负载的特征官能团季氨基的结合自由能为-1.7 kcal/mol。而磷酸根、硝酸根、硫酸根与季氨基的结合自由能分别为-3.4,-3.2和-4.3 kcal/mol,这一结果与竞争离子实验结果吻合;4、利用混合菌PRB及纯菌Azospira sp.KJ对达到饱和吸附的生物质吸附剂进行还原,明确了微生物还原的最适pH、氧化还原电位及硝酸根离子的影响。其中,纯化培养的Azospirasp.KJ还原高氯酸根的最佳pH为8.0,混合菌PRB还原的最佳pH为7.0,较低的氧化还原电位利于PRB还原高氯酸根;硝酸根与高氯酸根共存时,混合菌PRB会优先还原硝酸根,而纯菌Azospirasp.KJ则会优先还原高氯酸根;电子供体的实验表明,在微生物还原高氯酸根过程中,醋酸盐,乳酸盐和琥珀酸盐更适合作为电子供体。(本文来源于《山东大学》期刊2018-05-20）
丛鑫,朱含露,梅傲雪,张悦[3]（2018）在《土壤中7种多氯联苯在镍铁双金属作用下的竞争还原特性》一文中研究指出采用镍铁双金属为还原剂,对土壤中共存的7种多氯联苯(PCBs)的还原降解速率及其影响因素进行了试验研究和建模分析。试验结果表明,随着与镍铁双金属反应时间延长,7种PCBs呈现不同的还原降解速率和竞争还原态势并趋于稳定,降解反应符合一级反应动力学方程,降解速率由快到慢依次为PCB180、PCB138、PCB153、PCB52、PCB118、PCB101、PCB28,大体呈现氯原子数越多降解速率越快的趋势。试验条件下PCBs各异构体的降解半衰期为75~121 h。为从分子水平上分析不同含氯水平PCBs共存的竞争体系中PCBs还原降解速率的主要影响因素,采用高斯软件DFT方法求得7种多氯联苯的20个量子化学参数,通过偏最小二乘回归分析建立了PCBs的还原降解速率与分子结构的定量结构-性质关系模型。模型结果表明,Ehomo、△_fH~Θ、△_fG~Θ和Polar的VIP大于1,是影响体系中PCBs降解速率的主要因素。此模型可以较好地预测多氯联苯污染场地土壤化学修复过程中PCBs各同系污染物的化学降解潜力和残留趋势。(本文来源于《安全与环境学报》期刊2018年02期）
王冬东[4]（2017）在《高炉软熔带内浮氏体还原—成渣反应非稳态竞争行为的机理研究》一文中研究指出高炉软熔带与炉内煤气流的二次分布和煤气利用密切相关,继而直接影响炉况的顺行与燃料的消耗,因此研究软熔带的形成机理以获得其合理的形态结构对于高炉操作至关重要。现有的工作重在通过测试含铁炉料的软熔性能,获取表征物理形态变化的温度、压差来评价软熔带的形状及透气性,忽略了内部发生的化学反应,特别是浮氏体还原-成渣反应及其相互间的竞争行为对其形成规律的影响。本文围绕软熔带形成机理,依次从浮氏体还原反应竞争行为、成渣反应竞争行为和还原-成渣反应竞争行为等叁部分开展系统的研究工作,研究结果对于浮氏体还原过程中不同气体组分之间的动态竞争行为及作用机制获得了新的认知,对于不同氧化物对浮氏体成渣反应的影响规律也挖掘了新的数据,其主要结论归纳如下:(1)当利用CO-H2二元混合气体还原浮氏体时,反应速率小于对应两种单一气体单独还原时反应速率的线性加和。基于物理电路知识,类比提出了C-S-S、C-S-P、C-P-S、C-P-P、I-P-S、I-S-P六个模型用以模拟气基还原浮氏体过程中,CO与H2间的相互作用关系。通过模型理论计算与实验测量结果的比较,其中I-S-P模型的预测结果与实验测量的结果最为接近,推导叁者还原浮氏体速率满足下列关系式,且相对误差小于8.5%。(?)(2)当单独添加CaO或者Al2O3后,软化过程整体提前,软化开始温度分别从783℃提前到735℃和775℃。整个过程既没有检测出压差,也没有发现滴落现象,由此说明添加CaO虽然促进软化,但是形成的渣相不利于滴落。单独添加SiO2时,FeO与SiO2结合生成硅铁橄榄石(2FeO·SiO2,熔点1189℃),软化整体滞后,且熔融区间相对于纯浮氏体也有所推迟。