第1章 铁及其化合物的性质与反应原理
　　1.1 铁的价态及性质
　　铁元素化学符号为Fe，位于元素周期表的第四周期第八族，是地壳中含量第四丰富的元素，几乎存在于所有水生环境中。沉积岩中铁的平均含量约为5%～6%(质量分数)，每年约3.5×1012mol的铁参与环境中的氧化还原反应[1]。铁在许多其他主要和次要元素(如C、O、N和S)的全球生物地球化学循环中起着重要作用，并对除微生物活动以外的腐蚀、有机和无机化合物的降解、金属的流动性，天然有机物的演化与封存、矿物质溶解、养分有效性和岩石风化和成岩作用起着直接和间接的影响。铁也是建筑或人类影响环境的许多化学方面的核心，包括催化、腐蚀、环境修复、医学诊断和治疗、颜料制造、传感器、太阳能电池操作、水处理以及开发具有成本效益的铁基环境和能源应用的材料。上述所有过程都涉及铁氧化还原化学。
　　铁是一种变价金属元素，迄今为止已发现它的化合价可为Ⅱ、Ⅰ、0、+Ⅰ、+Ⅱ、+Ⅲ、+Ⅳ、+Ⅴ、+Ⅵ、+Ⅷ价，其中*常见的为+Ⅱ和+Ⅲ价。当铁与π-酸配体，即不仅有可以向金属原子配位的孤电子对，又有空的轨道，与可从金属原子接受反馈电子而生成π键的一些配体(如CO、NO、2，2-联吡啶、1，10-二氮杂菲等)相结合时，铁原子可以表现为0，Ⅱ或甚至Ⅱ氧化态，这类化合物统称为π-酸配体络合物。在正氧化态方面，铁作为过渡d电子-充填元素，有可变的正氧化态+Ⅳ、+Ⅴ和+Ⅵ甚至+Ⅶ价，但均属不稳定的高氧化态而表现为氧化剂。
　　本节简要介绍化合价为0、+Ⅱ、+Ⅲ、+Ⅳ、+Ⅴ、+Ⅵ的铁化合物(或单质)的主要性质。
　　1.1.1 单质铁
　　单质铁即零价铁(zero-valent iron，ZVI)，是一种银白色、具有良好延展性的金属，其性质会因其他痕量元素的掺杂而发生较大的变化。纯度高于99.9%的纯铁具有如下性质(表1.1)。
　　表1.1单质铁的典型物理化学性质[2]
　　单质铁容易和大多数非金属在适当高温下反应生成二元化合物。铁与氧的反应决定于反应条件。新还原出来的微细铁粉在空气中室温下可能自燃，块状铁在温度超过150℃时的干燥空气中便开始氧化，在过量氧气中生成的主要产物是Fe2O3和Fe3O4，高于575℃和低氧空气中的主要氧化产物为FeO。铁与硫或磷反应时放出大量热，分别生成FeS和Fe3P。卤素则可在较低温度(～200℃)与铁反应，氟、氯和溴与铁反应生成Fe(Ⅲ)化合物FeX3，而碘则只生成Fe(Ⅱ)化合物FeI2。
　　铁在水溶液系统中的标准电极电势如下：
　　酸性介质Fe2++2e=Fe E0=0.440V (1.1)
　　Fe3++e=Fe2+ E0=0.771V (1.2)
　　碱性介质Fe(OH)3+e=Fe(OH)2+OH E0=0.56V (1.3)
　　Fe(OH)2+2e=Fe+2OH E0=0.877V (1.4)
　　以上电势表明，单质铁在酸性溶液中是一种还原剂，而在碱性溶液中则是一种更强的还原剂。依照铁的电势在电位序中的位置，它可以从稀酸水溶液中置换出氢气，能从二价铜(Cu(Ⅱ))盐溶液中置换铜，本身则转化成二价铁[Fe(Ⅱ)]盐。当用普通铁与稀硫酸或盐酸反应时，放出的氢气有一种极特别的气味，这是由于氢气中夹杂了铁中杂质元素(如碳、硫、磷、砷等)的氢化物所致。氧化性酸，如硝酸、冷稀酸仍可与铁生成Fe(Ⅱ)盐，但热浓酸只能生成三价铁(Fe(Ⅲ))盐。当铁与浓硝酸短时间接触后，便表现抗御与硝酸进一步反应的作用，称为表面钝化，它不再能溶于稀硝酸，也不再能从Cu(Ⅱ)盐溶液中置换铜，但它能溶于还原性酸，如稀盐酸中。这种钝化作用是由于在铁表面上生成了一层致密的氧化物保护膜。用其他氧化剂，如铬(Ⅵ)酸也可以使铁表面钝化。
