兰青 *，莫家乐，曹美苑

1. 广东环境保护工程职业学院环境监测系，广东 佛山 528216；2. 广东省固体废弃物资源化与重金属污染控制工程技术研究中心，广东 佛山 528216；3. 中山大学化学与化学工程学院，广东 广州 510275

铁-多羧基有机酸光化学体系广泛存在于大气、水体表面（0～20 cm）及土壤表层（0～0.5 mm）等环境介质中。土壤中，以草酸为代表的多羧基有机酸主要来源于植物根系的分泌（Shen et al.，2002）；而在大气或水体中，主要来源于臭氧分解、不完全燃烧和碳氢化合物的光氧化（Zuo et al.，1992）。

铁-多羧基有机酸光化学体系实质上是一个类光-Fenton体系，其在降解有机污染物方面具有绿色、高效、经济的特点。与传统Fenton体系相比，此体系不用外加H2O2，H2O2通过由有机酸铁配体的光还原溶解引发的一系列与自由基相关的光化学循环反应产生。H2O2与体系中的 Fe(Ⅱ)发生Fenton反应生成氧化能力仅次于氟的羟基自由基（·OH），此自由基的氧化电位高达+2.8 V，能将几乎所有的有机污染物氧化成 CO2和水，对有机污染物的降解具有普适性。不仅如此，有机酸-铁配体具有较高的摩尔吸光系数，可提高光利用效率，例如，Fe(Ⅲ)-草酸盐配合物对高于200 nm的波长有较高的摩尔吸光系数，甚至能吸收 500 nm的可见光，因此，此体系的光利用效率明显高于其他光Fenton体系（Jeong et al.，2004；Lee et al.，2003）。

根据铁的存在形式，对此体系的研究可分为均相和异相两大类，这些研究有助于理解污染物在自然界中的迁移转化机制，发现影响此体系降解效率的关键因子和关键步骤，从而有利于构建类似体系，强化将其应用于难降解有机污染物的治理实践。本文从机理概述、均相体系研究进展、异相体系研究进展和研究展望4个方面，系统总结了近30年关于该体系的代表文献，为进一步深入研究此体系提供有益的参考。

1 机理概述

1.1 反应过程

对于均相体系，光诱导反应→光链反应→有机物降解是体系整个反应的3个重要过程。

对于异相体系，在光诱导反应之前多了一个重要的“吸附”过程。在异相体系里，多羧基有机酸必须首先吸附到铁氧化物表面，通过还原溶解与热溶解络合生成有机酸-铁配体；然后，在光的诱导和激发下，发生一系列产生各种自由基（H2O2和·OH）的氧化还原反应，最终使目标物得以降解，在此过程中，光能够大大促进铁氧化物的还原溶解。因此，草酸在铁氧化物表面上的吸附过程，发生在铁氧化物表面上的电子传递过程，以及固液界面发生的交互反应在异相反应中都非常重要。

不论是均相反应还是异相反应，体系中铁的氧化还原循环是控制体系产生各种活性物质生成的关键机制（Lan et al.，2010；Lan et al.，2011），这些活性物质包括了H2O2、·OH，以及各种活性自由基，具体的反应机理如下文所述。

1.2 光化学反应机理

无论是均相反应还是异相反应，在 Fe-多羧基有机酸体系中的光化学反应中都涉及如表1所示的光反应机理（以草酸为例）。

对于异相体系，具有光化学活性的铁配体，通过有机酸在铁氧化物上的吸附过程产生，以草酸为例：

1.3 铁配体的光化学活性

铁-多羧基有机酸光化学体系的活性高于其他光Fenton体系的根本原因，在于铁与多羧基有机酸络合生成的配体具有很高的光化学活性。以草酸为例，三价草酸铁配体光还原生成Fe(Ⅱ)的速率是羟基铁配体（FeⅢ(OH)2+）的30倍以上（见反应式(1)和(2)），羟基铁配体在313 nm及360 nm处的Fe(Ⅱ)光量子产率ΦFe(Ⅱ)仅为0.14和0.017，而草酸铁配体在 365 nm的光量子产率高达 1.2（Siffert et al.，1991）。而且，二价草酸铁配体与H2O2生成·OH的速率高出铁离子3个数量级（见反应式(15)和(16)）。另外，Fe(Ⅲ)-草酸盐配合物的吸收光谱与太阳光谱（290～570 nm）有较好重叠，扩展了可利用的光谱范围，使体系具有更高的光利用效率（Zuo et al.，1992；Faust et al.，1990）。

