陰/陽離子誘導高鐵酸鉀去除二級出水中的磷

王洪波王一凡張運波王寧陳飛勇

(1.山東建筑大學 市政與環(huán)境工程學院，山東 濟南250101；2.山東建筑大學 資源與環(huán)境創(chuàng)新研究院，山東 濟南250101)

0 引言

人類排放的含磷工業(yè)廢水和生活污水對全球磷循環(huán)產生了顯著的影響[1]。水中過量的磷會促使藻類的大量生長和繁殖，從而造成富營養(yǎng)化和藻毒素的分泌。富營養(yǎng)化會導致生態(tài)失衡，而藻毒素則直接威脅人類和水生生物的健康[2]。根據(jù)GB/T 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》[3]，總磷(Total Phosphorus，TP)排放量要求＜1 mg/L，城市污水廠二級出水中的磷超過廢水標準的情況時有發(fā)生，因此，污廢水排放前有效去除磷對于控制水體富營養(yǎng)化至關重要。

目前已經提出并應用于控制磷污染的方法很多，包括強化生物處理法、化學沉淀法和吸附法[4]。其中，化學方法存在著成本高、化學污泥含量高、處理困難、產生二次污染等不足；生物法運行條件相對嚴格，但存在效果不穩(wěn)定、出水易出現(xiàn)不達標等問題[5]；吸附法通常利用大比表面積的吸附材料吸附去除水溶液中的磷[6]，雖然操作簡單、無二次污染，但傳統(tǒng)混凝劑吸附的磷很容易解析到介質中，吸附劑的抗干擾性、解析以及再生方面仍然存在一些問題[7]，而且磷的去除效率受吸附劑特性和磷污染物初始濃度的限制[8]，在實際使用過程中成本較高，故其實際應用較少。

綜上所述，尋找一種具有高效除磷能力的環(huán)保型化學藥劑具有重要意義。高鐵酸鉀是一種具有強氧化性的多功能綠色化學絮凝劑[9]，在水處理過程中同時用作氧化劑、消毒劑和混凝劑。與傳統(tǒng)的化學沉淀和生物除磷手段相比，高鐵酸鉀的強氧化性能將各種形態(tài)的磷氧化成P5＋，隨后與高鐵酸鉀的還原產物反應生成磷酸鐵沉淀。此外，高鐵酸鉀的還原產物對磷具有良好的絡合和吸附作用，且與硫酸亞鐵、硝酸鐵、氯化鐵和硫酸鋁相比，高鐵酸鉀產生的污泥量要少得多[10]。高鐵酸鉀的氧化性在污水處理過程中還發(fā)揮著預處理作用[11]，如對復雜水質環(huán)境中的抗生素、重金屬等污染物進行預處理，有利于后續(xù)的處理工藝和出水水質，這一系列優(yōu)勢都是普通絮凝劑所不具備的。在實際的二級出水中，磷并不是單獨存在的，而是以磷酸鹽的形態(tài)和有機物共存，故高鐵酸鉀的氧化作用對水中有機物的去除具有重要意義[12]。高鐵酸鉀不僅可以氧化和去除水中的有機物，還可以生成具有良好除磷性能的新鐵氧化物。實驗發(fā)現(xiàn)，用高鐵酸鉀處理二級出水時，水中磷含量降低的同時，微污染物(如抗生素等)含量也出現(xiàn)降低，證明了水環(huán)境中除磷以外的其他有機物同時得到了處理[13]。高鐵酸鉀作為一種高效的水處理劑，對水中污染物的協(xié)同處理是其最突出的特點，這也是選擇高鐵酸鉀除磷的重要原因。

