代朝猛1，刘 仟1，段艳平2,3*，刘曙光1，涂耀仁
2,3
1. 同济大学土木工程学院, 上海 200092
2. 上海师范大学环境与地理科学学院, 上海 200234
3. 上海长三角城市湿地生态系统国家野外科学观测研究站，上海 200234
摘要： 高级氧化技术是一种以产生羟基自由基(·OH)和硫酸根自由基(SO 4−
·)来降解环境有机污染物的技术. 近年来，通过活化过一硫酸盐(peroxymonosulfate, PMS)而产生SO 4−
·的高级氧化技术受到了广泛关注. 与基于·OH 的传统高级氧化技术相比，基于SO 4−
·的高级氧化技术具有氧化还原电位高、半衰期长、适用pH 范围广和对污染物反应快速等优点. 本文从活化PMS 方法的特点和性质出发，对目前活化PMS 技术降解环境有机污染物的主要方法和活化机理进行了论述，活化方法包括过渡金属活化(均相和非均相)、碳质材料活化、碱性活化、热活化、辐射活化、 电解活化等，活化PMS 的机制是通过活化方法使其分子结构中的O—O 键发生断裂，从而使PMS 分解形成SO 4−
·或其他的活性物质. 此外，分析了活化PMS 降解环境有机污染物的主要影响因素，其中影响均相系统PMS 活化的因素包括过渡金属剂量、pH 和水中阴离子等，过量的PMS 和过渡金属可能成为SO 4−
·的抑制剂，pH 不仅对氧化剂分解产生自由基起着关键作用，还影响过渡金属种类的形成及其与氧化剂反应的有效性，而水中阴离子会与有机化合物竞争和SO 4−
·发生反应. 最后，提出未来研究重点应在开发稳定高效活化PMS 的金属氧化物、碳质材料，以及使用多种处理技术协同作用上，同时应加强对活化PMS 技术降解有机污染物体系的降解产物和毒性分析的研究.关键词： 过一硫酸盐(PMS)；活化；硫酸根自由基(SO 4−
·)；有机污染物；降解机理中图分类号： X52；X53文章编号： 1001-6929（2022）01-0141-09文献标志码： A
DOI ： 10.13198/j.issn.1001-6929.2021.08.09
Activation of Peroxymonosulfate for Environmental Organic Pollutants Degradation: A Review
DAI Chaomeng 1，LIU Qian 1，DUAN Yanping 2,3*，LIU Shuguang 1，TU Yaojen
2,3
1. College of Civil Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China
2. School of Environment and Geography, Shanghai Normal University, Shanghai 200234, China
3. Yangtze River Delta Urban Wetland Ecosystem National Field Observation and Research Station, Shanghai 200234, China
Abstract ：Advanced oxidation processes are promising technologies that can generate hydroxyl radicals and sulfate radicals to degrade organic environmental pollutants. In recent years, the advanced oxidation processes that generate sulfate radicals by activating peroxymonosulfate (PMS) have received widespread attention. Compared with the traditional advanced oxidation processes based on hydroxyl radicals, sulfate radicals-based advanced oxidation processes have the following advantages: high redox potential, long half-life,wide applicable pH range and rapid reaction to pollutants. This paper summarizes the main PMS activation methods and the activation mechanism based on the characteristics and properties of PMS activation. The activation methods of PMS can occur by various methods,including transition metal activation (homogeneous and heterogeneous), carbon material activation, alkaline activation, thermal activation,radiation activation,
electrolytic activation, etc. The activation mechanism of PMS is to break the O—O bond in the molecular structure,which leads to the decomposition of PMS to form sulfate radicals or other active substances. In addition, the main factors influencing the activation process of PMS to remove organic pollutants were analyzed. The factors affecting the activation of PMS in homogeneous
收稿日期： 2021-03-09 修订日期： 2021-08-01
作者简介： 代朝猛(1980-)，男，河南开封人，副教授，博士，主要从事地下水污染治理与修复、地下水数值模拟计算研究，daichaomeng@ .* 责任作者，段艳平(1981-)，女，河南鲁山县人，副研究员，博士，主要从事新污染物(药物与个人护理品、持久性有机污染物和环境激素类物质等)的分析方法、迁移转化及污染控制技术研究，duanyanping@
基金项目： 国家重点研发计划项目(No.2019YFE0114900)；国家自然科学基金项目(No.42077175)
Supported by National Key Research and Development Program of China (No.2019YFE0114900)；National Natural Science Foundation of China (No.42077175)
第 35 卷 第 1 期环 境 科 学 研 究Vol.35，No.12022 年 1 月
Research of Environmental Sciences
Jan.，2022
systems include the dosage of transition metals, pH, and the presence of anions in the water. An excess of PMS and transition metals can inhibit sulfate radicals generation. The pH value not only plays a key role in the decomposition of oxidants into free radicals, but also affects the formation of transition metal species and the effectiveness of their reactions with oxidants. The anions present in the water will compete with the organic compounds and react with the sulfate radicals. Finally, the future research focus should be on the development of metal oxides and carbon materials for stable and efficient activation of PMS, as well as the synergistic effect of multiple treatment technologies. Meanwhile, the degradation products and toxicity analysis of activated PMS technology to degrade organic pollutants should be strengthened.
