English

• 高铁酸钾(K₂FeO₄)是一种氧化性极强的氧化剂，在水处理、有机合成和超铁电池等方面均有重要应用，尤其在水处理领域其表现更为突出。K₂FeO₄是铁的六价化合物，铁是以四面体结构FeO₄^2-的形式存在，其中铁原子处于四面体的内部。K₂FeO₄的氧化反应机制包含单电子转移和双电子转移过程，其和氧气、氰化物的反应属于单电子转移，和硒、氮、硫的含氧化合物的反应则属于双电子转移^[1]；在酸性(pH < 6.5)和碱性(pH=8~10)条件下，其氧化还原电位分别为+2.20V和+0.72V。与氯气、二氧化氯相比，K₂FeO₄处理后的水无色无味，不含毒性副产物，不会引起二次污染；与臭氧相比，其分解终产物可絮凝、沉淀部分污染物，进一步净化水体；与高锰酸钾相比，K₂FeO₄适用的pH范围宽，在酸性和碱性条件下都具有良好的氧化性能。但是K₂FeO₄也有其不足之处，如K₂FeO₄溶液的不稳定性和固体K₂FeO₄生产的经济性不高，这些都大大限制了K₂FeO₄更广泛的应用^[2]。近年来，研究者们对K₂FeO₄的制备和在废水治理中的应用进行了系统研究，并取得了一系列重要研究成果。本文对当前K₂FeO₄制备和在废水治理中的应用进行了评述，并对其发展前景进行了展望。

  1.   高铁酸钾的制备方法

  自K₂FeO₄被发现以后，对其制备方法有过很多研究。目前，K₂FeO₄的制备方法主要有三种：熔融法、次氯酸盐氧化法以及电化学氧化法。但此三种方法都不尽完善，有待进一步优化。值得注意的是，由于熔融法制备的危险系数高，不宜进行大规模的工业生产，因此，目前K₂FeO₄工业生产的技术路线主要为电化学氧化和次氯酸盐氧化两种。

  1.1   熔融法

  熔融法又称干法，其制备高铁酸盐一般是通过过氧化物与含铁化合物或铁单质在苛性碱存在下发生高温反应来进行的。以FeSO₄/Na₂O₂/KOH体系的反应为例，反应式见式(1)。

  $ \begin{array}{l} 2 \mathrm{FeSO}_{4}+6 \mathrm{Na}_{2} \mathrm{O}_{2}=2 \mathrm{Na}_{2} \mathrm{FeO}_{4}+2 \mathrm{Na}_{2} \mathrm{O}+ \\ 2 \mathrm{Na}_{2} \mathrm{SO}_{4}+\mathrm{O}_{2} \uparrow \\ \mathrm{Na}_{2} \mathrm{FeO}_{4}+2 \mathrm{KOH}=\mathrm{K}_{2} \mathrm{FeO}_{4}+2 \mathrm{NaOH} \end{array} $

  (1)

  自Martinez Tamayo E等首次发现熔融法以来，虽有不少学者对该法进行了改进研究，但成效并不大，诸多问题并没有得到有效解决，如反应温度太高(400~700℃)、反应容器腐蚀严重、操作难度大且危险性高、反应后续提纯工序烦琐以及K₂FeO₄的产率偏低等，因此，该方法目前已很少被采用。

  1.2   次氯酸盐氧化法

  次氯酸盐氧化法又称湿法。该法以氯气和铁盐为原料，先在强碱性溶液中生成次氯酸盐，然后以次氯酸盐为氧化剂，将Fe(Ⅲ)氧化为Fe(Ⅵ)。该法是目前实验室常用制备方法之一，操作较易。以Cl₂/Fe(NO₃)₃/NaOH/KOH体系的反应为例，反应式见式(2)，该法的工业技术路线见图 1。