高鐵酸鉀除磷是一個多步驟的過程，包括高鐵酸鉀氧化污染物后還原轉化為水解產物氫氧化鐵；水解產物在結合磷的同時發(fā)揮混凝和絮凝作用。高鐵酸鉀對磷的去除效率取決于氧化pH值、混凝pH值和反應時間，除磷過程不產生對人類和環(huán)境有害的衍生物。此外，鐵與磷元素的質量比也會影響磷的去除效率。關于高鐵酸鉀去除污水中磷的研究已有報道，但鮮有關于還原劑(陰離子和陽離子)對高鐵酸鉀去除廢水中磷的影響的報道。將還原劑引入高鐵酸鉀除磷體系有兩個原因:(1)發(fā)現(xiàn)Fe2＋被氧化后形成的原位Fe3＋比直接投加的Fe3＋具有更好的吸附能力[13]，因此可以假設加入還原劑能夠提高高鐵酸鉀的反應活性，促進高鐵酸鉀的氧化性能并增強吸附除磷效果；(2)從經濟角度考慮，高純度固體高鐵酸鉀至今未大規(guī)模生產，成本相對較高，如果添加還原劑可以顯著提升處理效果，可以減少高鐵酸鉀的投加量，降低成本，具有一定的實際指導意義。在對陰/陽離子還原劑選擇的過程中，從現(xiàn)有的常用絮凝劑中考慮，使用鐵鹽作為陽離子還原劑，觀察價格較低的鐵鹽對高鐵酸鉀處理效果的影響。選擇本身對高鐵酸鉀的穩(wěn)定性幾乎沒有影響的I-，能夠更好地控制變量，觀察處理效果的變化。

文章以二級出水為研究對象，采用陰/陽離子誘導的高鐵酸鉀進行實驗，評價不同種類磷的處理效果，研究還原劑種類、質量比和pH值等因素對處理效果的影響。

1 材料與方法

1.1 材料

實驗藥品包括四水氯化亞鐵FeCl2·4H2O(天津光復精細化工研究所，純度＞99.7%)、六水氯化鐵FeCl3·6H2O(天津光復精細化工研究所，純度＞99.7%)、碘化鉀KI(天津科密歐化試劑有限公司，純度＞99.0%)。四水氯化亞鐵和碘化鉀密封保存在干燥黑暗的環(huán)境中。高鐵酸鉀(浙江大學實驗室配制，純度93%)存放在低溫干燥的環(huán)境中，每次實驗前使用鉻酸鹽滴定法[14]和分光光度法[15]檢查純度。10%抗壞血酸溶液現(xiàn)用現(xiàn)配，最多冷藏保存7 d，鉬酸銨溶液也是現(xiàn)用現(xiàn)配，最多冷藏保存15 d，其他試劑均使用優(yōu)級純。

所有試劑均用超純水配制。高鐵酸鉀和四水氯化亞鐵均在干燥環(huán)境中稱重，10 min內使用，防止因稱重時間過長導致Fe2＋氧化。采用干拋法，將兩者同時加入反應燒杯中，利用定時六聯(lián)攪拌儀調節(jié)攪拌轉速和時間。

1.2 方法

1.2.1 磷去除實驗

用于實驗的二級出水來自山東建筑大學再生水站。在每個燒杯中加入400 mL的二級出水作為樣品進行實驗。二級出水水質特征見表1。將高鐵酸鉀固體粉末投加至20 mg/L，還原劑按與高鐵酸鉀的質量比為1∶1、1.5∶1和2∶1投加。單獨使用高鐵酸鉀實驗組的質量濃度為20 mg/L。通過加入氫氧化鈉或鹽酸調節(jié)pH值在5.2～10.2范圍內?；炷恋韺嶒炌ㄟ^MY3000-6N 6＃槳可編程混凝實驗攪拌儀(武漢市梅宇儀器有限公司)進行。按以下步驟操作:混合物以350 r/min攪拌20 s，以140 r/min攪拌15 min，再以70 r/min攪拌15 min，最后靜置10 min。

沉淀后取上清液，經0.45μm水系濾膜過濾。對過濾后的樣品進行TP、溶解性總磷(Soluble Total Phosphorus，DTP)和可溶性正磷酸鹽(Soluble Orthophosphate，SOP)的檢測，每個樣品進行3次平行實驗。將實驗中生成的沉淀物離心并冷凍干燥后進行表征分析。

1.2.2 分析方法

利用UV-3200紫外分光光度計(上海美譜達儀器有限公司)在700 nm下，通過鉬酸銨分光光度法測定過濾上清液中TP、DTP和SOP的濃度[16]。利用FEI Quanta 400 FEG掃描電鏡(Scanning Electron Microscope，SEM，賽默飛世爾科技(中國)有限公司)觀察沉淀產物顆粒形態(tài)。使用ESCALAB 250Xi X射線 光 電 子能 譜 (X-ray Photoelectron Spectroscopy，XPS，賽默飛世爾科技(中國)有限公司)分析沉淀物表面元素的狀態(tài)。用SmartLab X射線衍射(X-Ray Diffraction，XRD，日本理學株式會社)對內部原子和分子的組成、結構和形態(tài)進行分析。使用Nexus 410傅里葉變換紅外光譜(Fourier Transform Infrared Spectroscopy，F(xiàn)TIR，美國尼高力儀器公司)研究固體樣品的結構和官能團組成。

