活化過(guò)碳酸鹽及過(guò)氧碳酸氫鹽在水處理領(lǐng)域中的研究進(jìn)展

廖兵，胥雯，葉秋月

（1成都理工大學(xué)地質(zhì)災(zāi)害防治與地質(zhì)環(huán)境保護(hù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，四川 成都 610059；2成都理工大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，四川 成都 610059；3成都理工大學(xué)國(guó)家環(huán)境保護(hù)水土污染協(xié)同控制與聯(lián)合修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，四川 成都 610059）

隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展以及人類(lèi)的大規(guī)模生產(chǎn)活動(dòng)，各類(lèi)工業(yè)、農(nóng)業(yè)廢水未經(jīng)有效處理，可循環(huán)使用率低，排放量增大，導(dǎo)致水環(huán)境污染日益嚴(yán)重。水中殘留的部分有機(jī)物難以被生物降解，對(duì)人類(lèi)的生存環(huán)境產(chǎn)生較大危害。高級(jí)氧化技術(shù)常被用于處理生物難降解有機(jī)污染物，主要包括臭氧催化體系、Fenton 體系、類(lèi)Fenton 體系、光催化體系、過(guò)硫酸鹽體系以及過(guò)碳酸鹽體系等。Fenton體系對(duì)環(huán)境的pH 條件要求嚴(yán)格，同時(shí)還存在運(yùn)行成本高以及易產(chǎn)生二次污染的特點(diǎn)，因此在應(yīng)用過(guò)程中存在一定的局限性。而活化過(guò)碳酸鹽（SPC）作為類(lèi)Fenton 試劑，適用的pH 范圍廣泛，且易于儲(chǔ)存、運(yùn)輸和處理，越來(lái)越多的學(xué)者開(kāi)始將其應(yīng)用于高級(jí)氧化體系處理水體中難降解有機(jī)污染物。單一的SPC體系處理污染物時(shí)所需用量較大，主要是中間產(chǎn)物參與競(jìng)爭(zhēng)過(guò)碳酸鹽所致，為了進(jìn)一步提高過(guò)碳酸鹽的反應(yīng)活性，目前已有多種方法用于活化過(guò)碳酸鹽，如鐵基材料、活性炭、光活化等，反應(yīng)體系的影響因素包括溶液初始pH、活化劑投加量、SPC濃度、目標(biāo)污染物的濃度以及水中共存無(wú)機(jī)離子和有機(jī)物等。過(guò)氧碳酸氫鹽（PMC）的活化劑主要包括過(guò)渡金屬離子以及金屬?gòu)?fù)合材料，溶液初始pH、活化劑投加量、HO濃度、HCO濃度、活化劑濃度以及共存陰離子均會(huì)對(duì)目標(biāo)污染物的降解產(chǎn)生影響。本綜述系統(tǒng)總結(jié)了活化過(guò)碳酸鹽體系和活化過(guò)氧碳酸氫鹽在水處理領(lǐng)域的研究動(dòng)態(tài)，梳理和回顧了目前活化SPC 以及活化PMC 在水處理中的應(yīng)用研究進(jìn)展，分析和總結(jié)了活化SPC體系和活化PMC 體系的反應(yīng)機(jī)理，以期為其在水處理中的進(jìn)一步應(yīng)用提供一定的參考。