表1 Fe-草酸体系光化学反应机理Table 1 Photochemistry reaction mechanisms of oxalic acid system

然而，多羧基有机酸铁配体的Fe(Ⅱ)光量子产率 ΦFe(Ⅱ)因有机酸的不同及具体铁配体物种的不同而存在差异显著。Faust et al.（1993）研究表明，436 nm下，草酸三价铁配体的ΦFe(Ⅱ)主要由Fe(C2O4)2-和Fe(C2O4)33-两种配体物种决定，分别为1.0和0.6；436 nm 下，柠檬酸三价铁配体的 ΦFe(II)主要由Fe(OH)(citrate)-的配体物种决定，为 0.28；366 nm下，马来酸三价铁配体的 ΦFe(Ⅱ)主要由Fe(malonate)2-配体物种决定，为 0.027。因此，从Fe(Ⅱ)的产出来看，草酸铁＞＞柠檬酸铁＞＞马来酸铁，而且在草酸铁的各种配体物种中，以 Fe(C2O4)2-和Fe(C2O4)33-具有最高的光化学活性。

总体而言，多羧基有机酸在与铁结合的光化学体系中扮演3个重要角色，一是与铁的络合作用提高了Fe(Ⅲ)的溶解度；二是其较高的光化学活性加快了体系中的铁循环；三是极大地加快了·OH的生成速率（Faust et al.，1993）。

2 铁-多羧基有机酸光化学均相体系研究进展

2.1 光化学引发的活性物质的生成

Zuo et al.（1990；1993）首次揭示并证明草酸铁配体的光解是大气环境中各种含氧自由基及 H2O2的重要来源，并提出此过程中各活性物种的生成机理。自此，多羧基有机酸铁配体在环境中的光化学行为受到了国际上众多科学家的广泛关注。

在天然水体及大气液相中，溶解态铁多以其络合配体的形式存在。Zuo et al.（1993）研究证明，在雾水、雨水和雪水中普遍存在草酸铁络合物，此络合物在光的激发下通过由配体到金属电荷的电子迁移能快速地光解还原生成草酸亚铁络合物，继而发生一系列的光化学反应，生成 H2O2和·OH。这一发现不仅揭示了自然界中H2O2的新来源，也提示了有机酸有可能改变自然界中过渡金属的活性，同时也揭示了自然界中有机酸可能的归宿途径之一。

Zuo et al.（1997）考察了分别以Fe(Ⅲ)-草酸盐配体和 Fe(Ⅱ)-草酸盐配体作为初始反应物所发生的光反应，由于三价配体比二价配体具有更宽的光吸收，故其具有更高的光化学活性，但由于光化学循环发生很快，因此，对于整个光化学过程而言，Fe的初始氧化态并不是很重要。

2.2 污染物在体系中的降解

不少学者研究了污染物在此均相体系中的环境行为，发现此体系不仅能够降解污染物，还对污染物的归趋会产生重要影响。

Zuo et al.（2005）指出，由草酸铁配体引导的光化学过程是大气中氧化SO2的重要途径，因此，对硫的大气循环会产生较大的影响。Hug et al.（1996）报道了草酸铁与柠檬酸铁对六价铬的光还原，发现在较高浓度六价铬下，其光化学还原为零级反应；而在较低浓度六价铬下，其光还原反应变得复杂，体系中的各自由基均可能是六价铬及其中间价（四价铬和五价铬）的还原剂；最终六价铬变成了三价铬，降低了毒性。