2 結果與討論

2.1 陽離子還原劑(氯化亞鐵)的作用

高鐵酸鉀對TP、DTP和SOP的去除率如圖1所示。相同pH值時，在Fe2＋存在的情況下，3種形式磷的去除率均高于單獨使用高鐵酸鉀的去除率。當pH值范圍為5.2～8.2時，添加還原劑Fe2＋可顯著提高含磷污染物的去除率，而在pH＝7、Fe6＋∶Fe2＋＝1∶1.5的條件下，可使TP的去除率提高約37%，DTP和SOP的去除率分別提高約13%和14%。式(1)和(2)[17]分別說明了高鐵酸鉀還原和Fe2＋氧化以及隨后與磷酸鹽沉淀的反應機理。

除磷過程中，每去除一單位磷消耗1.5單位的含F(xiàn)e2＋混凝劑和1單位的高鐵酸鉀混凝劑。并且在高鐵酸鉀還原過程中，一些低價磷可能被氧化成正磷酸鹽，以磷酸鹽沉淀的形式進一步去除。此外，在氧化過程中，轉化生成Fe3＋或氫氧化鐵等新的鐵物種，均為有效的混凝劑[18]?；炷齽┍憩F(xiàn)出較強的吸附和絮凝特性，為難溶性含磷中間體的去除提供了協(xié)同作用。

根據(jù)圖1中DTP與SOP殘余量對比可知，高鐵酸鉀的存在能夠有效氧化非正磷酸鹽部分的磷，且添加Fe2＋實驗組與單獨使用高鐵酸鉀實驗組相比，更有效地降低了DTP和SOP的殘余量。在實驗過程中觀察到，與高鐵酸鉀/Fe2＋組合相比，單獨使用高鐵酸鉀時，形成的絮體更松散，沉淀性能較差。這一現(xiàn)象表明Fe2＋和高鐵酸鉀組合在吸附沉淀能力方面具有優(yōu)勢。此外，F(xiàn)e2＋被高鐵酸鉀氧化形成原位Fe3＋，與傳統(tǒng)Fe3＋相比，其與磷具有更強的結合力[13]。KRALCHEVSKA等[19]發(fā)現(xiàn)原位形成納米顆粒的情況下，在吸附劑形成過程中，磷酸鹽能被吸附在其表面；并且磷酸鹽可以取代鐵鹽水解形成的部分羥基，形成堿性磷酸鐵絡合物，從而改變鐵鹽的水解路徑。FYTIANOS等[20]研究表明:鐵鹽不僅可以在水中形成磷酸鐵的沉淀，而且對P和OH-有很強的親和力，從而可能在溶液中形成其他不溶性的絡合物。因此，磷酸鹽可以與鐵鹽反應，抑制鐵鹽的水解?？傊敻哞F酸鉀被分解時，氧化鐵/羥基氧化鐵納米顆粒的形成受到磷酸鹽吸附的影響，從而限制了納米粒子的生長和隨后的聚集。因此，原位生成的氧化鐵/羥基氧化物納米粒子具有更大的比表面積，顯著增加了納米粒子對磷酸鹽吸附的有效面積。而Fe2＋的添加可促進高鐵酸鉀分解形成更多原位Fe3＋，進而提高處理效果。LEE等[21]報道了高鐵酸鉀通過雙電子轉移自衰變?yōu)镕e4＋和H2O2，F(xiàn)e4＋進一步與H2O2反應生成Fe2＋和O2，F(xiàn)e2＋被未分解的高鐵酸鉀氧化成Fe3＋和Fe5＋?；谶@些機理，添加的Fe2＋可以直接與高鐵酸鉀的部分發(fā)生氧化還原反應，形成更多的氧化性·OH和具有更高活性的Fe4＋和Fe5＋，從而提高了高鐵酸鉀對污水中非正磷酸鹽的去除效果。加入的還原劑與高鐵酸鉀發(fā)生反應，勢必會導致高鐵酸鉀與磷反應的量降低，但高鐵酸鉀自身的氧化反應速率極快，反應的速率常數(shù)在102～105mol/(L·s)范圍內變化，能快速起到氧化效果，并且在高鐵酸鉀分解還原過程中，高鐵酸鉀并非直接轉化為Fe3＋，而是通過1電子轉移、2電子轉移和氧原子轉移生成Fe4＋和Fe5＋等中間價態(tài)[22]，這些價態(tài)同樣具有極強的氧化性，且其反應速率比高鐵酸鉀高2～3個數(shù)量級[23]。由于高鐵酸鉀、Fe5＋、Fe4＋三者的快速氧化效果，故還原劑的投加所導致的高鐵酸鉀氧化磷作用減弱這一問題不會產生主導性影響。另外，水中的磷最終以沉淀的形式去除，這一結果是基于兩種過程產生的:(1)非正磷酸鹽氧化后形成的磷酸根離子與高鐵酸鉀還原后產生的Fe3＋結合；(2)高鐵酸鉀還原產生的Fe3＋進一步水解形成具有網狀結構的水解產物，壓縮電中和膠體雜質擴散層進行絮凝。還原劑的主要作用是促進高鐵酸鉀分解，生成更多具有吸附或共沉淀能力的鐵氧化物，促進這兩種過程，進而減少高鐵酸鉀的使用量，降低成本。

