一种水体中1,4‑二恶烷的去除方法与流程

本发明属于水体处理的技术领域，尤其涉及一种水体中1,4-二恶烷的去除方法。

背景技术：

1,4-二恶烷，又称二氧六环，是一种有机污染物质，主要用于工业有机产品(如：油漆、涂料、油墨和燃料)的溶剂中，也出现在许多消费产品的副产品(如：洗涤产品、化妆品、洗发液和洗衣剂)中；此外，其也广泛出现在包装、密封、黏附和制药工业。1,4-二恶烷的亲水性强，在水中溶解性好且稳定，在环境中易挥发，且难以吸附在土壤中，会快速转移到水体环境中去。由于1,4-二恶烷对动物及人体具有致癌性，美国环保局和国际癌症研究中心将其划归为2B级致癌物质。

根据世界卫生组织的规定，饮用水中1,4-二恶烷的限值为50μg/L。然而，由于1,4-二恶烷是一种新型的有机污染物质，目前只有少数发达国家在相关的饮用水标准中将其列入，并设立了相关的限值要求。比如：美国的密歇根州、马里兰州和马萨苏娜州设立的标准限值分别为：85μg/L、70μg/L和50μg/L；日本饮用水标准中1,4-二恶烷的限值为50μg/L。

水体污染物的传统去除方法主要有吸附和空气抽提和微生物降解方法等。然而，由于1,4-二恶烷具有较高的水溶性、较低的辛醇-水分配系数和蒸汽压，结构复杂且目前对1,4-二恶烷的分子结构以及降解机理认识不充分，难以采取针对性强的降解方法；传统的吸附和空气抽提等修复技术和方法无法充分地去除水中的1,4-二恶烷；由于1,4-二恶烷所具有的独特杂环结构，也无法用微生物降解方法完成对1,4-二恶烷的完全去除。因此，传统的水体污染物去除方法在处理水中1,4-二恶烷过程中均遇到了处理不完全且效率不高的问题。

技术实现要素：

鉴于此，本发明的目的在于提供一种水体中1,4-二恶烷的去除方法，本发明提供的方法能够将水体中的1,4-二恶烷短时间内完全去除。

为了实现上述发明目的，本发明提供以下技术方案：

本发明提供了一种水体中1,4-二恶烷的去除方法，包括：采用过硫酸盐对含有1,4-二恶烷的水体进行氧化还原反应。

优选的，当所述水体中1,4-二恶烷的浓度为50～5000mg/L时，氧化还原反应的时间为3～80小时。

优选的，所述过硫酸盐包括过硫酸钠、过硫酸钾和过硫酸钙中的一种或多种。

优选的，所述过硫酸盐的使用量以过硫酸根计，与所述水体中1,4-二恶烷的物质的量比为(50～10)：1。

优选的，所述氧化还原反应在激活条件下进行，所述激活包括加热和/或使用激活剂，所述激活剂为二价铁离子。

优选的，所述加热的温度为40～60℃。

优选的，所述二价铁离子与所述过硫酸盐中过硫酸根的物质的量比不高于1:5。

优选的，所述二价铁离子以二价铁盐溶液的形式提供。

优选的，所述二价铁盐溶液的浓度为500～1500mg/L。

优选的，所述二价铁盐为硫酸亚铁、氯化亚铁、和硝酸亚铁盐中的一种或多种。

本发明提供了一种水体中1,4-二恶烷的去除方法，具体为：采用过硫酸盐对含有1,4-二恶烷的水体进行氧化还原反应。本发明利用过硫酸根离子的氧化能力，可快速实现对水体中1,4-二恶烷的降解。本发明实施例的结果表明，按照本发明提供的技术方案能够在3～12小时内实现将水体中浓度为100mg/L的1,4-二恶烷完全降解。

