活化過氧乙酸技術降解環(huán)境有機污染物的研究進展

王輝鋒，郭艷菲，郭壯，黃意涵，徐東耀，魏健*

1.環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室, 中國環(huán)境科學研究院

2.中國環(huán)境科學研究院水生態(tài)環(huán)境研究所

3.中國環(huán)境科學研究院環(huán)境工程技術有限公司

4.中國礦業(yè)大學(北京)化學與環(huán)境工程學院

5.華北電力大學(北京)環(huán)境科學與工程學院

高級氧化技術（AOPs）主要是運用光、熱、催化劑等與氧化劑結合生成高活性物種〔如羥基自由基(·OH)、超氧自由基(O2-·)和硫酸根自由基(SO4-·)等〕，通過活性物種與有機物的加合、取代、電子轉移、斷鍵使難降解有機物氧化為小分子物質(zhì)，該技術對難降解有機污染物具有很好的氧化降解效果[1]。芬頓（Fenton）氧化是一種傳統(tǒng)的高級氧化技術，基于該技術已衍生出多種新型類Fenton 技術，其反應過程主要使用除Fe2+和過氧化氫（H2O2）之外的其他金屬及氧化劑〔過硫酸鹽、高錳酸鉀、高碘酸鹽及過氧乙酸（PAA）等〕。近年來，以活化PAA 為代表的新型AOPs，以其處理效率高、無二次污染、環(huán)境友好等特點在處理有機污染物方面引起了廣泛的關注。

PAA 是一種強氧化劑，其氧化還原電位(E0）為1.96 V，接近H2O2（1.8 V），高于氯氣（1.4 V）和二氧化氯（1.5 V），活化PAA 的過程不僅可以降解有機污染物[2]，還能同步殺滅反應體系中的細菌和病毒，活化PAA 作為一種綠色、高效的處理技術，已成為當前環(huán)境領域的研究熱點[3-5]。自2000 年以來，Web of Science 的“ Sci-Expanded” 數(shù) 據(jù) 庫 中 檢 索 關 于PAA 的論文數(shù)量明顯增加（圖1）。但研究發(fā)現(xiàn)，PAA 與大多數(shù)有機污染物直接反應速率慢，對有機污染物的降解效果有限，通常需要使用外部能量（光、熱、微波、超聲等）或催化劑（過渡金屬、碳材料及其復合材料）激活產(chǎn)生·OH 和有機自由基〔CH3C(O)O·、CH3C(O)OO·等〕，進而將難降解有機污染物氧化為低毒或無毒的小分子有機物。

圖1 2000—2022 年Web of Science 中關于PAA 的發(fā)文量Fig.1 Number of papers published on PAA in Web of Science in 2000-2022

本文系統(tǒng)綜述了催化劑（主要包括過渡金屬、碳材料及復合材料）活化PAA 氧化技術，重點闡述了常規(guī)活化PAA 技術降解有機污染物的機理，總結了活化PAA 技術在廢水、土壤和沉積物、地下水領域的研究現(xiàn)狀和進展，并探討了該技術的未來發(fā)展方向。

1 過氧乙酸的活化方式及效果

PAA 的活化主要通過光（可見光、紫外光）[6-7]、熱[8]、微波、超聲等外部能量[9-10]或者過渡金屬、碳材料及其復合材料促使PAA 的O—O 鍵斷裂產(chǎn)生活性物種。由于PAA 結構中的O—O 鍵斷裂所需能量較高（≥159 kJ/mol），通過光、熱、超聲、微波等外部能量活化成本較高，因此，外部能量活化常作為其他活化方式的輔助手段。

1.1 過渡金屬活化PAA

研究表明，以Fe(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Co(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)等過渡金屬及其氧化物構成的均相或非均相催化劑均可促使氧化劑產(chǎn)生活性物種[11]。均相過渡金屬催化作用是指可溶性過渡金屬化合物與反應物處于同一相，沒有相界面存在而進行的反應，以分子或離子獨立起作用，活性中心均一，具有高活性和高選擇性的特點。降解有機污染物時，均相過渡金屬活化PAA 的反應速率快，但過渡金屬離子不易回收；非均相過渡金屬活化PAA 的反應速率受反應條件和過渡金屬價態(tài)影響，但非均相過渡金屬可以快速從溶液中分離回收。

