齊亞兵

（西安建筑科技大學(xué)化學(xué)與化工學(xué)院，陜西 西安 710055）

含酚廢水來源于煤炭加工、石油化工、制藥、木材加工、油漆制造、紡織、塑料和橡膠生產(chǎn)、造紙以及食品加工等行業(yè)，具有毒性大、難降解、能致畸、致癌、致突變等特征，對(duì)環(huán)境污染極大。人體攝入1g酚類足以致死，水中酚類濃度高于10mg/L時(shí)，水體生物就會(huì)死亡。美國國家環(huán)保局列出的129 種優(yōu)先控制的污染物中，酚類物質(zhì)就占據(jù)11種，中國水中優(yōu)先控制污染物黑名單中有6種為酚類物質(zhì)，國家污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)GB 8978—1996中規(guī)定工業(yè)廢水中酚的排放量不能超過0.5mg/L[1-5]。因此，水體中酚類污染物的去除已成為亟待解決的問題?；罨^硫酸鹽氧化法因具有經(jīng)濟(jì)、高效、環(huán)保、安全穩(wěn)定等優(yōu)勢，近年來在酚類污染物的降解方面?zhèn)涫荜P(guān)注。過硫酸鹽（PS）包括過一硫酸鹽（PMS）和過二硫酸鹽（PDS），常見的過硫酸鹽有過硫酸鈉、過硫酸銨、過硫酸鉀和過硫酸氫鉀等。過硫酸鹽在水中可電離生成更為穩(wěn)定、半衰期更長的過硫酸根（S2O82-），過硫酸根的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位為2.01V，接近臭氧的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位（2.07V），高于H2O2的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位（1.77V），通過熱、光、微波、超聲波、電化學(xué)、等離子體、過渡金屬、碳質(zhì)材料、有機(jī)金屬框架（MOFs）材料等活化可產(chǎn)生氧化還原電位更高的硫酸根自由基（SO4-·），氧化降解有機(jī)污染物。SO4-·的標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位為2.5～3.1V，與·OH 相近（2.8V），而SO4-·的存在壽命遠(yuǎn)高于·OH，在中性和堿性條件下，SO4-·的氧化能力高于·OH，可以更高效地降解有機(jī)物污染物[6]。本文論述了活化過硫酸鹽氧化法降解酚類污染物的研究進(jìn)展，解析了活化過硫酸鹽的影響因素，分析了活化過硫酸鹽降解酚類污染物存在的問題，展望了活化過硫酸鹽降解酚類污染物的發(fā)展方向。

1 活化過硫酸鹽氧化降解酚類污染物的研究進(jìn)展

活化過硫酸鹽氧化降解酚類污染物的方式主要包括外加能量活化和外加催化劑活化兩大類，其中，外加能量活化包括熱活化、光活化、超聲波活化、電化學(xué)活化和等離子體活化等；外加催化劑活化包含過渡金屬活化和碳質(zhì)材料活化等。

1.1 外加能量活化

1.1.1 熱活化

熱活化PS 降解酚類污染物是利用高溫或微波加熱水中酚類污染物和過硫酸鹽，使S2O82-中的O—O鍵斷裂，生成SO4-·等強(qiáng)氧化性自由基降解水中酚類污染物的方法。

提高反應(yīng)溫度可增強(qiáng)熱活化效率，增大反應(yīng)速率常數(shù)，從而提高酚類污染物的降解率；但將大量含酚類物質(zhì)的廢水加熱需要耗費(fèi)較多的能量。微波活化本質(zhì)上也屬于熱活化的范疇，微波加熱是分子水平的加熱；與傳統(tǒng)的熱活化相比，可實(shí)現(xiàn)體系的快速均勻加熱，提高PS 的利用率，有助于降低污染物降解的能壘。因而，微波活化PS 可降低污染物降解反應(yīng)的活化能，從而提高反應(yīng)速率，縮短反應(yīng)時(shí)間。一般而言，微波能量密度大、輻射時(shí)間長、PS 濃度高時(shí)，活化效率高，酚類污染物的降解率也較高。