1 過(guò)碳酸鹽與過(guò)氧碳酸氫鹽

1.1 過(guò)碳酸鹽體系

過(guò)碳酸鈉俗稱(chēng)固體HO，在室溫下較穩(wěn)定，呈白色顆粒狀粉末，主要是通過(guò)在流化床中碳酸鈉和過(guò)氧化氫溶液的結(jié)晶獲得。過(guò)碳酸鈉作為HO和NaCO的加成化合物（理論含量為32.5%和67.5%），其化學(xué)式有兩種表達(dá)形式，即NaCO·1.5HO和2NaCO·3HO，具有與液態(tài)過(guò)氧化氫相同的氧化作用。與傳統(tǒng)高級(jí)氧化技術(shù)所用的氧化劑相比，SPC成本低廉、適用的溫度范圍及pH范圍更廣，同時(shí)也具有良好的水溶性，使用后不產(chǎn)生污染和異味，綠色環(huán)保。由于SPC對(duì)微生物不具有毒性，在溶于水后可分解為NaCO和HO，可表示為式(1)，在這樣的堿性條件下，HO可進(jìn)一步分解為HO和O，如式(2)所示，產(chǎn)生的氧氣可供好氧微生物使用，用于有機(jī)污染物的降解。因此，近年來(lái)以SPC為氧化劑的新型氧化體系逐漸被應(yīng)用于水處理領(lǐng)域中。

1.2 過(guò)氧碳酸氫鹽體系

2 活化過(guò)碳酸鹽及過(guò)氧碳酸氫鹽的方法

2.1 活化過(guò)碳酸鹽

由于SPC溶于水可生成HO，因此可直接將其用于降解有機(jī)污染物，包括苯、三氯乙烯（TCE）、磺胺二甲嘧啶（SMT）等，但在單一的SPC 體系中，溶于水產(chǎn)生的HO很難分解生成活性物質(zhì)，反應(yīng)效率較低。添加活化劑后，系統(tǒng)中會(huì)產(chǎn)生一系列活性氧自由基（ROS），可快速降解目標(biāo)污染物。

2.1.1 鐵基材料活化SPC

（2）螯合劑-Fe由于在氧化反應(yīng)過(guò)程中，F(xiàn)e失去電子轉(zhuǎn)化為Fe，會(huì)降低整個(gè)體系的活性，削弱Fe活化SPC 的能力，因此高劑量的Fe參加反應(yīng)十分必要。為避免Fe(OH)沉淀析出，可在較寬的pH 范圍內(nèi)使用螯合劑提高Fe的利用效率，產(chǎn)生大量ROS。這是因?yàn)槔肍e活化SPC 產(chǎn)生HO與Fenton工藝的性質(zhì)相似，而添加水溶液呈酸性的螯合劑會(huì)使體系的pH 降低，酸性條件下有利于維持體系中的Fe濃度，進(jìn)一步通過(guò)式(4)產(chǎn)生·OH降解目標(biāo)污染物。部分螯合劑已被證明是改良的Fenton工藝中降解污染物的有效試劑，如檸檬酸（CA/CIA）、乙二胺四乙酸（EDTA）、草酸（OA）、一水檸檬酸（CIT）、谷氨酸（GA）。螯合-Fe催化SPC體系在地下水應(yīng)用中具有較好的應(yīng)用前景，但在Fe/SPC中添加螯合劑時(shí)，應(yīng)綜合分析目標(biāo)污染物和螯合劑的化學(xué)性質(zhì)。

（3）nZVI 復(fù)合材料 nZVI 可活化SPC，由于存在易團(tuán)聚、抗氧化性能較差等缺點(diǎn)，nZVI/SPC去除污染物降解率較低。為進(jìn)一步改善nZVI 的缺點(diǎn)，常采用液相還原法將其改性制成負(fù)載型雙金屬材料，如沸石負(fù)載的鐵銅雙金屬（Z-nZVI-Cu）、沸石負(fù)載的鐵鎳雙金屬（Z-nZVI-Ni）等，根據(jù)BET 分析結(jié)果發(fā)現(xiàn)，nZVI 復(fù)合材料的比表面積顯著增加，且具有較好的降解效果。此外，有研究使用氧化石墨烯負(fù)載納米零價(jià)鐵材料（G-nZVI）活化過(guò)碳酸鈉體系去除目標(biāo)污染物。與nZVI 相比，納米零價(jià)鐵復(fù)合材料表現(xiàn)出更好的穩(wěn)定性能，在水處理中具有良好的應(yīng)用前景。