　　单质铁置于潮湿的空气往往难以长期稳定存在而发生腐蚀。铁的锈蚀是铁与空气和水发生作用生成水合氧化物的过程，其本质是一种电化学过程，腐蚀速度主要决定于铁-水交界面发生的过程，该过程可以归纳为如下反应：
　　阴极：O2+2H2O+4e4OH (1.5)
　　阳极：2Fe2Fe2++4e (1.6)
　　此时溶液中的Fe2+和OH在氧气的作用下便生成了红棕色的三氧化二铁(Fe2O3)即铁锈，此外，空气中尘埃粒子和二氧化硫的存在可极大地加速铁的腐蚀速率。
　　单质铁在生活中常见形式如铁粉、铁屑、铁刨花、纳米零价铁、微米铁粉等。由于具有较低的电极电位[E0(Fe2+/Fe)=0.440V]，使得零价铁具有较强的还原能力，可将在金属活动顺序表中排于其后的金属置换出来而沉积在铁的表面，还可还原众多氧化性较强的离子或化合物及有机物。
　　当把含有杂质的铸铁或纯铁和炭的混合颗粒浸没在水溶液中时，铁与炭或其他元素之间形成无数个微小的原电池，该过程本质上是一个电化学反应，包括析氢腐蚀和吸氧腐蚀，其中，析氢腐蚀主要发生在厌氧条件下，而在有氧条件下则同时存在两种腐蚀过程。主要反应过程如下：
　　析氢腐蚀：
　　FeFe2++2e(阳极) E0=0.44V (1.7)
　　2H2O+2eH2(g)+2OH(阴极) E0=0V (1.8)
　　Fe+2H2OFe(OH)2(s)+H2(g)
　　吸氧腐蚀：
　　FeFe2++2e(阳极) E0=0.44V (1.9)
　　O2+2H2O+4e4OH(阴极) E0=0.40V (1.10)
　　2Fe+O2+2H2O2Fe(OH)2(s)(1.11)
　　4Fe(OH)2+O2+2H2O4Fe(OH)3(s)(1.12)
　　如今单质铁(以下称为ZVI)还原转化降解有机物已作为一种简单、有效、廉价的处理方法应用于多个方面，包括含氯有机物、硝基芳烃、硝酸盐、重金属等污染物质。
　　ZVI在腐蚀演化过程中会有大量铁基腐蚀产物及其他副产物形成。根据这些产物的物理化学性质不同可以分为三类：①还原性腐蚀产物，如Fe2+、[H]/[H2]、结合态亚铁[FeⅡ(s)]、亚铁类(氢)氧化物、Fe3O4等；②吸附性腐蚀产物，主要包括各种铁(氢)氧化物、(羟基)氧化铁等；③氧化性产物，如Fe3+、H2O2、羟自由基( OH)等。
　　由于ZVI在水中的腐蚀演化可形成多种不同理化性质的腐蚀产物，这一特点赋予了ZVI/H2O体系去除水中各类不同污染物的能力。在ZVI/H2O体系中，常见的污染物(如重金属、有机污染物、砷、硒、硝酸盐等)可以通过吸附、氧化、还原、共沉淀等机制被去除或转化为更易降解的形态。此外，零价铁还可与过氧化氢/过硫酸盐等结合构成高级氧化体系氧化去除水中的有机污染物，极大地推动了ZVI在环境污染治理方面的应用。
　　1.1.2 二价铁和三价铁
　　铁在水溶液中出现的常见氧化态是+Ⅱ和+Ⅲ。在没有其他络合剂存在的情况下，Fe(Ⅱ)化合物溶液含有淡绿色的六水合离子[Fe(H2O)6]2+。Fe(Ⅱ)的水合盐也是淡绿色的，它们往往与其他过渡金属的+2氧化态同类盐是异质同晶的，Fe(Ⅱ)盐如卤化物、硝酸盐和硫酸盐的溶解度也与第四周期过渡元素2价离子的相应盐溶解度相类似，它们的氢氧化物、硫化物、磷酸盐和草酸盐也都相对地难溶。大多数Fe(Ⅱ)盐在空气中都不稳定而易被氧化，但它们与碱金属盐和铵盐所生成的复盐却大多数是稳定的。铁的标准电极电势如下式所示：
　　酸性溶液
　　(1.13)
　　碱性溶液
　　(1.14)
　　铁化合物在水溶液中的标准电势很受络合剂的影响，配体存在下各铁电对的标准电极电势如表1.2所示。