表1 熱活化過硫酸鹽降解酚類污染物

熱活化工藝簡單，操作過程容易控制，應(yīng)用廣泛，高溫有利于過硫酸鹽活化效率的提高，但溫度過高時(shí)加熱能耗較高，且單一熱活化過硫酸鹽方式對(duì)酚類污染物的去除效果有限，很難達(dá)到滿意的降解效果，要實(shí)現(xiàn)酚類污染物較快、較好的降解，通常需要將熱活化與其他活化方式耦合起來進(jìn)行。

1.1.2 光活化

光活化PS 降解酚類污染物是利用紫外光（UV）、可見光（Vis）等輻射水中過硫酸鹽和酚類污染物，激發(fā)過硫酸鹽，使S2O82-中O—O 鍵斷裂，生成SO4-·，引發(fā)鏈?zhǔn)椒磻?yīng)，進(jìn)一步產(chǎn)生大量的SO4-·、·OH等活性物質(zhì)降解酚類污染物的方法。

如表2所示，可通過UV(Vis)、UV(Vis)+催化劑活化PS 降解苯酚、對(duì)羥基苯乙醇（TSL）、雙酚A（BPA）、對(duì)氯苯酚（4-CP）、雙酚S（BPS）等酚類物質(zhì)[16-22]。pH 是影響光活化PS 降解酚類污染物的重要因素，在堿性pH條件下苯酚的TOC 去除率更高[16]；4-CP 的降解率隨pH 的增大而減小[19]。氧化劑的類型對(duì)酚類污染物的降解率亦會(huì)產(chǎn)生不同程度的影響，在相同的條件下，不同體系對(duì)TSL的降解率排序?yàn)閁V+PDS>UV+H2O2>UV+PMS[17]；UVA+磁鐵礦+PDS 體系對(duì)苯酚的降解效果優(yōu)于UVA+磁鐵礦+H2O2體系[21]。催化劑的濃度、類型和粒度對(duì)酚類物質(zhì)的降解亦會(huì)產(chǎn)生重要影響，4-CP 的降解率隨MnO2濃度的增大而增大[19]；Cu-TiO2和Zn-TiO2對(duì)于雙酚S（BPS）的降解可產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)，使BPS的降解反應(yīng)加速[20]；磁鐵礦的粒度越小、Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)的比值越大，其對(duì)苯酚的降解效果越好[21]。水中共存離子和有機(jī)質(zhì)對(duì)酚類污染物的降解會(huì)產(chǎn)生一定程度的影響，Cl-、SO42-、NO3-、磷酸鹽緩沖液濃度對(duì)TSL 的降解影響有限[17]；Cl-促進(jìn)BPA 的降解，HCO3-和天然有機(jī)質(zhì)抑制BPA的降解[18]；HCO3-和HPO42-抑制4-CP的降解，Cl-對(duì)4-CP的降解無影響。光活化PS 降解酚類污染物過程中存在的氧化物質(zhì)有SO4-·、·OH、O2-·、lO2、H2O2等[16-22]。BPA的降解路徑為SO4-·誘導(dǎo)的羥基化、·OH 加成、C—C的β-斷裂[18]。BPS 的降解路徑為S—C 鍵斷裂、電子轉(zhuǎn)移和羥基化[20]。

表2 光活化過硫酸鹽降解酚類污染物

光活化過硫酸鹽降解酚類污染物過程簡單、可操作性強(qiáng)、能耗較低、經(jīng)濟(jì)安全，是一種很有發(fā)展?jié)摿Φ姆宇愇廴疚锏奶幚矸椒ā５饣罨瘜?duì)設(shè)備要求較高，應(yīng)用場合受限，對(duì)透光率低、色度高的廢水處理效果較差。目前光活化過硫酸鹽降解酚類污染物大多集中在紫外光范圍對(duì)過硫酸鹽的活化，在可見光范圍內(nèi)對(duì)過硫酸鹽的活化研究較少。為了提高對(duì)酚類污染物的降解率，可用光與過渡金屬、光催化劑等協(xié)同活化過硫酸鹽降解酚類污染物。

1.1.3 超聲活化

超聲活化PS 降解酚類污染物是利用超聲的空化作用在空化泡崩潰閉合時(shí)產(chǎn)生局部高溫高壓，促使水中S2O82-中的O—O 鍵斷裂，產(chǎn)生SO4-·和·OH等活性物質(zhì)，氧化降解酚類污染物的方法。

