陳妍希，嚴(yán)登明，朱明山*

1. 暨南大學(xué)環(huán)境學(xué)院, 廣東省環(huán)境污染與健康重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 廣東 廣州 511443

2. 黃河勘測(cè)規(guī)劃設(shè)計(jì)研究院有限公司, 河南 鄭州 450003

近年來，有機(jī)污染物被廣泛應(yīng)用于工業(yè)、醫(yī)藥業(yè)、農(nóng)業(yè)及養(yǎng)殖業(yè)等行業(yè)中[1-2]. 由于這些污染物具有穩(wěn)定的化學(xué)結(jié)構(gòu)[3-4]，傳統(tǒng)的廢水處理工藝不足以完全去除污染物，排放的有機(jī)污染物將流入地表水土及地下水中，導(dǎo)致嚴(yán)重的藥物污染問題[5]. 目前的研究[6-11]表明，包括在中國、西班牙及澳大利亞等國家的環(huán)境水體及土壤中均已頻繁檢出多種有機(jī)污染物. 雖然目前在環(huán)境中只觀察到痕量或超痕量的有機(jī)污染物的存在，但其在水土中的長(zhǎng)期富集無疑會(huì)對(duì)生態(tài)環(huán)境及人體造成潛在的威脅[12]. 因此，基于當(dāng)前的環(huán)境污染問題，開發(fā)先進(jìn)的污染物處理技術(shù)十分迫切.

AOPs(advanced oxidation process，高級(jí)氧化技術(shù))可以產(chǎn)生高反應(yīng)自由基〔主要是·OH (hydroxylradical，羥基自由基)〕，被認(rèn)為是一種處理新興難降解有機(jī)物的有效手段[13-15]. 其中，基于SO4-·(sulfate radical，硫酸根自由基)的AOPs近年在水土環(huán)境治理中引起了極大的關(guān)注. 相比于·OH，SO4-·顯示出更高的氧化還原電位(E0=2.5～3.1 V)和更長(zhǎng)的壽命(t1/2=30～40 μs)[16-18]. 此外，相比于其他氧化劑如H2O2(hydrogen peroxide，過氧化氫)和KMnO4(potassium permanganate，高錳酸鉀)，可產(chǎn)生SO4-·的氧化劑過硫酸鹽〔包括PMS(peroxomonosulfate，過一硫酸鹽)和PDS(peroxodisulfate，過二硫酸鹽)〕具有穩(wěn)定性強(qiáng)、pH適應(yīng)能力高及成本低等優(yōu)點(diǎn)，在應(yīng)用于有機(jī)污染物的去除上顯示出一定的優(yōu)勢(shì)[19-21]. 然而過硫酸鹽的氧化性有限，需要采用不同的方法對(duì)其進(jìn)行活化.

過硫酸鹽活化方法主要分為外場(chǎng)能量輸入及催化劑投加兩大類. 相比于催化劑直接投加的活化方法，直接輸入如熱、光、US(ultrasound，超聲)、電場(chǎng)或磁場(chǎng)等外場(chǎng)能量是一種靈活且控制的策略[22]，可以在增強(qiáng)過硫酸鹽活化效果的同時(shí)避免催化劑添加后產(chǎn)生的二次污染問題. 此外，不同場(chǎng)具有獨(dú)特的活化機(jī)制和優(yōu)勢(shì)，這些都可能極大地影響過硫酸鹽活化的效果. 外場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化的基本類型及其優(yōu)缺點(diǎn)等差異對(duì)比如 圖1和表1所示. 目前，已有的過硫酸鹽研究主要集中于找尋合適的方式實(shí)現(xiàn)過硫酸鹽的高效活化以及綜述近年來不同方法活化過硫酸鹽降解有機(jī)污染物的研究進(jìn)展. 例如：Pang等[16]綜述了近年來碳基磁性納米復(fù)合材料活化過硫酸鹽去除有機(jī)物的進(jìn)展；Yang等[23]探究了光在過硫酸鹽氧化技術(shù)處理廢水過程中的作用. 然而，這些研究并沒有對(duì)外場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化下過硫酸鹽活化技術(shù)去除污染物的總體進(jìn)展及成果進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和分析，也沒有對(duì)其優(yōu)勢(shì)和未來發(fā)展方向進(jìn)行評(píng)估. 該文在已有研究基礎(chǔ)上，梳理了近年來的外場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)去除有機(jī)污染物的研究成果，總結(jié)了不同場(chǎng)效應(yīng)輔助過硫酸鹽活化的效果和優(yōu)勢(shì)，并對(duì)其未來的發(fā)展提出建議，以期為更加高效地處理環(huán)境污染提供實(shí)際有效的參考.

圖1 外場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化的基本類型Fig.1 The types of persulfate activation under external field enhancement

表1 不同外場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)的對(duì)比Table 1 Comparison of different external-field effect enhanced persulfate oxidation technology

1 熱場(chǎng)

作為最常見的外場(chǎng)輔助策略之一，熱場(chǎng)是活化過硫酸鹽的傳統(tǒng)方法. 已有研究[24-25]表明，過硫酸鹽可以通過吸收熱場(chǎng)產(chǎn)生的熱能斷裂其O-O鍵，進(jìn)而生成SO4-·和·OH. 與PMS相比，PDS在熱活化中的應(yīng)用更廣泛[26]. 當(dāng)熱場(chǎng)溫度＞50 ℃時(shí)，產(chǎn)生的能量可以使PDS的O-O鍵斷裂并產(chǎn)生SO4-·[26]. 產(chǎn)生的SO4-·可以在較高溫度下迅速與水反應(yīng)生成·OH[26]. 近20年的研究主要集中于溫度對(duì)污染物去除率以及PDS消耗速率的影響[27-29]. 大量試驗(yàn)表明，在受控的溫度范圍內(nèi)，污染物的反應(yīng)速率隨著溫度的升高而提高[25,27]. 然而，溫度的升高同時(shí)可能加速各種副反應(yīng)(如SO4-·或·OH的重組等)的發(fā)生，限制污染物的去除效率[30]，因此，其應(yīng)用于實(shí)際污染水土中具有一定的難度. 為更好地將熱場(chǎng)能量應(yīng)用于實(shí)際環(huán)境中，近年來研究?jī)?nèi)容逐漸轉(zhuǎn)移到實(shí)際熱能的應(yīng)用和利用熱能處理難去除的實(shí)際廢物中[30-34].