由圖1可看出，當高鐵酸鉀與Fe2＋質量比為1∶2和1∶1.5時，能獲得最佳的磷去除效果。但質量比為1∶2時，最佳除磷效果的取得是在pH＝8.2條件下，這一條件要求對水質的pH值進行調整，增加了水處理成本。質量比為1∶1.5時，在pH值為5.2～8.2較寬范圍內均能取得較高的磷去除率，更貼近實際應用。故在中性pH值時，高鐵酸鉀與Fe2＋質量比為1∶1.5為最佳投藥條件。

高鐵酸鉀、Fe3＋和高鐵酸鉀/Fe2＋對TP的去除率如圖2所示。高鐵酸鉀、高鐵酸鉀/Fe2＋和Fe3＋均對磷有一定的去除效果。在相同總鐵投加量(300μmol/L)條件下，TP的去除效率:高鐵酸鉀/Fe2＋＞高鐵酸鉀＞Fe3＋。在高鐵酸鉀/Fe2＋組合的情況下，每摩爾鐵可處理12.4 mg/L的磷；在單獨使用高鐵酸鉀的條件下，每摩爾鐵可處理11.5 mg/L的磷；單獨使用Fe3＋時，每摩爾鐵可處理11 mg/L的磷。顯然，F(xiàn)e2＋的加入不僅降低了高鐵酸鉀的量，而且提高了高鐵酸鉀對TP的去除效率。這是因為Fe2＋增加了溶液中新生成的Fe3＋的量，從而增強了對磷酸鹽的吸附和絡合能力。

圖2 300μmol/L的Fe條件下高鐵酸鉀/Fe3＋和高鐵酸鉀/Fe2＋分別對TP的去除率圖

2.2 陽離子還原劑(氯化鐵)的作用

為了驗證Fe3＋可作為高鐵酸鉀的還原劑使用，研究Fe3＋對高鐵酸鉀自分解過程的影響。向pH值為10±0.05的100 mg/L的高鐵酸鉀溶液中分別投加不同量的Fe3＋。高鐵酸鉀分解趨勢如圖3所示。Fe3＋的加入可以促進高鐵酸鉀分解，且Fe3＋增加能明顯提升高鐵酸鉀分解速率。這一現(xiàn)象證明了Fe3＋對于高鐵酸鉀在溶液中的自分解具有催化作用。這是由于Fe3＋可以通過增加高鐵酸鉀分解的一階非均質衰減速率常數(shù)來催化高鐵酸鉀的分解[24]。故Fe3＋可以作為高鐵酸鉀的還原劑參與反應。

圖3 Fe3＋質量濃度對高鐵酸鉀分解的影響圖

為了研究鐵離子的誘導作用，采用常規(guī)混凝劑FeCl3進行了實驗。與Fe2＋的實驗相似，在高鐵酸鉀用量不變的情況下，通過改變質量比和控制Fe3＋的質量濃度進行Fe3＋誘導高鐵酸鉀實驗。高鐵酸鉀對TP、DTP和SOP的去除率如圖4所示。