2.1.2 活化SPC的其他方法

（1）生物炭活化SPC 生物炭具有比表面積大、孔隙度高、吸附能力強(qiáng)的特點(diǎn)，因此被作為一種性能優(yōu)良的吸附劑應(yīng)用于各類(lèi)工業(yè)水的處理。利用生物炭活化SPC時(shí)，不同熱解溫度對(duì)污染物的降解效果具有較大影響，反應(yīng)過(guò)程中產(chǎn)生的HO·是導(dǎo)致目標(biāo)污染物降解的主要活性自由基。

（2）光活化SPC 光活化法是一種將光能轉(zhuǎn)化成化學(xué)能的技術(shù)，一般采用紫外光作為光源激發(fā)O或HO產(chǎn)生HO·，光助Fenton氧化法是一種處理難降解有機(jī)廢水的有效方法，具有操作簡(jiǎn)便、降解速度快、效率高且礦化能力強(qiáng)的特點(diǎn)，是目前極具發(fā)展?jié)摿蛻?yīng)用前景的高級(jí)氧化技術(shù)之一，與單獨(dú)SPC、單獨(dú)UV體系相比，目標(biāo)污染物在UV/SPC體系中呈現(xiàn)更高的降解效率。在同等氧化劑濃度下，雙酚A在UV/SPC和UV/HO的降解率相當(dāng)。

（3）其他活化方式 除了以上提到的材料可活化SPC外，還可利用其他物質(zhì)或復(fù)合體系對(duì)SPC氧化劑進(jìn)行活化，包括FeO@ZIF-8材料、Vis/FeOCl以及以釩[V(Ⅳ)]為基礎(chǔ)的活化方式。通過(guò)相關(guān)表征分析發(fā)現(xiàn)，復(fù)合材料一般具有較大的比表面積，利于污染物的擴(kuò)散和轉(zhuǎn)移。Li 等研究了V(Ⅳ)催化SPC 對(duì)苯胺的降解，驗(yàn)證了V(Ⅳ)對(duì)SPC的活化機(jī)理，在V(Ⅳ)/HO和V(Ⅳ)/HO/NaCO系統(tǒng)中評(píng)估了苯胺降解的性能，并與V(Ⅳ)/SPC 系統(tǒng)進(jìn)行了比較，結(jié)果表明，V(Ⅳ)/SPC 可以有效分解苯胺，隨著V(Ⅳ)和SPC 用量的增加，降解效率提高。

活化SPC降解有機(jī)物的相關(guān)研究如表1所示。

表1 不同活化劑活化SPC降解有機(jī)物

2.2 活化過(guò)氧碳酸氫鹽

2.2.1 過(guò)渡金屬離子

在PMC 體系中使用活化劑，可加速有機(jī)污染物的降解。研究者發(fā)現(xiàn)在對(duì)PMC 進(jìn)行活化時(shí)，使用溶解的過(guò)渡金屬離子Co(Ⅱ)和含鈷的多相催化劑具有良好的效果。通過(guò)研究不同金屬離子（Mn、Cu、Fe、Ag）替代Co對(duì)PMC 進(jìn)行催化，發(fā)現(xiàn)Co具有更好的活化過(guò)氧碳酸氫鹽的性能。將Co活化的PMC 系統(tǒng)與Fenton 試劑降解染料相比，Co活化的PMC 系統(tǒng)降解效果更好。此外，Mn和Cu也被用于活化PMC系統(tǒng)，與單獨(dú)PMC體系相比，其對(duì)污染物的降解率更高。

2.2.2 金屬?gòu)?fù)合體系

除了使用過(guò)渡金屬離子外，也可使用復(fù)合材料對(duì)PMC進(jìn)行活化。目前主要以Co、Cu、Mn為基礎(chǔ)合成一系列用于活化PMC的復(fù)合材料。復(fù)合材料的優(yōu)點(diǎn)主要體現(xiàn)在具有較低的氧化電位和更多的氧化還原活性位點(diǎn)。此外，過(guò)渡金屬硫化物也被用于活化PMC。有研究合成了CuFeS、CuS和FeS三種材料活化PMC并進(jìn)行了比較，發(fā)現(xiàn)CuFeS表現(xiàn)出可逆氧化還原性能，活化PMC降解2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）的效果最佳。