如表3所示，以超聲或超聲+催化劑活化PS可實(shí)現(xiàn)雙酚A（BPA）和壬基酚（NP）的降解[23-25]。BPA的降解來源于超聲產(chǎn)生的·OH和過硫酸鹽超聲分解產(chǎn)生的SO4-·對(duì)其氧化[23]。與單獨(dú)超聲（US）和PDS 氧化相比，US+PDS 對(duì)BPA 的降解效果最好，在偏堿性條件下BPA 的降解率高于酸性和中性條件下的降解率[24]。BPA的降解率隨超聲功率的增大而增大，隨過硫酸鹽濃度的增大先增大后減小，隨BPA 濃度的減小而增大；溫度對(duì)BPA 的降解具有雙重影響：一方面，升高溫度可提高熱活化過硫酸鹽的活化效率；另一方面，升高溫度會(huì)抑制超聲活化過硫酸鹽的活化效率，因而BPA 的降解存在一個(gè)最佳溫度[23-24]。水中共存的Cl-、碳酸氫鹽、硝酸鹽和腐殖酸（HA）會(huì)降低BPA 的降解率[24]。超聲活化PS 降解BPA、NP 等酚類污染物過程中存在的氧化物質(zhì)為SO4-·和·OH 等。BPA 的降解路徑為羥基化、氧化、直接裂解[23]。

表3 超聲活化過硫酸鹽降解酚類污染物

超聲活化PS 降解水中酚類污染物具有礦化徹底的優(yōu)點(diǎn)，但其過程不夠穩(wěn)定且能耗較高，處理大量實(shí)際含酚污水存在困難。目前關(guān)于超聲波活化PS 降解酚類污染物的理論研究和實(shí)際應(yīng)用相對(duì)較少。

1.1.4 電化學(xué)活化

如式（1）所示，電化學(xué)活化PS降解酚類污染物是利用電場活化過硫酸鹽，產(chǎn)生SO4-·等自由基降解水中酚類物質(zhì)的方法。電化學(xué)活化PS 過程主要受PS 濃度、pH、電流密度、電壓、電極材料和介質(zhì)等因素的影響。

如表4 所示，以電化學(xué)活化PS 可實(shí)現(xiàn)苯酚、四溴雙酚A（TBBP-A）、BPA、4-溴酚和4-氯酚等酚類污染物的降解[26-32]。酸性pH 有利于苯酚、TBBP-A 等酚類物質(zhì)的降解[26,28]。苯酚的降解率隨PDS 濃度、電流密度的增大先增大后減小[26,31]。PS濃度對(duì)TBBP-A的TOC降解率影響不大，提高外加電壓有利于TBBP-A 的TOC 降解，電極介質(zhì)對(duì)TBBP-A 的TOC 降解率影響不大[28]。在硼摻雜金剛石（BDD）/PS 和BDD 體系下，在不同介質(zhì)環(huán)境中BPA 的降解率排序?yàn)镃l->ClO4->SO42-。在金屬電極（DSA）/PS 和DS 體系下，在不同介質(zhì)環(huán)境中BPA的降解率排序?yàn)镃l->SO42->ClO4-。直接電解產(chǎn)生及Cl-與SO4-·/·OH 反應(yīng)產(chǎn)生的活性氯增強(qiáng)了對(duì)BPA的降解[30]。電化學(xué)活化PS 降解苯酚、BPA、4-溴酚、4-氯酚等酚類污染物過程中的主要氧化物質(zhì)為SO4-·、·OH和活性氯等[27,29-32]。電化學(xué)活化PS降解苯酚的路徑為：苯酚先被氧化為對(duì)苯二酚，再被氧化為對(duì)苯醌，進(jìn)一步被氧化為順丁烯二酸酐，接著被氧化為反丁烯二酸，然后被氧化為乙二酸，最終生成CO2和H2O[27]。電化學(xué)活化PS降解BPA 的路徑為羥基化、羧化、氯取代[30]。