　　表1.2典型Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)电对的标准电极电势[2]
　　铁溶解在非氧化性酸(包括冷和稀的氧化性酸如硝酸和高氯酸)中即生成水合的Fe2+离子。在酸性溶液中这个水合Fe(Ⅱ)阳离子是热力学不稳定的，倾向于被大气氧化，因为O2，4H+/2H2O电对的电势为+1.229V，但在动力学上氧化反应是缓慢的。Fe(Ⅱ)溶液很容易被强氧化剂如酸性高锰酸钾、重铬酸钾，过氧二硫酸钾、过氧化氢和硫酸铈(Ⅳ)所氧化。Fe3+/Fe2+电对标准电势可在不发生水合氧化物沉淀的一定pH范围内保持恒定。但当达到了发生水合氧化物沉淀的pH时，电对的半反应变为：
　　Fe(OH)3+eFe(OH)2+OH (1.15)
　　此时电势便发生明显的突跃变化。在碱性溶液中，Fe(Ⅱ)的还原性突然增大，这主要是由于Fe(OH)2的溶解度比Fe(OH)3大。因而在碱性溶液中Fe(Ⅱ)很容易被大气氧所氧化，白色的Fe(OH)2沉淀很快颜色变深而转化为Fe(Ⅲ)水合氧化物沉淀，在碱性溶液中Fe(Ⅱ)还能够把硝酸盐和亚硝酸盐还原成氨，把铜(Ⅱ)盐还原成金属铜等。
　　1.1.3 高价态铁
　　1. Fe(Ⅳ)和Fe(Ⅴ)
　　Fe(Ⅳ)：目前，关于中间价态铁的研究还十分有限，但已有文献报道了多种Fe(Ⅳ)含氧酸盐，包括[FeO3]2、[FeO4]4和[FeO5]6阴离子[2]。如用氧在700～800℃氧化水合氧化铁和碱土金属氧化物或氢氧化物的混合物可以制得锶盐Sr2FeO4或钡盐Ba2FeO4，如下式：
　　2Sr3[Fe(OH)6]2+2Sr(OH)2+O2=4Sr2FeO4+14H2O (1.16)
　　用甲醇萃取过量的氧化锶和氧化钡后，可从反应混合物中将Fe(Ⅳ)含氧酸盐分离为精细的黑色晶体。将摩尔比4∶1的氧化钠和氧化铁(Ⅲ)混合物放在氧气流中加热至450℃可以同样地制得钠盐Na4FeO4。它在稀碱溶液中易发生歧化：
　　3Na4FeO4+8H2O=Na2FeO4+2Fe(OH)3+10NaOH (1.17)
　　Fe(Ⅴ)：钾盐K3FeO4可以通过高铁酸钾K2FeO4在700℃时热分解或K2FeO4与KOH在600～700℃的反应来制备。超过700℃时它分解为KFeO2、氧化钾和氧。氧化铁与氢氧化铷在氧气流中以600℃反应所得产物约含90%的Rb3FeO4；当将此产物放在氮气流中加热至350℃则得到纯净的Rb3FeO4，当将Na3FeO3在高压(120atm)氧气中加热可以得到不纯的铁酸钠Na3FeO4。
　　2. Fe(Ⅵ)
　　高铁酸盐是*高价态(+6价)铁的含氧酸盐，是一类优异的强氧化剂，常用的高铁酸盐主要是高铁酸钾(K2FeO4)。纯度较高的K2FeO4是一种紫黑色晶体，略带金属光泽，固态高铁酸盐可以在干燥环境下长期稳定存在。K2FeO4极易溶于水，其水溶液呈紫红色，浓度高时偏向紫黑色。K2FeO4在水中以H3FeO4+、H2FeO4、HFeO4、FeO42四种不同质子化形态存在，不同形态Fe(Ⅵ)的化学性质不同。四种高铁酸盐形态之间在水中发生以下酸碱平衡：
　　(1.18)
　　(1.19)
　　(1.20)
　　K2FeO4的水溶液在510nm处有吸收峰，但不同pH下其摩尔吸光系数不同。本质上是因为H3FeO4+、H2FeO4、HFeO4、FeO42四种形态的摩尔吸光系数不同，四种形态的摩尔吸光系数分别为ε(H3FeO4+)=244L/(mol cm)，ε(H2FeO4)= 464L/(mol cm)，ε(HFeO4)=464L/(mol cm)，ε(FeO42)=1150L/(mol cm)，而这四种形态分布情况与溶液pH有关(图1.1)。