圖4 不同高鐵酸鉀/Fe3＋質量比條件下高鐵酸鉀對TP、DTP和SOP的去除率圖

磷的去除率隨Fe3＋/高鐵酸鉀質量比和pH值的變化而變化，而TP、DTP、SOP的去除率隨Fe3＋投加量的增加而提高。Fe3＋/高鐵酸鉀組合的最大TP去除效率最高為75%，低于使用Fe2＋/高鐵酸鉀組(＞90%)，但在相同條件下高于單獨使用高鐵酸鉀實驗組。這可能是因為:(1)氯化鐵的加入增加了總鐵物種的質量濃度，從而增強了磷的吸附和絡合作用；(2)Fe3＋本身可以催化高鐵酸鉀的自分解，進一步加速反應速率[25]。DTP、SOP均在pH＝7處取得最高去除效果，這是因為在高pH值環(huán)境下，OH-同P競爭與Fe3＋結合的機會，通過磷酸鐵化學沉淀手段去除的磷減少，且堿性環(huán)境高鐵酸根離子氧化性減弱，對非正磷酸鹽氧化效果降低，從而使除磷效果下降。而在低pH值環(huán)境時，氫氧化鐵的形成受到限制，導致絮凝作用的減弱。

2.3 陰離子還原劑(碘化鉀)的作用

高鐵酸鉀對TP、DTP和SOP的去除率如圖5所示。I-的加入并未產生預期的強化高鐵酸鉀除磷效果。在相同條件下，磷的去除率均低于單獨使用高鐵酸鉀實驗組的去除率。較低的去除效率表明I-不是一種有效的高鐵酸鉀誘導還原劑。這可能是由于I-消耗了部分本應用于去除污染物的氧化劑(高鐵酸鉀、高鐵酸鉀分解中間產物Fe4＋和Fe5＋)。同時，I-作為一種共存的競爭性陰離子，可以減弱Fe3＋的吸附效應。此外，由于I-沒有像Fe3＋那樣增加溶液中的總鐵，所以I-的投加未能有效地促進吸附和絮凝效果。因此，I-/高鐵酸鉀比Fe2＋/高鐵酸鉀、Fe3＋/高鐵酸鉀去除TP的效果要差。

圖5 不同高鐵酸鉀/I-質量比條件下高鐵酸鉀對TP、DTP和SOP的去除率圖

2.4 沉淀物表征

Fe2＋和高鐵酸鉀聯(lián)用實驗后產生的沉淀產物(高鐵酸鉀與Fe2＋的質量比為1∶1.5，下同)的SEM結果如圖6所示。沉淀產物的粒徑大小、形態(tài)結構各異。實驗所用原水為中水站二沉池出水，水質復雜且污染物種類繁多，導致了析出物的形態(tài)和結構的多樣性。從放大圖中可以看到大量球形納米顆粒，與2.1節(jié)中推測高鐵酸鉀還原形成的原位Fe3＋納米顆粒相對應。

圖6 沉淀物的SEM圖

對處理后生成的沉淀產物進行XPS分析，如圖7所示。沉淀物中的主要元素是鐵、氧和磷。圖7(b)為反應沉淀中磷的XPS高分辨譜，表示磷元素的存在狀態(tài)。其中，P峰主要由兩個峰組成(133.06 eV和133.84 eV)，分別對應P和P，均為磷元素的最高價態(tài)＋5價，P 2p3/2的結合能為132.28 eV，表明其以P的形式存在于沉淀產物中[26]。窄掃描光譜的O 1s(如圖7(c)所示)由4個峰(530.75、531.54、532.12和532.67 eV)組成，分別代表氧以O2-、—OH(羥基)、H2O和P—O形式存在[27]。從占比可知，沉淀產物中主要以氫氧化物和磷酸鹽沉淀為主，且O 1s為531.48 eV的結合能對應于P。圖7(d)中Fe 2p1/2、2p3/2的結合能分別為724.78和711.38 eV，表明鐵以Fe3＋狀態(tài)在沉淀中占主導地位。磷、氧、鐵的存在價態(tài)及存在形式進一步證實了高鐵酸鉀對磷的去除機理:通過將各種價態(tài)磷氧化為＋5價再與Fe3＋結合生成磷酸鐵沉淀，以及高鐵酸鉀被還原后產生的氫氧化鐵吸附兩種主要過程進行去除。