表4 電化學(xué)活化過硫酸鹽降解酚類污染物

電化學(xué)活化過硫酸鹽降解酚類污染物具有降解率高、自動(dòng)化程度高等優(yōu)點(diǎn)，但其操作過程電能消耗高、電極易損耗、操作成本高且過程容易產(chǎn)生副產(chǎn)物。為提高電化學(xué)活化PS 降解酚類污染物的降解效率，可將電活化與過渡金屬、碳質(zhì)材料等活化方式結(jié)合起來降解酚類污染物。

1.1.5 等離子體活化

等離子體主要通過滑動(dòng)弧放電、介質(zhì)阻擋放電、電暈放電和輝光放電形式而產(chǎn)生。等離子體活化PS 降解酚類污染物是利用等離子體裝置放電活化過硫酸鹽，產(chǎn)生SO4-·、·OH、高能電子等功能粒子以及紫外線、高溫等降解酚類污染物的方法。

如表5 所示，用等離子體活化PS 體系可實(shí)現(xiàn)苯酚和對(duì)硝基苯酚的降解。與未加PDS相比，加入PDS的氣液兩相滑動(dòng)弧放電等離子體對(duì)苯酚的降解率有所提高，在苯酚的降解過程中SO4-·和·OH 同時(shí)存在[33]。PDS 和Fe2+的加入顯著增強(qiáng)了介質(zhì)阻擋放電等離子體對(duì)對(duì)硝基苯酚（PNP）的降解效果，等離子體+Fe2++PDS 體系對(duì)PNP 的降解率（81.1%）高于單一等離子體（34.8%）、等離子體+過硫酸鹽（63.6%）、等離子體+Fe2+（69.6%）和過硫酸鹽+Fe2+（13.7%）對(duì)PNP 的降解率；在PNP 的降解過程中，SO4-·和·OH 同時(shí)存在，且·OH 是主要自由基[34]。

表5 等離子體活化過硫酸鹽降解酚類污染物

等離子體活化過硫酸鹽降解酚類污染物具有降解率高、環(huán)境污染小等優(yōu)點(diǎn)，但等離子體裝置昂貴，操作過程電能消耗大。因而，等離子體降解酚類污染物目前僅存在于實(shí)驗(yàn)室研究階段，尚無工業(yè)應(yīng)用的相關(guān)報(bào)道。

1.2 外加催化劑活化

1.2.1 過渡金屬活化

過渡金屬包括Fe、Mn、Co、Ni、Cu、Ce 等。如式(2)、式(3)所示，過渡金屬活化是以過渡金屬單質(zhì)、離子、氧化物為催化劑，最終通過生成金屬離子為過硫酸鹽提供電子，激發(fā)產(chǎn)生SO4-·等自由基降解水中酚類物質(zhì)的方法，其中M 代表金屬，分別為活化PDS 和PMS 的反應(yīng)式。最常用的活化劑是單質(zhì)鐵、鐵氧化物或鐵離子。

表6 過渡金屬活化過硫酸鹽降解酚類污染物

過渡金屬活化過硫酸鹽降解酚類污染物具有過程經(jīng)濟(jì)節(jié)能、操作簡單、催化劑用量少、高效等優(yōu)點(diǎn)。目前，對(duì)此種技術(shù)的研究非?；钴S，假以時(shí)日如能進(jìn)一步提高催化劑穩(wěn)定性和重復(fù)使用次數(shù)、提高其對(duì)過硫酸鹽的活化效率、降低催化劑制備成本，此種技術(shù)必將大規(guī)模應(yīng)用于酚類污染物的降解領(lǐng)域。