Keywords：peroxymonosulfate (PMS)；activation；sulfate radicals (SO
4
−·)；organic pollutant；degradation
近年来，有机污染物环境污染受到了广泛关注[1].有机污染物具有毒性、持久性和不可生物降解性的特点，如药品与个人护理产品等. 传统的高级氧化技术在去除有机污染物方面表现出良好的性能，其反应自由基主要是羟基自由基(·OH)[2]. 目前高级氧化技术主要包括芬顿法和类芬顿法、臭氧类高级氧化法、光催化氧化技术、电化学氧化技术和基于硫酸根自由基(SO4−·)的新型高级氧化技术等.
SO
4
−·是强氧化剂并显示出更好地降解有机污染物的能力，与·OH相比，SO4−·更稳定，对天然生物影响最小，并且具有更高的氧化还原电位(E0为2.5~ 3.1 V)[3]，具有更高的选择性和更长的半衰期(30~ 40 μs和20 ns)，限制了天然有机物对自由基的清除作用[4]. 过一硫酸盐(PMS)作为一种易溶于水、无污染、操作安全且稳定、易于运输和储存的氧化剂，基于其高级氧化技术已经在水处理领域进行了广泛的研究. 尽管PMS是强氧化剂，但它与大多数污染物的直接反应太慢，因此需要活化PMS.
近年来，国内外大量学者对基于SO4‾·的高级氧化技术进行了广泛的研究. 从近十年公开发表的文章数量来看，Web of Science数据库中检索的关于PMS 活化和应用的论文数量逐年上升(见图1).
图 1 基于Web of Science近10年PMS活
化发表的论文数量
Fig.1 The number of papers published based on
the activation of PMS in the past ten years
of Web of Science
该文系统综述了活化PMS技术降解环境有机污
染物的主要方法，包括均相和非均相过渡金属催化剂、
无金属非均相催化剂、紫外线、超声波等活化方法，
重点阐述了非均相过渡金属催化剂和无金属非均相
人造细胞催化剂的活化机理，并分析了活化PMS降解环境有
机污染物的主要影响因素和应用. 最后，提出了该技
术目前面临的问题及未来发展方向.
1 PMS的性质
PMS是一种无机硫酸盐氧化物，为白固体粉末，pH<6或pH>12时较稳定，当pH为9时，稳定性
最差，而当pH<1时会水解成过氧化氢(H2O2)[5]. PMS
易溶于水，它在水中的溶解度大于250 g/L，水溶液呈
酸性，O−O键的距离为1.460 Å，键能在140~213.3
kJ/mol的范围内[6]. 由式(1)可知，PMS是一种不对称氧化剂，也是H2O2的衍生物，氧化还原电位为1.82 V.
PMS一些具体特征如表1所示.
表 1 PMS的具体特征
Table 1 Specific characteristics of PMS
性能PMS
结构
分子量113.069 9 g/mol
CAS编号10058-23-8
溶解度>250 g/L
分子式HSO5−
氧化还原电位 1.82 V
2 电子转移法活化
2.1用于活化PMS的均相过渡金属
H2O2+Fe2+过渡金属和金属氧化物已被广泛应用于活化
PMS来降解有机污染物. 在均相系统中，溶解的金属离子可以与PMS自由反应. 芬顿试剂()是
最早用于降解各种污染物的试剂[7]，该试剂的反应机
理如式(2)所示.