当单独添加MgO时,推迟浮氏体二元渣系的滴落行为。(3)同时加入CaO、SiO2时,软化开始和结束温度受酸碱两种氧化物的影响而呈中和趋势,软化区间主要受结束温度滞后的影响而有所增大。同时加入SiO2、MgO,较基准实验温度均提前,软化区间较基准实验基本不变。同时加入SiO2、Al2O3,比SiO2、MgO更为显着的提前,软化开始温度为646℃,软化结束温度为828℃。(4)所有样品还原前的收缩速率都要比还原后的收缩速率大,其中添加CaO后的样品前后差距最大,大约相差9.7倍,加SiO2后的样品前后相差最小仅为4.9倍,纯浮氏体和添加MgO和Al2O3的样品前后相差大概在6倍左右。添加CaO的样品还原前的收缩速率较纯浮氏体的大,而还原后的收缩速率较纯浮氏体的小;添加SiO2的样品还原前的收缩速率要比纯浮氏体的小,但在还原后收缩速率却比纯浮氏体的大;添加MgO的样品熔滴实验整个过程的收缩速率都比纯浮氏体样品的大;而添加Al2O3的样品整个熔滴过程的收缩速率都比纯浮氏体的小。(5)气氛对添加SiO2和添加MgO的二元渣系成渣反应影响较大,当还原气氛由CO变为H2时,FeO-SiO2渣系下推迟成渣软化的作用,FeO-MgO呈现促进成渣软化的作用,而对于CaO的二元渣系,气氛对其影响较小,添加Al2O3的二元渣系不同还原气氛几乎对其成渣反应没有影响。(6)当进一步增加CaO含量时促进作用逐渐减小,而从整体上看CaO的增加会促进成渣反应,致使整个过程中未出现压差且最后的总收缩率降低。当加入10%SiO2时,FeO的还原反应趋势强于FeO与SiO2的成渣反应,进一步加入20%SiO2后,SiO2与FeO结合生成2FeO·SiO2成渣反应要强于FeO的还原反应。当单独添加MgO时,添加5%和10%的二元渣系都较纯浮氏体推迟软化,二者的开始软化温度分别推迟到834℃和891℃,并且MgO含量越高,软化推迟现象越明显,说明MgO的添加会促进FeO和MgO的结合成渣反应而不利于FeO的还原。添加Al2O3时,添加5%时较纯浮氏体推迟软化,添加10%时使软化稍微提前。说明随着Al2O3的含量增加,对于软化区间推迟效果呈现先增加后减小的作用。(本文来源于《重庆大学》期刊2017-04-01）
杜尧[5]（2016）在《战略调色板:还原战略本色——助读《战略的本质:复杂商业环境中的最优竞争战略》》一文中研究指出移动互联时代,商业规则和市场规律都发生了翻天覆地的变化。面对不断迭代的技术、层出不穷的商业模式,不少企业领导者发出"战略已死"的感叹:"过去可以制定十年战略、五年战略,现在,你连一年之后市场会发生哪些变化都无法预测,还怎么制定战略?"显而易见,那种"一刀切"的战略制定方式已经不合时宜了。对此,波士顿咨询公司资深合伙人马丁·里维斯等叁位专家在《战略的本质:复杂商业环境中的最优竞争(本文来源于《人力资源》期刊2016年09期）
杨婷婷,柏耀辉,梁金松,霍旸,王明星[6]（2016）在《微生物对砷的氧化还原竞争》一文中研究指出滤池被广泛运用于饮用水厂中,前期研究发现某水厂生物滤池处理含砷地下水时,一方面叁价砷可被生物氧化锰氧化为五价砷,另一方面滤池系统中存在的微生物砷还原酶可促使五价砷还原为叁价砷,而滤池表面存在的这种微生物竞争关系会影响滤池的稳定性及处理效率.为探讨其内在机制,本研究选取1株锰氧化模式菌(Pseudomonas sp.QJX-1)和1株砷还原模式菌(Brevibacterium sp.LSJ-9),考察在Mn2+、As(As3+、As5+)共存时,两菌株对空间、营养物质以及对砷氧化/还原的竞争关系.结果表明,不同的反应时间,Mn、As质量浓度/价态不同,叁价及五价砷体系中,Pseudomonas sp.QJX-1生成的锰氧化物在砷的氧化还原反应中占主导地位,即能迅速氧化本身存在的As3+(叁价砷体系)和砷还原菌产生的As3+(五价砷体系),最终两体系中砷都主要以As5+的形式存在.PCR及RT-PCR结果表明,反应过程中锰氧化菌功能基因(cum A)抑制了砷还原酶(ars C)的表达,锰氧化菌16S rRNA表达量始终比砷还原菌高两个数量级,即锰氧化菌在生长竞争过程中占优势.实验结果表明滤池的水力停留时间是决定出水中砷价态的一个重要因素.(本文来源于《环境科学》期刊2016年02期）