1.2.2 碳質(zhì)材料活化

如表7 所示，以碳質(zhì)材料活化PS，可實(shí)現(xiàn)苯酚、PNP、2,4-DCP、2-氯苯酚、2,4,6-三氯苯酚、4-正辛基苯酚、4-正壬基苯酚、雙酚A 和4-CP 等酚類污染物的降解[45-51]。碳質(zhì)材料活化PS降解酚類污染物的過程中自由基和非自由路徑均存在，碳質(zhì)材料豐富的表面缺陷、良好的氧官能團(tuán)提供了反應(yīng)的活性位點(diǎn)[45-47,49]。在甘蔗渣生物炭活化PDS 降解苯酚過程中自由基和非自由基均參與了苯酚的降解，且非自由基占主導(dǎo)地位[45]。在活性炭+熱活化PDS降解PNP的過程中，活性炭的加入提高了熱活化降解PNP 的反應(yīng)速率，但并未改變降解路徑[46]。雞蛋殼生物炭活化PDS降解2,4-DCP的過程中，存在自由基和非自由基兩種反應(yīng)路徑，以·OH 為主導(dǎo)的自由基反應(yīng)路徑主導(dǎo)著反應(yīng)的進(jìn)行[47]。Fe2+的引入可強(qiáng)化生物炭活化PDS降解苯酚的過程，而生物炭在活化PDS 的過程中起主要作用[48]。Cl-、NO3-、HCO3-、HPO42-和腐殖酸對(duì)苯酚的降解有明顯的抑制作用[48]。HCO3-、HPO42-可抑制2-氯苯酚、2,4-二氯苯酚、2,4,6-三氯苯酚等酚類物質(zhì)的降解[49]。在碳質(zhì)材料活化PS 降解酚類污染物的過程中存在的氧化物質(zhì)有·OH、SO4-·、O2-·、lO2和轉(zhuǎn)移的電子等[45-51]。

表7 碳質(zhì)材料活化過硫酸鹽降解酚類污染物

碳質(zhì)材料活化過硫酸鹽降解酚類污染物具有環(huán)保、經(jīng)濟(jì)、操作簡單、pH 適用范圍廣等優(yōu)點(diǎn)，然而單一的碳質(zhì)材料活化PS 方式對(duì)酚類污染物的降解率不夠高，為了提高對(duì)酚類污染物的降解率，通?？蓪⑻假|(zhì)材料與過渡金屬耦合制備出碳質(zhì)材料負(fù)載過渡金屬復(fù)合催化劑用于PS 的活化，實(shí)現(xiàn)酚類的降解。

1.3 其他活化方式

除此之外，還有污泥生物炭活化、羰基化納米金剛石活化、鋼渣堿活化、核殼結(jié)構(gòu)鐵-碳納米復(fù)合物（Fe@CNs）活化、碳化聚苯胺活化等。以航運(yùn)港口污泥制備污泥生物炭活化PMS降解苯酚，當(dāng)催化劑添加量為30mg/L、PMS 添加量為150mg/L、苯酚濃度為50mg/L、pH 為5、反應(yīng)時(shí)間為150min時(shí)苯酚的去除率可達(dá)99%[52]。以羰基化納米金剛石活化PMS 降解對(duì)氯苯酚，降解體系中的活性物質(zhì)為lO2，對(duì)氯苯酚的降解礦化途徑為脫氯后氧化形成苯醌，苯醌開環(huán)，進(jìn)一步分解成CO2和H2O[53]。以鋼渣水解后產(chǎn)生的堿性溶液活化PDS 降解雙酚A，當(dāng)鋼渣添加量為3g/L、PDS 濃度為2g/L、雙酚A 濃度為50μg/L 時(shí)，在常溫下降解1h，雙酚A 的降解率可達(dá)72%；降解過程中的活性物種為O2-·、SO4-·和·OH，其對(duì)雙酚A 的降解貢獻(xiàn)分別為68.97%、9.52%和21.51%[54]。以海藻酸鈉為載體制備核殼結(jié)構(gòu)的Fe@CNs納米復(fù)合催化劑，用其活化PDS 降解雙酚A，在30min 內(nèi)對(duì)于濃度為20mg/L 的雙酚A的降解率可達(dá)96%，降解體系中存在的活性物種有O2-·、SO4-·、·OH和lO2[55]。以碳化聚苯胺活化PMS 降解苯酚的主要路徑為以lO2為主要活性物種的非自由基反應(yīng)，催化位點(diǎn)為石墨N、吡啶N和酮基[56]。

