外場效應強化過硫酸鹽氧化技術去除有機污染物的研究進展

陳妍希，嚴登明，朱明山*

1. 暨南大學環境學院, 廣東省環境污染與健康重點實驗室, 廣東 廣州 511443

2. 黃河勘測規劃設計研究院有限公司, 河南 鄭州 450003

近年來，有機污染物被廣泛應用于工業、醫藥業、農業及養殖業等行業中[1-2]. 由于這些污染物具有穩定的化學結構[3-4]，傳統的廢水處理工藝不足以完全去除污染物，排放的有機污染物將流入地表水土及地下水中，導致嚴重的藥物污染問題[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境水體及土壤中均已頻繁檢出多種有機污染物. 雖然目前在環境中只觀察到痕量或超痕量的有機污染物的存在，但其在水土中的長期富集無疑會對生態環境及人體造成潛在的威脅[12]. 因此，基于當前的環境污染問題，開發先進的污染物處理技術十分迫切.

AOPs(advanced oxidation process，高級氧化技術)可以產生高反應自由基〔主要是·OH (hydroxylradical，羥基自由基)〕，被認為是一種處理新興難降解有機物的有效手段[13-15]. 其中，基于SO4-·(sulfate radical，硫酸根自由基)的AOPs近年在水土環境治理中引起了極大的關注. 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)〕具有穩定性強、pH適應能力高及成本低等優點，在應用于有機污染物的去除上顯示出一定的優勢[19-21]. 然而過硫酸鹽的氧化性有限，需要采用不同的方法對其進行活化.

過硫酸鹽活化方法主要分為外場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)、電場或磁場等外場能量是一種靈活且控制的策略[22]，可以在增強過硫酸鹽活化效果的同時避免催化劑添加后產生的二次污染問題. 此外，不同場具有獨特的活化機制和優勢，這些都可能極大地影響過硫酸鹽活化的效果. 外場效應強化過硫酸鹽活化的基本類型及其優缺點等差異對比如 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現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污染物的研究進展. 例如：Pang等[16]綜述了近年來碳基磁性納米復合材料活化過硫酸鹽去除有機物的進展；Yang等[23]探究了光在過硫酸鹽氧化技術處理廢水過程中的作用. 然而，這些研究并沒有對外場效應強化下過硫酸鹽活化技術去除污染物的總體進展及成果進行統計和分析，也沒有對其優勢和未來發展方向進行評估. 該文在已有研究基礎上，梳理了近年來的外場效應強化過硫酸鹽活化技術去除有機污染物的研究成果，總結了不同場效應輔助過硫酸鹽活化的效果和優勢，并對其未來的發展提出建議，以期為更加高效地處理環境污染提供實際有效的參考.

圖1 外場效應強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 不同外場效應強化過硫酸鹽活化技術的對比Table 1 Comparison of different external-field effect enhanced persulfate oxidation technology

1 熱場

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

使用可再生能源用作熱源可以通過持續熱能的產生實現連續的熱場活化PDS，是一種可靠的實際應用手段. Forouzesh等[30]使用鹵素燈泡作為熱輻射源，首次在連續系統中研究熱活化PDS對污染物的去除. 試驗結果表明，無論是在間歇還是連續的熱催化活化反應系統中，MTZ(metronidazole，甲硝唑)都能在溫度大于70 ℃時起到大于90%的去除率[30]. 此外，工業生產過程中產生的大量廢熱(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的芳香結構在40 ℃下受到明顯的破壞，并且超濾膜結垢問題顯著改善[34]. 因此，廢熱活化有望成為一種可持續且低成本的水處理方案，而后續研究也將在真實環境下研究廢熱活化的處理效果.

此外，熱場輔助過硫酸鹽活化的研究也逐漸集中于對實際水體復雜污染物的處理中. Bruton等[33]在原位化學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，結果表明，全氟烷基酸前體化合物被有效轉化為短鏈全氟羧酸鹽產物，使其更難被回收并可能對環境造成更大的危害.此外，在水力壓裂條件下，單獨的水力壓裂添加劑糠醛也可以很快被PDS氧化，但加入化學添加劑會減慢糠醛的降解[32]. Zrinyi等[31]深入研究了熱場溫度對PDS活化降解苯甲酸的轉化途徑和產物分布的影響，結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理和轉化產物的分布.