Safarzadeh-Amiri et al.（1996）比较了甲苯、二甲苯和三氯乙烯分别在太阳光-草酸铁-H2O2体系与太阳光-TiO2-H2O2体系的降解效果，发现前者效率比后者高出25-45倍；Huston et al.（1996）研究了紫外光下（300～400 nm）草酸铁配合物对全氯烷烃的还原，认为CO2·-对全氯烷烃有单电子还原作用，使之脱除一个氯原子，再由·OH进攻此中间产物及其他中间产物，最终使目标物矿化。Katsumata et al.（2006）研究表明，除草剂甲草胺能在 UV-柠檬酸铁-H2O2体系下得到有效降解和矿化，在pH为2～5范围内，甲草胺的降解率维持在较高的水平。Deng et al. （1997；1998）研究了光照下草酸铁及柠檬酸铁体系对染料的降解，结果表明，脱色速率与有机酸浓度和铁浓度密切相关，草酸铁体系中，pH=4时，脱色效率最快，而柠檬酸体系中，pH=2时，脱色效率最快。

Blamer et al.（1999）利用草酸铁配体的光化学反应降解农药阿特拉津，研究认为，阿特拉津的降解是由·OH的攻击而导致的；pH和草酸初始浓度(Cox0)对目标物的降解率影响显著，是由于它们控制了体系中Fe(Ⅲ)与Fe(Ⅱ)的物种形态；模拟的太阳光下，当Cox0为0.018 mmol·L-1，降解阿特拉津的最佳pH为4.3，而当Cox0为0.18 mmol·L-1时，最佳pH为4.6与5.4；草酸由于能跟铁形成光化学活性很高的配体，因而能极大促进目标物的降解，但是草酸作为有机物，同时也会与目标物竞争消耗·OH。

Jeong et al.（2005）以2,4-D为目标物深入研究了pH对草酸铁光体系中·OH的生成影响。当过量草酸存在时（3 mmol·L-1），由于其与铁的强络合作用，Fenton反应的pH适用范围扩大了，在没有外加H2O2的情况下，2,4-D的降解速率随pH（1.2～6）升高而升高，而在外加H2O2（10-2mol·L-1）存在时，其降解率随pH升高而降低；通过分析相关的光化学竞争反应以及相应的实验数据，认为在不外加H2O2时，因·OH来源于Fe(Ⅱ)与H2O2的反应，其生成量决定于H2O2的生成速率，由反应式（13）和（14）可知，O2-·与 Fe(Ⅱ)反应生成 H2O2的速率显著快于·OOH与Fe(Ⅱ)的反应，在高pH时，O2-·是主要物种，其与 Fe(Ⅱ)的反应导致更多 H2O2的生成，因此有更多的·OH生成导致目标物在高 pH下被更快降解；在外加 H2O2时，体系内源产生的H2O2显得微不足道，决定·OH生成量的因素是Fe(Ⅱ)浓度，而高 pH 下，Fe(Ⅱ)的加速氧化导致Fe(Ⅱ)浓度显著降低，因此·OH 生成量减少，最终导致目标物降解率随pH的升高而降低。

同样以2,4-D作为目标物，Jeong et al.（2004）研究了 CO2·-在草酸铁光化学反应中的两个竞争反应，认为其与体系中草酸铁和氧气的相对浓度有关，若草酸铁的浓度高，几乎所有的 CO2·-均与草酸铁反应使之还原成草酸亚铁（反应式(10)），而如果草酸铁的浓度低，则 CO2·-主要与氧气反应使之生成 O2·-（反应式(4)），使 Fe(Ⅱ)与 O2·-反应生成更多 H2O2（反应式(13)）。

整体上，影响均相体系降解有机污染物效率的主要因素包括：多羧基有机酸的种类和浓度、pH、光源波长和强度、氧气、以及体系内活性物种的竞争反应。

3 异相体系研究进展

在实际自然界中，铁多以三价氧化物的晶体矿物结构存在，铁氧化物-草酸-光三者组成的异相体系在自然界中更是普遍存在。自然界中，常见的铁氧化物包括针铁矿（α-FeOOH）、赤铁矿（α-Fe2O3）、纤铁矿（γ-FeOOH）和磁赤铁矿（γ-Fe2O3）。另外，由于铁以固体形式存在，如应用于废水处理，可有效减少铁离子沉积所带来的二次污染。因此，异相体系的研究具有更大的环境意义和应用意义，正逐渐受到越来越多科学家的关注，但与均相体系的研究相比，其研究力度和深度还有待进一步加强。