  $ \begin{array}{l} \mathrm{Cl}_{2}+2 \mathrm{NaOH} =\mathrm{NaClO}+\mathrm{NaCl}+\mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \\ 3 \mathrm{NaClO}+2 \mathrm{Fe}\left(\mathrm{NO}_{3}\right)_{3}+10 \mathrm{NaOH}=2 \mathrm{Na}_{2} \mathrm{FeO}_{4}+\\ 3 \mathrm{NaCl}+6 \mathrm{NaNO}_{3}+5 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \\ \mathrm{Na}_{2} \mathrm{FeO}_{4}+2 \mathrm{KOH}=\mathrm{K}_{2} \mathrm{FeO}_{4}+2 \mathrm{NaOH} \end{array} $

  (2)

  图 1

  

  图 1.  次氯酸盐氧化法生产高铁酸钾的工业路线

  Figure 1.  Industrial route for the production of potassium ferrate by hypochlorite oxidation

  下载: 全尺寸图片 幻灯片

  次氯酸盐氧化法先前是以次氯酸钠和硝酸铁为主要原料来制备K₂FeO₄。由于次氯酸钠溶液浓度不高，反应较为缓慢，且制备的产率较低，为解决该问题，田宝珍等^[3]先向钠钾混合碱溶液中通入氯气得到较高浓度的次氯酸盐溶液，继而添加铁盐溶液，最终可以得到固体K₂FeO₄，其产率超过90%。但该方法经历了中间产物Na₂FeO₄，增加了制备步骤和时间。为此，姜洪泉等^[4]利用次氯酸钾氧化法以氯气、氢氧化钾、硝酸铁为原料制备直接生成固体K₂FeO₄，简化了工艺流程，同时也缩短了制备时间。在此基础上，王颖馨等^[5]选用KOH作为强碱溶液，通过正交试验确定了制备K₂FeO₄的最佳反应条件，在该条件下，制得K₂FeO₄的纯度高达95%。

  鉴于氯气是一种有毒有害气体，使用过程中易造成人体伤害，张鹏等^[6]采用次氯酸钙为氧化剂，先制得强碱性次氯酸钙溶液，然后加入硝酸铁来制备固体K₂FeO₄。刘汝锋等^[7]以次氯酸钙为主要原料，确定合成K₂FeO₄的优化工艺条件为：反应温度25℃，反应时间40min，次氯酸钙过量20%，重结晶碱浓度和温度分别为11mol/L和0℃，K₂FeO₄收率可达75%以上。由于次氯酸钙的氧化性不高，刘前进等^[8]先以次氯酸钙和碳酸钾反应制备碱性的饱和次氯酸钾溶液，然后加入硝酸铁进行氧化，最终得到纯度为97%的K₂FeO₄。

  目前，该工艺相对成熟，并可实现规模化制备，但其流程相对较长，化学试剂消耗大，产品提纯程序繁琐，生产成本偏高，导致K₂FeO₄市场竞争力不足。

  1.3   电化学氧化法

  电化学氧化法也称电解法，是指以铁或惰性电极为阳极在浓碱溶液中氧化低价铁到Fe(Ⅵ)的工艺方法。该法更适合于现场制备和投加，可有效克服K₂FeO₄溶液稳定性低的不足，具有较大的实用价值。电极反应见式(3)，该法的工业技术路线见图 2。

  $ \begin{aligned} &\text { 阳极 }: \mathrm{Fe}+8 \mathrm{OH}^{-}>\mathrm{FeO}_{4}^{2-}+4 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}+6 \mathrm{e}^{-}\\ &\text { 阴极 }: 2 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}+2 \mathrm{e}^{-} \rightarrow \mathrm{H}_{2}+2 \mathrm{OH}^{-}\\ &\text { 总反应 }: \mathrm{Fe}+2 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}+2 \mathrm{OH}^{-}=\mathrm{FeO}_{4}^{2-}+3 \mathrm{H}_{2} \end{aligned} $

  (3)

  图 2

  

  图 2.  电化学法生产高铁酸钾的工业路线

  Figure 2.  Industrial route for electrochemical production of potassium ferrate

  下载: 全尺寸图片 幻灯片

  陈同云等^[9]以40%的KOH溶液和饱和KCl溶液分别作为电解池阳极和阴极的电解液，调节电解电压为10V，搅拌状态下将氯气通入阳极液中，然后加入预先配好的Fe(NO₃)₃溶液，控温20℃左右，最终可以得到紫黑色的K₂FeO₄固体。