活化PMC降解有機(jī)物的相關(guān)研究如表2所示。

表2 不同活化劑活化PMC降解有機(jī)物

2.3 過(guò)碳酸鹽體系和過(guò)氧碳酸氫鹽體系中活化劑的異同

金屬離子和復(fù)合材料均可活化SPC 和PMC，主要的區(qū)別在于SPC 的活化劑包括Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)、螯合劑-Fe、nZVI 復(fù)合材料、生物炭、光、V(Ⅳ)以及含鐵的復(fù)合材料等。但在活化PMC體系中，使用的過(guò)渡金屬離子除Fe外，還包括Co、Mn、Cu、Ag等，常用的復(fù)合材料一般以Co、Cu、Mn為基礎(chǔ)合成。

3 活化過(guò)碳酸鹽及過(guò)氧碳酸氫鹽在水處理中的影響因素

3.1 活化過(guò)碳酸鹽的影響因素

3.1.1 溶液初始pH

（1）酸性條件 在高級(jí)氧化技術(shù)中，溶液初始pH是重要的影響因素，F(xiàn)enton體系的適宜pH范圍為2～4，在此范圍內(nèi)，體系能夠擁有較好的氧化性能。當(dāng)活化過(guò)碳酸鹽體系溶液初始pH 較低時(shí)，目標(biāo)污染物的降解率更高。特別是在使用Fe(Ⅱ)或螯合劑-Fe(Ⅱ)對(duì)SPC 進(jìn)行活化的反應(yīng)體系中得到了驗(yàn)證，這與Fenton反應(yīng)類(lèi)似，主要是因?yàn)椴煌娜芤簆H條件會(huì)影響反應(yīng)體系中Fe的存在形式，在較高的pH條件下，抑制了HO·的產(chǎn)生，促進(jìn)鐵的沉淀，二者均會(huì)對(duì)目標(biāo)污染物的降解產(chǎn)生阻礙作用。Sajjadi 等將溶液的初始pH 分別設(shè)定2、3、5、7、9，隨著pH從2增加到3，目標(biāo)污染物MB的降解效率從61.4%增加到了98.5%，在pH 持續(xù)上升的情況下，降解率降低至50%以下。

在不同的初始pH條件下進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，終點(diǎn)pH也存在差異，Zang 等在初始pH=3.01 的條件下，TCE 的降解率在反應(yīng)90min 后達(dá)到了93%，溶液最終pH 為2.85，這是由于TCE 氧化反應(yīng)下會(huì)產(chǎn)生CO，然后產(chǎn)生H，從而導(dǎo)致pH的降低。雖然SPC在溶解過(guò)程中產(chǎn)生HO與水分子發(fā)生反應(yīng)，會(huì)增加溶液中OH的量，但與TCE氧化過(guò)程中產(chǎn)生的H相比反應(yīng)很慢。Lyu等發(fā)現(xiàn)，在CA-Fe(Ⅱ)/SPC/TCE體系中，初始pH=3.0系統(tǒng)的最終pH下降到了2.9，初始pH=3.8 系統(tǒng)的最終pH 降低至3.5，初始pH 分別為5.0、7.0 和9.0 的體系最終pH 上升到了6.2、8.6 和10.0，在反應(yīng)過(guò)程中pH 條件的升高加速了Fe(OH)的沉淀，阻礙了反應(yīng)系統(tǒng)中活性自由基的產(chǎn)生量，但加入水溶液呈酸性的CA 后，導(dǎo)致最終溶液pH 的變化趨勢(shì)差異。有實(shí)驗(yàn)結(jié)果與此不同，HAH/CA/Fe(Ⅱ)/SPC/TCE 體系中，當(dāng)初始溶液pH為3 和5.2 時(shí)，TCE 的去除率超過(guò)了99%，但這兩種情況下的最終溶液pH都接近2.5，表明該體系中TCE 的去除具有pH 依賴(lài)性，在酸性條件下去除效率更高，符合Fenton反應(yīng)過(guò)程的一般行為。