由于牵涉到固-液界面的交互反应及各种物理和化学的相互作用，异相体系的机理研究复杂很多，根据研究重点的不同，可以分为两类：一是铁氧化物在有机酸溶液中的还原溶解（主要与吸附过程相关），二是有机污染物在此异相体系中的光降解研究。

3.1 铁氧化物在有机酸溶液中的还原溶解

铁氧化物在有机酸溶液中的还原溶解过程因其在冶金方面的实用意义早在 70年代就开始了研究，这一过程伴随着有机酸在铁氧化物上的吸附而发生，近年来结合污染物的环境行为，相关的研究有一定的进展。

Faust et al.（1986）指出有机配体存在下铁氧化物的光溶解过程实质上是一个光诱导的从被吸附的有机还原性配体到氧化物表面三价铁原子中心的电荷转移过程。Goldberg et al.（1993）指出电子转移步骤是光化学反应的控速步骤，这一步骤的速率常数取决于金属氧化物的表面特性和络合配体的性质。

Banwart et al.（1989）研究发现，虽然有草酸存在时，抗坏血酸在 α-Fe2O3上的吸附明显减少，但草酸盐能够明显促进抗坏血酸对赤铁矿的还原溶解。他们认为，原因有二，一是由于草酸在铁氧化物表面形成配体，有利于溶解态Fe(Ⅱ)从固体表面分离到溶液中；二是由=于草酸与溶液中的Fe(Ⅱ)形成配体，作为一个更有效的还原剂加速了铁氧化物的溶解。

Yang et al.（2017）研究发现，六价铬在柠檬酸-γ-Fe2O3和柠檬酸-α-Fe2O3体系中均能被还原为毒性较低的三价铬，其中，纳米级的γ-Fe2O3比微米级的 α-Fe2O3效果好，主要的反应机制包括吸附生成的柠檬酸配体发生溶解还原，以及后续生成的Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)氧化还原循环。

Siffert et al.（1991）研究了赤铁矿（α-Fe2O3）在草酸盐存在时的光还原溶解，指出入射波长对铁氧化物的光还原溶解影响很大，光化学反应是此溶解过程的主导反应而非热力学反应，光具有催化作用，克服了电子转移所需的活化能；溶解的 Fe(II)可通过发生在固体表面的异相氧化还原反应和发生在溶液中的均相氧化还原反应同时生成，其生成速率直接正比于电子供体（草酸）特定吸附的表面浓度，此速率的快慢不仅依赖于电子转移的效率，还依赖于被还原的铁从晶格中的分离效率；通过综合分析和比较，他们认为被还原了的表面溶解铁从固体表面分离到溶液中的过程是整个光化学溶解过程的控速步骤，氧气对表面溶解铁的氧化反应会与此分离过程发生竞争。

Waite et al.（1984）认为，铁氧化物表面的草酸铁配体是此体系中的发色团，而 Siffert et al.（1991）则认为，草酸铁的表面配合物及铁氧化物主体同是体系中的发色团。

Sulzberger et al.（1995）研究了 γ-FeOOH，α-FeOOH和α-Fe2O33种铁氧化物在草酸盐存在下的光还原溶解，发现在充氧及充氮两种条件下，溶解铁在各铁氧化物体系中的生成量都表现为γ-FeOOH＞α-FeOOH＞α-Fe2O3；氧气对 γ-FeOOH 体系中溶解铁的生成没有影响，对其他两种铁氧化物的溶解则起抑制作用；他们认为各铁氧化物光还原溶解能力的差异与其热力学稳定性密切相关。