142环 境 科 学 研 究第 35 卷
Ball 等
[8]
首次提出了利用钴离子(Co 2+
)活化
PMS 的情况，其反应机理如式(3)所示.
Anipsitakis 等[9]
研究了不同过渡金属活化PMS 降解2，4-二氯苯酚(2，4-DCP)的效用. 不同的金属离子和金属氧化物活化PMS 的还原过程如式(4)所示.
不同过渡金属活化PMS 对2,4-二氯苯酚的去除率
表现为Fe(Ⅲ)<Mn(Ⅱ)<V(Ⅲ)<Ce(Ⅲ)<Fe(Ⅱ)<Ru(Ⅲ)<Co(Ⅱ)(见图2)[10]
. Ce 3+
具有比Fe 2+
更高的氧化还原电位，但其活化性能低于Fe
2+
，可能是因为形成了复合物〔[Ce Ⅳ
(SO 4·)]3+
〕. 已有研究[11]表明，PMS 的活化不仅
受到金属氧化还原电位的影响，还受到生成的复合物
的影响.
图 2 不同过渡金属活化PMS 对2,4-DCP
的降解效果
Fig.2 Degradation of 2,4-DCP by metal activated PMS
除了过渡金属，金属氧化物也能够活化PMS [12]
.当使用金属作为电子受体来活化PMS 时，有机污染物的去除率较低. PMS 的活化能力不受金属氧化物的组成影响，与金属氧化物中金属的含量相关[13]
.
影响均相系统PMS 活化的因素包括过渡金属剂量、pH 和水中阴离子等. PMS 和催化剂的用量应当以适当的比例进行反应，以达到产生SO 4−
·的最佳条件. 过量的PMS 和过渡金属可能成为SO 4−·的抑制剂. PMS/过渡金属的比例通常为1∶1或3∶1[14]. pH 不仅对氧化剂分解产生自由基起着关键作用，还影响过渡金属的存在形态及其与氧化剂反应的有效性. 在低pH(pH<5)下，氢离子(H +
)可分别生成SO 4−
·和·OH [15]
美国zo0人与人x
. 水中阴离子会与有机物竞争SO 4−
·，从而形成
抑制，部分阴离子的抑制作用表现为S 2O 32−
>HCO 3−
>CO 32−>NO 2−>HCOO −>Cl −>HPO 42−>NO 3−>H 2PO 4−>SO 42−
>CH 2COO
−[16]
.
2.2 用于活化PMS 的非均相过渡金属
均相系统中金属离子的回收和分离比较困难，并且过渡金属高度依赖于pH ，它们在碱性pH 下形成氢氧化物沉淀，在酸性pH 下形成水合物种，从而降低了催化剂的利用率. 但如果催化剂是固相的，可以轻易将其从液相中分离出来，并且对环境的危害较小. 所以有研究者使用各类非均相催化剂来活化PMS ，如介孔催化剂、天然矿物、各种合成材料等.
2.2.1 基于钴和铁的非均相催化剂
钴(Co)及其氧化物在活化PMS 上表现出优异的性能，以乙二胺四乙酸(EDTA)和钴盐为前体合成钴/氮掺杂多孔碳复合材料，活化PMS 降解二氯喹啉酸的降解率达到93%[17]
.
具有多价元素和中空结构的催化剂非常适合PMS 活化，空心且无定形的六角形结构CoS x ，由于较大的比表面积和CoS x 中元素的多价态，对PMS 具有极强的活化能[18]
. 同样，一种新型的具有独特结构的Co(OH)F@MXenes 纳米材料作为活化PMS 降解双酚A(BPA)的催化剂，与传统的纳米材料相比，Co(OH)F@MXenes 活化PMS 可以更有效地降解BPA(在40 min 内降解率达到96.3%)，并且具有很强稳定性[19]
.