附图说明

下面结合附图和具体实施方式对本发明作进一步详细的说明。

图1为本发明中1,4-二恶烷的分解示意图；

图2为本发明中实施例1、2和3处理后水体中1,4-二恶烷浓度与水体中原始1,4-二恶烷浓度的比值随时间变化曲线；

图3为本发明实施例4、5和6以及对比例1处理后水体中1,4-二恶烷浓度与水体中原始1,4-二恶烷浓度的比值随时间变化曲线；

图4为本发明实施例7和对比例3处理后水体中1,4-二恶烷浓度与水体中原始1,4-二恶烷浓度的比值随时间变化曲线；

图5为本发明实施例10、11和12以及对比例2处理后水体中1,4-二恶烷浓度与水体中原始1,4-二恶烷浓度的比值随时间变化曲线；

图6为本发明实施例13、14和对比例4处理后水体中1,4-二恶烷浓度与水体中原始1,4-二恶烷浓度的比值随时间变化曲线；

图7为本发明实施例15、16和17以及对比例5处理后水体中1,4-二恶烷浓度与水体中原始1,4-二恶烷浓度的比值随时间变化曲线。

具体实施方式

本发明提供了一种水体中1,4-二恶烷的去除方法，包括：采用过硫酸盐对含有1,4-二恶烷的水体进行氧化还原反应。

本发明采用过硫酸盐对水体进行氧化还原反应，利用过硫酸根离子的氧化能力，可快速实现对水体中1,4-二恶烷的降解。

在本发明中，所述1,4-二恶烷的降解机理如图1所示。由图1可知本发明中1,4-二恶烷在过硫酸根离子作用下产生1,4-二恶烷自由基，所产生的1,4-二恶烷自由基在与氧气的共同作用下可以形成过氧化氢自由基，过氧化自由基可以转变为α-oxyl自由基(阿尔法自由基)作为主要中间产物的前体物质。在两条不同的降解路径条件下(路径a和路径b)，α-oxyl自由基可以通过一系列分子内部的转化和氧化反应而转变为反应的中间产物羟基乙醛和羟基乙酸或者乙醛和乙酸。反应的中间产物可通过代谢路径而最终矿化为二氧化碳；整个的氧化处理过程中，不会产生毒性更大的其他有机类污染物质，避免二次污染。

另外，当在加热条件下可形成氢氧根离子，氢氧根离子的存在同样会促进1,4-二恶烷产生1,4-二恶烷自由基，提高降解效率，进一步提高对有机污染物的降解。

本发明采用过硫酸盐对含有1,4-二恶烷的水体进行氧化还原反应。在本发明中，所述过硫酸盐优选包括过硫酸钠、过硫酸钾和过硫酸钙中的一种或多种。在本发明中，所述过硫酸盐的使用量优选以过硫酸根计，与所述水体中1,4-二恶烷的物质的量比优选为(50～10)：1，进一步优选为(45～12.5)：1，更优选为(40～25)：1。在本发明中，过硫酸盐优选采用水溶液的形式；所述过硫酸酸盐水溶液的浓度优选为20～80wt％，进一步优选为30～70wt％，更优选为50wt％。

本发明，当所述水体中1,4-二恶烷的浓度为50～5000mg/L时，氧化还原反应的时间优选为3～80小时；所述氧化还原反应的时间的长短取决于水体中1,4-二恶烷含量的高低：当所述水体中1,4-二恶烷的浓度为[50，100]mg/L时，氧化还原反应的时间进一步优选为[3,12]h；当所述水体中1,4-二恶烷的浓度为(100，500]mg/L时，氧化还原反应的时间进一步优选为(12,24]h；当所述水体中1,4-二恶烷的浓度为(500，1000]mg/L时，氧化还原反应的时间进一步优选为(24,48]h；当所述水体中1,4-二恶烷的浓度为(1000，2000]mg/L时，氧化还原反应的时间进一步优选为(48,60]h；当所述水体中1,4-二恶烷的浓度为(2000，5000]mg/L时，氧化还原反应的时间进一步优选为(60,80]h。

在本发明中，当水体中1,4-二恶烷的含量在检测限以下后，所述氧化还原反应完成；在本发明中，所述检测限优选为0.01mg/L。

在本发明中，所述氧化还原反应优选在激活条件下进行，实现过硫酸根向硫酸根离子和硫酸氢根离子的转换，进一步提高氧化能力，促进对水体中1,4-二恶烷的分解降解，进一步缩短降解时间。