  氯气是一种剧毒气体，为消除使用过程中的危害，郑雪琴等^[10]以高浓度KOH溶液为电解液、细铁丝为阳极材料，确定优化工艺条件为：KOH电解液浓度16mol/L、电解时间6h、温度65℃、阳极表观电流密度50A/m²，但制得K₂FeO₄的浓度仅为5.72mmol/L，仍需改进。后来，Minevski等^[11]采用KOH和NaOH混合液作为电解液，使高铁酸盐浓度最高可达40mmol/L，增幅明显。

  然而，电流效率不高一直是制约电解法不断发展的关键问题，尚宏利等^[12]选用含微量添加剂的铁电极作为阳极，在较大的电流密度下，使得电流效率显著提高，高铁酸根浓度可达0.2869mol/L。Lapicque等^[13]采用隔膜式电解槽，以浓度均为400g/L的KOH和NaOH混合碱溶液充当电解液，以含硅量为2.8%的灰生铁为阳极，最终从阳极液中可以分离出纯度为54%的固体K₂FeO₄。杨长春等^[14]选择比表面积较大的铁丝网作为阳极，设计电解槽为两阴夹一阳的结构，使得Fe(Ⅵ)的电合成速率大幅度提高，该方法可获得纯度为98%的K₂FeO₄固体。

  为消除间歇电解法操作繁琐、效率低下之不足，蔡庄红等^[15]研制出了一套能够连续进料的隔膜电解槽，实现了阳极液的循环使用。和传统装置相比，该装置能够进行连续制备，能够自动清理阳极沉泥以及免停机更换电解隔膜，显著提高了生产效率。

  虽然目前该法存在电解池材料昂贵、电流效率相对较低等不足，有待进一步改进，但电化学氧化法制备K₂FeO₄操作简单、副产物少，其工业化前景依然广阔。

  2.   高铁酸钾在废水治理中的应用

  近年来，关于K₂FeO₄在废水治理中的应用研究较为活跃，相关成果也在不断涌现。当前，K₂FeO₄在废水治理中的应用主要集中在无机污染物的去除、有机污染物的降解以及重金属的去除三个方面；另外，K₂FeO₄在废水治理的应用领域涵盖了自然水体、生活污水以及工业废水。工业废水的处理一直是个令人头疼的问题，这是由于工业废水中含有的污染物成分复杂，而且污染物含量极高，用化学氧化法处理时，一般的氧化剂很难达到处理要求，而K₂FeO₄则不同，除自身卓越的氧化性能外，其还原产物还拥有吸附、絮凝等多重性能，使得K₂FeO₄的水处理过程成为氧化、吸附、絮凝多重手段并用的综合水处理过程，与其他氧化剂相比，具有较大的优势。

  2.1   对无机污染物的去除

  现阶段，自然水体、生活污水以及工业废水中均含有多种无机污染物。K₂FeO₄由于具有强氧化性，可将水中的NH₃-N、H₂S、CN^-等无机非金属化合物深度氧化，生成SO₄^2-、NO₃^-、CO₂等无害物质，同时达到脱味除臭的效果。