铁(Fe)是地壳中含量第四高的元素，无毒且低成本，对人类健康和环境威胁小. 用于PMS 活化的铁质物质包括Fe 2+
、Fe 3+、氧化铁和羟基氧化铁、硫化铁
和各种负载型铁催化剂等[20]. 采用Fe 2+
/PMS 工艺进行氧化和凝聚可以增强铜绿微囊藻的去除效果. 与Fe 2+
/H 2O 2和Fe 2+
/PS 工艺相比，Fe 2+
/PMS 对藻类细胞
去除率更高，沉降速率更快[21]. Fe 2+
/PMS 氧化还能显著改善污泥的脱水性能、有助于污泥稳定性提高[22]
.具有不同形态和结晶相的铁物种在PMS 的活化中可以表现出不同的催化效率. 但是，目前对此进行深入比较和机理分析的研究还较少. 在这方面，需要进一步的研究工作，以便正确选择铁基催化剂.
2.2.2 过渡混合金属金尖晶石
过渡混合金属尖晶石化学式为A x B 3-x O 4，其中A 和B 可以是金属，如钴、铁、铜、锰、锌等. 协同耦合Co 3Fe 7合金和CoFe 2O 4尖晶石去除2,4-二氯苯酚过程中不仅显著提高了催化剂的活性和耐久性，而且还加速了Co 3+
/Co 2+
和Fe 3+
/Fe 2+
氧化还原循环. 最优条件下，Co 3Fe 7-CoFe 2O 4纳米颗粒在30 min 内对污染物的去除率达到97.1%[23]
. 而污泥活性炭基CoFe 2O 4-SAC
第 1 期代朝猛等：活化过一硫酸盐技术降解环境有机污染物的研究进展143
纳米复合材料，由于其多孔结构和更多的活性氧，比
CoFe
2O
4
具有更高的催化活性[24].
尖晶石金属氧化物为铁锰复合催化剂(MnFe2O4)具有更高催化活性，因为Mn2+和Fe2+之间的协同作用极大地增强了MnFe2O4/PMS体系中的电子转移效率[25].在大多数研究中，尖晶石金属氧化物比单纯的过渡金属具有更好的稳定性和活性.
2.2.3其他过渡金属
除钴和铁外，在PMS活化中还考虑了纳米级的铜、钨、锰等氧化物. 纳米零价钨(nZVT)诱导的Cu2+/Cu+氧化还原循环增强了PMS的活化；在nZVT/Cu2+/PMS 系统中，生成的有效成分Cu+可产生高活性氧，如·OH、
SO
4−·和·O
2
−[26]. CuO-3表现出优异的降解酚类有机污
染物的性能，与传统的基于·OH、SO4−·的高级氧化工艺完全不同，其主要氧化剂是单线态氧(1O2)[27]. 二硫化钼(MoS2)作为代替传统的过渡金属材料和碳材料，可用于PMS活化降解卡马西平(CBZ)[28].
由于不同金属氧化物之间的潜在协同作用，复合金属氧化物表现出优异的性能. 羟基磷灰石(HA)与氧化锰OMS-2复合物(MnHA)偶联活化PMS降解酸性橙7的效果分别是纯OMS-2和HA的2.94和10.8倍[29]. 氧化石墨烯上的针状MnO
2
具有更大的表面积和更多的表面含氧官能团，比单独的MnO2具有更强的催化能力[30]. 双金属复合材料Co-Fe/SiO2与其他Co/Fe单金属氧化物和离子相比，Fe2+加速了Co3+的还原，在催化剂表面产生了固态钴和铁之间的协同效应. Co-Fe/SiO2在10 min内对环丙沙星的降解率可达98%[31].
非均相金属催化剂金属浸出不能完全从环境系统中分离或回收，实际应用中也不可避免地会产生残渣，因此，需要研究如何减少金属的损失并充分利用残留金属渣的剩余反应性能，开发具有成本效益、稳定和高效的催化剂.
2.3碳质材料活化
碳质材料作为非金属催化剂也可用于活化PMS，包括活性炭、石墨烯、纳米金刚石、碳纳米管、生物炭等. 碳催化剂无毒无二次污染、耐腐蚀，并且可以克服金属催化剂引起的烧结和金属浸出问题[32]. 碳催化剂的超高催化活性是由于其较大的比表面积、氮改性、大量缺陷位点、可调谐电子特性和官能团的特点[33]. 作为环境友好型催化剂，碳质材料最大限度地减少了金属的使用，可作为有毒和昂贵金属的替代品.