王冬东,胡招文,严明,黄雅萍,徐健[7]（2015）在《CO-H_2还原浮氏体的竞争行为研究》一文中研究指出本研究以浮氏体还原为对象,采用热重法实验研究在850℃下,叁种不同还原气氛下的还原机理,由此初步探索CO-H_2间的竞争行为。通过计算分析不同气体组成下,浮氏体还原转化率在0.1~0.5范围内的经验机理函数幂指数n和类化学速率常数的均值k*,结合两种气体混合还原反应的速率与两种气体分别进行还原的速率的关系,获得以下结论:本实验条件下浮氏体的还原遵守叁维随机成核随后成长机理;在转化率0.1~0.5之间,随着转化率的升高,叁种还原气体组成下浮氏体的还原速率均呈增加的趋势,并且在各个还原度水平下,CO气体的还原速率最慢,CO-H_2混合气体的还原速率最快但要小于CO与H_2单一成分还原速率的线性加和,H_2气体的还原速率则介于两者之间。(本文来源于《第十届中国钢铁年会暨第六届宝钢学术年会论文集II》期刊2015-10-21）
黄梅,李孔斋,郑敏,沈来宏[8]（2015）在《煤化学链燃烧钙铁双氧载体竞争还原反应平衡分析》一文中研究指出采用Ca SO4和少量Fe2O3所组成的混合物作为化学链燃烧的复合氧载体,对水蒸汽气化介质条件下煤气化-复合氧载体还原反应展开热力学分析,探讨了双氧载体在燃料反应器中的竞争还原反应机理及铁氧化物与气体硫化物、与煤灰反应的可能性.铁基氧化物主要是起到载氧的作用,其加入有利于提高燃料燃烬度,且不会被过度还原成Fe O或Fe.在850~1050℃反应温度范围,铁氧化物不会与SO2和H2S反应而转化成Fe S或Fe S2.Ca SO4还原副反应生成的Ca O容易与煤灰中Si O2和Al2O3反应,生成钙的硅酸盐和铝酸盐.(本文来源于《环境科学学报》期刊2015年07期）
段骏,贾蓉,曲东[9]（2014）在《厌氧培养体系中V(V)与Fe(Ⅲ)还原之间的电子竞争》一文中研究指出以4种不同来源的水稻土为材料,采用接种水稻土浸提液的厌氧培养试验,设置添加不同偏钒酸盐浓度和无定形氧化铁处理,测定培养过程中V(V)和Fe(Ⅱ)浓度的变化,探讨厌氧培养过程中V(V)和Fe(Ⅲ)还原之间的相互影响机制。结果表明,在厌氧环境下土壤微生物能够以V(V)作为电子受体,将其还原为低价态的钒,V(V)浓度随着培养时间增加呈降低趋势。以V(V)为唯一电子受体时,还原起始时间大体在2~15d之间;4种水稻土中的微生物群落对于V(V)的还原能力具有差异,V(V)还原率在汉中(HZ)和安康(AK)水稻土样品中分别达到92.82%~95.63%和81.15%~81.97%,而在邛崃(QL)和永吉(YJ)水稻土样品中分别为60.64%~62.19%和51.38%~53.41%,2种钒添加浓度处理间无明显差异。V(V)和Fe(Ⅲ)共同作为电子受体时,Fe(Ⅲ)可导致V(V)还原过程明显滞后15~20d,并且使还原率降低,分别为66.50%~75.26%(HZ),67.15%~69.22%(AK),48.14%~48.72%(YJ)及0~11.80%(QL)。不同处理的铁还原率均可达到100%,铁还原最大反应速率(Vmax)总体表现为:AK>HZ>QL>YJ样品;添加不同浓度V(V)后AK、HZ和YJ样品中出现明显促进铁还原过程的"协同效应",表现为Vmax增大,且最大还原速率对应的时间(TVmax)相应减小,但在QL样品中出现抑制铁还原的"拮抗效应",表现为随着V(V)浓度增加Vmax减小,且TVmax增大。推测的"协同效应"机理为:以发酵微生物的兼性还原为主导,V(V)还原产物强化了铁还原过程;而"拮抗效应"可能由于专性铁还原微生物的群落演替以及钒的毒性对发酵微生物产生抑制所致。(本文来源于《水土保持学报》期刊2014年03期）