  2.1.1   对无机污染物CN^-的去除

  氰化物是废水中一种典型的无机污染物，毒性极强。早在1999年，张军等^[16]就研究了K₂FeO₄对水中CN^-的去除。结果表明，当调节pH为11.2、加入K₂FeO₄的量为75mg/L时，CN^-去除率高达99.15%，显示出对CN^-较强的去除能力。而螯合剂的加入可提高CN^-的去除效果，使之能用于难降解体系，Osathaphan等^[17]发现，当pH介于8.0~11.0时，镍(Ⅱ)-氰化物溶液中的CN^-去除不完全，而镍(Ⅱ)-氰化物-EDTA溶液中的CN^-则几乎完全去除，去除率近乎100%。在该反应过程中，氰化物被转化生成氰酸盐，实现无害化。刘玉兵等^[18]对K₂FeO₄去除微污染水源水中的氰化物进行了系统研究，并与Cl₂、KMnO₄、ClO₂去除CN^-的效果进行了对比研究。结果表明，当原水中CN^-的浓度为0.25mg/L、pH为9.0、投加摩尔比(K₂FeO₄∶CN^-)为10∶1时，氧化10min，出水CN^-的浓度可降至0.05mg/L以下，达到国家排放标准。相比之下，KMnO₄对CN^-去除作用较小，而ClO₂对CN^-的去除效果则随着ClO₂投加量的增加而增强，但去除率仍然较低；虽然Cl₂对CN^-的去除效果稍优于K₂FeO₄，但其运输和使用多受限制，综合来看还是K₂FeO₄更具优势。

  2.1.2   对无机污染物H₂S的去除

  H₂S是废水中又一典型的无机污染物，危害较大。Sharma^[19]研究表明，O₂氧化H₂S的反应很慢，且只适合在有压条件下；Cl₂和ClO^-以及KMnO₄可在5min内完成对H₂S的氧化；相比之下，K₂FeO₄在1s内即可将H₂S完全氧化，显示出极强的脱除能力。Talaiekhozani等^[20]研究了K₂FeO₄对城市废水中H₂S的去除效果，结果表明，当温度为50℃，pH小于2，水力停留时间为60min，K₂FeO₄浓度为1.68mg/L时，H₂S能被完全去除，去除效果较好。与前一研究相比，该研究氧化时间较长，推测是两者的水样来源不同，污染物成分及含量不一样。

  2.1.3   对无机污染物氨氮的去除

  氨氮废水是一种常见的典型工业废水，可造成水体富营养化，对水生态环境危害严重。弓晓峰等^[21]进行了Fe(Ⅵ)对垃圾渗滤液中氨氮的去除研究，探讨了温度、pH、Fe(Ⅵ)投加量以及氨氮溶液的初始浓度对Fe(Ⅵ)去除氨氮的影响。结果表明，K₂FeO₄对氨氮的去除率受温度影响较小，在较宽的温度范围内都有较高的去除率，为60%~70%。K₂FeO₄对氨氮的去除率随氨氮浓度的增加而增加，因为其还原产物的絮凝作用有助于氨氮的去除。在此基础上，随后进行了K₂FeO₄处理垃圾渗透液的研究，在最佳投料比(m(K₂FeO₄)∶m(氨氮)=4∶1)下，垃圾渗透液中氨氮的去除率为59.7%。李坤林等^[22]利用Fe(Ⅵ)对水中氨氮进行去除的研究表明，去除效果随Fe(Ⅵ)投加量的增加而增强，当投加摩尔比(Fe(Ⅵ)∶氨氮)为0.45时，Fe(Ⅵ)对水源水中氨氮的去除率达到75%。为了降低Fe(Ⅵ)的使用量，节约处理成本，可以相应地延长处理时间，同样能够达到较高的氨氮去除率。如果采用“两步走”策略，即先使用Fe(Ⅵ)进行预氧化，后采用聚合铝或者三氯化铁进行后续的絮凝，可大大降低Fe(Ⅵ)的使用量，并缩短反应时间，同时还能提高氨氮的去除率，体现出了与其他方法较好的配伍性。

  2.2   对有机污染物的降解

  K₂FeO₄是一种强氧化剂，可用于水中大部分有机污染物的去除。K₂FeO₄可氧化酚类、醇类、有机酸、有机氮、酯类和有机硫，同时对当前的一些新兴污染物如内分泌干扰物、个人护理品、抗菌药物等也有较好的去除效果。

  2.2.1   处理含酚废水

  K₂FeO₄特别适用于含酚废水的处理。Zhang等^[23]研究了弱酸性条件下高铁酸盐对低浓度内分泌干扰素双酚A的降解。结果表明，在弱酸性(初始pH为5.0和6.0)条件下，Fe(Ⅵ)对双酚A的降解效果显著。当双酚A初始浓度为1.5mg/L，Fe(Ⅵ)/双酚A摩尔比为3时，经过30min反应，双酚A能完全被去除。