碳质材料活化PMS的机理包括自由基(·OH、
SO
4−·)和非自由基氧化过程(产生1O
2
、活性中间体和
电子转移)，电子转移过程为电子从碳质材料转至
PMS，PMS接受一个电子从而形成反应性自由基，如
式(5)所示.
1O
2
已被公认为许多碳基PMS活化体系的主要
氧化剂，如硼掺杂有序介孔碳(OMC)[34]、污泥生物
炭[35-36]、纳米金刚石[37]活化PMS体系. 在碱性条件
下PMS易失去质子生成SO52−〔见式(6)〕，并进一步
消耗PMS反应生成1O2〔见式(7)
〕.
原始碳质材料在化学反应中的活性较差，改性碳
质材料可以显著提高催化性能，常用的改性方法包括
氮掺杂、硫掺杂和金属氧化物掺杂. 采用氮掺杂多壁
碳纳米管(N-CNT)作为固体活化剂，活化PMS降解
偶氮染料酸性橙7比颗粒活性炭(GAC)效果好[38].
用氮掺杂的石墨烯同样被证明可以有效提高石墨烯
的催化活性，在去除RBk5染料的试验中去除率达
99%[39]. 石墨碳氮化物(g-C
3
N
4
)虽然具有很高的氮含
量(约70%)，但将g-C3N4单独用于PMS活化的效果
不显著，在活性炭(AC)上负载g-C3N4后，AC的掺入
有效地抑制了电子-空穴的重组，并增强了g-C3N4的
光催化性能，10% AC/g-C3N4/光/PMS系统的反应速
率常数比g-C3N4/光/PMS系统的反应速率常数高约
2.9倍[40].
生物炭可以通过热解不同的原料(如农业废料或
污泥)来生产[41]. 在原料热解过程中，会形成持久的自
mppt算法由基，这是影响生物炭催化性能的关键因素. 污泥衍
生的活性炭对PMS的活化机理主要是存在含氧官能
团，如半醌和生物炭中的铁等金属离子，生成·OH、
SO
4
−·和1O
2
有助于污染物降解[42].熔融盐(NaCl和
KCl)参与氮掺杂生物炭纳米片热解过程不仅促进了
生物炭的剥落，而且有利于氮在生物炭中的保留，在
催化降解中表现出优异的性能[43].
对于去除相同的有机化合物，当使用不同的碳质
材料作为催化剂时，展现出不同的性能[44]. 目前的研
究仅调查了碳质材料活化氧化剂对单一污染物降解
的性能. 实际废水中同时存在多种有机污染物，因此
需要进一步研究碳质材料在PMS活化方面的性能.
由于含碳材料在使用一段时间后可能会失去活化能
力，还需要研究含碳物质的催化稳定性.
2.4碱性活化
PMS可以在碱性条件下被活化，其中SO
4
−·、超
144环 境 科 学 研 究第 35 卷
氧阴离子自由基(·O 2−
)和1
O 2是主要的氧化剂. 相关的自由基反应及其机理如式(8)～(16)所示.
碱/PMS 系统可以有效活化PMS 降解多种有机污染物，包括酸性橙7(AO7)、苯酚和双酚A ，但碱/PMS 系统中主要的活性氧是·O 2−
和1
O 2，而不是SO 4−·[1]. 1
O 2是一种有选择性的强氧化剂，它与富含电子的化合物(如苯酚、胺和硫化物)具有高反应性，而与饱和醇的反应性低. 除上述反应途径外，1葡萄酒电动开瓶器
O 2还可以通过自分解产生，如式(17)所示
.
对于碱性废水处理，它可减少能源消耗和催化剂的二次污染. 但在未来的研究中仍需要解决几个问题. 首先，必须将处理后的水的pH 调至中性；其次，使用过程中的pH 升高可能会影响金属的形态、有机污染物的存在形式和土壤特性；最后，碱活化PMS 通常需要与其他活化方法(如金属离子)结合使用，以获得更好的有机污染物去除率. 因此，未来还需要更多的研究来检验有机污染物降解过程中1O 2和·O 2−
的产生途径.