　　图1.1Fe(Ⅵ)在不同pH条件下的形态分布图[3]
　　高铁酸盐在整个pH范围内具有强氧化性，碱性和酸性条件下氧化还原电位分别为0.7V和2.2V(高于臭氧的2.08V)，是目前用于水处理中氧化性*强的氧化剂和消毒剂(表1.3)。高铁酸盐的氧化能力随pH升高逐渐减弱，主要是因为FeO42的共轭酸(HFeO4和H2FeO4)的氧化能力更强。有研究表明相比于去质子化的

目录
序
前言
第1章 铁及其化合物的性质与反应原理 1
1.1 铁的价态及性质 1
1.1.1 单质铁 1
1.1.2 二价铁和三价铁 4
1.1.3 高价态铁 5
1.2 溶解态Fe(Ⅱ) 7
1.2.1 环境中亚铁的存在形式 7
1.2.2 环境中游离态Fe(Ⅱ)的来源与反应活性 8
1.2.3 环境中有机配体络合态Fe(Ⅱ)的来源与反应活性 9
1.3 基于溶解态亚铁盐的水处理技术及原理 11
1.3.1 亚铁还原去除污染物 11
1.3.2 硫酸亚铁用作水处理混凝剂 12
1.3.3 硫酸亚铁去除污水中的磷酸盐 13
1.3.4 亚铁催化H2O2氧化反应 14
1.3.5 基于亚铁的生物铁法 17
1.4 结合态亚铁 17
1.4.1 结合态亚铁的定义及反应活性 17
1.4.2 常见结合态亚铁 18
1.4.3 吸附态Fe(Ⅱ) 22
1.5 基于结合态亚铁的水处理技术及原理 23
1.5.1 基于多羟基亚铁的废水处理技术 23
1.5.2 基于黄铁矿体系的废水处理技术 24
1.5.3 绿锈的结构与反应机制 25
第2章 结合态亚铁的制备与结构表征 29
2.1 多羟基亚铁 29
2.1.1 多羟基亚铁概述 29
2.1.2 FHC结构形貌调控 29
2.1.3 FHC与GR形貌比较 30
2.1.4 FHC冷冻干燥粉末的比表面积 30
2.1.5 FHC冷冻干燥产物的XRD分析 31
2.1.6 FHC冷冻干燥产物的XPS分析 32
2.2 碳酸型多羟基亚铁 33
2.2.1 碳酸型多羟基亚铁制备方法 33
2.2.2 CSF形貌特征 34
2.2.3 CSF结构特性 34
2.2.4 CSF的近红外分析 34
2.2.5 CSF的Zeta电位和BET分析 35
2.3 磷酸型多羟基亚铁 36
2.3.1 磷酸型多羟基亚铁的制备 36
2.3.2 PSF的形貌特性 36
2.3.3 PSF的结构组成 36
2.3.4 PSF表面元素的价态分析 37
2.3.5 PSF样品的近红外分析 38
2.4 绿锈 39
2.4.1 绿锈的制备与元素组成分析 39
2.4.2 XRD分析 40
2.5 黄铁矿 40
2.5.1 黄铁矿的基本性质 40
2.5.2 比表面积 41
2.5.3 XRD分析 42
2.5.4 化学元素分析 42
2.5.5 材料表面的分析与表征 43
2.5.6 不同氧化程度黄铁矿的表面形貌 44
2.5.7 XPS分析 44
2.5.8 电化学表征 45
2.6 FeS2的合成 46
2.6.1 XRD分析 46
2.6.2 不同老化程度FeS2的XRD分析 46
2.6.3 材料形貌结构分析 47
2.6.4 TEM分析 48
2.6.5 Zeta电位分析 48
第3章 多羟基亚铁还原转化有机污染物 49
3.1 FHC还原偶氮染料脱色 50
3.1.1 研究方法 50
3.1.2 亚铁结构形态对其还原性能的影响 50
3.1.3 FHC还原多种类型偶氮染料 51
3.1.4 FHC还原偶氮染料的影响因素 55
3.2 FHC还原偶氮染料脱色的机制 59