在本发明中，所述激活优选包括加热和/或使用激活剂，所述激活条件优选包括加热和/或二价铁离子的添加。在本发明中，所述加热的温度优选为40～60℃，进一步优选为45～55℃，更优选为50℃。本发明在所述加热条件下，激活过硫酸根，加速过硫酸根转换为硫酸根离子，硫酸根离子可和水作用生成硫酸氢根离子，进而提高氧化效率，进一步缩短对水体中1,4-二恶烷的降解时间。本发明在加热条件下实现如下反应：

S₂O₈^2-+2^e-→2SO₄^2-

S₂O₈^2-+heat→2SO₄^-·

SO₄^-·+H₂O→HO^·+HSO₄^-·

本发明对所述加热的方式没有特殊要求，采用本领域技术人员所熟知的对水体加热的方式即可。在本发明的实施例中，当对水体进行处理时，将预处理水体引入容器中，对容器进行直接或间接加热。

在本发明中，所述激活剂优选为二价铁离子，所述二价铁离子优选以二价铁盐溶液的形式提供；所述二价铁盐溶液的浓度优选为500～1500mg/L，进一步优选为800～1200mg/L，更优选为850～1100mg/L。在本发明中，所述二价铁盐溶液优选为硫酸亚铁溶液、氯化亚铁溶液和硝酸亚铁溶液中的一种或多种；当二价铁盐溶液选用硫酸亚铁溶液时，优选为七水合硫酸亚铁溶液；本发明采用结晶水形式的二价铁盐，便于二价铁离子的利用，易于参与到催化降解反应过程中。本发明对所述硫酸亚铁溶液、氯化亚铁溶液和硝酸亚铁溶液的来源没有特殊要求，采用本领域技术人员所熟知的市售产品或者本领域及技术人员熟知的制备相应溶液的方法制备即可。本发明在所述二价铁离子存在的条件下实现对所述过硫酸根的激活，实现过硫酸根离子对1,4-二恶烷的氧化降解的同时促进过硫酸根转换为硫酸根离子，进一步加速对1,4-二恶烷的氧化降解过程。

在本发明中，所述二价铁离子用量优选以所述过硫酸盐中过硫酸根的量为基准计，所述二价铁离子与所述过硫酸盐中过硫酸根的物质的量比优选为不高于1:5，进一步优选为1:5.5～1:10。在本发明中，所述二价铁离子促进过硫酸根离子转换成硫酸根离子时，会生成三价铁离子，本发明依据所述二价铁离子的用量要求限定二价铁离子的使用量，避免二价铁离子过量，生成Fe(OH)₃沉淀，影响1,4-二恶烷的降解效率。

本发明提供了一种水体中1,4-二恶烷的去除方法，采用过硫酸盐对含有1,4-二恶烷的水体进行氧化还原反应，完成对所述水体中1,4-二恶烷的去除。本发明采用过硫酸盐对水体进行氧化还原反应，利用过硫酸根离子的氧化能力，可快速实现对水体中1,4-二恶烷的降解。本发明实施例的结果表明，按照本发明提供的技术方案能够在3～12小时内实现将水体中浓度为100mg/L的1,4-二恶烷完全降解，相比生物降解技术处理同样浓度的水体需32～300天达到目标浓度，传统化学降解技术处理同样浓度的水体需2～7天达到目标浓度，大幅度提高。

下面结合实施例对本发明提供的水体中1,4-二恶烷的去除方法进行详细的说明，但是不能把它们理解为对本发明保护范围的限定。

在本发明中，所述分析测定水体中1,4-二恶烷含量的设备为气相色谱用氢火焰离子检测器GC-FID，具体分析条件为：检测器检测室在40℃温度条件下保持5分钟，随后，以每分钟10℃的速度上升至150℃后保持5分钟的150℃的检测室温度；检测过程中，水体进样温度为250℃，样品进样量为1微升，分流比10:1，检测器的温度保持在250℃，检测器的载气为氦气。

用于检测反应过程中所产生的气体中1,4-二恶烷降解产物的设备为气相色谱热导检测器GC-TCD，具体分析条件为：进样量600微升，进样口和检测器温度均保持在100℃，进样压力为160kPa，载气为氩气。

实施例1

将1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体置于反应容量为75mL的玻璃瓶中，按照1,4-二恶烷与氧化剂中过硫酸根的物质的量比为1：50计，在玻璃瓶中添加浓度为5000mg/L的过硫酸钠溶液。然后将含有丁醇和铝的盖子将玻璃瓶封口后，匀速震荡5min后静置，进行氧化还原反应。