基于近年來熱場輔助過硫酸鹽活化技術的研究進展，使用可再生或可持續資源作為熱源提供活化過硫酸鹽的熱量去除實際污染雖然是一個可行的技術，但使用過程中依然存在污染物降解速率受限以及轉化產物毒性較高等問題. 因此，后續依然需要對熱場強化過硫酸鹽活化技術去除真實環境樣本進行深入研究，并重視產物的毒性及遷移轉化機制.

2 US場

US強化過硫酸鹽活化技術作為一種新興的技術手段，其主要原理是頻率超過20 kHz的聲波在液體介質中產生空化效應，導致氣泡收縮、膨脹及破裂等一系列動態過程的發生[36-37]. 氣泡水會分解產生·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”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作為一種環境友好且高效的AOPs，在有機污染物的去除上起到了明顯的協同作用，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內達到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US功率、US頻率、溫度和pH等反應影響因素進行了總結和分析，表明US輔助過硫酸鹽活化技術是難處理有機廢水處理的有前途的替代技術. 相比于US活化PMS技術，目前大多數研究主要集中于US輔助PDS活化技術. 由于具有不同的分子結構和特性，PDS和PMS在特定條件下表現出不同的有機物分解速率. 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，結果表明不論是PDS還是PMS，當US頻率為1 000 kHz時，IBP的降解效率最好. 值得注意的是，當頻率相同時，US活化PDS對IBP的去除效率高于US活化PMS，且表現出最小的單位電能消耗量[43].

此外，當前大部分研究均集中于環境水介質，其他環境介質如土壤環境下US輔助過硫酸鹽活化的技術發展仍然有限. Lei等[44]將US輔助技術引入土壤系統中促進土壤團聚體的分解，并利用US激活PDS有效氧化去除DHC(diesel hydrocarbons，柴油碳氫化合物). 試驗結果表明，產生的自由基、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柴油只達到約28.0%的去除率. 此外，US強化過硫酸鹽活化技術應該應用于實際土壤中，而不是僅在加標土壤中進行試驗. 基于此，Lei等[45]進一步將單頻US替換成雙頻US，評估了雙頻US輔助PDS活化技術在實際土壤修復中降解總石油烴的降解動力學和機理. 試驗結果表現出雙頻US和PDS高效的協同作用，在180 min內實際土壤中觀察到了88.9%的總石油烴去除率.

基于近年的進展研究，US效應強化過硫酸鹽活化技術的機理較為明晰，并且在土壤及水體環境中均得到了有效的污染物去除效果. 然而，US技術依然需要耗費一定的電能，且如何將其大面積應用于實際水土環境污染中還尚未可知. 因此，US效應強化過硫酸鹽活化技術在實際應用方面仍具有很大的發展空間.

3 電場

與電場引入芬頓工藝的目的相似，電場引入過硫酸鹽技術中的最初目的是解決金屬活化過硫酸鹽技術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，觀察到AO7(acid Orange 7，酸性橙7)的脫色效果顯著增強.此外，Wang等[47]分別以鐵片和石墨棒作為犧牲陽極和陰極，利用施加電流時陽極原位生成的Fe2+活化PMS產生ROSs(reactive oxygen species，活性氧物種)攻擊污染物，產生的Fe3+在陰極被還原以實現Fe2+的再生. 基于以上發展，電場逐漸應用于過硫酸鹽活化技術中.

作為產生SO4-·最有效方法之一，近年來電場強化過硫酸鹽活化技術處理實驗室以及實際廢水中有機污染物被進行了廣泛的研究. 電活化過硫酸鹽具有無毒、價格低廉、效率高及產生的·OH選擇性高等優點[48]，其主要機理是利用電場產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態轉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生氧化還原反應，也可以在很寬的pH范圍內與水反應產生·OH再進一步攻擊有機污染物[50]. 此外，電活化過硫酸鹽處理技術也可以通過直接氧化和非自由基氧化實現污染物的去除. 例如，Song等[49,51]首次使用具有多種官能團的碳材料(包括多壁碳納米管、石墨、碳黑和粒狀活性炭)作為陽極進行電活化過硫酸鹽，發現有機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技術表現出選擇性氧化去除有機污染物的能力，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，與傳統過硫酸鹽技術不同，電化學反應通常在電極表面發生，因此產生的活性自由基(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并增強污染物在Pt表面的直接氧化.

近年來，大量文獻還研究了不同反應條件(如過硫酸鹽的濃度、電極材料、電流密度、pH和電解質等)對電效應強化過硫酸鹽活化技術去除污染物的影響，結果表明，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根據試驗內容產生不同的影響[54-57].