  双酚F是双酚A的氟代物，性质更为稳定，难于用一般方法进行降解。Yang等^[24]将MnO₂、Cl₂、Fe(Ⅵ)三种氧化剂对双酚F的氧化做了对比，结果表明，当双酚F的初始浓度为4.4μmol/L、pH为5.5时，100μmol/L的MnO₂能在20min内将90%的双酚F氧化；当pH为7.5时，Cl₂对双酚F氧化的反应速率常数为160(mol/L)^-1·s^-1；Fe(Ⅵ)氧化双酚F时，当溶液pH从6.5增加到10.0，反应速率常数相应地从2000(mol/L)^-1·s^-1降至120(mol/L)^-1·s^-1，在中性条件下，当投料摩尔比(Fe(Ⅵ)∶双酚F)为10∶1时，K₂FeO₄在5min内可以使双酚F有效氧化。与MnO₂和Cl₂相比，K₂FeO₄对双酚F的降解更为有效。

  硝基酚类化合物由于硝基强电子作用，其抗氧化性强，难于被一般氧化剂降解。张春玲等^[25]对K₂FeO₄氧化水中的对硝基苯酚(p-NP)进行研究。结果显示，当投加比(K₂FeO₄∶p-NP)为11∶1、pH为9、温度45℃时，反应10min，p-NP的去除率可达80%以上，去除速率和效率均非常显著。经正交实验分析，K₂FeO₄的投加量和反应溶液的pH对p-NP的去除率影响很大。由于K₂FeO₄存在稳定性差、储藏和使用不便的缺点。为此，Wang等^[26]制备出了稳定性好的K₂FeO₄微胶囊，可通过缓释提高处理效果并延长作用时间。他们在4, 6-二硝基-2-仲丁基苯酚(DNBP)的降解试验中发现，当pH为6.5、微胶囊的浓度为1.2g/L时，经过80min反应，DNBP能被有效去除，去除率93%左右。同时，Fe(Ⅵ)微胶囊对DNBP生产中真实废水的脱色和COD的降低也非常有效。

  Limmun等^[27]对Fe(Ⅵ)去除水中的壬基酚(NP)和壬基酚单乙氧基化物(NP1EO)进行了研究。结果表明，Fe(Ⅵ)的添加量和pH对水中NP和NP1EO的去除率都有影响，经工艺优化，NP和NP1EO的去除率可分别达到90%和92%左右。此外，机理研究表明，水中NP和NP1EO的去除是基于Fe(Ⅵ)的氧化降解，而不是水解产物的吸附。

  2.2.2   处理含微生物抑制物废水

  当废水中含有微生物活性抑制物质时，通常难以用微生物法进行水处理，此类水适宜用化学法进行处理。刘玉红等^[28]研究了K₂FeO₄对菠菜中残留的敌敌畏、乐果、毒死蜱3种有机磷农药的去除。结果表明，当用600mg/L的K₂FeO₄处理菠菜30min后，敌敌畏、乐果、毒死蜱的去除率分别为52.02%、51.82%、59.86%，显示出了较强的去除能力。通过正交实验得到，毒死蜱和乐果的去除率随K₂FeO₄浓度和处理时间的增大而升高，而敌敌畏的去除率主要受K₂FeO₄浓度影响。Ghosh等^[29]研究了弱碱性条件下用酸活化的Fe(Ⅵ)对乙酰磺胺酸钾(ACE)的去除。结果表明，当ACE的初始浓度为67.8μmol/L，投料摩尔比(未活化的Fe(Ⅵ)∶ACE)为6∶1时，反应4h后，ACE的去除率仅有66.6%；而用酸活化的Fe(Ⅵ)进行同样的处理，ACE的去除率可达到93.6%，令人兴奋的是，处理过程仅需1min。将酸活化的Fe(Ⅵ)氧化工艺同其他氧化工艺进行研究比较，结果表明，Cl₂在反应5h后对ACE的去除仅有20%，而O₃可以在5min内有效去除，去除率可达95%，但是所需O₃的量极大；当采用SiO₂/UV-LED系统时，在2h左右，对ACE的去除率约为90%；而使用SiO₂/太阳能系统时，可以对ACE完全去除，但反应时间也需30min。