3.2.1 三价铁盐混凝去除RB5对照试验 59
3.2.2 溶剂清洗滤渣吸附的染料 59
3.2.3 酸溶反应后沉淀物实验 59
3.2.4 染料还原过程的光谱扫描 60
3.2.5 RB5反应前后液相色谱分析比较 61
3.2.6 RB5还原产物检测和TOC的测定 61
3.2.7 脱色机理与反应途径分析 63
3.3 FHC还原转化硝基苯类污染物 66
3.3.1 亚铁形态对还原性能的影响 67
3.3.2 阴离子对FHC还原转化硝基苯的影响 67
3.4 FHC还原转化2，5-二溴苯胺 72
3.4.1 FHC吸附2，5-二溴苯胺的研究 72
3.4.2 Cu2+对FHC还原2，5-二溴苯胺的影响 74
3.4.3 Ag+对FHC还原2，5-二溴苯胺的影响 74
3.4.4 Pd2+对FHC还原2，5-二溴苯胺的影响 76
3.4.5 还原脱溴途径分析 78
3.5 本章小结 78
第4章 多羟基亚铁还原去除亚硝酸盐 80
4.1 FHC对亚硝酸盐的还原能力 81
4.1.1 FHC对亚硝酸盐去除能力研究 81
4.1.2 FHC投加量对还原产物的影响 83
4.1.3 FHC与零价铁去除亚硝酸盐能力的对比 84
4.2 pH对FHC去除亚硝酸盐的影响 85
4.2.1 初始pH对亚硝酸盐去除的影响 85
4.2.2 Fe(Ⅱ)/OH–摩尔比对反应的影响 86
4.2.3 pH对反应产物的影响 88
4.3 溶解氧对FHC还原亚硝酸盐的影响 90
4.3.1 FHC制备过程溶解氧的影响 90
4.3.2 溶解氧对去除率的影响 91
4.3.3 溶解氧对还原产物的影响 92
4.4 共存离子对FHC还原亚硝酸盐的影响 93
4.4.1 Cu2+对FHC还原NO2–的影响 93
4.4.2 Ag+对FHC还原NO2–的影响 94
4.4.3 Zn2+对FHC还原NO2–的影响 96
4.5 FHC还原亚硝酸盐的反应动力学 98
4.5.1 不同Fe/N摩尔比条件下的反应动力学 99
4.5.2 Cu2+对FHC还原NO2–的反应动力学影响 101
4.6 本章小结 102
第5章 多羟基亚铁还原去除重金属类污染物 103
5.1 FHC还原去除Cr(Ⅵ)性能与机制 103
5.1.1 亚铁形态对去除Cr(Ⅵ)性能的影响 103
5.1.2 FHC去除Cr(Ⅵ)性能的优化 105
5.2 FHC还原去除Ni(Ⅱ)的性能与机制 118
5.2.1 亚铁形态对去除Ni(Ⅱ)性能的影响 118
5.2.2 FHC去除Ni(Ⅱ)性能的优化 118
5.2.3 FHC去除Ni(Ⅱ)容量及转化机制 125
5.3 FHC还原去除Se(Ⅳ)的性能与机制 133
5.3.1 亚铁形态对去除Se(Ⅳ)性能的影响 133
5.3.2 FHC去除Se(Ⅳ)性能的优化 134
5.3.3 响应面法优化Se(Ⅳ)去除的因素 138
5.3.4 FHC去除Se(Ⅳ)的动力学 141
5.3.5 Se(Ⅳ)的去除途径及转化机制 142
5.4 FHC还原破络去除水中络合态铜 145
5.4.1 FHC还原去除EDTA-Cu的性能与机制 145
5.4.2 FHC还原去除CA-Cu的性能与机制 153
5.5 FHC还原破络去除水中的络合态镍 157
5.5.1 亚铁形态对去除EDTA-Ni性能的影响 157
5.5.2 FHC去除EDTA-Ni性能的优化 158
5.6 本章小结 162
第6章 多羟基亚铁除砷性能与机制 164
6.1 FHC除砷性能研究 164
6.1.1 无氧条件下除砷性能 164
6.1.2 有氧条件下的除砷性能 169
6.2 亚铁矿物转化与砷的去除机制 173