段骏[10]（2014）在《厌氧培养体系中V(V)与Fe(Ⅲ)还原之间的电子竞争》一文中研究指出微生物Fe(III)还原过程能够通过影响电子流向促使变价重金属钒发生氧化还原反应，使其被还原为低化合价态的形式，从而降低它的毒性和生物活性。因此，深入研究水稻土厌氧体系中共存的微生物Fe(III)还原和V(V)还原过程，确定两个过程之间的电子流竞争关系，进而探讨自然环境中微生物V(V)污染治理的机理，对于进行污染土壤的防治与修复具有重要的理论意义和实际价值。本研究选择了采自江西南昌的水稻土、吉林松原苏打碱土（稻作）、宁夏中卫的水稻土和浙江宁海的水稻土，采用土壤厌氧泥浆培养和土壤浸提液混合培养两种培养体系，向泥浆培养体系中添加了外源氧化铁和V(V)，探讨外源氧化铁和V(V)对于微生物Fe(III)还原和V(V)还原的影响；向土壤浸提液混合培养体系中分别添加了葡萄糖、氧化铁和不同浓度梯度的V(V)，探讨了电子受体竞争条件下土壤微生物还原Fe(III)与V(V)的能力及其可能的竞争机制。研究获得的主要结果如下：（1）添加氧化铁可以促进厌氧泥浆培养体系中的Fe(III)还原速率，明显促进体系中Fe(III)的还原潜势，同时缩短最大反应速率对应时间；添加V(V)处理可以促进土壤中Fe(III)的还原速率和体系中Fe(II)的最终浓度，同时减少最大反应速率所对应的时间，但其促进效果有限。（2）厌氧泥浆培养体系中添加外源的氧化铁，可以对V(V)还原产生明显的影响，使得V(V)还原趋势对比未添加外源氧化铁的处理相对滞后，并且最终V(V)还原量也相应的减少。（3）在土壤浸提液混合培养体系中，添加钒能够促进Fe(III)还原速率，低浓度的V(V)促进效果不明显，随着添加V(V)浓度的提高，Fe(III)还原速率被显着提高。最终各处理Fe(II)生成量基本一致，表明添加的氧化铁量是决定最终Fe(II)生成量的因素。（4）Fe(III)还原与V(V)还原之间的竞争关系可以分为加和型和协同型还原两类，反映着铁环原微生物种群的差异。前者属于微生物对电子受体Fe(III)与V(V)还原之间没有明显的选择性，还原顺序可由氧化还原电位控制；而后者是VO2+的还原产物将Fe(III)化学还原为Fe(II)，产生微生物还原与化学还原的协同促进作用。(本文来源于《西北农林科技大学》期刊2014-05-01）
竞争还原论文开题报告
（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：
高氯酸盐是具有高稳定性、高扩散性和持久性的新型无机污染物。作为一种强氧化剂,高氯酸盐一直被广泛应用于火箭推进剂、军火工业、烟火制造、汽车气囊及高速公路安全闪光板等领域。高氯酸盐主要影响人体的甲状腺功能,抑制人体正常的新陈代谢和生长发育,尤其是婴儿的大脑组织发育。研究发现,国内饮用水、地下水、地表水和瓶装水中均有高氯酸盐检出,其平均质量浓度分别达到2.46、3.04、2.82、0.22μg/L,这说明高氯酸盐污染已经严重威胁到我国的饮用水源安全。本研究使用生物质吸附剂耦合微生物还原法对水体中低浓度的高氯酸盐进行富集并微生物处理,将富集于吸附剂表面的ClO4-还原为无害的Cl-,实现高氯酸盐无害化及生物质吸附剂的同步微生物再生。本文系统地研究了吸附-微生物还原联用技术在多种条件下还原高氯酸盐的行为及机制,探讨了高氯酸盐还原菌(PRB)在不同pH、竞争离子、氧化还原电位、温度等条件下,对富集于生物质吸附剂表面高氯酸盐的还原效果,初步了解了 PRB的种群构成与特性,并与纯菌株(Azospirasp.KJ)进行对比。