Panias et al.（1996a，1996b）以草酸为例总结了铁氧化物被有机酸溶解的机制，认为其中包括 3个过程，一是有机酸吸附在铁氧化物上形成配体；二是铁氧化物的非还原溶解；三是铁氧化物的还原溶解。其中，非还原溶解是一个相对简单的解析过程，这一过程具有较高的反应能，低温下反应缓慢，但有可能随着温度的升高而成为主要的溶解机制。而==还原溶解过程会经历两个重要的反应阶段，最初是引导感应阶段，涉及到从表面配体到表面三价铁的电子迁移，使有机酸铁配体还原成有机酸亚铁，当没有外力或是没有Fe(Ⅱ)存在的情况下，这一过程在最初是比较慢的，但当低价有机酸铁有一定积累时，这一过程会进入第二阶段，即自动催化阶段，使整个溶解过程得以加速。影响溶解机制最主要的因素有 pH、温度、有机酸的螯合能力及光照。光照能为电子转移过程提供额外的光化学途径，因此可以有效促进溶解过程。由于草酸具有强配合能力及很高的光化学活性，使其可以大大促进铁氧化物的光还原溶解。

3.2 有机污染物在异相体系中的光降解研究

Li et al.（2006）系统研究了纤铁矿（γ-FeOOH）-多羧基有机酸-光化学体系中，内分泌干扰物双酚A的降解过程，发现不同多羧基有机酸降解目标物的能力顺序为：草酸＞＞＞柠檬酸＞＞酒石酸＞丙二酸＞苹果酸＞无酸＞琥珀酸，这个能力顺序与这些多羧基有机酸与铁形成的有机酸配体的光化学活性相关，配体的光活性越大，则体系降解污染物的能力也越强。

Mazellier et al.（2001）研究了针铁矿（α-FeOOH）-草酸异相光化学体系中农药阿特拉津的降解过程，发现pH及草酸初始浓度（）是影响目标物降解率的重要因素；最佳pH约为 4，草酸在针铁矿上的吸附符合 Langmuir模型；阿特拉津的降解率随的增加而增加，直至的量可使其在铁氧化物上的吸附达到饱和。他们认为，针铁矿光还原生成溶解态Fe(Ⅱ)的速率及草酸作为电子供体决定了阿特拉津在此类异相体系中的动力学特征（Mazellier et al.，2001）。

Kribéche et al.（2016）研究发现，非草隆在α-Fe2O3-草酸-光化学体系中的降解直接受到溶解氧的影响：在无氧条件下，非草隆只能发生少量降解，由于缺氧，体系无法生成三价铁和过氧化氢，难于生成有效的活性物种；有氧条件下，非草隆能够得到有效降解，且产物的毒性明显降低。

通过对双酚 A、橙黄 I、2-硫醇基苯骈噻唑（MBT）、敌草隆等有机污染物在各种铁氧化物-草酸异相光化学体系降解过程的研究（Li et al.，2008a；Li et al.，2008b；Liu et al.，2006；Lei et al.，2006），发现这几种污染物都能在这一体系中被有效降解和矿化，主要影响因素包括多羧基酸的种类及其初始浓度、铁氧化物种类和剂量、pH、光源强度、金属离子等，铁氧化物的光化学活性主要取决于其晶体结构，其次取决于其结晶程度。在此异相体系中，污染物的降解速率均随草酸浓度的增加而增加，且均存在一个最佳草酸初始浓度。针对不同目标物，其对应的光降解效果最佳的铁氧化物并不相同，这应与有机物的性质各有不同及其与铁氧化物的相互作用不同有关。过少的铁氧化物不利于配体的生成，而过多的铁氧化物则会影响透光率，因此，体系存在一个铁氧化物的最佳剂量。降解这几种目标物的最佳pH均在3～4之间。光源强度的增大有利于目标物的更快降解，同时也会影响铁氧化物及草酸初始浓度的最佳剂量。Cu2+、Ni2+或Mn2+离子的加入，能显著提高MBT在γ-Fe2O3-草酸中的光降解。