1.1.1 均相過渡金屬

均相過渡金屬能夠直接活化PAA 產(chǎn)生活性物種，反應過程中低價態(tài)的金屬被氧化為高價態(tài)。由于體系中H2O2的存在，其能將高價態(tài)過渡金屬還原為低價態(tài)，從而恢復金屬對PAA 的催化活性，實現(xiàn)污染物的高效降解[12-13]。表1 列舉了部分均相過渡金屬活化PAA 降解有機污染物的效能，可以看出均相過渡金屬活化PAA 可以有效去除雙氯芬酸、卡馬西平、羅丹明B 等。在均相過渡金屬中，雖然鈷離子具有很高的催化活性[14-15]，但鈷離子的毒性限制了其進一步應用。多價態(tài)的鐵、錳、銅等過渡金屬對PAA 也具有優(yōu)良的催化活性，且在環(huán)境中廣泛存在及低成本等優(yōu)勢使其具有廣泛的應用前景，但均相過渡金屬活化PAA 容易造成過渡金屬離子污染，需增加后續(xù)處理工藝。

表1 均相過渡金屬活化PAA 降解有機污染物的效能Table 1 Effectiveness of homogeneous transition-metal activated PAA to degrade organic pollutants

1.1.2 非均相過渡金屬

非均相過渡金屬主要有鐵基、銅基、鈷基和其他金屬氧化物，其用于活化PAA 可減少或控制金屬離子溶出，但活化過程更為復雜，反應速率除了受PAA 濃度、污染物濃度、反應條件等因素影響外，還與催化劑表面性質(zhì)、結構特性密切相關。表2 列舉了部分非均相過渡金屬活化PAA 降解有機污染物的效能，結果顯示，非均相過渡金屬活化PAA 可以有效去除磺胺甲惡唑（SMX）、卡馬西平、羅丹明B等。由于非均相過渡金屬具有高表面能，在使用過程中易發(fā)生團聚，導致活性位點減少，進而影響催化性能。

表2 非均相過渡金屬活化PAA 降解有機污染物的效能Table 2 Effectiveness of heterogeneous transition-metal activated PAA to degrade organic pollutants

零價鐵、氧化鐵活化PAA 性能優(yōu)良，其對PAA 活化主要依靠Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的氧化還原來實現(xiàn)，并且鐵基催化劑在實際應用過程中具有明顯的成本優(yōu)勢。為增強Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)循環(huán)[21]，有研究人員制備了低成本、環(huán)保型的FeS，可在較寬的pH 范圍(3.0~9.0)內(nèi)高效地活化PAA，5 min 內(nèi)對SMX、卡馬西平和萘普生的去除率可達80%~100%[22]。銅基催化劑有零價銅、氧化銅及黃銅礦等，也具有優(yōu)良活化PAA 的性能[23]。有研究表明，納米氧化銅活化PAA 降解卡馬西平的反應速率為納米Co3O4的2 倍多[24]。天然黃銅礦（CuFeS2）含有豐富的還原性硫物種，可增強活性位點的再生，其中硫原子可以捕獲質(zhì)子形成硫空位促進活性位點的暴露，Cu(Ⅰ)和Fe(Ⅱ)為主要的活性位點，活化PAA 對甲硝唑的去除率可達83.92%[25]。與鐵基和銅基催化劑相比，鈷基催化劑（Co2O3、Co3O4等）對PAA 的催化性能更優(yōu)，如Co3O4活化PAA 可以完全降解橙G[26]。在鈷基催化劑中摻入其他過渡金屬構建雙過渡金屬催化劑，不僅可以促進催化劑與氧化劑之間的電子轉移，還可以加速Co(Ⅲ)到Co(Ⅱ)的還原[26-27]，鐵摻入鈷基催化劑活化PAA 降解SMX 的效果為FeCo2O4>CoFe2O4>Co3O4[28]。Zhang 等[29]研究表明，在最優(yōu)條件下Co1.1Mn1.9O4活化PAA 降解SMX 的反應速率為Co3O4活化PAA 的7.2 倍。研究還發(fā)現(xiàn)，在鈷基催化劑中摻入其他過渡金屬可以增強催化劑的穩(wěn)定性和重復利用率。如在最優(yōu)條件下CoFe2O4活化PAA，在10 min 內(nèi)對羅丹明B 的去除率達到95%，4 個循環(huán)后CoFe2O4活化PAA 對羅丹明B 的去除率仍保持在92.4%[30]。