使用可再生能源用作熱源可以通過持續(xù)熱能的產(chǎn)生實(shí)現(xiàn)連續(xù)的熱場(chǎng)活化PDS，是一種可靠的實(shí)際應(yīng)用手段. Forouzesh等[30]使用鹵素?zé)襞葑鳛闊彷椛湓?，首次在連續(xù)系統(tǒng)中研究熱活化PDS對(duì)污染物的去除. 試驗(yàn)結(jié)果表明，無論是在間歇還是連續(xù)的熱催化活化反應(yīng)系統(tǒng)中，MTZ(metronidazole，甲硝唑)都能在溫度大于70 ℃時(shí)起到大于90%的去除率[30]. 此外，工業(yè)生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的大量廢熱(溫度通常為60～120 ℃)[35]也可以活化PDS. 在40、60和90 ℃下，礦化70%的原水〔天然有機(jī)物的主要成分HA(humic acid，腐殖酸)〕分別需要168、24和1 h. 此外，HA的芳香結(jié)構(gòu)在40 ℃下受到明顯的破壞，并且超濾膜結(jié)垢問題顯著改善[34]. 因此，廢熱活化有望成為一種可持續(xù)且低成本的水處理方案，而后續(xù)研究也將在真實(shí)環(huán)境下研究廢熱活化的處理效果.

此外，熱場(chǎng)輔助過硫酸鹽活化的研究也逐漸集中于對(duì)實(shí)際水體復(fù)雜污染物的處理中. Bruton等[33]在原位化學(xué)氧化條件下用熱活化PDS處理含多種氟化和非氟化表面活性劑的水成膜泡沫，結(jié)果表明，全氟烷基酸前體化合物被有效轉(zhuǎn)化為短鏈全氟羧酸鹽產(chǎn)物，使其更難被回收并可能對(duì)環(huán)境造成更大的危害.此外，在水力壓裂條件下，單獨(dú)的水力壓裂添加劑糠醛也可以很快被PDS氧化，但加入化學(xué)添加劑會(huì)減慢糠醛的降解[32]. Zrinyi等[31]深入研究了熱場(chǎng)溫度對(duì)PDS活化降解苯甲酸的轉(zhuǎn)化途徑和產(chǎn)物分布的影響，結(jié)果表明溫度的變化不僅控制SO4-·和·OH的生成速率，并且影響苯甲酸的脫羧機(jī)理和轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的分布.

基于近年來熱場(chǎng)輔助過硫酸鹽活化技術(shù)的研究進(jìn)展，使用可再生或可持續(xù)資源作為熱源提供活化過硫酸鹽的熱量去除實(shí)際污染雖然是一個(gè)可行的技術(shù)，但使用過程中依然存在污染物降解速率受限以及轉(zhuǎn)化產(chǎn)物毒性較高等問題. 因此，后續(xù)依然需要對(duì)熱場(chǎng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)去除真實(shí)環(huán)境樣本進(jìn)行深入研究，并重視產(chǎn)物的毒性及遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制.

2 US場(chǎng)

US強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)作為一種新興的技術(shù)手段，其主要原理是頻率超過20 kHz的聲波在液體介質(zhì)中產(chǎn)生空化效應(yīng)，導(dǎo)致氣泡收縮、膨脹及破裂等一系列動(dòng)態(tài)過程的發(fā)生[36-37]. 氣泡水會(huì)分解產(chǎn)生·OH攻擊過硫酸鹽，而氣泡因破裂具有高壓和高溫，也可以作為局部“熱點(diǎn)”釋放出巨大的能量激活過硫酸鹽[38].

近年來，US輔助過硫酸鹽活化氧化技術(shù)作為一種環(huán)境友好且高效的AOPs，在有機(jī)污染物的去除上起到了明顯的協(xié)同作用，例如，SMT(sulfamethazine，磺胺二甲嘧啶)、CBZ(carbamazepine，卡馬西平)、DCF(diclofenac，雙氯芬酸)分別在30、120和200 min內(nèi)達(dá)到100%、90%和100%的降解率[39-41]. 此外，Yang等[42]綜述了近年來US活化過硫酸鹽在去除污染物方面的研究，并對(duì)US功率、US頻率、溫度和pH等反應(yīng)影響因素進(jìn)行了總結(jié)和分析，表明US輔助過硫酸鹽活化技術(shù)是難處理有機(jī)廢水處理的有前途的替代技術(shù). 相比于US活化PMS技術(shù)，目前大多數(shù)研究主要集中于US輔助PDS活化技術(shù). 由于具有不同的分子結(jié)構(gòu)和特性，PDS和PMS在特定條件下表現(xiàn)出不同的有機(jī)物分解速率. Lee等[43]以IBP(ibuprofen，布洛芬)作為模型污染物研究了PDS和PMS在不同US頻率下的活性差異，結(jié)果表明不論是PDS還是PMS，當(dāng)US頻率為1 000 kHz時(shí)，IBP的降解效率最好. 值得注意的是，當(dāng)頻率相同時(shí)，US活化PDS對(duì)IBP的去除效率高于US活化PMS，且表現(xiàn)出最小的單位電能消耗量[43].

此外，當(dāng)前大部分研究均集中于環(huán)境水介質(zhì)，其他環(huán)境介質(zhì)如土壤環(huán)境下US輔助過硫酸鹽活化的技術(shù)發(fā)展仍然有限. Lei等[44]將US輔助技術(shù)引入土壤系統(tǒng)中促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的分解，并利用US激活PDS有效氧化去除DHC(diesel hydrocarbons，柴油碳?xì)浠衔?. 試驗(yàn)結(jié)果表明，產(chǎn)生的自由基、US過程的輕微熱分解以及PDS的直接氧化三者的共同作用是造成DHC降解的主要原因. 然而，其降解效率依然有限，16.25 g/kg柴油只達(dá)到約28.0%的去除率. 此外，US強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)應(yīng)該應(yīng)用于實(shí)際土壤中，而不是僅在加標(biāo)土壤中進(jìn)行試驗(yàn). 基于此，Lei等[45]進(jìn)一步將單頻US替換成雙頻US，評(píng)估了雙頻US輔助PDS活化技術(shù)在實(shí)際土壤修復(fù)中降解總石油烴的降解動(dòng)力學(xué)和機(jī)理. 試驗(yàn)結(jié)果表現(xiàn)出雙頻US和PDS高效的協(xié)同作用，在180 min內(nèi)實(shí)際土壤中觀察到了88.9%的總石油烴去除率.

基于近年的進(jìn)展研究，US效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)的機(jī)理較為明晰，并且在土壤及水體環(huán)境中均得到了有效的污染物去除效果. 然而，US技術(shù)依然需要耗費(fèi)一定的電能，且如何將其大面積應(yīng)用于實(shí)際水土環(huán)境污染中還尚未可知. 因此，US效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)在實(shí)際應(yīng)用方面仍具有很大的發(fā)展空間.

3 電場(chǎng)

與電場(chǎng)引入芬頓工藝的目的相似，電場(chǎng)引入過硫酸鹽技術(shù)中的最初目的是解決金屬活化過硫酸鹽技術(shù)中金屬離子的難回收及難再生等問題. Wu等[46]在Fe2+活化PDS的工藝中直接施加電場(chǎng)，觀察到AO7(acid Orange 7，酸性橙7)的脫色效果顯著增強(qiáng).此外，Wang等[47]分別以鐵片和石墨棒作為犧牲陽極和陰極，利用施加電流時(shí)陽極原位生成的Fe2+活化PMS產(chǎn)生ROSs(reactive oxygen species，活性氧物種)攻擊污染物，產(chǎn)生的Fe3+在陰極被還原以實(shí)現(xiàn)Fe2+的再生. 基于以上發(fā)展，電場(chǎng)逐漸應(yīng)用于過硫酸鹽活化技術(shù)中.

