近年来，由新兴有机污染物（EOCs）引起的环境水污染已成为全球日益关注的问题[1]。在各种水净化技术中，高级氧化过程（AOPs）被认为是去除水中EOCs最有效的方法之一。过去几十年里，科学家们广泛研究了各种氧化剂（如O3、H2O2、S2O82⁻、HSO5⁻和CH3COOOH）以生成用于EOCs降解的反应物种[2]、[3]、[4]。与上述氧化剂相比，高碘酸盐（PI）具有相对稳定的化学性质，便于运输和利用。此外，PI的还原产物是无毒的碘酸盐（IO3⁻）[5]、[6]、[7]。因此，基于PI的AOPs受到了广泛关注。然而，由于PI具有与高锰酸盐（MnO4⁻）和铁酸盐（FeO42⁻）相似的稳定四面体结构，以及其适中的氧化还原电位（E0(IO4⁻/IO3⁻) = 1.60 V），单独使用时其与大多数有机污染物的反应动力学相对缓慢。这显著限制了PI在水处理中的实际应用。
因此，采用了多种方法（如光[8]、超声波[9]、碳材料[10]、过渡金属[11]、H2O2[12]）来激活PI。在各种PI激活方法中，过渡金属因其低能耗和成本效益而被认为具有很高的前景。此外，当金属离子作为氧原子受体时，容易形成高价态过渡金属氧物种。研究表明，Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)、Ce(Ⅲ)和Ru(Ⅲ)与PI反应生成相应的高价态过渡金属氧物种的效率显著[8]、[13]、[14]、[15]。与自由基相比，高价态过渡金属氧物种具有更高的选择性、更长的半衰期和更强的抗干扰能力，从而补充了基于自由基的方法来处理多种污染物。Mn(Ⅱ)是一种常见的过渡金属，大量研究表明，在Mn(Ⅱ)/PI体系中原位生成的胶体MnO2可以有效降解EOCs[16]。令人惊讶的是，在Mn(Ⅱ)/PI体系中还发现了Mn(V)[11]。然而，Mn(V)在水溶液中不稳定，容易自发分解或歧化，从而影响其有效性[17]。最近的研究表明，在Mn(Ⅱ)/PI体系中添加配体（如乙二胺四乙酸（EDTA）、硝基三乙酸（NTA）可以有效地稳定高价态Mn氧物种，形成氧-Mn(V)/Mn(IV)-配体复合物（Mn(V)-oxo/Mn(IV)-oxo）[18]、[19]、[20]、[21]。Mn(Ⅱ)-配体可以与PI进行两电子氧转移直接生成Mn(IV)-oxo，或者先进行单电子转移形成Mn(III)-配体，然后再进行两电子氧转移形成Mn(V)-oxo。因此，高价态Mn氧物种的潜在形成途径可以推断为：Mn(Ⅱ) → Mn(IV) 和 Mn(Ⅱ) → Mn(Ⅲ) → Mn(V)。尽管Mn(Ⅱ)/PI体系的确切机制仍在讨论中，但该过程已经得到充分验证，其环境修复能力也得到了证明。
尽管EDTA和NTA作为经典的氨基羧酸螯合剂已被应用于Mn(Ⅱ)/PI体系以稳定生成高价态Mn氧物种，但它们固有的环境和生态毒性特性构成了显著的可持续性缺陷。EDTA分子的络合稳定性极高，形成的金属复合物在自然条件下难以被微生物降解，导致其在环境介质中长期残留，并且已被证明可以在沉积物中重新释放重金属离子，从而促进其迁移，因此被视为一种具有高持久性的潜在污染物。尽管NTA的生物降解性有所改善，但其代谢途径中存在亚硝胺致癌副产物的风险[22]。L-谷氨酸N,N-二乙酸（GLDA）是一种基于生物质的创新螯合剂，其络合能力与EDTA相当，具有优异的生物降解性和对过渡金属离子的良好选择性和稳定性，因此在土壤重金属修复领域得到了广泛应用[23]。然而，GLDA添加对Mn(Ⅱ)/PI体系中催化氧化能力和反应物种演变的影响尚不清楚。
因此，本研究的目标是：(1) 研究GLDA对Mn(II)/PI体系中乙酰氨基酚（PCT）降解的影响，并评估Mn(II)-GLDA/PI体系对典型有机污染物的降解能力；(2) 识别Mn(II)-GLDA/PI体系中的主要反应物种并阐明其生成机制；(3) 研究Mn(II)-GLDA/PI过程中Mn(IV)-氧物种的形成机制；(4) 研究Mn(Ⅱ)、PI和GLDA的剂量以及水基质成分对PCT降解的影响；(5) 探索PCT在Mn(II)-GLDA/PI体系中的可能降解途径和碘物种的转化。