總之，在有機污染物去除效果方面，非均相過渡金屬與均相過渡金屬效果基本相同，但實際應用中非均相過渡金屬可以快速從溶液中分離回收，減少后續(xù)處理。

1.2 碳材料活化PAA

碳材料具有高比表面積、豐富的官能團、可調(diào)諧電子等特點，使其具有較高的催化活性，是一種優(yōu)良的非金屬催化劑，可以克服過渡金屬浸出產(chǎn)生的二次污染和依賴pH 等問題，常見的活化PAA 的碳材料主要有碳納米管、生物質(zhì)炭、活性炭、炭黑、石墨烯及其衍生物等。原始碳材料經(jīng)過多孔結構化改造或雜原子摻雜等改性后，增加了缺陷位點，加速了電子轉移，從而提高了催化活性。常用N、O、B、S 等元素摻雜碳材料，N 原子的引入可以調(diào)整相鄰sp2碳的局部電荷分布；由于S 原子的半徑比碳大，較難摻入碳材料中，可以摻在材料的邊緣或缺陷處，S 摻雜有利于調(diào)節(jié)碳材料的電子排布和自旋密度；B 摻雜可以在碳材料中引入路易斯酸位點，增強材料表面親和力；O 摻雜可以改變碳材料電荷分布和堆疊結構，增加材料的羥基和羰基官能團。如還原石墨烯（rGO）較難活化PAA，而氮摻雜還原石墨烯（N-rGO）可 以 有 效 促 進PAA 活 化，60 min 內(nèi) 對SMX 的去除率達96%[34]。表3 總結了部分碳材料活化PAA 降解有機污染物的效能，其對苯酚、乙酰氨基酚等有機污染物的去除效果可達90%以上[4,34-41]。用氮摻雜碳納米管在其表面形成吡啶N、石墨N 和吡咯N 等活性位點，可以提高碳納米管對PAA 的催化性能[35]。碳材料活化PAA 受pH 影響較小，如活性炭纖維（ACF）可以在pH 為3~11 范圍內(nèi)有效地激活PAA 降解活性艷紅X-3B[4]。生物質(zhì)炭含有豐富羥基官能團（—OH）活性位點，可以有效活化PAA 降解水中有機污染物，如污泥基生物質(zhì)炭、椰殼生物質(zhì)炭等[36]。張暉等[37]在完全或限氧條件下熱解制備的花生殼衍生生物質(zhì)炭，通過電子轉移活化PAA，在最優(yōu)條件下對乙酰氨基酚的去除率達92.8%。

表3 碳材料活化PAA 降解有機污染物的效果Table 3 Effectiveness of carbon material activated PAA to degrade organic pollutants

綜上，改性后的碳材料在催化活性方面表現(xiàn)出良好的性能，作為廉價和環(huán)境友好型的催化劑，可用作有毒和昂貴金屬替代品，但碳材料的催化能力低于非均相過渡金屬催化劑。在催化反應后中間產(chǎn)物會覆蓋在碳材料表面，使孔徑堵塞，導致再生過程中活性位點減少；對于雜原子摻雜的碳材料，在催化反應后，碳材料表面的官能團會發(fā)生不可逆的變化（如石墨N 不可逆地轉化為吡啶N）。因此，提升碳材料的重復使用性是其實際應用所面臨的挑戰(zhàn)。