  2.3   对重金属的去除

  重金属是一类严重危害人体的污染物，其毒性大小和其形态有关，在水中去除难度较大。在含重金属的废水中加入一定浓度的K₂FeO₄，可有效降低或去除Mn²⁺、Cu²⁺、Pb²⁺、Cd²⁺、Cr³⁺等重金属离子，这是由于K₂FeO₄经过水解或者还原生成Fe(OH)₃胶体，该胶体具有良好吸附性，通过吸附作用对这些重金属生成物进行有效去除。

  何文丽等^[30]系统研究了K₂FeO₄对模拟高浓度矿井水中铅、镉、铁、锰的去除。结果表明，铅、镉、铁、锰的去除率会随pH的变化而变化，当pH介于8~10时，铅、镉、铁、锰的去除效果都较好，除镉的去除率为61%外，其他重金属去除率都在90%以上，显示出了K₂FeO₄同时脱除多种重金属的可行性。

  崔建国等^[31]对K₂FeO₄去除微污染水中的Cr(Ⅵ)进行研究。利用K₂FeO₄氧化-絮凝协同处理Cr(Ⅵ)，当氧化pH为4、氧化时间为20min、絮凝pH为7、絮凝时间为30min时，Cr(Ⅵ)的去除率可达84.41%，优于单一处理方法。

  李海宁^[32]探究了K₂FeO₄去除水中铜、镉的效能，结果表明，K₂FeO₄对铜的去除更为迅速。pH对去除率有一定影响，在碱性条件下K₂FeO₄对铜、镉的去除效果更佳。当用K₂FeO₄处理铜、镉复合污染水样时，显示出两种重金属之间存在竞争关系，其中铜在竞争过程中处于优势地位。实验过程还发现水中的Ca²⁺、SO₄^2-的存在对K₂FeO₄去除铜、镉均有一定抑制作用，但该问题可通过预处理进行解决。

  2.4   高铁酸钾与其他水处理手段的协同作用

  K₂FeO₄与其他水处理手段具有较好的协同配伍作用，这对弥补K₂FeO₄自身缺陷、增强K₂FeO₄使用效果、拓宽其应用领域具有重要意义。

  Wu等^[33]对UV/Fe(Ⅵ)协同氧化降解酚类污染物进行了研究。当2，4-二氯苯酚(2, 4-DCP)的初始浓度为20mg/L、Fe(Ⅵ)的浓度为0.1g/mL、溶液初始pH为7、紫外线强度为0.198mW/cm²时，60min内2, 4-DCP的降解率可以达到73%。由此可见，UV/Fe(Ⅵ)氧化工艺表现出对2, 4-DCP的有效降解。通过降解的动力学实验得到2, 4-DCP的反应速率常数为0.0222min^-1，比单独使用UV辐射和Fe(Ⅵ)氧化分别高6.9倍和9.2倍，显示出了极强的协同作用。

  不同的技术组合方式表现出的协同作用并不相同，Wang等^[34]通过K₂FeO₄氧化和辐照组合的方式降解和矿化卡马西平(CBZ)的研究也得到了类似的结果。K₂FeO₄氧化后再辐照、K₂FeO₄存在下辐照以及辐照后K₂FeO₄再氧化三种组合方式的研究显示，辐照后K₂FeO₄再氧化对总有机碳(TOC)的去除率高于单独辐照和单独氧化之和，这表明了辐照后进行K₂FeO₄氧化过程对TOC的去除具有协同作用，而其他两种组合方式并没表现出显著的协同效果。