作為產(chǎn)生SO4-·最有效方法之一，近年來電場(chǎng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)處理實(shí)驗(yàn)室以及實(shí)際廢水中有機(jī)污染物被進(jìn)行了廣泛的研究. 電活化過硫酸鹽具有無毒、價(jià)格低廉、效率高及產(chǎn)生的·OH選擇性高等優(yōu)點(diǎn)[48]，其主要機(jī)理是利用電場(chǎng)產(chǎn)生的能量直接活化過硫酸鹽，或者通過水的分解或過渡金屬的價(jià)態(tài)轉(zhuǎn)移等間接提供電子活化過硫酸鹽[49]. 活化過程生成的SO4-·可以直接與污染物發(fā)生氧化還原反應(yīng)，也可以在很寬的pH范圍內(nèi)與水反應(yīng)產(chǎn)生·OH再進(jìn)一步攻擊有機(jī)污染物[50]. 此外，電活化過硫酸鹽處理技術(shù)也可以通過直接氧化和非自由基氧化實(shí)現(xiàn)污染物的去除. 例如，Song等[49,51]首次使用具有多種官能團(tuán)的碳材料(包括多壁碳納米管、石墨、碳黑和粒狀活性炭)作為陽極進(jìn)行電活化過硫酸鹽，發(fā)現(xiàn)有機(jī)污染物的降解歸因于非自由基、·OH和SO4-·氧化的共同作用. 以Ti/Pt電極為工作電極，電活化PDS技術(shù)表現(xiàn)出選擇性氧化去除有機(jī)污染物的能力，其中PDS氧化、直接電解和非自由基氧化是造成污染物降解的原因[52]. 此外，與傳統(tǒng)過硫酸鹽技術(shù)不同，電化學(xué)反應(yīng)通常在電極表面發(fā)生，因此產(chǎn)生的活性自由基(如OH和SO4-·)也常吸附于電極表面而不是在反應(yīng)溶液中[52].Liu等[53]分別使用ACF(activated carbon fiber, 活性碳纖維)/Ti/Pt和Ti/Pt作為陰極和陽極，提出了一種新型且可持續(xù)的電活化PDS的方法. 通入電流后，一方面自由電子可以注入到ACF的表面上，產(chǎn)生·OH和SO4-·攻擊吸附于ACF表面的污染物；另一方面，Ti/Pt陽極也可以吸附PDS并增強(qiáng)污染物在Pt表面的直接氧化.

近年來，大量文獻(xiàn)還研究了不同反應(yīng)條件(如過硫酸鹽的濃度、電極材料、電流密度、pH和電解質(zhì)等)對(duì)電效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)去除污染物的影響，結(jié)果表明，過硫酸鹽濃度和電流密度的增加一般有助于污染物的去除，而pH和電極材料的差異則會(huì)根據(jù)試驗(yàn)內(nèi)容產(chǎn)生不同的影響[54-57].

基于上述研究進(jìn)展，電場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化技術(shù)是處理有機(jī)污染物的有效手段. 然而，在實(shí)際污染環(huán)境中如何更高效和更具成本效益的去除污染物仍然存在挑戰(zhàn). 因此未來的研究方向應(yīng)利用電場(chǎng)的優(yōu)勢(shì)著眼于減少能量及過硫酸鹽的輸入，優(yōu)化出最佳的試驗(yàn)條件，并盡量減少二次污染(如鐵泥等的產(chǎn)生).

4 光

太陽光包括約3%的UV(ultraviolet light，紫外光)、44%的VL(visible light，可見光)和53%的NIR(near infrared light，近紅外光)，具有成本低、操作簡(jiǎn)單和效率高等優(yōu)點(diǎn)，是一種可再生的清潔能源[58]. 近年來大量的文獻(xiàn)對(duì)光輔助過硫酸鹽活化技術(shù)進(jìn)行了研究和調(diào)查，主要包括：①UV直接激活過硫酸鹽；②VL在均相或非均相體系中強(qiáng)化過硫酸鹽活化；③NIR照射下光熱轉(zhuǎn)換活化過硫酸鹽.

UV照射產(chǎn)生的能量可以有效激活PMS和PDS產(chǎn)生ROSs(活性氧物種)并高效降解有機(jī)污染物，無需添加其他催化劑，被認(rèn)為是一種環(huán)境友好的活化方式，近年來已得到了廣泛的研究[59-63]. 例如，Li等[61]探索了單獨(dú)UV和UV活化PDS分別降解PCMX(4-chloro-3,5-dimethylphenol，4-氯-3，5-二 甲 基 苯 酚)的差異，結(jié)果表明與單獨(dú)UV光照相比，UV/PDS體系中產(chǎn)生的SO4-·是促進(jìn)PCMX快速降解的主要原因.

開發(fā)基于VL或NIR活化的過硫酸鹽體系是一種提高太陽光利用率的策略，但VL的能量不足以直接活化過硫酸鹽. 在均相體系中通過光敏化或LMCT(ligand-to-metal charge transfer，配體金屬的電荷轉(zhuǎn)移效應(yīng))激活過硫酸鹽是有效利用VL的常見手段.Achola等[64]使用Co-FeOx作為催化劑，在VL照射下活化PMS降解敏化染料AO2(acid Orange 2，酸性橙2). AO2作為光敏化劑在VL光照下可以加速Co3+/Co2+的循環(huán)，并通過產(chǎn)生活性自由基團(tuán)促使AO2脫色.Yin等[65]研究發(fā)現(xiàn)，有機(jī)污染物SMX(sulfamethoxazole，磺胺甲惡唑)可與Fe3+形成絡(luò)合物，在VL的誘導(dǎo)下通過LMCT將Fe3+原位還原成Fe2+，從而有效激活PDS降解SMX，實(shí)現(xiàn)“以污治污”. 此外，在VL照射下直接添加光催化劑也可以有效活化過硫酸鹽. 過硫酸鹽在光照條件下可以通過捕獲光催化劑的光生電子進(jìn)行自活化以產(chǎn)生·OH或SO4-·等ROSs，同時(shí)有效分離光生電子-空穴對(duì)并提高催化劑的光催化活性[66].例如，VL照射下MIL-100(Fe)(Fe-based metal organic framework，鐵基金屬有機(jī)骨架)產(chǎn)生光生電子和空穴，電子轉(zhuǎn)移到MIL-100(Fe)的表面將Fe3+還原成Fe2+.PDS通過捕獲光生電子和Fe2+產(chǎn)生ROSs并在180 min內(nèi)去除幾乎100%的SMX[67].