在整个的实验过程中，在预设的不同时间段，用注射器插入反应玻璃瓶中分别抽取1mL的样品，并将其过0.45微米的过滤膜后待检测；玻璃瓶中的气体也通过注射器采集，并进行分析测定；水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图2中5000mg/L所对应的曲线所示。每次取样之后，为了防止反应溶液从玻璃瓶中挥发，替换使用新的封口盖。

实施例2

按照实施例1的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，按照1,4-二恶烷与氧化剂中过硫酸根的物质的量比为1：25添加浓度为2500mg/L的过硫酸钠溶液。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图2中2500mg/L所对应的曲线所示。

实施例3

按照实施例1的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，按照1,4-二恶烷与氧化剂中过硫酸根的物质的量比为1：12.5添加过硫酸钠溶液。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图2中1250mg/L所对应的曲线所示。

实施例4

将1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体置于反应容量为75mL的玻璃瓶中，按照1,4-二恶烷与氧化剂中过硫酸根的物质的量比为1：50计，在玻璃瓶中添加浓度为5000mg/L的过硫酸钠溶液。然后将含有丁醇和铝的盖子将玻璃瓶封口后，匀速震荡5min，随后将配制好的玻璃瓶放入40℃的恒温箱中，进行氧化还原反应。

在整个的实验过程中，在预设的不同时间段，用注射器插入反应玻璃瓶中分别抽取1mL的样品，并将其过0.45微米的过滤膜后待检测；玻璃瓶中的气体也通过注射器采集，并进行分析测定。每次取样之后，为了防止反应溶液从玻璃瓶中挥发，替换使用新的封口盖。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图3所对应的曲线所示。

实施例5

按照实施例4的方案对1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体进行降解。区别在于，将配制好的玻璃瓶放入50℃的恒温箱中。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图3所对应的曲线所示。

实施例6

按照实施例4的方案对1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体进行降解。区别在于，将配制好的玻璃瓶放入60℃的恒温箱中。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图3所对应的曲线所示。

实施例7

将1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体置于反应容量为75mL的玻璃瓶中，按照1,4-二恶烷与氧化剂中过硫酸根的物质的量比为1：50计，在玻璃瓶中添加浓度为5000mg/L的过硫酸钠溶液；再按照二价铁离子与过硫酸根的物质的量比1:5，添加浓度为1000mg/L的七水合亚硫酸铁溶液。然后将含有丁醇和铝的盖子将玻璃瓶封口后，匀速震荡5min后静置，进行氧化还原反应。

在整个的实验过程中，在预设的不同时间段，用注射器插入反应玻璃瓶中分别抽取1mL的样品，并将其过0.45微米的过滤膜后待检测；玻璃瓶中的气体也通过注射器采集，并进行分析测定。每次取样之后，为了防止反应溶液从玻璃瓶中挥发，替换使用新的封口盖。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图4所对应的曲线所示。

实施例8

按照实施例7的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，添加的七水合亚硫酸亚铁溶液中二价铁离子与过硫酸根的物质的量比为1:10。

实施例9

按照实施例7的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，添加的七水合亚硫酸亚铁溶液中二价铁离子与过硫酸根的物质的量比为1:15。

实施例10

将1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体置于反应容量为75mL的玻璃瓶中，按照1,4-二恶烷与氧化剂中过硫酸根的物质的量比为1：50计，在玻璃瓶中添加浓度为5000mg/L的过硫酸钠溶液；再按照二价铁离子与过硫酸根的1:5的物质的量比，添加浓度为1000mg/L的七水合亚硫酸铁溶液。然后将含有丁醇和铝的盖子将玻璃瓶封口后，匀速震荡5min，随后将配制好的玻璃瓶放入40℃的恒温箱中，进行氧化还原反应。

在整个的实验过程中，在预设的不同时间段，用注射器插入反应玻璃瓶中分别抽取1mL的样品，并将其过0.45微米的过滤膜后待检测；玻璃瓶中的气体也通过注射器采集，并进行分析测定。每次取样之后，为了防止反应溶液从玻璃瓶中挥发，替换使用新的封口盖。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图5所对应的曲线所示。