1.3 復合材料活化PAA

復合材料是通過物理或化學方法，將2 種或2 種以上不同性質(zhì)的材料結合形成新材料，包括金屬-金屬復合材料、碳-碳復合材料、金屬-碳復合材料。金屬-金屬復合材料具有較強的催化活性，但材料易團聚和金屬易浸出。碳-碳復合材料對環(huán)境友好，但催化性能有限。金屬-碳復合材料可以克服金屬-金屬和碳-碳材料的缺點，碳材料不僅可以吸附有機污染物和氧化劑，縮短活性物種與污染物之間的遷移距離，還可以作為電子轉移的媒介促進金屬價態(tài)循環(huán)，使其具有更高的催化活性；碳材料比表面積（SSA）大、孔隙率高，可以穩(wěn)定和分散金屬，減少金屬的團聚和浸出；在碳材料中引入順磁金屬材料，可以通過外部磁場將其從廢水中分離出來。金屬-碳復合材料可分為單金屬（Fe、Co）和雙金屬（CoFe2S4、FeCo2S4和FeCo2O4）納米顆粒摻雜碳復合材料，由于雙金屬可以同時作為活性位點形成2 種反應機制，一般雙金屬的催化活性優(yōu)于單金屬，雙金屬的最佳配比是雙金屬-碳復合材料催化性能的研究重點。由于活性位點位于金屬表面，金屬-碳復合材料的催化活性與金屬粒徑密切相關，為了充分利用每個金屬原子，研究人員不斷縮小金屬粒徑，將金屬原子分散在碳材料中制備單原子催化劑，單原子催化劑成為金屬-碳復合材料另一個研究重點。目前，常見的復合材料主要有CoFe2O4@木質(zhì)素衍生生物質(zhì)炭和FeCo2S4改性氮化碳等，這些材料活化PAA 對SMX、磺胺氯噠嗪、羅丹明B 等有機污染物的去除效果顯著[42-51]，具體結果見表4。Shi 等[42]將Fe 負載于生物質(zhì)炭上制備單金屬復合材料活化PAA，對酸性橙的去除率高達99.9%；Virkutyte 等[43]利用Fe2O3改性蒙脫石合成綠色復合材料，活化PAA 降解對二氯苯酚；Zhou 等[44]制備的硫化雙金屬改性氮化碳復合材料（CoFe2S4-CN）活化PAA，實現(xiàn)了對雙酚AF、2-氯苯酚、苯胺、橙G、甲基橙、雙氯芬酸鈉、三氯生和SMX 的去除。由于復合材料具有良好的穩(wěn)定性和重復使用性，一般在3 次循環(huán)后對PAA 仍具有高催化活性，因此目前的研究熱點多集中在復合材料的研發(fā)方面。

表4 復合材料活化PAA 降解有機污染物的效果Table 4 Effectiveness of composite materials activated PAA to degrade organic pollutants

2 活化PAA 技術降解有機污染物的機制

活化PAA 技術的機制有吸附和氧化，氧化分為直接氧化和活性物種氧化（圖2），直接氧化對有機污染物的去除率有限，活性物種氧化是降解有機污染物的主要機制。活性物種氧化機制分為自由基機制和非自由基機制，過渡金屬活化PAA 是通過·OH、乙酰氧基自由基〔CH3C(O)O·〕、乙酰過氧自由基〔CH3C(O)OO·〕、高價態(tài)過渡金屬非自由基降解有機污染物。碳材料活化PAA 傾向于產(chǎn)生CH3C(O)O·、CH3C(O)OO·和單線態(tài)氧（1O2）、電子轉移（e-）等非自由基機制降解有機污染物。不同PAA 活化方式降解有機污染物的機制不盡相同，如氧化還原石墨烯活化PAA 通過e-機制降解SMX，而熱改性活性炭活化PAA 通過CH3C(O)O·、CH3C(O)OO·和e-機制降解SMX。

圖2 基于PAA 的高級氧化技術降解有機污染物的機制Fig.2 Degradation mechanisms of organic pollutants by PAAbased AOPs

除了常見的自由基和非自由基機制外，還有自由基機制轉非自由基機制、催化劑與自由基絡合形成亞穩(wěn)態(tài)的復合物（該機制不受自由基淬滅劑的影響，有研究者將亞穩(wěn)態(tài)復合物歸為非自由基）。

2.1 自由基機制

自由基機制為催化劑活性位點與PAA 反應，使PAA 中過氧鍵斷裂產(chǎn)生活性物種〔CH3C(O)O·和·OH〕，該反應為活化PAA 技術的第一步，控制著整個反應體系對有機污染物的去除速率。自由基機制易受pH 影響，在酸性條件下，可以加速PAA 產(chǎn)生活性物種；當pH 為5.5~8.2 時，PAA 自發(fā)分解為乙酸和氧氣；當pH>8.2 時，PAA 水解為乙酸和H2O2[52]，從而減少了反應體系的自由基活性物種[53]。