  除与辐照技术协同外，K₂FeO₄还可以与生物炭产生协同作用。Tian等^[35]对Fe(Ⅵ)/生物炭协同降解有机污染物进行了研究。该实验以磺胺甲噁唑(SMX)、CBZ、环丙沙星(CIP)、双氯芬酸(DCF)、N, N-二乙基-3-甲基苯甲酰胺(DEET)等5种新兴有机污染物为处理对象，进行了单独使用生物炭、单独使用K₂FeO₄、K₂FeO₄和生物炭组合使用三组对比实验，结果表明，K₂FeO₄和生物炭共同使用对五种有机物的去除率和TOC平均去除率均高于单独使用生物炭和单独使用K₂FeO₄之和，这说明了K₂FeO₄和生物炭对该五种有机污染物的去除具有协同作用，同时，通过一系列的探究实验得出组合反应氧化效果增强的原因主要是形成了氧化中间体铁物种。

  此外，K₂FeO₄和电场也可产生协同作用。张晔^[36]开展了电场对K₂FeO₄去除废水中Cu²⁺影响的研究。实验经历了溶解-氧化-絮凝-静置-电絮凝五个连续的过程，通过K₂FeO₄+电场的组合方式去除废水中的Cu²⁺，最高去除率可达98.1%。对于高浓度的Cu²⁺，增加K₂FeO₄的投加量、加大电流以及延长电絮凝时间都可以提高去除效果，显示出K₂FeO₄处理法与其他处理方法较好的协同性。

  3.   结论与展望

  随着环境的不断恶化和人们环保意识的不断提高，绿色、高效氧化剂K₂FeO₄的应用越来越受到人们的重视，但是目前所报道的众多制备方法在进行工业化实施时均存在一定问题，由此造成K₂FeO₄的生产成本较高、品质较低的不足，使得其推广应用受到制约。在诸多制备方法中，电化学氧化法因其操作简单、生产成本低以及生产过程绿色环保等优点而备受关注，如能解决现阶段所面临的电解池材料价格高以及高电流密度下电流效率较低等问题，则K₂FeO₄的大规模工业化制备前景可期。目前，K₂FeO₄在治理废水方面应用效果总体上很有竞争力，能将废水中大部分有机物、无机物和重金属离子有效去除。但是对于部分复杂有机物，其效果还不够理想；其次，K₂FeO₄水溶液的稳定性较差，在进行氧化反应的同时，自身也会分解，如果不能很好地加以控制，就会造成浪费，使处理效果变差。后续有待研究出有效提高K₂FeO₄稳定性的方法，避免自损。与此同时，未来应着力发展K₂FeO₄与其他处理手段的联用技术，使二者实现协同增效作用，以弥补K₂FeO₄自身之不足，来进一步拓宽K₂FeO₄在废水处理中的应用范围，使之具有更为广阔的应用前景。

  
  
• 1. [1]

     Sharma V K. Environ. Sci. Technol., 2010, 44(13): 5148~5152. doi: 10.1021/es1005187

  2. [2]

     Jiang J Q. J. Chem. Technol. Biot., 2014, 89(2): 165~177. doi: 10.1002/jctb.4214

  3. [3]

     田宝珍, 曲久辉. 环境化学, 1999, (2): 173~177. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DLXB201507006.htm

  4. [4]

     姜洪泉, 王鹏, 赵南霞, 等. 现代化工, 2001, 21(6): 31~34. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DLXB201505005.htm

  5. [5]

     王颖馨, 周雪婷. 华南师范大学学报, 2015, 47(4): 80~87. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-XDYC201502002.htm

  6. [6]

     张鹏, 王雨露. 化学研究与应用, 2018, 30(6): 1015~1020. doi: 10.3969/j.issn.1004-1656.2018.06.028

  7. [7]

     刘汝锋, 刘婷灵. 化工进展, 2013, 32(8): 1902~1904. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DLXB201501010.htm

  8. [8]

     刘前进, 丁磊. 化学研究与应用, 2015, 27(8): 1179~1184. doi: 10.3969/j.issn.1004-1656.2015.08.015

  9. [9]

     陈同云, 古绪鹏. 水处理技术, 2003, (1): 53~55. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-GLSJ201510013.htm

  10. [10]

      郑雪琴, 许俊鸽. 福建工程学院学报, 2014, 12(4): 342~347. https://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10110-1017167161.htm

  11. [11]

      Minevski Z, Maxey J, Nelson C et al. US: 6946078 B2, 2008.