目前多數(shù)研究都集中于探索UV和VL區(qū)域中的光反應(yīng)，而太陽光中一半為NIR區(qū)域. 由于涉及NIR區(qū)域的光反應(yīng)會(huì)帶來強(qiáng)烈的熱效應(yīng)，因此利用NIR產(chǎn)生的熱效應(yīng)活化過硫酸鹽可能是一種有效的手段. 筆者所在課題組以典型的光熱材料MoS2為催化劑，首次研究了NIR照射下光熱轉(zhuǎn)換活化PDS的過程，試驗(yàn)表明，在808 nm的激光照射下，從光能轉(zhuǎn)換而來的局部熱量可以將反應(yīng)溶液的溫度升至45 ℃并直接激活PDS以提高污染物的去除率[68]. 該研究本質(zhì)上通過充分利用太陽光譜中NIR區(qū)域產(chǎn)生的能量，發(fā)揮熱場(chǎng)與光場(chǎng)耦合活化的作用，從而提高有機(jī)污染物的去除率.

總之，近年來的研究表明光輔助過硫酸鹽技術(shù)可以顯著提高污染物去除率，其機(jī)理也被進(jìn)行深入的探究. 然而，目前的研究多數(shù)集中于UV和VL，而太陽光中一半?yún)^(qū)域?yàn)镹IR，因此需要拓展光的利用. 此外，利用光反應(yīng)中產(chǎn)生的熱效應(yīng)活化過硫酸鹽的技術(shù)是一種有前途的環(huán)境修復(fù)技術(shù)，對(duì)此進(jìn)行深入的研究可以最大程度地利用太陽光.

5 磁場(chǎng)

由于磁場(chǎng)可以通過改變材料的微觀結(jié)構(gòu)引起材料性質(zhì)的變化，進(jìn)而影響化學(xué)反應(yīng)，磁化學(xué)作為一門新興的學(xué)科逐漸得到關(guān)注與發(fā)展[69]. 數(shù)10年來，磁場(chǎng)被廣泛應(yīng)用于廢水處理中，主要用于分離磁性材料或與Fe0耦合去除重金屬和有機(jī)污染物[69-70]. 自1994年起， Fe0開始作為Fe2+的替代品用于水處理中，并且在過硫酸鹽活化方面展示出較高的活性[71]. 然而，在處理廢水過程中，溶解的O2、H2O、NO3-等會(huì)消耗大量的Fe0，導(dǎo)致其鈍化并降低反應(yīng)性. WMF(weak magnetic field，弱磁場(chǎng))可以加速Fe0腐蝕成Fe2+，且產(chǎn)生的永磁體沒有引入其他能源及化學(xué)物質(zhì)，被認(rèn)為是改善Fe0反應(yīng)性的有前途的手段.

Guan的研究團(tuán)隊(duì)在2014年首次將WMF引入Fe0/PDS體系中，并觀察到酸性橙G的去除率提高了28.2倍[72]. 通過深入的機(jī)理研究，李錦祥等[73]發(fā)現(xiàn)施加WMF可產(chǎn)生不均勻磁場(chǎng)并磁化Fe0，其中，洛倫茲力通過減小Fe0表面的擴(kuò)散層厚度改善其傳質(zhì)效果；磁場(chǎng)梯度力使具有順磁性的Fe2+從磁感應(yīng)強(qiáng)度低的位置往高的遷移，導(dǎo)致Fe0的腐蝕產(chǎn)物均勻分布于顆粒表面，進(jìn)而改善Fe0的反應(yīng)活性. Du等[74]的研究進(jìn)一步發(fā)現(xiàn)，WMF的添加可以大大增強(qiáng)Fe0/PDS去除SMX的效率，但不會(huì)改變?cè)に嚠a(chǎn)生的ROSs類型，只是加速了Fe2+的釋放. 此外，F(xiàn)e0的衍生材料在WMF的作用下也觀察到高效的過硫酸鹽活化效果.例如，沸石負(fù)載的Fe0在WMF的磁化作用下活化PDS的效果明顯提升，其對(duì)AO7的去除率相比原工藝提高了2～3倍[75]. 然而，在實(shí)際水處理應(yīng)用中仍無法將WMF大面積應(yīng)用于Fe0活化過硫酸鹽的技術(shù)中. 因此，利用Fe0的鐵磁記憶特性，磁場(chǎng)預(yù)磁化手段處理Fe0被作為一種有效的改進(jìn)手段并逐步應(yīng)用于Fe0/PDS工藝中. 大量試驗(yàn)結(jié)果證明，預(yù)磁化后的Fe0可以有效改善PDS的活化能力和拓寬pH的應(yīng)用范圍，2,4-DCP(2,4-Dichlorophenol，2,4-二 氯 苯 酚)[76]、OG(orange anthraquinone dyes，橙蒽醌染料)[77]、RhB(Rhodamine B，羅丹明B)[78]和p-ASA(p-aminophenylarsonic acid，對(duì)氨基苯胂酸)[79]等有機(jī)污染物都可以被有效去除. 此外，Chen等[79]首次將預(yù)磁化Fe0/PDS工藝應(yīng)用于芳香有機(jī)砷化合物(以p-ASA為代表)的去除，并研究了降解過程中消毒副產(chǎn)物的生成，結(jié)果表明預(yù)磁化的處理可以提高p-ASA的去除率(99.2%)并減少碳質(zhì)消毒副產(chǎn)物的形成，但會(huì)增加含氮的消毒副產(chǎn)物的形成.

綜上，WMF的引入可以大大增強(qiáng)Fe0活化過硫酸鹽的能力，在未來的實(shí)際應(yīng)用上具有很高的潛力.目前對(duì)WMF的大多數(shù)研究都集中于污染物去除性能的探索和試驗(yàn)條件的優(yōu)化，其相關(guān)的機(jī)理依然需要更深入的探究. 此外，預(yù)磁化Fe0活化過硫酸鹽的研究?jī)H局限于實(shí)驗(yàn)室規(guī)模. 因此，后續(xù)研究應(yīng)著眼于實(shí)際水處理環(huán)境，進(jìn)行較大規(guī)模的現(xiàn)場(chǎng)修復(fù)測(cè)試，并深入探索WMF及預(yù)磁化的Fe0的商業(yè)應(yīng)用價(jià)值.

6 壓電場(chǎng)

相比于其他的催化技術(shù)，壓電催化具有更高的能源效率[80]. 壓電效應(yīng)是一種物理現(xiàn)象，當(dāng)壓電材料在受到風(fēng)、潮汐及水流等外界環(huán)境力的作用下發(fā)生機(jī)械變形時(shí)，其材料表面產(chǎn)生壓電勢(shì)，并出現(xiàn)正負(fù)相反的電荷[80-82]. 據(jù)報(bào)道顯示，壓電場(chǎng)提供的充足的正負(fù)電荷可以直接攻擊污染物，防止光電子-空穴復(fù)合[83-86].因此，近10年來壓電催化技術(shù)主要用于直接分解污染物，或作為一種耦合技術(shù)提高光催化效率. 2020年，Zhu的研究團(tuán)隊(duì)和He的研究團(tuán)隊(duì)相繼提出壓電催化產(chǎn)生的電荷也有望通過攻擊過硫酸鹽的O-O鍵激活過硫酸鹽，以提高污染物的去除率[87-88]. 壓電活化過硫酸鹽技術(shù)開始引起人們的關(guān)注.