圖7 沉淀物的XPS譜圖

去除污染物后的沉淀產物的FTIR譜圖如圖8所示。圖中，分別在1 047.40、1 384.27、1 635.05、3 426.12 cm-1處出現(xiàn)了明顯的吸收峰，并且在2 852.44和2 922.24 cm-1處出現(xiàn)了肩峰。很顯然，在3 426.12 cm-1處出現(xiàn)的特征吸收峰可歸因于O—H的伸縮振動[26]，說明沉淀物中含有少量H2O和其他含羥基結構的化合物。約在1 384 cm-1處出現(xiàn)P—O—H的特征吸收峰，說明沉淀物中存在磷，證明其得到了去除。在1 047 cm-1處出現(xiàn)的峰位與溶解性磷酸鹽的峰位不同[28]，顯示了一些峰位的移動，可能是因為磷酸鹽與羥基氧化鐵發(fā)生了絡合作用。在900 cm-1處為P的對稱性伸縮振動吸收峰，在725 cm-1和549 cm-1處為P的非對稱彎曲振動吸收峰[29]，522 cm-1處還存在(P)—O—H的振動吸收峰[30]，在870 cm-1處出現(xiàn)了一個肩峰，可能是PO中的P—O(H)鍵的振動峰。由結果可知，利用Fe2＋協(xié)同高鐵酸鉀去除磷的過程中，低價態(tài)的磷被氧化為P5＋，以P的形式與Fe3＋結合形成磷酸鐵沉淀。

圖8 沉淀物的FTIR譜圖

Fe2＋與高鐵酸鉀聯(lián)用處理后所得沉淀物的XRD譜圖如圖9所示。根據(jù)JCPDS衍射卡中序號30-0659的標準圖譜，圖9中在2θ為20.72°、35.17°和45.42°位置的峰可歸屬為沉淀中磷酸鐵的特征峰，說明原水中不同價態(tài)的磷大多被氧化為P5＋(P)，然后與高鐵酸鉀分解產生的Fe3＋反應，形成磷酸鐵沉淀。其中，峰位出現(xiàn)部分輕微偏移，分析可能是由于試驗所用原水為中水，含有的雜質類型較多且復雜，在絮凝沉淀過程中包裹在沉淀物表面，進而引起峰位偏移。根據(jù)JCPDS 08-0155顯示，2θ為21.53°、29.77°和31.05°處的特征衍射峰為含磷復合物，而根據(jù)JCPDS衍射卡中的序號22-0283，2θ為27.33°和29.74°處的峰表明實驗中形成了一些復雜的含磷難降解配合物，如Fe2.5PO4(OH)4.5和Fe1.6H2PO4(OH)3.8[20]。這些絡合物在沉淀階段，相互吸附形成較大的網狀結構，通過網捕卷掃作用，將部分雜質去除。此外，F(xiàn)e2＋與高鐵酸鉀反應，加速了從Fe6＋向Fe4＋和Fe5＋轉移，其反應速率比Fe6＋高2～3個數(shù)量級，使高鐵酸鉀氧化效果得到強化。因此，在這個復雜的過程中，可能會發(fā)生單電子、雙電子或三電子的轉移，導致不同價態(tài)的鐵中間體的混合物生成。這些配合物在絮凝階段可進行網捕卷掃、吸附和電子中和，因此，最終改善污染物的去除，特別是含磷物種的去除。

圖9 沉淀物的XRD譜圖

3 結論

通過研究可以得到以下結論:

(1)還原劑Fe2＋的加入誘導強化高鐵酸鉀去除二級出水中90%的TP，F(xiàn)e2＋與高鐵酸鉀的氧化還原反應促使原位Fe3＋及Fe3＋產物的增加，而Fe3＋又能快速反應生成Fe(OH)3膠體，通過網捕卷掃和吸附電中和等手段，進一步去除復雜難溶性中間產物，使磷物種的去除率得到提高。Fe2＋的加入既輔助增強了氧化效果，又強化了絮凝效果，同時提高了高鐵酸鉀的經濟可行性，降低了成本。

(2)與Fe2＋相比，I-的加入不能增強磷的絮凝和吸附，反而由于競爭氧化性導致磷的去除率較低，約為60%。

(3)沉淀中的磷大部分以磷酸鐵的形式存在，F(xiàn)e2＋的存在促進了高鐵酸鉀對磷的去除。在反應過程中，高鐵酸鉀將不同價態(tài)磷氧化為P5＋，生成P，與高鐵酸鉀分解產物反應生成磷酸鐵沉淀。