過渡金屬(Mn+)通過2 條競爭途徑產(chǎn)生自由基：1）Mn+與PAA 反 應 生 成CH3C(O)O·和M(n+1)+OH〔式（1）〕；2）Mn+與PAA 反應生成·OH 和反應性中間產(chǎn)物 CH3C(O)OM(n+1)+〔式（2）〕，隨后生成CH3C(O)O·和M(n+1)+。PAA 溶液中共存的H2O2促進M(n+1)+生成Mn+（圖3，還原途徑），原位生成的Mn+有效催化PAA 分解，生成反應性中間產(chǎn)物〔M(n+1)+OH〕和CH3C(O)O·，以及少量的·OH（圖3，活化途徑），生成 的CH3C(O)O·和·OH 進 一 步 與PAA 反 應 產(chǎn) 生CH3C(O)OO·〔式（3）、式（4）〕（圖3，自由基轉化途徑）[54]。同時，CH3C(O)O·進一步衰變脫羧形成甲基自由基（CH3·），CH3·在氧氣中不穩(wěn)定形成過氧自由基(CH3O2·)〔式（5）、式（6）〕（圖3，β-裂解途徑）。在活 化PAA 體 系 中 產(chǎn) 生·OH 的 量 較 少，CH3·和CH3O2·具有低反應性[55]，因此，降解有機污染物的主要自由基為CH3C(O)O·和CH3C(O)OO·[24]。

圖3 過渡金屬活化PAA 降解有機污染物的自由基機制Fig.3 Free radical mechanism of transition-metal activated PAA for degradation of organic pollutants

過渡金屬催化劑活化PAA 的性能受溶液pH、金屬負載量和金屬價態(tài)的影響，通常在酸性條件下更易發(fā)生氧化還原反應；在堿性條件下過渡金屬易形成不活潑的氫氧化物絡合物[18,23]，降低了其對PAA 的催化活性。

碳材料自由基機制為碳材料表面羰基（C＝ O）、羧基（C—OOH）和羥基（C—OH）激活PAA 產(chǎn)生CH3C(O)O·〔式（7）、式（8）〕；碳材料表面富電子位點（如缺陷和石墨N、吡啶N）將其非鍵合自由電子提供給PAA[4]，通過電子轉移使PAA 過氧鍵裂變產(chǎn)生CH3C(O)O·〔式（9）〕[39]，CH3C(O)O·進一步與PAA 反應產(chǎn)生CH3C(O)OO·〔式（4）〕，同時，CH3C(O)O·進行一系列自由基衰變〔式（5）、式（6）〕。碳材料活化PAA 的性能受溶液pH 影響小。

2.2 非自由基機制

非自由基主要有單線態(tài)氧（1O2）、高價態(tài)金屬氧物種、電子轉移和表面絡合的復合物等，不被Cl-、HCO3-和腐殖酸等無機陰離子淬滅，對有機污染物的氧化具有高選擇性。

單線態(tài)氧物種降解有機污染物，PAA 在微波作用下生成乙酸和1O2〔式（10）〕[56]，碳材料結構中的C＝ O 也可以與PAA 發(fā)生一系列的反應產(chǎn)生1O2（圖4，途徑Ⅰ）。1O2極易與不飽和有機污染物發(fā)生親電加成和電子奪取反應，從而降解有機污染物。

圖4 基于PAA 的高級氧化技術降解有機污染物的非自由基機制Fig.4 Non-free radical mechanism of organic pollutants by PAA-based AOPs

高價態(tài)金屬氧物種降解有機污染物，常見高價態(tài)金屬氧物種有Fe(Ⅳ)、Mn(Ⅳ)和Co(Ⅳ)。Mn+與PAA 中的O 原子配位，形成中間反應性的復合物，其中O—O 鍵水解產(chǎn)生高價態(tài)金屬氧物種（圖4，途徑Ⅱ）。高價態(tài)金屬氧物種具有高度親核性，通過親核反應降解有機污染物[57]。

電子轉移機制降解有機污染物，碳材料通常作為電子轉移介質(zhì)，介導電子從有機污染物向PAA 轉移（圖4，途徑Ⅲ）。電子轉移降解有機污染物的方式，一是可以活化PAA 產(chǎn)生自由基，二是可以直接氧化電位低于碳材料活化PAA的有機污染物。

表面絡合的復合物機制降解有機污染物，PAA 可以與過渡金屬氧化物或碳材料通過靜電鍵合形成表面絡合的復合物（催化劑/PAA*復合物）（圖4，途徑Ⅳ），重新排列PAA 的電子分布，使其更易接受來自有機污染物的電子，如Kong 等[41]制備rGO 作為導電橋促進電子從電子供體(有機污染物)到電子受體（表面受限的rGO/PAA*復合物）遷移。