目前，壓電活化過硫酸鹽去除有機(jī)污染物的相關(guān)文獻(xiàn)僅有4篇. 為了給予足夠的壓電形變以產(chǎn)生更多的電荷，文獻(xiàn)均以超聲作為壓電源應(yīng)用于實(shí)驗(yàn)室研究中. Zhu的研究團(tuán)隊(duì)和He的研究團(tuán)隊(duì)均使用傳統(tǒng)的壓電材料BaTiO3為催化劑，分別活化PDS和PMS用于降解污染物IBP和BTH(benzothiazole，苯并噻唑)，試驗(yàn)結(jié)果表明，壓電效應(yīng)可以有效激活PDS和PMS并達(dá)到高效的污染物去除率，分別可以在60和30 min內(nèi)去除99%的IBP和92%的BTH[87-88]. Ao的研究團(tuán)隊(duì)[89]使用MoS2作為2D壓電催化劑模型激活PMS以高效降解苯酚，并通過試驗(yàn)和DFT(density functional theory，密度泛函理論)計(jì)算，確定了2D壓電材料催化PMS活化過程的內(nèi)在機(jī)理主要是：①PMS被MoS2形變產(chǎn)生的負(fù)電荷還原成·OH或SO4-·；②PMS和MoS2形變產(chǎn)生的正電子的相互作用產(chǎn)生SO5-·，且進(jìn)一步生成SO4-·，最后在超聲協(xié)助下通過水解轉(zhuǎn)化成·OH；③MoS2本身也可以通過鉬離子的變價(jià)活化PMS進(jìn)而產(chǎn)生ROSs[89]. 以上研究均為將壓電和AOPs相結(jié)合控制水污染的應(yīng)用提供了可行性. 此外，為了提高壓電材料的性能，Chen等[90]構(gòu)建了BaTiO3/MoS2壓電異質(zhì)結(jié)，其成功減少了載流子重組，研究證明，結(jié)合BaTiO3和MoS2可以增強(qiáng)壓電效應(yīng)，提高活化PMS的效率并在40 min內(nèi)達(dá)到了90%的ORZ(ornidazole，奧硝唑)去除率，提供了一種通過構(gòu)建壓電材料異質(zhì)結(jié)來增強(qiáng)壓電激活過硫酸鹽的新想法.

總之，目前的研究結(jié)果表明壓電活化過硫酸鹽是一種有潛力的應(yīng)用于水處理的技術(shù)手段，但其深入的機(jī)理研究以及實(shí)際應(yīng)用價(jià)值仍有待挖掘，需要大量的試驗(yàn)探究其未來的發(fā)展方向及可行性. 后續(xù)的研究應(yīng)集中于壓電材料的選擇、活化機(jī)理的研究及其在實(shí)際水處理中的應(yīng)用潛力探究等方面.

7 結(jié)論與展望

a) 熱場(chǎng)、US場(chǎng)、電場(chǎng)及光作為傳統(tǒng)的活化過硫酸鹽技術(shù)手段，在有機(jī)污染物去除中展現(xiàn)出優(yōu)異的性能及廣泛的應(yīng)用前景，其效能、活化機(jī)理和實(shí)際應(yīng)用價(jià)值被詳細(xì)地研究，是目前研究較為深入的外場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化過硫酸鹽活化手段. 然而，其能源利用率、經(jīng)濟(jì)成本等與實(shí)際應(yīng)用相關(guān)的部分仍需進(jìn)行探究.

b) WMF輔助過硫酸鹽活化技術(shù)的研究重點(diǎn)均集中于通過WMF強(qiáng)化Fe0及相關(guān)復(fù)合物活化過硫酸鹽的效能，而未有研究討論WMF在其他材料上的應(yīng)用潛力. 未來的研究除了著眼于WMF和預(yù)磁化的Fe0的商業(yè)應(yīng)用價(jià)值和實(shí)際應(yīng)用潛力的探索外，還需嘗試開發(fā)利用WMF提高過硫酸鹽活化的其他方法，通過比較篩選更加經(jīng)濟(jì)高效的活化手段.

c) 壓電效應(yīng)活化過硫酸鹽技術(shù)作為新興的技術(shù)手段，其相關(guān)的研究報(bào)告非常少. 雖然目前的研究表明壓電效應(yīng)活化過硫酸鹽是去除有機(jī)污染物的有效方法，但壓電材料和壓電源的選擇以及壓電活化過硫酸鹽的機(jī)理等內(nèi)容依然存在空白，未來需進(jìn)行更深入的探索.

d) 目前，已有文獻(xiàn)使用多場(chǎng)耦合活化過硫酸鹽技術(shù)對(duì)有機(jī)污染物進(jìn)行去除. 由于不同場(chǎng)的輔助機(jī)理和活化過硫酸鹽的能力不同，后續(xù)研究應(yīng)考慮多場(chǎng)耦合的可行性及兼容性問題，并考慮多場(chǎng)耦合的成本及實(shí)際應(yīng)用潛力.

e) 除有機(jī)污染物外，降解過程中產(chǎn)生的降解副產(chǎn)物也可能對(duì)實(shí)際環(huán)境造成威脅. 后續(xù)研究應(yīng)探究降解副產(chǎn)物的生態(tài)毒性，并以污染物的礦化作為環(huán)境修復(fù)的最終目的. 此外，環(huán)境污染水體中一般存在不止一種污染物，有必要以實(shí)際污染水體為對(duì)象，探究外場(chǎng)效應(yīng)強(qiáng)化下過硫酸鹽活化技術(shù)去除多種污染物的效果.

參考文獻(xiàn)(References)：

［1］CHEN Y X, YANG J L, ZENG L X, et al. Recent progress on the removal of antibiotic pollutants using photocatalytic oxidation process[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2020. doi:10.1080/10643389.2020.1859289.

［2］WANG X D, YIN R L, ZENG L X, et al.A review of graphenebased nanomaterials for removal of antibiotics from aqueous environments[J].Environmental Pollution，2019，253：100-110.

［3］CHEN D J, CHENG Y L, ZHOU N, et al.Photocatalytic degradation of organic pollutants using TiO2-based photocatalysts:a review[J].Journal of Cleaner Production，2020，268：121725.

［4］ABDURAHMAN M H, ABDULLAH A Z.Mechanism and reaction kinetic of hybrid ozonation-ultrasonication treatment for intensified degradation of emerging organic contaminants in water:a critical review[J].Chemical Engineering and Processing:Process Intensification，2020，154：108047.