除了溶液本身pH 條件的影響外，添加的螯合劑的性質(zhì)也會(huì)對(duì)反應(yīng)體系產(chǎn)生影響，在Fe/SPC/PCE體系中分別加入不同性質(zhì)的螯合劑，發(fā)現(xiàn)在同等摩爾濃度比例下，呈酸性的螯合劑會(huì)降低溶液的pH，提高Fe的活化性能，最終PCE 的降解率更高。

（3）中性條件 在部分活化SPC降解污染物的實(shí)驗(yàn)中，中性pH 條件下反而降解率更高，促進(jìn)了將活化SPC應(yīng)用于地下水原位修復(fù)的可能性。Miao等配制了pH 分別為3.0、4.5 和6.5 的溶液，初始pH 為6.5 的條件下，反應(yīng)5min 后PCE 的降解率達(dá)到了98%，而pH 為3.0 和4.5 的條件下，PCE 的降解率為80.4%和53.5%，在近中性的pH 條件下，F(xiàn)e/SPC 的氧化性能更佳。初始pH=6.5 和pH=4.5體系中的最終pH 分別降至3.44 和3.45，但pH=3.0體系最終pH 增加到3.15，類(lèi)Fenton 反應(yīng)和PCE 的降解使反應(yīng)體系呈酸性，但SPC的溶解造成了堿性環(huán)境，導(dǎo)致最終pH的變化趨勢(shì)不同。

Fenton反應(yīng)對(duì)有機(jī)污染物的氧化降解通常在溶液pH 略低于3 時(shí)表現(xiàn)出較好的效果，但與傳統(tǒng)高級(jí)氧化技術(shù)所用的氧化劑相比，SPC 在較寬的pH范圍內(nèi)對(duì)污染物的降解均有效，這可能與反應(yīng)體系的性質(zhì)有關(guān)。pH 梯度實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證了這一結(jié)論，在使用Fe(Ⅱ)活化SPC去除目標(biāo)污染物的實(shí)驗(yàn)中，該體系可在更寬的pH（3～10）內(nèi)使用。V(Ⅳ)活化SPC 的研究也發(fā)現(xiàn)初始pH 對(duì)于目標(biāo)污染物的降解沒(méi)有顯著影響。Li等研究了初始pH對(duì)質(zhì)子化g-CN/SPC/Vis 體系去除MB 的影響，MB 降解的最適初始pH為7；在溶液初始pH為中性或弱堿性的條件下，MB 的降解率最大可達(dá)90%，當(dāng)溶液的初始pH=3 時(shí)，MB 的降解率為70%，表明在較寬的pH 范圍內(nèi)，質(zhì)子化g-CN/SPC/Vis 體系降解MB 都有較好的效果。

活化SPC降解污染物的初始pH及反應(yīng)后pH如表3所示。

表3 不同活化劑活化SPC降解污染物的初始pH

3.1.2 SPC/活化劑/污染物濃度

SPC作為一種有效的氧化劑，其不同的濃度水平對(duì)目標(biāo)污染物的降解率也會(huì)產(chǎn)生相應(yīng)的影響。在較低的SPC濃度下，目標(biāo)污染物的降解率較低，隨著SPC濃度的增加，目標(biāo)污染物的降解率隨之顯著升高，SPC濃度增加到達(dá)一定值后，目標(biāo)污染物的降解率反而呈降低的趨勢(shì)，這是由于在低濃度SPC體系下，反應(yīng)系統(tǒng)產(chǎn)生的HO較少，增加SPC初始濃度可以增加體系內(nèi)的HO產(chǎn)生量，在活化劑的作用下，體系內(nèi)的HO可以生成更多HO·，用于目標(biāo)污染物的降解。當(dāng)SPC 增加到一定濃度后，系統(tǒng)中的HO·會(huì)發(fā)生兩種反應(yīng)[式(5)、式(6)]。當(dāng)SPC添加量超過(guò)最適濃度時(shí)，水中大量的碳酸鹽離子會(huì)與TCE競(jìng)爭(zhēng)ROS，阻礙TCE的降解[式(7)]。