基于上述研究進展，電場效應強化過硫酸鹽活化技術是處理有機污染物的有效手段. 然而，在實際污染環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. 因此未來的研究方向應利用電場的優勢著眼于減少能量及過硫酸鹽的輸入，優化出最佳的試驗條件，并盡量減少二次污染(如鐵泥等的產生).

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、操作簡單和效率高等優點，是一種可再生的清潔能源[58]. 近年來大量的文獻對光輔助過硫酸鹽活化技術進行了研究和調查，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化過硫酸鹽活化；③NIR照射下光熱轉換活化過硫酸鹽.

UV照射產生的能量可以有效激活PMS和PDS產生ROSs(活性氧物種)并高效降解有機污染物，無需添加其他催化劑，被認為是一種環境友好的活化方式，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，結果表明與單獨UV光照相比，UV/PDS體系中產生的SO4-·是促進PCMX快速降解的主要原因.

開發基于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，配體金屬的電荷轉移效應)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，并通過產生活性自由基團促使AO2脫色.Yin等[65]研究發現，有機污染物SMX(sulfamethoxazole，磺胺甲惡唑)可與Fe3+形成絡合物，在VL的誘導下通過LMCT將Fe3+原位還原成Fe2+，從而有效激活PDS降解SMX，實現“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行自活化以產生·OH或SO4-·等ROSs，同時有效分離光生電子-空穴對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，鐵基金屬有機骨架)產生光生電子和空穴，電子轉移到MIL-100(Fe)的表面將Fe3+還原成Fe2+.PDS通過捕獲光生電子和Fe2+產生ROSs并在180 min內去除幾乎100%的SMX[67].

目前多數研究都集中于探索UV和VL區域中的光反應，而太陽光中一半為NIR區域. 由于涉及NIR區域的光反應會帶來強烈的熱效應，因此利用NIR產生的熱效應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照射下光熱轉換活化PDS的過程，試驗表明，在808 nm的激光照射下，從光能轉換而來的局部熱量可以將反應溶液的溫度升至45 ℃并直接激活PDS以提高污染物的去除率[68]. 該研究本質上通過充分利用太陽光譜中NIR區域產生的能量，發揮熱場與光場耦合活化的作用，從而提高有機污染物的去除率.

總之，近年來的研究表明光輔助過硫酸鹽技術可以顯著提高污染物去除率，其機理也被進行深入的探究. 然而，目前的研究多數集中于UV和VL，而太陽光中一半區域為NIR，因此需要拓展光的利用. 此外，利用光反應中產生的熱效應活化過硫酸鹽的技術是一種有前途的環境修復技術，對此進行深入的研究可以最大程度地利用太陽光.

5 磁場

由于磁場可以通過改變材料的微觀結構引起材料性質的變化，進而影響化學反應，磁化學作為一門新興的學科逐漸得到關注與發展[69]. 數10年來，磁場被廣泛應用于廢水處理中，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-等會消耗大量的Fe0，導致其鈍化并降低反應性. WMF(weak magnetic field，弱磁場)可以加速Fe0腐蝕成Fe2+，且產生的永磁體沒有引入其他能源及化學物質，被認為是改善Fe0反應性的有前途的手段.

Guan的研究團隊在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]. 通過深入的機理研究，李錦祥等[73]發現施加WMF可產生不均勻磁場并磁化Fe0，其中，洛倫茲力通過減小Fe0表面的擴散層厚度改善其傳質效果；磁場梯度力使具有順磁性的Fe2+從磁感應強度低的位置往高的遷移，導致Fe0的腐蝕產物均勻分布于顆粒表面，進而改善Fe0的反應活性. Du等[74]的研究進一步發現，WMF的添加可以大大增強Fe0/PDS去除SMX的效率，但不會改變原工藝產生的ROSs類型，只是加速了Fe2+的釋放. 此外，Fe0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，沸石負載的Fe0在WMF的磁化作用下活化PDS的效果明顯提升，其對AO7的去除率相比原工藝提高了2～3倍[75]. 然而，在實際水處理應用中仍無法將WMF大面積應用于Fe0活化過硫酸鹽的技術中. 因此，利用Fe0的鐵磁記憶特性，磁場預磁化手段處理Fe0被作為一種有效的改進手段并逐步應用于Fe0/PDS工藝中. 大量試驗結果證明，預磁化后的Fe0可以有效改善PDS的活化能力和拓寬pH的應用范圍，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，對氨基苯胂酸)[79]等有機污染物都可以被有效去除. 此外，Chen等[79]首次將預磁化Fe0/PDS工藝應用于芳香有機砷化合物(以p-ASA為代表)的去除，并研究了降解過程中消毒副產物的生成，結果表明預磁化的處理可以提高p-ASA的去除率(99.2%)并減少碳質消毒副產物的形成，但會增加含氮的消毒副產物的形成.