2 活化過硫酸鹽氧化降解酚類污染物的影響因素

活化過硫酸鹽降解酚類污染物的主要影響因素有pH、溫度、PS 濃度、Cl-和其他有機(jī)物污染物等。其中pH和PS濃度的影響比較顯著。

2.1 pH

溶液的pH對(duì)活化PS降解酚類污染物過程影響顯著，主要是因?yàn)椴煌琾H條件下活化PS產(chǎn)生的活性氧化物種不同，此外，pH 還影響污染物存在形態(tài)和催化劑表面電荷。因而，不同pH 條件下酚類污染物的降解率和降解路徑不同。一般而言，在酸性pH 條件下活化過硫酸鹽過程中產(chǎn)生的自由基以SO4-·為主，因而對(duì)酚類污染物起降解作用的自由基主要是SO4-·。在堿性pH條件下，活化過硫酸鹽過程中產(chǎn)生的自由基以·OH 為主，且在強(qiáng)堿性條件下SO4-·會(huì)轉(zhuǎn)化為·OH，因而對(duì)酚類污染物起降解作用的自由基主要是·OH[57]?；罨^硫酸鹽降解酚類污染物過程中產(chǎn)生的活性氧化物種不但有自由基，還有非自由基，如lO2等。pH對(duì)酚類污染物降解率的最終影響是由產(chǎn)生的自由基和非自由基的種類及數(shù)量、水質(zhì)條件等因素共同決定的，如式（6）、式（7）。

2.2 溫度

一般而言，提高溫度有利于過硫酸鹽的活化，有助于酚類污染物的降解，然而單純依靠溫度的提高對(duì)酚類降解率的提升有限，過高的溫度卻帶來較大的能耗。因此，并非溫度越高越好，需在能耗和降解率之間找到一個(gè)平衡點(diǎn)。

2.3 PS濃度

在一定的濃度范圍內(nèi)，PS 濃度的提高有利于酚類污染物的降解；但當(dāng)PS濃度增加到一定值時(shí)，酚類污染物的降解率增幅變??；在某些情況下，PS 的濃度過大時(shí)，降解率不升反降，可能是由于過大的PS 濃度產(chǎn)生了過多的自由基，大量的自由基之間相互反應(yīng)，引起了自由基的大量消亡，從而引起酚類污染物降解率下降。因而，在水中酚類污染的降解過程中應(yīng)采用一個(gè)適中的PS 濃度，絕非PS濃度越大越好。

2.4 Cl-

Cl-廣泛存在于各種類型的水體中，如式(8)～式(18)所示，Cl-可與活化過硫酸鹽過程中產(chǎn)生的強(qiáng)氧化劑SO4-·、·OH、HSO5-等反應(yīng)形成Cl·，其可直接與水中酚類污染物反應(yīng)，或者參與酚類污染物的降解過程。Cl·對(duì)酚類污染物的降解過程的影響分為三種情況：可忽略、促進(jìn)或抑制，這主要取決于Cl-濃度?？傮w而言，Cl-對(duì)活化過硫酸鹽降解水中酚類污染物的影響依賴于Cl-濃度、過硫酸鹽的濃度以及體系中Cl·、Cl2-·、·OH和SO4-·的量[58]。

2.5 其他有機(jī)污染物

自然環(huán)境中除了酚類物質(zhì)，有時(shí)還含有其他類型的有機(jī)污染物，如腐殖酸等，在活化過硫酸鹽的過程中產(chǎn)生的活性自由基和非自由基的活性物種及數(shù)量有限，其他類型的有機(jī)污染物會(huì)與酚類污染物競爭性地去與活化過程產(chǎn)生的活性氧化物種接觸，從某種程度上抑制酚類污染物的降解。因而，在通常情況下環(huán)境中其他有機(jī)物的存在會(huì)降低酚類污染物的降解率，只有在極少的情況下，一些特殊的有機(jī)物才會(huì)充當(dāng)過硫酸鹽的活化劑，此時(shí)這些特殊有機(jī)物的存在才有可能對(duì)酚類的去除產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)[48,56]。