單獨(dú)的SPC氧化體系對(duì)于有機(jī)污染物的去除效果較差，活化劑的加入可催化分解SPC溶于水產(chǎn)生的過(guò)氧化氫產(chǎn)生HO·，添加足量活化劑可顯著改善污染物的去除率，當(dāng)活化劑使用過(guò)量時(shí)，目標(biāo)污染物的去除率反而降低。Fu等在Fe(Ⅲ)/SPC/苯的研究中發(fā)現(xiàn)了不同的現(xiàn)象，隨著Fe(Ⅲ)劑量的增加，苯完全被降解所需的時(shí)間被縮短；苯的降解呈現(xiàn)出兩個(gè)階段，在反應(yīng)速率較慢的第一階段，大約有30%的苯被降解，在第二階段苯的降解速度較快；較高劑量的Fe(Ⅲ)促進(jìn)了Fe(Ⅱ)-氫過(guò)氧化物配合物的生成，從而產(chǎn)生了更多的HO·，使苯降解的時(shí)間縮短。

光照作為活化SPC的方法之一，可通過(guò)控制輻照強(qiáng)度對(duì)污染物的降解產(chǎn)生影響，苯胺降解率隨著UV輻照強(qiáng)度的增加而顯著上升，UV輻照強(qiáng)度的增加對(duì)HO均裂反應(yīng)產(chǎn)生促進(jìn)作用，使反應(yīng)體系中·OH 等活性物種的有效濃度上升，有利于對(duì)目標(biāo)物的降解。Eslami 等研究了超聲波活化對(duì)SPC 體系降解酸性橙7（AO7）的影響，在控制pH、SPC 劑量不變的條件下，超聲波功率的增加（100W、200W、300W）對(duì)AO7的去除沒(méi)有產(chǎn)生變化，100W的功率足以激活SPC以產(chǎn)生自由基。

3.1.3 水中共存無(wú)機(jī)離子與有機(jī)物

低濃度（10mmol/L）Cl對(duì)污染物降解的影響不明顯，但有實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)低濃度Cl反而加速了目標(biāo)污染物的降解，這種增強(qiáng)的降解可能是由于氯物種的形成，Cl可能與HO反應(yīng)，生成了OCl，在紫外線(xiàn)和超聲條件下，HOCl 被分解為HO·和Cl·，這兩種自由基都可以降解染料。高濃度Cl條件下則發(fā)生了明顯的抑制作用，在酸性pH 環(huán)境中，這種抑制可能是由于氯化物和HO·的相互作用形成HOCl·。在Fe(Ⅲ)/SPC/苯體系里，添加高濃度的Cl會(huì)對(duì)污染物的降解產(chǎn)生較大影響，可能是由于在溶液中生成了鐵的配合物，抑制了Fe 和Fe(Ⅲ)對(duì)SPC 的活化作用，反應(yīng)系統(tǒng)產(chǎn)生的HO·變少。