［5］TUFAIL A, PRICE W E, MOHSENI M, et al.A critical review of advanced oxidation processes for emerging trace organic contaminant degradation: mechanisms, factors, degradation products, and effluent toxicity[J].Journal of Water Process Engineering，2021，40：101778.

［6］LI S, SHI W Z, LIU W, et al.A duodecennial national synthesis of antibiotics in China's major rivers and seas (2005-2016)[J].Science of the Total Environment，2018，615：906-917.

［7］YING G G, HE L Y, YING A J, et al.China must reduce its antibiotic use[J].Environmental Science & Technology，2017，51（3）：1072-1073.

［8］LA L E, HOA N, CHUC N, et al.Antibiotics in wastewater of a rural and an urban hospital before and after wastewater treatment,and the relationship with antibiotic use: a one year study from Vietnam[J].Journal of Environmental Research and Public Health，2016，13（6）：588.

［9］XU Y, GUO C S, LUO Y, et al.Occurrence and distribution of antibiotics, antibiotic resistance genes in the urban rivers in Beijing, China[J].Environmental Pollution，2016，213：833-840.

［10］SIMAZAKI D, KUBOTA R, SUZUKI T, et al.Occurrence of selected pharmaceuticals at drinking water purification plants in Japan and implications for human health[J].Water Research，2015，76：187-200.

［11］PAN M, CHU L M.Occurrence of antibiotics and antibiotic resistance genes in soils from wastewater irrigation areas in the Pearl River Delta Region, southern China[J].Science of the Total Environment，2018，624：145-152.

［12］DAUGHTON C G, TERNES T A. Pharmaceuticals and personal care products in the environment: agents of subtle change?[J].Environmental Health Perspectives, 1999, 107(Suppl 6): 907-938.

［13］HUANG W Q, XIAO S, ZHONG H, et al.Activation of persulfates by carbonaceous materials: a review[J].Chemical Engineering Journal，2021，418：129297.

［14］LIU Y J，WANG L L，DONG Y X，et al. Current analytical methods for the determination of persulfate in aqueous solutions: a historical review[J]. Chemical Engineering Journal，2021，416： 129143.

［15］ 趙晶晶，張正中， 陳小浪，等. 微波誘導(dǎo)組裝CuS＠MoS2核殼納米管及其光催化類芬頓反應(yīng)研究[J]. 化學(xué)學(xué)報(bào)，2020，78(9)：961-967.

ZHAO J J，ZHANG Z Z，CHEN X L，et al. Microwave-induced assembly of CuS＠MoS2core-shell nanotubes and study on their photocatalytic Fenton-like reactions[J]. Acta Chimica Sinica，2020，78(9)：961-967.

［16］PANG Y，LUO K，TANG L，et al. Carbon-based magnetic nanocomposite as catalyst for persulfate activation: a critical review[J]. Environmental Science and Pollution Research，2019，26(32)：32764-32776.

［17］SONG W, LI J, WANG Z Y, et al.A mini review of activated methods to persulfate-based advanced oxidation process[J].Water Science and Technology，2019，79（3）：573-579.

［18］LEE J, VON-GUNTEN U, KIM J H.Persulfate-based advanced oxidation: critical assessment of opportunities and roadblocks[J].Environmental Science & Technology，2020，54（6）：3064-3081.

［19］HOU K J, PI Z J, YAO F B, et al.A critical review on the mechanisms of persulfate activation by iron-based materials:clarifying some ambiguity and controversies[J].Chemical Engineering Journal，2021，407：127078.

［20］GAO Y J, CHAMPAGNE P, BLAIR D, et al.Activated persulfate by iron-based materials used for refractory organics degradation: a review[J].Water Science and Technology，2020，81（5）：853-875.

［21］ 郭彥秀，李旭光，侯太磊，等. 生物炭基材料活化過一硫酸鹽降解有機(jī)污染物的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué)研究，2021，34(4)：936-944.

GUO Y X，LI X G，HOU T L，et al. Review of biochar-based materials for catalyzing peroxymonosulfate degradation of organic pollutants[J]. Research of Environmental Sciences，2021，34(4)：936-944.

［22］HU C, TU S, TIAN N,et al.External fields enhanced photocatalysis[J]. Angewandte Chemie, 2020. doi:10.1002/anie.202009518.

［23］YANG J L, ZHU M S, DIONYSIOU D D.What is the role of light in persulfate-based advanced oxidation for water treatment?[J].Water Research，2021，189：116627.

［24］KOLTHOFF I M, MILLER I K.The chemistry of persulfate. I. the kinetics and mechanism of the decomposition of the persulfate ion in aqueous medium1[J].Journal of the American Chemical Society，1951，73（7）：3055-3059.

［25］JOHNSON R L, TRATNYEK P G, JOHNSON R O.Persulfate persistence under thermal activation conditions[J].Environmental Science & Technology，2008，42（24）：9350-9356.

［26］WANG J L，WANG S Z. Activation of persulfate (PS) and peroxymonosulfate (PMS) and application for the degradation of emerging contaminants[J]. Chemical Engineering Journal，2018，334：1502-1517.

［27］TAN C Q, GAO N Y, DENG Y, et al.Degradation of antipyrine by heat activated persulfate[J].Separation and Purification Technology，2013，109：122-128.

［28］WANG Q, LU X H, CAO Y, et al.Degradation of bisphenol S by heat activated persulfate: kinetics study, transformation pathways and influences of co-existing chemicals[J].Chemical Engineering Journal，2017，328：236-245.

［29］BRUTON T A, SEDLAK D L.Treatment of perfluoroalkyl acids by heat-activated persulfate under conditions representative ofin situchemical oxidation[J].Chemosphere，2018，206：457-464.

［30］FOROUZESH M，EBADI A，ABEDINI F. Thermocatalytic persulfate activation for metronidazole removal in the continuous operation[J]. Separation and Purification Technology，2021，258：118055.

［31］ZRINYI N，PHAM A L T. Oxidation of benzoic acid by heatactivated persulfate: effect of temperature on transformation pathway and product distribution[J]. Water Research，2017，120：43-51.

［32］MANZ K E, CARTER K E.Investigating the effects of heat activated persulfate on the degradation of furfural, a component of hydraulic fracturing fluid chemical additives[J].Chemical Engineering Journal，2017，327：1021-1032.

［33］BRUTON T A, SEDLAK D L.Treatment of aqueous film-forming foam by heat-activated persulfate under conditions representative ofin situchemical oxidation[J].Environmental Science &Technology，2017，51（23）：13878-13885.

［34］IKE I A, ORBELL J D, DUKE M.Activation of persulfate at waste heat temperatures for humic acid degradation[J].ACS Sustainable Chemistry & Engineering，2018，6（3）：4345-4353.

［35］GARIMELLA S.Low-grade waste heat recovery for simultaneous chilled and hot water generation[J].Applied Thermal Engineering，2012，42：191-198.