3 活化PAA 技術降解有機污染物的應用

3.1 廢水中有機污染物降解

活化PAA 技術可以有效去除廢水中不同類型有機污染物，表5 總結了部分活化PAA 技術去除廢水酚類、染料、藥物等有機污染物的情況。由表5可知，活化PAA 技術對染料和藥物的去除率較高，分別達90%和85%以上，對酚類化合物的去除率達74%以上。此外，應根據(jù)廢水實際條件選擇適用的PAA 活化方式，如對于含有機污染物的高溫廢水，應選擇熱活化PAA，而對于酸性廢水可以選擇非均相過渡金屬、碳材料及復合材料等催化劑，對于堿性廢水可以選擇碳材料及復合材料等不依賴pH 的催化劑。

表5 活化過氧乙酸技術在降解廢水有機污染物的應用Table 5 Application of activated PAA technology to degrade organic pollutants in wastewater

3.2 土壤和沉積物中有機污染物降解

在土壤和沉積物中，活化PAA 技術對多環(huán)芳烴去除達70%以上。已有研究表明，羥基官能團（—OH）為活化PAA 的活性位點[39]，由于土壤和沉積物含有豐富的天然有機物，含有羥基官能團的天然有機物可以促進PAA 產(chǎn)生活性物種，進而對有機污染物進行原位氧化。因此，不同于活化劑及無機陰離子對降解廢水中有機污染物時的影響因素，活化PAA 技術在降解土壤和沉積物中有機污染物時影響因素主要體現(xiàn)在氧化劑的體積比（乙酸和H2O2之間發(fā)生化學反應形成PAA）及沉積物表面積、有機碳等方面。表6 列舉了幾種現(xiàn)有活化PAA 技術降解土壤和沉積物中典型有機污染物時，其濃度、氧化劑的體積比、土壤或沉積物表面積和有機碳對有機污染物去除效果的影響。由表6 可見，活化PAA 技術對土壤和沉積物中有機污染物的去除效果受有機污染物初始濃度影響較大，有機污染物初始濃度越高降解效果越差。目前，該技術在土壤和沉積物中降解有機污染物的機制研究較少，有待進一步深入研究。

表6 活化過氧乙酸技術在降解土壤和沉積物中有機污染物的應用Table 6 Application of activated PAA technology to degrade organic pollutants in soil and sediment

3.3 地下水中有機污染物降解

目前活化PAA 技術用于地下水中有機污染物降解的研究較少，與廢水中有機污染物降解的研究類似，多集中在不同活化劑、反應體系中存在的活性物種、最佳反應條件對有機污染物的去除效果等方面。如Lin 等[68]利用2,2’-連氮基-雙-(3-乙基苯并二氫噻唑啉-6-磺酸)（ABTS）和Fe(Ⅱ)作為PAA 活化劑，降解地下水中的雙氯芬酸(DCF)，結果表明：PAA、ABTS 活化PAA 和Fe(Ⅱ)活化PAA 對DCF呈惰性，去除率低于10%；ABTS 和Fe(Ⅱ)活化PAA體系去除率可達92%，該體系主要活性物種為ABTS·+。

4 結論與展望

基于活化PAA 的高級氧化技術可有效降解廢水、土壤和沉積物、地下水中的有機污染物，通過過渡金屬、碳材料及其復合材料等催化劑激活PAA 產(chǎn)生有機自由基、羥基自由基、單線態(tài)氧、高價金屬氧物種、電子轉移等活性物種，實現(xiàn)有機污染物的高效降解。雖然PAA 對有機污染物的去除效果較好，但其反應過程中產(chǎn)生的二次污染問題也需引起關注。此外，活化PAA 技術目前主要集中在試驗研究階段，距離規(guī)?；瘜嶋H應用還有一定距離。

建議今后開展以下幾方面的研究：1）加強對活化PAA 技術在土壤和沉積物中降解有機污染物機制的研究。雖然基于PAA 的AOPs 技術已經(jīng)在美國超級基金場地顯示出優(yōu)異的實用性，但活化PAA 產(chǎn)生活性物種的機制，以及活性物種氧化PAHs 的機制尚不清楚。2）開發(fā)高效、高選擇性的催化劑。針對現(xiàn)有過渡金屬、碳材料等催化劑表現(xiàn)出的缺陷，進一步開發(fā)具有高效穩(wěn)定、環(huán)境友好的活化PAA 的催化劑，以應對新污染物的潛在威脅。3）研究聯(lián)合處理技術?；诨罨疨AA 技術具有選擇性，探究依據(jù)復雜水體污染特點的聯(lián)合處理技術。