实施例11

按照实施例10的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，将配制好的玻璃瓶放入50℃的恒温箱中。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图5所对应的曲线所示。

实施例12

按照实施例10的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，将配制好的玻璃瓶放入60℃的恒温箱中。

水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图5所对应的曲线所示。

实施例13

按照实施例10的方案对1,4-二恶烷浓度为1500mg/L的水体进行降解。区别在于，氧化剂选用过硫酸钾溶液。

在40℃的恒温箱中进行降解过程，水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图6所对应的曲线所示。

实施例14

按照实施例10的方案对1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体进行降解。区别在于，氧化剂选用过硫酸钾溶液。

分别在50℃和60℃的恒温箱中进行降解过程，水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图6所对应的曲线所示。

实施例15

按照实施例10的方案对1,4-二恶烷浓度为1500mg/L的水体进行降解。区别在于，氧化剂选用过硫酸钙溶液。

在40℃的恒温箱中进行降解过程，水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图7所对应的曲线所示。

实施例16

按照实施例10的方案对1,4-二恶烷浓度为600mg/L的水体进行降解。区别在于，氧化剂选用过硫酸钙溶液。

在50℃的恒温箱中进行降解过程，水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图7所对应的曲线所示.

实施例17

按照实施例10的方案对1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体进行降解。区别在于，氧化剂选用过硫酸钙溶液。

在40℃的恒温箱中进行降解过程，水体中1,4-二恶烷的浓度与水体中1,4-二恶烷初始浓度比值随处理时间变化的检测结果如图7所对应的曲线所示。

对比例1

将1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体置于反应容量为75mL的玻璃瓶中，不添加过硫酸盐溶液。然后将含有丁醇和铝的盖子将玻璃瓶封口后，匀速震荡5min，随后将配制好的玻璃瓶放入40℃的恒温箱中，进行氧化还原反应。

在整个的实验过程中，在预设的不同时间段，用注射器插入反应玻璃瓶中分别抽取1mL的样品，并将其过0.45微米的过滤膜后待检测；玻璃瓶中的气体也通过注射器采集，并进行分析测定。每次取样之后，为了防止反应溶液从玻璃瓶中挥发，替换使用新的封口盖。

水体中1,4-二恶烷的浓度随处理时间变化的检测结果如图3所对应的曲线所示。

对比例2

将1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体置于反应容量为75mL的玻璃瓶中，按照二价铁离子与过硫酸根的1:5.的物质的量比，添加浓度为1000mg/L的七水合亚硫酸铁溶液。然后将含有丁醇和铝的盖子将玻璃瓶封口后，匀速震荡5min，随后将配制好的玻璃瓶放入40℃的恒温箱中，进行氧化还原反应。

在整个的实验过程中，在预设的不同时间段，用注射器插入反应玻璃瓶中分别抽取1mL的样品，并将其过0.45微米的过滤膜后待检测；玻璃瓶中的气体也通过注射器采集，并进行分析测定。每次取样之后，为了防止反应溶液从玻璃瓶中挥发，替换使用新的封口盖。

水体中1,4-二恶烷的浓度随处理时间变化的检测结果如5所对应的曲线所示。

对比例3

将1,4-二恶烷浓度为100mg/L的水体置于反应容量为75mL的玻璃瓶中，按照1,4-二恶烷与氧化剂中过硫酸根的物质的量比为1：25计，在玻璃瓶中添加浓度为2500mg/L的过硫酸钠溶液；再按照二价铁离子与过硫酸根的2:5的物质的量比，添加浓度为1000mg/L的七水合亚硫酸铁溶液。然后将含有丁醇和铝的盖子将玻璃瓶封口后，匀速震荡5min后静置，进行氧化还原反应。

在整个的实验过程中，在预设的不同时间段，用注射器插入反应玻璃瓶中分别抽取1mL的样品，并将其过0.45微米的过滤膜后待检测；玻璃瓶中的气体也通过注射器采集，并进行分析测定。每次取样之后，为了防止反应溶液从玻璃瓶中挥发，替换使用新的封口盖。