［36］LI X B，WANG W W，DONG F，et al. Recent advances in noncontact external-field-assisted photocatalysis: from fundamentals to applications[J]. ACS Catalysis，2021，11(8)：4739-4769.

［37］KERMANI M, FARZADKIA M, MOROVATI M, et al.Degradation of furfural in aqueous solution using activated persulfate and peroxymonosulfate by ultrasound irradiation[J].Journal of Environmental Management，2020，266：110616.

［38］WEI Z S, VILLAMENA F A, WEAVERS L K.Kinetics and mechanism of ultrasonic activation of persulfate: anin situEPR spin trapping study[J].Environmental Science &Technology，2017，51（6）：3410-3417.

［39］YIN R L, GUO W Q, WANG H Z, et al.Enhanced peroxymonosulfate activation for sulfamethazine degradation by ultrasound irradiation: performances and mechanisms[J].Chemical Engineering Journal，2018，335：145-153.

［40］WANG S L, ZHOU N.Removal of carbamazepine from aqueous solution using sono-activated persulfate process[J].Ultrasonics Sonochemistry，2016，29：156-162.

［41］MONTEAGUDO J M, EL-TALIAWY H, DURáN A, et al.Sonoactivated persulfate oxidation of diclofenac: degradation, kinetics,pathway and contribution of the different radicals involved[J].Journal of Hazardous Materials，2018，357：457-465.

［42］YANG L, XUE J M, HE L Y, et al.Review on ultrasound assisted persulfate degradation of organic contaminants in wastewater:influences, mechanisms and prospective[J].Chemical Engineering Journal，2019，378：122146.

［43］LEE Y, LEE S, CUI M C, et al.Activation of peroxodisulfate and peroxymonosulfate by ultrasound with different frequencies:impact on ibuprofen removal efficient, cost estimation and energy analysis[J].Chemical Engineering Journal，2021，413：127487.

［44］LEI Y J, TIAN Y, FANG C, et al.Insights into the oxidation kinetics and mechanism of diesel hydrocarbons by ultrasound activated persulfate in a soil system[J].Chemical Engineering Journal，2019，378：122253.

［45］LEI Y J，ZHANG J，TIAN Y，et al. Enhanced degradation of total petroleum hydrocarbons in real soil by dual-frequency ultrasoundactivated persulfate[J]. Science of the Total Environment，2020，748：141414.

［46］WU J, ZHANG H, QIU J J.Degradation of acid orange 7 in aqueous solution by a novel electro/Fe2+/peroxydisulfate process[J].Journal of Hazardous Materials，2012，215/216：138-145.

［47］WANG Y R, CHU W.Degradation of 2,4,5-trichlorophenoxyacetic acid by a novel electro-Fe(Ⅱ)/Oxone process using iron sheet as the sacrificial anode[J].Water Research，2011，45（13）：3883-3889.

［48］ZHI D, LIN Y H, JIANG L, et al.Remediation of persistent organic pollutants in aqueous systems by electrochemical activation of persulfates: a review[J].Journal of Environmental Management，2020，260：110125.

［49］SONG H R，AN L X，JIANG J，et al. Enhanced degradation of antibiotic sulfamethoxazole by electrochemical activation of PDS using carbon anodes[J]. Chemical Engineering Journal，2018，344：12-20.

［50］FARHAT A, KELLER J, TAIT S, et al.Removal of persistent organic contaminants by electrochemically activated sulfate[J].Environmental Science & Technology，2015，49（24）：14326-14333.

［51］BU L J, DING J, ZHU N Y, et al.Unraveling different mechanisms of persulfate activation by graphite felt anode and cathode to destruct contaminants of emerging concern[J].Applied Catalysis B:Environmental，2019，253：140-148.

［52］SONG H R, YAN L X, MA J, et al.Nonradical oxidation from electrochemical activation of peroxydisulfate at Ti/Pt anode:efficiency, mechanism and influencing factors[J].Water Research，2017，116：182-193.

［53］LIU Z, ZHAO C, WANG P, et al.Removal of carbamazepine in water by electro-activated carbon fiber-peroxydisulfate:comparison, optimization, recycle, and mechanism study[J].Chemical Engineering Journal，2018，343：28-36.

［54］YU Y H, GUO J.Identifying electricity-saving potential in rural China: empirical evidence from a household survey[J].Energy Policy，2016，94：1-9.

［55］BU L J, ZHU S M, ZHOU S Q.Degradation of atrazine by electrochemically activated persulfate using BDD anode: role of radicals and influencing factors[J].Chemosphere，2018，195：236-244.

［56］CAI J J, ZHOU M H, LIU Y, et al. Indirect electrochemical oxidation of 2, 4-dichlorophenoxyacetic acid using electrochemically-generated persulfate[J]. Chemosphere, 2018,204： 163-169.

［57］BU L J, ZHOU S Q, SHI Z, et al.Removal of 2-MIB and geosmin by electrogenerated persulfate: performance, mechanism and pathways[J].Chemosphere，2017，168：1309-1316.

［58］BATTULA V R, JARYAL A, KAILASAM K.Visible light-driven simultaneous H2production by water splitting coupled with selective oxidation of HMF to DFF catalyzed by porous carbon nitride[J].Journal of Materials Chemistry A，2019，7（10）：5643-5649.

［59］ 沈一君, 彭明國, 徐彬焜, 等.紫外活化過硫酸鹽降解二苯甲酮-4的動(dòng)力學(xué)影響及降解機(jī)理與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J].環(huán)境科學(xué)研究，2019，32（1）：174-182.

SHEN Y J, PENG M G, XU B K, et al.Degradation of BP4by UVactivated persulfate process: kinetic, mechanism and risk[J].Research of Environmental Sciences，2019，32（1）：174-182.

［60］ 尹漢雄, 唐玉朝, 黃顯懷, 等.紫外光強(qiáng)化Fe(Ⅱ)-EDTA活化過硫酸鹽降解直接耐酸大紅4BS[J].環(huán)境科學(xué)研究，2017，30（7）：1105-1111.

YIN H X, TANG Y C, HUANG X H, et al.Decolorization effect of direct fast scarlet 4BS by Fe(Ⅱ)-EDTA activated peroxodisulfate under ultraviolet light[J].Research of Environmental Sciences，2017，30（7）：1105-1111.

［61］LI W, GUO H G, WANG C J, et al.ROS reevaluation for degradation of 4-chloro-3, 5-dimethylphenol (PCMX) by UV and UV/persulfate processes in the water: kinetics, mechanism, DFT studies and toxicity evolution[J].Chemical Engineering Journal，2020，390：124610.

［62］QI Y M, QU R J, LIU J Q, et al.Oxidation of flumequine in aqueous solution by UV-activated peroxymonosulfate: kinetics,water matrix effects, degradation products and reaction pathways[J].Chemosphere，2019，237：124484.