以五氯酚（PCP）为目标物，Lan et al.（2008）发现此异相体系的降解效率高于均相体系。同时系统研究了体系中吸附过程、光反应过程和目标物降解过程的协同耦合作用，结合铁物种分配计算，发现此异相体系降解污染物存在的最佳草酸初始浓度与草酸在各铁氧化物上达到饱和吸附的浓度相对应，并且与高活性二价铁物种成为光反应过程中控制物种的草酸初始浓度相一致，且体系在光反应中生成H2O2的能力与其光降解PCP和吸附草酸的能力相一致。另外，铁的氧化还原循环是整个反应过程的核心反应，它同时发生于固体表面及溶液中。PCP降解过程中产生的中间产物之间，能够形成循环并与铁循环发生耦合。铁循环的速率变化与PCP和草酸的降解速率变化具有一定的同步性（Lan et al.，2008；Lan et al.，2010；Lan et al.，2011；Lan et al.，2016）。

从目前的研究可知，异相体系降解污染物具有高效、普适的特点，影响体系降解效率的主要因素包括：铁氧化物的种类和剂量、多羧基有机酸的种类和浓度、pH、光源波长和强度、氧气、金属离子以及目标物的中间产物等。

需要指出的是，在异相体系中，均相反应与异相反应是同时发生的，光化学过程不仅发生在固体表面，同时发生在溶液中，固体表面所吸附的有机酸-Fe配体（吸附态铁）与溶液中的有机酸-Fe配体（溶解态铁）共同参与了整个光催化过程，对目标物的降解均有贡献（Siffert et al.，1991；Li et al.，2007）。越来越多的研究表明，在异相体系中，均相反应不是决定体系降解污染物的决定因素。Li et al.（2007）报道若使异相体系与均相体系中的溶解态Fe(Ⅲ)浓度相近，则双酚A在异相体系的降解率明显高于其在均相体系中的降解率，他们认为，异相体系的效率高于均相体系，固体表面所发生的反应有可能显著影响整个体系的动力学。Lan et al.（2011）研究也发现，总体上，在异相体系中生成的溶解态铁含量不高，并且体系生成 H2O2的能力和降解有机污染物的能力与溶解态铁的含量不存在正相关关系。

目前，此体系中同时发生的均相过程和异相过程，它们对体系总反应速率的相对贡献度，还不是很清楚，这两个过程的交互反应机制还有待于进一步深入研究，并进行量化评估，从而揭示此异相体系的关键控速步骤。

4 研究总结与展望

4.1 研究总结

经过30多年的研究，对于铁-多羧基有机酸光化学体系，从均相体系到异相体系，从有机酸溶液在铁氧化物上的还原溶解机制到有机污染物在体系中的降解机制研究，从某一个反应过程的研究到多个反应过程的耦合研究，研究内容越来越深入，取得了丰硕的成果。

从反应机理来看，吸附反应（异相体系中发生）→光诱导反应→光链反应→有机物降解是该体系的重要反应过程，主要包括以下5个方面的关键光化学反应：

（1）溶液生成或吸附生成的铁配体：发生光还原以及生成有机酸自由基；

（2）有机酸自由基：诱导生成一系列自由基和H2O2；

（3）自由基：参与铁的氧化还原循环，生成Fe(Ⅱ)和 H2O2；

（4）Fe(Ⅱ)和H2O2：发生Fenton反应生成羟基自由基；

（5）羟基自由基：降解有机物。

从体系的反应活性来看，铁-多羧基有机酸光化学体系的活性高于其他光 Fenton体系的根本原因在于铁与多羧基有机酸络合生成的配体具有很高的光化学活性。然而，多羧基有机酸铁配体的Fe(Ⅱ)光量子产率 ΦFe(Ⅱ)依有机酸的不同及具体铁配体物种的不同而存在差异显著。从Fe(Ⅱ)的产出来看，草酸铁＞＞柠檬酸铁＞＞马来酸铁，配体的光活性越大，则体系降解污染物的能力也越强。

另外，由于体系中发生的光化学循环很快，对于整个光化学过程而言，Fe的初始氧化态（二价、三价）对体系活性的影响并不是很重要。

在异相体系中，在铁氧化物表面，有机酸通过吸附作用与之形成配体，在光的诱导下，铁氧化物的还原溶解过程显著加速。各铁氧化物光还原溶解能力的差异与其热力学稳定性密切相关，热力学稳定性越强，光还原溶解能力越差。