水体中1,4-二恶烷的浓度随处理时间变化的检测结果如图4所对应的曲线所示。

对比例4

按照对比例2的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，氧化剂选用过硫酸钾溶液。

水体中1,4-二恶烷的浓度随处理时间变化的检测结果如图6所对应的曲线所示。

对比例5

按照对比例2的方案对含有1,4-二恶烷的水体进行降解。区别在于，氧化剂选用过硫酸钙溶液。

水体中1,4-二恶烷的浓度随处理时间变化的检测结果如图7所对应的曲线所示。

由图3和图5可知，温度是影响过硫酸氧化处理有机污染物降解效率的最重要参数之一。

图3显示，没有铁离子添加的条件下，在40℃的处理温度下，水中的1,4-二恶烷在80小时后可被过硫酸完全氧化；随着处理温度升高到50℃和60℃，过硫酸氧化1,4-二恶烷的速率明显加快，其完全被氧化的时间由80小时分别缩短至8小时和3小时。无铁离子添加条件下，在40℃的处理温度下，水中的1,4-二恶烷在80小时后可被过硫酸完全氧化；相比之下，对比例1未在反应溶液中添加过硫酸氧化剂，水中1,4-二恶烷浓度在经过一段时间后仍毫无变化。

图5显示，在反应溶液中添加Fe²⁺的情况下，1,4-二恶烷的降解速率仍呈现出随着处理温度的升高而加快的趋势。在40℃时，水中的1,4-二恶烷可以被Fe²⁺激活的过硫酸在51小时内完全氧化；当处理温度从40℃升到50和60℃时，水中的1,4-二恶烷可以在Fe²⁺激活过硫酸氧化作用下在9小时和4小时被完全氧化。相比之下，对比例2的只添加Fe²⁺，不添加过硫酸氧化剂，随着处理过程的进行，1,4-二恶烷的浓度并不发生变化。

由图5、6和7可知，以过硫酸钾、过硫酸钙或者过硫酸钠作为氧化剂提供过硫酸根离子，均可实现对水体中1,4-二恶烷的降解：在反应溶液中添加Fe²⁺的情况下，1,4-二恶烷的降解速率仍呈现出随着处理温度的升高而加快的趋势。

由图6可知，当采用过硫酸钾时，在40℃时，水中的1,4-二恶烷可以被Fe²⁺激活的过硫酸在80小时内完全氧化；当处理温度从40℃升到50℃和60℃时，水中的1,4-二恶烷可以在Fe²⁺激活过硫酸氧化作用下在10小时和5小时被完全氧化。相比之下，对比例3的只添加Fe²⁺，不添加过硫酸氧化剂，随着处理过程的进行，1,4-二恶烷的浓度并不发生变化。

由图7可知，当采用过硫酸钙时，在50℃和60℃时，水中的1,4-二恶烷可以被Fe²⁺激活的过硫酸在20小时和10小时被完全氧化。相比之下，对比例4的只添加Fe²⁺，不添加过硫酸氧化剂，随着处理过程的进行，1,4-二恶烷的浓度并不发生变化。

以上结果表明，在一定的处理温度下，过硫酸的氧化能力可以被完全激活，它也转变为SO₄^-·的形式，导致水中的1,4-二恶烷氧化速率加快。

结合统计分析，水中1,4-二恶烷的氧化过程均完全满足准一级方程动力学反应模型。

由图2可知，在无铁离子添加系中，水中1,4-二恶烷能够在11小时内被完全氧化，其降解反应速率随着添加过硫酸氧化剂浓度的增加而呈现出加快的趋势。当水体中添加的过硫酸浓度从1250mg L^-1增加到2500mg L^-1和5000mg L^-1时，整个氧化反应速率均会加快一倍以上，与处理温度变化的情况相似，1,4-二恶烷的降解速率会随着过硫酸浓度的增加而加快。

由图4可知，在有铁离子添加系实验中，当在水体中添加的二价铁离子与过硫酸根的物质的量比高于1：5时，水中的1,4-二恶烷不能被完全氧化。水中1,4-二恶烷的浓度在处理20小时后降低到最低的50～60mg L^-1，并始终保持在此浓度范围内徘徊。这表明：如果在Fe²⁺过剩的情况下，它会通过反应抑制过硫酸根离子的产生，从而影响过硫酸氧化处理1,4-二恶烷的降解速率。

以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下，还可以做出若干改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。