3 能量法活化
3.1 热活化
加热活化可以作为一种辅助手段，其对能量输入的要求很高. O −O 的键能在140～213.3 kJ/mol 的范围内，PMS 活化的基本机制是当能量输入时，高温(>50 ℃)导致结构中O −O 键的断裂形成
SO 4−
·〔见但式(19)表明，·OH 也是热活化过程中的主要
自由基，SO 4−
·在加热过程中迅速转化为
·OH.
热活化PMS 不仅能降解溶液中的污染物，也能作用于污泥中. Huang 等
[45]
的研究表明，热活化PMS
不仅能使重金属固定化并转化为更稳定的形式，而且
使污泥中重金属毒性降低，因此就提高污泥脱水性和降低重金属环境风险而言，热活化PMS 可能是污泥处理的一种潜在技术.
加热活化对于常温废水会增加处理成本，但可以有效应用于高温废水. 在土壤修复中，温度升高限制了PMS 在土壤中的运输，影响了土壤中有机污染物的去除，并且有机污染物的溶解度可能随着温度的升高而增加. 因此，应该对PMS 的热活化机理进行更多的研究.
3.2 辐射活化
辐射活化是利用能量活化PMS 使其中的化学键断裂[46]
，包括紫外线、γ射线和超声波. PMS 光活化大多使用波长是254 nm 的紫外线(UV). UV/PMS 工艺可以通过光解直接降解有机污染物或通过硫酸根和·OH 间接降解. 第1种机制是由式
(20)给出的紫外线能量引起的O −O 键的裂变.
第2种机制是水分子可以通过紫外线产生电子，
皂液盒紫外线通过电子传导活化PMS ，如式(21)(22)所示.
紫外线活化PMS 中第1种机制应用较广泛，第2种机制由于UV-254 nm 的极短穿透深度，使自由基的传播受到限制，因此在实际应用中重要性不大. 紫外线在地下水中的穿透受到限制，这严重影响了紫外线活化PMS 的应用.
γ射线主要用于去除有毒的有机污染物. 在γ射线辐射过程中，会生成诸如·OH 、水合电子和氢原子的活性物质. γ射线本身也具有很高的能量，它还可
以通过使O −O 键断裂来活化PMS [47]. Chu 等[48]
开发了电离辐射与PMS 氧化相结合的方法，以降解红霉素(EryF)残留废物中的抗生素和抗生素抗性基因.
Wang 等[49]
研究了辐射活化PMS 降解卡马西平(CBZ)的效果，发现PMS 的存在可以降低完全降解CBZ 所需的吸收剂量. γ射线具有比紫外线更高的穿透能力，但是建造γ射线设备的成本比紫外线设备高. 另外，由于在γ射线辐射过程中生成活性物质，活性物质的相互作用可能会影响PMS 的活化.
超声活化PMS 是由于超声波(US)频率在20～1 000 kHz 范围内会产生气蚀现象，包括气泡中的成核、
生长和破裂[50]
. 破裂的气泡可以引起局部高温(5 000 K)
和高压(1.01×106 Pa)[51]
. 空化气泡将溶液中的水分子
分解为·OH 和氢自由基[52]
. 利用超声波活化PMS 的反应机理如式(23)所示：
第 1 期
代朝猛等：活化过一硫酸盐技术降解环境有机污染物的研究进展145
使用微米级零价铜(ZVC)在超声辐射下降解酸
性橙7(AO7)，US/ZVC/PMS体系在反应过程中对AO7的降解率为90%[53]. 使用PMS/臭氧/US去除苯并三唑，苯并三唑去除率表现为PMS/臭氧/US> PMS/US>PMS/臭氧>臭氧/US>臭氧>PMS>US. 超声功率通过增加空化气泡的数量和快速活化PMS来增加自由基的数量[54]. 超声应用于水处理具有反应耗时短的特点，虽然US在活化PMS的效率相当可观，由于较大的能量需求和经济成本问题，超声活化方法难以应用于大规模废水处理，超声活化作为一种有效活化PMS的手段需要更多的研究.windows下刷bios
4 其他活化方法
电解(EC)也已被用于活化PMS. Sun等[55]在EC/ACF/Fe3+/PMS中使用活性炭纤维(ACF)作为电化学原位再生阴极吸附器降解酸性橙7(AO7)，结果表明，E-Fe2+/PMS可有效地降解EPS和破坏细胞，并且最大限度地减少了过量Fe2+的消耗，提高活化PMS的催化能力[56]. 此外，电凝会产生通过电极上施加的电流触发阳极材料的电解氧化，可在原位形成凝固剂，降低运输风险[57].