另外，在异相体系中，均相反应与异相反应同时发生，光化学过程不仅发生在固体表面，同时发生在溶液中，吸附态铁配体与溶解态铁配体共同参与整个光催化过程，对污染物的降解均有贡献。对于某些有机污染物的降解，异相体系效率高于均相体系。

铁-多羧基有机酸光化学体系降解有机物的效率，主要受以下因素影响：铁氧化物的种类和剂量、多羧基有机酸的种类和浓度、pH、光源波长和强度、氧气、金属离子、目标物的中间产物以及体系内活性物种的竞争反应等。其中，有机酸是活性来源，同时也是有机物，也会消耗·OH，因此存在一个最佳浓度，此最佳浓度在异相体系，与有机酸在铁氧化物表面上的饱和吸附浓度密切相关。过多铁氧化物会阻挡光的穿透，也存在一个最佳剂量。

4.2 研究展望

这些成果有利于了解自然环境中铁氧化物的自然净化能力，深入认识该体系降解有机物的反应机制，从而有助于构建和强化该体系应用于实际有机污染物的治理，但由于涉及到多相反应机理和机制，还有很多重要问题有待深入探索。

今后，在基础研究方面，铁氧化物表面的铁循环动力学，固液两相界面的交互反应和控制机制，以及各种有机酸-铁配体在固体表面的络合类型、键合方式和相互作用等应该是值得探索的研究方向。要在这些方面取得突破，传统的实验技术手段已很难达到研究目标，需要联合应用先进的实验技术、表征手段、计算模型等进行综合研究。

同位素示踪技术和穆斯堡尔谱分析可以区分不同形态的铁在反应过程中的转换过程和铁氧化物的晶体形成机制（Liu et al.，2016；刘承帅等，2016；刘承帅等，2017），借助这些技术，可以进一步明晰不同形态铁在铁-多羧基有机酸光化学体系的作用机制和贡献大小，以及此过程中重要的铁循环化学过程。

薄膜扩散梯度-荧光高分辨集成技术应用于植物根际，可以对溶解氧、pH、铁、磷、钙、硫等进行多指标二维分布的联合测定（Brodersen et al.，2017），此技术如应用于铁-多羧基有机酸光化学体系，有利于同步观察体系中各关键元素的实时动态变化，进一步解析体系的中间反应过程和控制机制。

联合应用X射线衍射、傅立叶红外光谱、酸碱电位滴定、表面络合模型等多种技术手段，可获得铁氧化物表面的活性位点浓度、化学物种（程鹏飞等，2017），这些技术如用于铁-多羧基有机酸体系，可进一步明晰其中的表面反应过程。

在应用研究方面，传统均相Fenton体系已普遍应用于难降解有机工业废水的实际治理工程，但存在产生大量铁泥的二次污染问题。作为异相体系，铁氧化物-多羧基有机酸体系恰好可以克服此问题。因此，开发制备高效铁基催化材料，构建与此体系配套的适用于实际复杂废水的经济、高效光化学反应器和废水处理集成工艺是值得探索的研究方向之一。

重金属污染的治理研究，是近年的研究热点，利用类似体系降解重金属也是重要的研究方向之一。近年，有研究表明，铁氧化物-多羧基有机酸体系能够促进六价铬的还原降解，有效降低六价铬的毒性（Yang et al.，2017）。传统Fenton体系的最佳pH条件在酸性范围内，但在中性pH时，氧化条件下，Fe(Ⅱ)、As(Ⅲ)共存时，会生成 Fe(Ⅱ)-As(Ⅲ)配体，此配体可促进过氧化氢的生成，从而加速As(Ⅲ)的氧化，促进 As(Ⅲ)的氧化降解（Ding et al.，2018）。

另外，联合应用铁氧化物、微生物的耦合反应，可以构建有效脱氯的富铁土壤反应体系（Chen et al.，2014，2016，2018），或是构建铁基微生物燃料电池用于去除有机污染物（Wu et al.，2013），扩展铁氧化物在降解有机污染物中的环境应用范围。

整体而言，表面机制研究、实际工程应用设备开发、重金属降解研究，以及微生物耦合研究，是当前此体系几个重要的深化研究方向和扩展研究方向。