6.2.1 无氧环境的除砷机制 173
6.2.2 有氧环境的除砷机制 176
6.3 碳酸型结合态亚铁的除砷性能 179
6.3.1 除砷条件的优化 179
6.3.2 砷去除动力学分析 183
6.3.3 溶解氧对砷转化去除的作用机制 186
6.3.4 副砷铁矿的稳定性 195
6.3.5 CSF除砷过程中As(Ⅲ)的氧化研究 196
6.4 本章小结 204
第7章 黄铁矿活化H2O2降解有机污染物 206
7.1 天然黄铁矿活化H2O2处理偶氮染料 207
7.1.1 染料脱色性能 207
7.1.2 反应参数优化 209
7.1.3 污染物去除机理 215
7.2 天然黄铁矿/H2O2氧化去除水中微量有机物 219
7.2.1 天然黄铁矿活化H2O2氧化去除三氯生 219
7.2.2 天然黄铁矿活化H2O2去除氯霉素 222
7.2.3 天然黄铁矿活化H2O2去除对乙酰氨基酚 226
7.2.4 天然黄铁矿活化H2O2去除2，4-二氯酚 232
7.3 FeS2活化H2O2去除双氯芬酸 235
7.3.1 FeS2活化H2O2降解双氯芬酸活性试验 235
7.3.2 双氯芬酸降解动力学 242
7.3.3 氧化降解双氯芬酸的反应机制 245
7.4 本章小结 247
第8章 黄铁矿活化H2O2的类Fenton反应机制 249
8.1 类Fenton体系中的自催化作用 249
8.2 FeS2的表面氧化机制 250
8.2.1 Fe3+对FeS2的氧化作用 253
8.2.2 H2O2对FeS2的氧化作用 255
8.3 影响自催化过程的因素 256
8.3.1 磷酸盐对自催化过程的影响 256
8.3.2 溶液pH对自催化过程的影响 256
8.4 Fe3+/FeS2/H2O2的协同催化作用 259
8.5 环中性条件下黄铁矿活化H2O2过程次生铁矿物的关键作用机制 261
8.5.1 环中性条件下 OH生成动力学及累积浓度 262
8.5.2 次生固相铁物种的可络合溶出性 265
8.5.3 次生固相铁物种的形态识别 266
8.5.4 黄铁矿环中性氧化过程中次生铁物种的氧化还原行为 271
8.6 本章小结 274
第9章 强化黄铁矿活化H2O2类Fenton反应活性的方法 276
9.1 络合剂强化黄铁矿活化H2O2类Fenton反应 276
9.1.1 酸性条件下常见络合剂对FeS2/H2O2体系降解污染物性能的影响 276
9.1.2 中碱性条件下络合剂强化黄铁矿活化H2O2去除氯霉素 287
9.2 还原性硫物种强化黄铁矿/H2O2降解污染物 295
9.2.1 硫化钠强化黄铁矿/H2O2降解氯霉素 296
9.2.2 强化黄铁矿/H2O2降解对乙酰氨基酚 303
9.3 本章小结 308
第10章 硫化亚铁矿物活化PDS去除新兴污染物 310
10.1 黄铁矿活化PDS降解对乙酰氨基酚 311
10.1.1 影响因素研究 311
10.1.2 反应过程探究 313
10.1.3 黄铁矿重复利用性能 315
10.1.4 黄铁矿活化PDS/H2O2过程中pH变化 316
10.1.5 稳定pH条件下黄铁矿活化PDS/H2O2降解ACT 316
10.1.6 碱活化PDS氧化降解ACT 317
10.1.7 反应过程中黄铁矿表面铁和硫形态分析 318
10.1.8 黄铁矿活化PDS与CuS-PDS和ZnS-PDS反应的对比 320
10.1.9 活性氧化物种识别 321
10.1.10 ACT降解路径分析 322
10.1.11 硫化物对黄铁矿/PDS降解ACT的影响 325
10.2 硫化亚铁活