  12. [12]

      尚宏利, 田志锋. 表面技术, 2007, (6): 53~55. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DLXB201410002.htm

  13. [13]

      Lapicque F. Electrochem. Commun., 2002, 4(10): 764~766.

  14. [14]

      杨长春, 何伟春, 石秋芝, 等. 应用化学, 2002, (6): 564~568. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-GGYY201503002.htm

  15. [15]

      蔡庄红, 贺素姣. 无机盐工业, 2016, 48(7): 51~54. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-YCJY201602001.htm

  16. [16]

      张军, 时清亮, 杨国明, 等. 无机盐工业, 1999, (6): 26~28. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DLXB201507006.htm

  17. [17]

      Osathaphan K. Water. Air. Soil. Pollut., 2011, 219: 527~534.

  18. [18]

      刘玉兵, 李明玉, 张煜, 等. 化学通报, 2011, (2): 84~89. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-JJYJ2014S1010.htm

  19. [19]

      Sharma V K. Adv. Environ. Res., 2002, 6(2): 143~156.

  20. [20]

      Talaiekhozani A, Eskandari Z, Bagheri M, et al. Environ. Health Eng. Manag., 2017, 4(1): 7~14.

  21. [21]

      弓晓峰, 武和胜, 黄华星, 等. 工业水处理, 2007, 27(8): 48~51. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-DLXB201410002.htm

  22. [22]

      李坤林, 苑宝玲. 安全与环境工程, 2006, (3): 55~58. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-ZSHK201501003.htm

  23. [23]

      Zhang P, Zhang G. Sep. Purif. Technol., 2012, 84: 46~51.

  24. [24]

      Yang T, Wang L, Liu Y L et al. Chem. Eng. J., 2020, 383: 123167.

  25. [25]

      张春玲, 许新兵, 任小娜, 等. 广州化工, 2019, 47(3): 50~53. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-JFJY202001002.htm

  26. [26]

      Wang H L, Liu S Q. J. Hazard. Mater., 2009, 169(1-3): 448~453.

  27. [27]

      Limmun W, Ito A. Chemosphere, 2019, 236: 124399.

  28. [28]

      刘红玉, 陈振德, 汪东风, 等. 食品科学, 2009, 30(17): 56~59. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-JJXU201502009.htm

  29. [29]

      Ghosh M, Manoli K. Chemosphere, 2019, 230: 416~423.

  30. [30]

      何文丽, 桂和荣. 工业水处理, 2009, 29(10): 83~86. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-JJXU201502009.htm

  31. [31]

      崔建国, 刘幼琼. 中国环境科学, 2011, 31(09): 1461~1465. https://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-JJYJ2014S1010.htm

  32. [32]

      李海宁. 高铁酸钾去除水中铜、镉的效能及机理研究. 山东建筑大学硕士论文, 2018.

  33. [33]

      Wu S, Liu H, Lin Y, et al. Chemosphere, 2020, 244: 125490.

  34. [34]

      Wang S, Hu Y. Sci. Total Environ., 2019, 687: 1028~1033.

  35. [35]

      Tian S Q, Wang L, Liu Y L, et al. Water Res., 2020, 183: 116054.

  36. [36]

      张晔. 电场对高铁酸钾固定土壤中Cu²⁺的影响研究. 太原理工大学硕士论文, 2017.

• 

  图 1  次氯酸盐氧化法生产高铁酸钾的工业路线

  Figure 1  Industrial route for the production of potassium ferrate by hypochlorite oxidation

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
  

  图 2  电化学法生产高铁酸钾的工业路线

  Figure 2  Industrial route for electrochemical production of potassium ferrate

  下载: 全尺寸图片 幻灯片
•