PMS还可以通过苯酚/醌活化，生成自由基1O
2
. Zhou等[58]研究表明，PMS可以被苯醌(p-BQ)活化以降解磺胺甲恶唑，PMS的亲核加成反应(即HSO5−与
p-BQ的羰基形成二环氧乙烷中间体)生成了1O
2
. Zhou等[59]研究了PMS与10种模型酚的反应动力学，发现除邻苯二酚和间苯二酚外，PMS对这些酚的氧化动力学在碱性条件下表现出自催化作用，这归因于PMS活化后由酚类母体形成的醌中间体贡献了
1O
2
. 这些发现将有助于更好地研究PMS与醌之间的相互作用，并为活化PMS降解环境污染物提供一种新思路.
PMS在臭氧存在下会同时产生SO
4
−·和·OH，与
O
3
、PS+O3和O3+H2O2相比，就污泥的稳定和脱水而言，PM+O3比其他工艺更好，最佳条件下挥发性固体和粪便大肠菌分别减少了42%和89%[60]. 在低剂量的O3和PMS下，O3/PMS在15 min内对乙磺胺的降解率在90%以上[61].
5 结论与展望
活化PMS的高级氧化技术在降解有机污染物中表现出较大的潜力，与基于产生·OH的传统有机污染物降解方式相比，基于PMS的高级氧化技术具有氧化能力强、矿化程度高、氧化剂自身稳定性好、氧化
剂利用率高、氧化效果受溶液pH影响小等优点. 活化PMS产生的自由基更为复杂，不仅产生众所周知的SO4−·和·OH，还可能产生1O2和·O2−. 活化方法包括过渡金属活化(均相和非均相)、碳质材料活化、碱性活化、热活化、辐射活化、电解活化等. 在各种活化方法中，关于非均相催化剂活化方法的研究最多. 非均相催化剂可以在多个循环中使用，但是因为产生自由基活性位点的性能是不明确的，所以在非均相催化剂中确定产生哪种自由基是一个难题. 活化PMS的机制是通过活化方法使其分子结
构中的O−O键发生断裂，从而使PMS分解形成SO4−·或其他的活性物质. 辐射活化、热活化多作为一种辅助手段使用，促进PMS分解产生自由基.
尽管基于PMS技术的高级氧化技术应用前景广阔，但距实际应用还有一定的距离. 因此，根据目前通过活化PMS降解有机污染物所获得的结论，笔者提出了以下建议，以供进一步研究：
a) 开发稳定高效活化PMS的金属氧化物. 不同的金属氧化物以及不同金属氧化物的协同作用表现出不同的活化性能，并且在处理金属离子的残留或者有毒产物等方面的研究还不够深入. 因此，需要研究如何减少金属的损失并充分利用残留金属渣的剩余反应性能，开发具有成本效益、稳定和高效的催化剂.
b) 加强对碳质材料活化PMS体系的研究. 与金属氧化物相比，碳质材料无毒无二次污染、耐腐蚀，并且可以克服金属催化剂引起的烧结和金属浸出问题，因此探索碳质材料的应用至关重要. 但目前的研究仅调查了碳质材料活化氧化剂对一种污染物降解的性能，而实际废水中同时存在多种有机污染物，因此需要进一步研究碳质材料在PMS活化方面的性能. 另外，由于碳质材料在使用一段时间后可能会失去活化能力，还需要研究含碳物质的催化稳定性.
c) 多种处理技术协同作用. 虽然基于活化PMS 技术可降解大部分有机污染物，但在实际应用中对某些污染物不能根除. 因此，基于PMS与其他高级氧化技术的协同效应需要进行更多的研究.
d) 加强对活化PMS技术降解有机污染物体系的降解产物和毒性分析. 许多污染物为毒性污染物，但目前对反应过程中降解途径、毒性变化研究较少，因此为推动相关技术在实际处理中的应用，有必要预测评估反应体系中污染物降解过程中的最终产物和毒性变化.
参考文献(References)：
WANG J L, BAI Z Y.Fe-based catalysts for heterogeneous ［1］
146环 境 科 学 研 究第 35 卷