綜上，WMF的引入可以大大增強Fe0活化過硫酸鹽的能力，在未來的實際應用上具有很高的潛力.目前對WMF的大多數研究都集中于污染物去除性能的探索和試驗條件的優化，其相關的機理依然需要更深入的探究. 此外，預磁化Fe0活化過硫酸鹽的研究僅局限于實驗室規模. 因此，后續研究應著眼于實際水處理環境，進行較大規模的現場修復測試，并深入探索WMF及預磁化的Fe0的商業應用價值.

6 壓電場

相比于其他的催化技術，壓電催化具有更高的能源效率[80]. 壓電效應是一種物理現象，當壓電材料在受到風、潮汐及水流等外界環境力的作用下發生機械變形時，其材料表面產生壓電勢，并出現正負相反的電荷[80-82]. 據報道顯示，壓電場提供的充足的正負電荷可以直接攻擊污染物，防止光電子-空穴復合[83-86].因此，近10年來壓電催化技術主要用于直接分解污染物，或作為一種耦合技術提高光催化效率. 2020年，Zhu的研究團隊和He的研究團隊相繼提出壓電催化產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開始引起人們的關注.

目前，壓電活化過硫酸鹽去除有機污染物的相關文獻僅有4篇. 為了給予足夠的壓電形變以產生更多的電荷，文獻均以超聲作為壓電源應用于實驗室研究中. Zhu的研究團隊和He的研究團隊均使用傳統的壓電材料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)，試驗結果表明，壓電效應可以有效激活PDS和PMS并達到高效的污染物去除率，分別可以在60和30 min內去除99%的IBP和92%的BTH[87-88]. Ao的研究團隊[89]使用MoS2作為2D壓電催化劑模型激活PMS以高效降解苯酚，并通過試驗和DFT(density functional theory，密度泛函理論)計算，確定了2D壓電材料催化PMS活化過程的內在機理主要是：①PMS被MoS2形變產生的負電荷還原成·OH或SO4-·；②PMS和MoS2形變產生的正電子的相互作用產生SO5-·，且進一步生成SO4-·，最后在超聲協助下通過水解轉化成·OH；③MoS2本身也可以通過鉬離子的變價活化PMS進而產生ROSs[89]. 以上研究均為將壓電和AOPs相結合控制水污染的應用提供了可行性. 此外，為了提高壓電材料的性能，Chen等[90]構建了BaTiO3/MoS2壓電異質結，其成功減少了載流子重組，研究證明，結合BaTiO3和MoS2可以增強壓電效應，提高活化PMS的效率并在40 min內達到了90%的ORZ(ornidazole，奧硝唑)去除率，提供了一種通過構建壓電材料異質結來增強壓電激活過硫酸鹽的新想法.

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

7 結論與展望

a) 熱場、US場、電場及光作為傳統的活化過硫酸鹽技術手段，在有機污染物去除中展現出優異的性能及廣泛的應用前景，其效能、活化機理和實際應用價值被詳細地研究，是目前研究較為深入的外場效應強化過硫酸鹽活化手段. 然而，其能源利用率、經濟成本等與實際應用相關的部分仍需進行探究.

b) WMF輔助過硫酸鹽活化技術的研究重點均集中于通過WMF強化Fe0及相關復合物活化過硫酸鹽的效能，而未有研究討論WMF在其他材料上的應用潛力. 未來的研究除了著眼于WMF和預磁化的Fe0的商業應用價值和實際應用潛力的探索外，還需嘗試開發利用WMF提高過硫酸鹽活化的其他方法，通過比較篩選更加經濟高效的活化手段.

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

d) 目前，已有文獻使用多場耦合活化過硫酸鹽技術對有機污染物進行去除. 由于不同場的輔助機理和活化過硫酸鹽的能力不同，后續研究應考慮多場耦合的可行性及兼容性問題，并考慮多場耦合的成本及實際應用潛力.

e) 除有機污染物外，降解過程中產生的降解副產物也可能對實際環境造成威脅. 后續研究應探究降解副產物的生態毒性，并以污染物的礦化作為環境修復的最終目的. 此外，環境污染水體中一般存在不止一種污染物，有必要以實際污染水體為對象，探究外場效應強化下過硫酸鹽活化技術去除多種污染物的效果.

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