（2）有機(jī)質(zhì) 地下水中除了含有多種無(wú)機(jī)陰離子外，還溶解了大量的有機(jī)質(zhì)（NOM），對(duì)氧化體系的污染物去除效果也會(huì)產(chǎn)生影響。在活化SPC降解污染物的研究中通常選用腐殖酸（HA）作為一種具有代表性的NOM，添加低濃度HA，對(duì)污染物的去除略有抑制，當(dāng)HA濃度提高時(shí)，目標(biāo)污染物的去除率降低，HA 會(huì)與目標(biāo)污染物競(jìng)爭(zhēng)消耗氧化體系內(nèi)的HO·，進(jìn)而導(dǎo)致AOPs 的效率較低。隨著HA 濃度進(jìn)一步增加到100mg/L，對(duì)乙苯（EB）降解的抑制作用并沒(méi)有進(jìn)一步增強(qiáng)。有研究發(fā)現(xiàn)pH為5～7，添加一定濃度的HA可以提高Fenton 系統(tǒng)中有機(jī)化合物的氧化速率。高濃度的NOM 會(huì)降低Fe/SPC對(duì)苯的降解率，然而在反應(yīng)體系中加入CIA 或GA 可減輕這種抑制作用，這可能是由于螯合劑的加入增加了反應(yīng)體系里的HO·；然而在Fe/SPC降解苯的實(shí)驗(yàn)中得到了不同的結(jié)論，加入HA 促進(jìn)了苯的降解，隨著HA 濃度的增加，苯被完全降解的時(shí)間縮短，這可能是因?yàn)樵诜磻?yīng)體系中加入HA使Fe還原成了Fe，增強(qiáng)了反應(yīng)體系的活化能力，對(duì)HO·的生成產(chǎn)生了促進(jìn)作用，與HA消耗的HO·相比量更多，反應(yīng)體系呈現(xiàn)出對(duì)苯降解的促進(jìn)作用。

3.2 活化過(guò)氧碳酸氫鹽的影響因素

3.2.1 溶液初始pH

3.2.3 共存陰離子

3.3 活化過(guò)碳酸鹽和過(guò)氧碳酸氫鹽體系的影響因素比較

4 活化過(guò)碳酸鹽及過(guò)氧碳酸氫鹽體系的反應(yīng)機(jī)理

4.1 活化過(guò)碳酸鹽體系的反應(yīng)機(jī)理

4.1.1 鐵基材料活化SPC

4.1.2 其他材料活化SPC

活化SPC的相關(guān)反應(yīng)式如表4所示。

表4 活化SPC反應(yīng)式

4.2 活化過(guò)氧碳酸氫鹽體系的機(jī)理

4.2.1 PMC體系的機(jī)理

4.2.2 PMC的活化機(jī)理與作用機(jī)制

PMC體系與活化PMC體系的相關(guān)反應(yīng)式如表5所示。

表5 PMC相關(guān)反應(yīng)式

4.3 活化過(guò)碳酸鹽和過(guò)氧碳酸氫鹽體系機(jī)理的比較

表6 不同活化劑活化SPC和PMC體系產(chǎn)生的自由基種類(lèi)

圖1 SPC和PMC的活化機(jī)制示意圖

5 結(jié)語(yǔ)

目前的相關(guān)研究表明活化SPC 和PMC 體系具有良好的應(yīng)用前景，但將該反應(yīng)體系運(yùn)用于受有機(jī)物污染的水修復(fù)時(shí)仍需關(guān)注以下問(wèn)題。

（1）實(shí)際水體為復(fù)合污染，與實(shí)驗(yàn)室配制的標(biāo)準(zhǔn)溶液具有較大差異，需要進(jìn)一步探究活化SPC和PMC 體系對(duì)水體的修復(fù)性能以及利用其進(jìn)行實(shí)際水處理時(shí)的穩(wěn)定性和安全性，厘清體系中產(chǎn)生的自由基對(duì)水體中污染物的去除機(jī)制。

（2）活化PMC體系關(guān)于自然環(huán)境（如有機(jī)質(zhì)、共存離子）條件實(shí)驗(yàn)的研究較少，在實(shí)際的地下水修復(fù)應(yīng)用中，自然環(huán)境是重要的影響因素，因此有必要進(jìn)行深入研究。

（3）目前活化PMC 體系主要用于偶氮染料的脫色處理及酚類(lèi)有機(jī)物的降解，可進(jìn)一步拓寬其在降解有機(jī)污染物的應(yīng)用。

（4）關(guān)于活化PMC 體系的研究較少，應(yīng)進(jìn)一步探索過(guò)渡金屬離子及金屬?gòu)?fù)合材料活化PMC 的催化機(jī)理，研究活化劑與PMC 之間的相互作用，為提高污染物去除率提供理論支持。