3 活化過硫酸鹽氧化降解酚類污染物存在的問題

對(duì)于活化過硫酸鹽降解酚類污染物技術(shù)，國內(nèi)外的研究者已進(jìn)行了大量的研究工作。然而，到目前為止，此種技術(shù)大多處于實(shí)驗(yàn)室研究階段，工業(yè)應(yīng)用的案例還比較少，主要是因?yàn)榇朔N技術(shù)還不夠成熟，仍存在一些問題。例如：①酚類污染物存在于一個(gè)復(fù)雜的自然體系之中，在此體系中除過酚類污染物之外，還含有Ca2+、Mg2+、Cl-、HCO3-、NO3-、CO3-、PO43-、OH-等多種離子、懸浮物以及腐殖酸等其他有機(jī)污染物等。有些離子和污染物會(huì)對(duì)活化過硫酸鹽降解酚類產(chǎn)生協(xié)同作用，有些會(huì)產(chǎn)生抑制作用。對(duì)于酚類污染物與各種離子及其他污染物共存的情況下，活化過硫酸鹽降解酚類污染的氧化和礦化機(jī)制的認(rèn)識(shí)還不夠清楚。②活化過硫酸鹽降解酚類污染物過程能耗較高，效率不高，且操作成本高昂，限制了其大規(guī)模應(yīng)用和推廣。③研究對(duì)象集中于實(shí)驗(yàn)室配制的模擬酚類污染物，對(duì)于實(shí)際環(huán)境中酚類污染物活化過硫酸鹽降解過程研究較少，且缺乏工業(yè)規(guī)模的中試放大，尚未將研究成果推廣到工業(yè)應(yīng)用，缺乏工業(yè)案例。為了解決這些問題，研究者需要借助新表征手段，結(jié)合實(shí)驗(yàn)研究和理論計(jì)算，探索活化過硫酸鹽降解實(shí)際環(huán)境中酚類污染物過程中自由基和非自由基等活性氧化物種的產(chǎn)生路徑，闡明不同離子和污染物對(duì)酚類降解過程的影響機(jī)理，建立實(shí)際環(huán)境中活化過硫酸鹽降解酚類污染物的系統(tǒng)降解機(jī)制。此外，還需研發(fā)高效、可重復(fù)使用、價(jià)格低廉的新型催化劑，建立高效、簡便、易操作、低成本的活化降解體系。最后需將研究成果進(jìn)行工業(yè)中試，驗(yàn)證并優(yōu)化工藝。

4 結(jié)語與展望

活化過硫酸鹽氧化法降解酚類污染物技術(shù)憑借其優(yōu)異的特性受到科研工作者的廣泛關(guān)注，其中單一的熱活化、光活化、超聲波活化、電化學(xué)活化、等離子體活化等外加能量活化過程能量消耗較大，且對(duì)酚類污染物不易達(dá)到滿意的降解效果。過渡金屬活化和碳質(zhì)材料活化等外加催化劑活化方式，由于環(huán)境污染小、操作成本低、降解率高等優(yōu)點(diǎn)，越來越受到科研工作者的重視。為了提高對(duì)過硫酸鹽的活化效率，提高酚類污染物的降解率，不同的活化方式不斷地融合，協(xié)同處理酚類污染物。例如：①碳質(zhì)材料負(fù)載過渡金屬活化過硫酸鹽降解酚類污染物相較于單一的碳質(zhì)材料活化或過渡金屬活化方式，可顯著提高對(duì)酚類污染物的降解率。②電化學(xué)活化與過渡金屬活化的耦合。以含過渡金屬或負(fù)載過渡金屬的材料為電極，并外加電壓構(gòu)成的電化學(xué)活化體系不但能提高其對(duì)酚類污染物的降解率，還可實(shí)現(xiàn)過渡金屬離子的循環(huán)。③光活化與外加催化劑活化的耦合。通過紫外光或可見光輻射光催化劑和過硫酸鹽可實(shí)現(xiàn)酚類污染物的有效降解。目前對(duì)于酚類污染物的降解的研究對(duì)象大多局限于在實(shí)驗(yàn)室中配制包含某幾種酚類物質(zhì)的模擬酚類污染物，對(duì)于實(shí)際環(huán)境中酚類污染物降解的研究較少。因此，在未來需加大對(duì)活化過硫酸鹽降解實(shí)際酚類污染物過程中自由基和非自由基產(chǎn)生途徑以及降解機(jī)制進(jìn)行系統(tǒng)研究。