此外,通过多种表征手段分析了生物质吸附剂的结构和组成,探讨了其吸附高氯酸盐的机理和特性。主要的研究内容以及结果总结如下:1、利用环氧氯丙烷、乙二胺和叁乙胺对两种农作物秸秆(棉花秸秆、小麦秸秆)进行表面改性,嫁接上季氨基基团,制备得到棉花秸秆阴离子吸附剂(CS-resin)和小麦秸秆阴离子吸附剂(QAWR);在此基础上,以芦竹为原料,制备通过化学共沉淀法对其进行磁化,使其表面负载Fe3O4磁性粒子,然后基于相似工艺,负载季氨基基团,制备具对高氯酸盐具有高吸附容量且易固液分离的磁性芦竹生物质吸附剂(MACR),分析叁种生物质吸附剂在高氯酸盐的吸附及微生物还原体系中的作用效果及机制。2、通过拉曼光谱(Raman)、红外光谱(FTIR)、X射线光电子能谱(XPS)测定不同生物质秸秆吸附剂的特征吸收峰,分析特征峰的位置及偏移情况,确定叁种生物质吸附剂对高氯酸根的吸附机理均基于静电吸引及离子交换,微生物再生后其表面高氯酸根被完全还原为氯离子;通过扫描电镜(SEM)、能谱分析(EDS)、透射电镜(TEM)等确定通过微生物对富集于吸附剂表面的高氯酸盐进行还原后,生物质吸附剂微生物再生前后形貌特征变化不明显,但有少量多糖类物质附着在吸附剂表面导致其后期的吸附量有一定损失;3、考察了在不同浓度的多种共存离子(硝酸根、磷酸根、硫酸根等)情况下,叁种生物质吸附剂对高氯酸盐的吸附效果,所选共存阴离子对不同生物质吸附剂吸附高氯酸根效果的影响结果相似,所表现出的影响程度如下所示:SO42->NO3->H2PO4-。并结合量子计算得出高氯酸根与叁种吸附剂负载的特征官能团季氨基的结合自由能为-1.7 kcal/mol。而磷酸根、硝酸根、硫酸根与季氨基的结合自由能分别为-3.4,-3.2和-4.3 kcal/mol,这一结果与竞争离子实验结果吻合;4、利用混合菌PRB及纯菌Azospira sp.KJ对达到饱和吸附的生物质吸附剂进行还原,明确了微生物还原的最适pH、氧化还原电位及硝酸根离子的影响。其中,纯化培养的Azospirasp.KJ还原高氯酸根的最佳pH为8.0,混合菌PRB还原的最佳pH为7.0,较低的氧化还原电位利于PRB还原高氯酸根;硝酸根与高氯酸根共存时,混合菌PRB会优先还原硝酸根,而纯菌Azospirasp.KJ则会优先还原高氯酸根;电子供体的实验表明,在微生物还原高氯酸根过程中,醋酸盐,乳酸盐和琥珀酸盐更适合作为电子供体。
（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。
竞争还原论文参考文献
[1].范淑芬,辛佳,黄静怡,荣伟莉,郑西来.基于零价铁的地下水化学还原修复体系中的电子转移有效性和电子竞争机制[J].化学进展.2018
[2].任中飞.竞争离子条件下吸附—微生物还原去除高氯酸盐的作用及机制研究[D].山东大学.2018
[3].丛鑫,朱含露,梅傲雪,张悦.土壤中7种多氯联苯在镍铁双金属作用下的竞争还原特性[J].安全与环境学报.2018
[4].王冬东.高炉软熔带内浮氏体还原—成渣反应非稳态竞争行为的机理研究[D].重庆大学.2017
[5].杜尧.战略调色板:还原战略本色——助读《战略的本质:复杂商业环境中的最优竞争战略》[J].人力资源.2016
[6].杨婷婷,柏耀辉,梁金松,霍旸,王明星.微生物对砷的氧化还原竞争[J].环境科学.2016
[7].王冬东,胡招文,严明,黄雅萍,徐健.CO-H_2还原浮氏体的竞争行为研究[C].第十届中国钢铁年会暨第六届宝钢学术年会论文集II.2015
[8].黄梅,李孔斋,郑敏,沈来宏.煤化学链燃烧钙铁双氧载体竞争还原反应平衡分析[J].环境科学学报.2015
[9].段骏,贾蓉,曲东.厌氧培养体系中V(V)与Fe(Ⅲ)还原之间的电子竞争[J].水土保持学报.2014
[10].段骏.厌氧培养体系中V(V)与Fe(Ⅲ)还原之间的电子竞争[D].西北农林科技大学.2014