［63］LEI Y, LU J, ZHU M Y, et al.Radical chemistry of diethyl phthalate oxidation via UV/peroxymonosulfate process: roles of primary and secondary radicals[J].Chemical Engineering Journal，2020，379：122339.

［64］ACHOLA L A, GHEBREHIWET A, MACHARIA J, et al.Enhanced visible-light-assisted peroxymonosulfate activation on cobalt-doped mesoporous iron oxide for orange Ⅱ degradation[J].Applied Catalysis B:Environmental，2020，263：118332.

［65］YIN R L, CHEN Y X, HU J Y, et al.Complexes of Fe(Ⅲ)-organic pollutants that directly activate Fenton-like processes under visible light[J].Applied Catalysis B:Environmental，2021，283：119663.

［66］CHEN G Y, YU Y, LIANG L, et al.Remediation of antibiotic wastewater by coupled photocatalytic and persulfate oxidation system: a critical review[J].Journal of Hazardous Materials，2021，408：124461.

［67］YIN R L, CHEN Y X, HE S X, et al.In situphotoreduction of structural Fe(Ⅲ) in a metal-organic framework for peroxydisulfate activation and efficient removal of antibiotics in real wastewater[J].Journal of Hazardous Materials, 2020, 388： 121996.

［68］YIN R L, JING B H, HE S X, et al.Near-infrared light to heat conversion in peroxydisulfate activation with MoS2: a new photoactivation process for water treatment[J].Water Research，2021，190：116720.

［69］WANG W B, ZHAO P P, HU Y F, et al.Application of weak magnetic field coupling with zero-valent iron for remediation of groundwater and wastewater: a review[J].Journal of Cleaner Production，2020，262：121341.

［70］SHEN Y F, TANG J, NIE Z H, et al.Preparation and application of magnetic Fe3O4nanoparticles for wastewater purification[J].Separation and Purification Technology，2009，68（3）：312-319.

［71］GILLHAM R W, O'HANNESIN S F.Enhanced degradation of halogenated aliphatics by zero-valent iron[J].Ground Water，1994，32（6）：958-967.

［72］XIONG X M, SUN B, ZHANG J, et al. Activating persulfate by Fe0coupling with weak magnetic field：performance and mechanism[J]. Water Research，2014，62：53-62.

［73］ 李錦祥, 秦荷杰, 張雪瑩, 等.弱磁場(chǎng)強(qiáng)化零價(jià)鐵對(duì)水中污染物的去除效能及其作用機(jī)制[J].化學(xué)學(xué)報(bào)，2017，75（6）：544-551.

LI J X, QIN H J, ZHANG X Y, et al.Improving the reactivity of zerovalent iron toward various contaminants by weak magnetic field: performances and mechanisms[J].Acta Chimica Sinica，2017，75（6）：544-551.

［74］DU J S, GUO W Q, CHE D, et al.Weak magnetic field for enhanced oxidation of sulfamethoxazole by Fe0/H2O2and Fe0/persulfate: performance, mechanisms, and degradation pathways[J].Chemical Engineering Journal，2018，351：532-539.

［75］FU X Y, ZHANG J, ZHAO H D, et al.Enhanced peroxymonosulfate activation by coupling zeolite-supported nanozero-valent iron with weak magnetic field[J].Separation and Purification Technology，2020，230：115886.

［76］LI X, ZHOU M H, PAN Y W, et al. Pre-magnetized Fe0/persulfate for notably enhanced degradation and dechlorination of 2,4-dichlorophenol[J]. Chemical Engineering Journal, 2017,307：1092-1104.

［77］PAN Y W, ZHOU M H, LI X, et al.Highly efficient persulfate oxidation process activated with pre-magnetization Fe0[J].Chemical Engineering Journal，2017，318：50-56.

［78］PAN Y W, ZHOU M H, ZHANG Y, et al.Enhanced degradation of rhodamine B by pre-magnetized Fe0/PS process: parameters optimization, mechanism and interferences of ions[J].Separation and Purification Technology，2018，203：66-74.

［79］CHEN S N, DENG J, YE C, et al. Degradation of p-arsanilic acid by pre-magnetized Fe0/persulfate system: kinetics, mechanism,degradation pathways and DBPs formation during subsequent chlorination[J]. Chemical Engineering Journal, 2021, 410： 128435.

［80］SHI Q J, ZHANG M, ZHANG Z M, et al.Energy and separation optimization of photogenerated charge in BiVO4quantum dots by piezo-potential for efficient gaseous pollutant degradation[J].Nano Energy，2020，69：104448.

［81］LAN S Y, FENG J X, XIONG Y, et al.Performance and mechanism of piezo-catalytic degradation of 4-chlorophenol:finding of effective piezo-dechlorination[J].Environmental Science & Technology，2017，51（11）：6560-6569.

［82］LV W, KONG L J, LAN S Y, et al.Enhancement effect in the piezoelectric degradation of organic pollutants by piezo-Fenton process[J].Journal of Chemical Technology &Biotechnology，2017，92（1）：152-156.

［83］GAO S T, XING H J, ZHANG J J, et al. Oxalic acid functionalization of BaTiO3nanobelts for promoting their piezodegradation organic contaminants[J]. Journal of Materiomics,2021, 7(6)： 1275-1283.

［84］ZHANG C J, FEI W H, WANG H Q, et al. P-n Heterojunction of BiOI/ZnO nanorod arrays for piezo-photocatalytic degradation of bisphenol A in water[J]. Journal of Hazardous Materials,2020, 399：123109.

［85］LAURENTI M, GARINO N, CANAVESE G, et al.Piezo- and photocatalytic activity of ferroelectric ZnO: Sb thin films for the efficient degradation of rhodamine-β dye pollutant[J].ACS Applied Materials & Interfaces，2020，12（23）：25798-25808.

［86］LAN S Y, ZENG X K, RATHER R A, et al.Enhanced trimethoxypyrimidine degradation by piezophotocatalysis of BaTiO3/Ag3PO4using mechanical vibration and visible light simultaneously[J].Environmental Science:Nano，2019，6（2）：554-564.

［87］LAN S Y, CHEN Y X, ZENG L X, et al.Piezo-activation of peroxymonosulfate for benzothiazole removal in water[J].Journal of Hazardous Materials，2020，393：122448.

［88］PENG F, YIN R, LIAO Y H, et al.Kinetics and mechanisms of enhanced degradation of ibuprofen by piezo-catalytic activation of persulfate[J].Chemical Engineering Journal，2020，392：123818.

［89］LIU S H, JING B H, NIE C Y, et al.Piezoelectric activation of peroxymonosulfate by MoS2nanoflowers for the enhanced degradation of aqueous organic pollutants[J].Environmental Science:Nano，2021，8（3）：784-794.

［90］CHEN Y X, LAN S Y, ZHU M S.Construction of piezoelectric BaTiO3/MoS2heterojunction for boosting piezo-activation of peroxymonosulfate[J].Chinese Chemical Letters，2021，32（6）：2052-2056.