山東拓福源環保（bǎo）---專注高品質（zhì）汙水處理

電絮凝法處理廢水是利用鋁或鐵陽極溶出，原位生成高活（huó）性的多形態聚鋁（lǚ）或聚鐵絮凝劑，將水體中汙染物微粒聚集成團並沉降或氣浮分離的除（chú）汙工藝〔1〕。電絮凝法（fǎ）具有效率高、泥量小並易於固液分離（lí）、無需外加藥（yào）劑、二次汙（wū）染少、操控和設備維護簡單、易於自（zì）動控製和最終出水中總溶固（TDS）小等優勢，現已逐漸成為處理重金屬（shǔ）、氟離子以及染（rǎn）料（liào）等無（wú）機、有機廢水的有效方法。

電絮凝（níng）技術的曆史久遠，1889 年倫敦首先建成電絮凝法處理海水與電解廢液的車間〔2〕。1906 年，電絮凝技術首先被德國人A. E. Dietrich 在美國申請專利，並用於船艙汙水的處（chù）理〔2〕。由於早期電絮凝技術水（shuǐ）平低、能耗高（gāo）、處理廢水種類少，因此在以後很長的時間內（nèi）未得到廣泛（fàn）應用。近年來，隨著工業（yè）廢水類型的日益複雜和對小（xiǎo）型（xíng）高效廢水處理集成（chéng）設備的需（xū）求增加，電絮凝（níng）技術逐漸成為研究（jiū）熱點（diǎn），其中對電絮凝劑原位生成及其（qí）絮凝機理的深入解析（xī），各種因素對絮凝（níng）效率及電極極化和鈍化的影響機製，電絮凝法對更多類型廢（fèi）水處理的嚐試，以及電絮凝技術耦合電氣浮等物化工藝提高整體處理效率等是該領（lǐng）域主要的（de）研究方向。

1 電絮凝技術處理廢水的原理

電絮凝（níng）法是將絡合吸附與氧化還原、酸堿中和、氣浮分離結合起來的（de）廢水處理工藝。M. Y. A. Mollah 等〔3〕研究電絮凝機理表明，帶正電的絮凝劑與汙染物顆（kē）粒通過靜（jìng）電引力和範（fàn）德華力，絡合聚集成團，生成可沉降的絮凝體而去除。有（yǒu）機分子可（kě）通過（guò）陽極氧化（huà）分解成小分子而易（yì）於被（bèi）絮凝劑吸附，染料和溶（róng）解態（tài）的金屬離子（zǐ）則可通過陰極的電還原沉積作用與水體分離。廢水（shuǐ）呈堿性時，陽極（jí）溶出產生（shēng）的金屬離子經水解和絡合作用消耗了廢水中過多（duō）的 OH-，使（shǐ）pH 下（xià）降；而對於酸性廢水，金屬氫氧化物和陰極電解（jiě）水產生的 OH- 能消耗廢（fèi）水中（zhōng）H+，使pH 上升，因而，電絮凝有中和酸堿（jiǎn）的（de）作用〔4〕。另外，當處（chù）理含（hán）油廢水等形成的絮（xù）體微輕、難沉（chén）降時，還可利用陰極析氫（qīng）或耦合後（hòu）續（xù）電氣（qì）浮工藝（yì），由電解（jiě）水產生的O2 和H2（直徑不超過60 μm，遠小（xiǎo）於加壓氣泡粒徑）在上浮過程中將微輕絮體帶至水麵達到（dào）分離目（mù）的，而該過程無需（xū）外投（tóu）PAM 等試劑（jì）和處理絮凝汙泥。電（diàn）氣浮還（hái）兼具（jù）一定電氧化去除COD 的功能。

電絮凝法是一個複雜的物化技術，其核心內容是絮凝劑的生成。對於Al 陽極，電解產生的Al3+在水（shuǐ）中迅速以水合離子Al（H2O）6 3+的形（xíng）態存在，隨後很快水解失去H+ ，形（xíng）成一係列單核絡合物，如 Al（H2O）5OH2+、Al（H2O）4（OH）2+、Al（H2O）3（OH）3 等。由於羥基鋁離子（zǐ）增多，剩餘孤對電子，羥基（jī）配位能（néng）力未飽和，可與另一個鋁離子逐漸（jiàn）聚合為羥基橋聯結構，形成兩個羥基鍵橋，從而（ér）由單核鋁的絡合物緩慢聚合成表麵富含羥（qiǎng）基的多核高分子網狀聚（jù）合物 Alm（H2O ）x（OH ）n （3m-n），如Al2（H2O ）8（OH）2 4+、 Al16（H2O）24（OH）36 12+ 等，並最終轉化（huà）成無定形的〔Al（OH）3〕n 絮凝（níng）劑。A. Sarpola 等〔5〕通過質譜（pǔ）分析（xī）證實了有超過80種單價鋁核陽離子（Al2~13）和19 種多價鋁核陽離子（Al10~27）存在，另外，還發現超過45 種單（dān）價鋁核陰離子（Al1~12） 和9 種（zhǒng）多（duō）價鋁核陰離子（Al10~32），而（ér）鋁絮凝劑的聚合度最多可達32 個鋁。另外，除（chú）上（shàng）述高分子網狀（zhuàng）聚合物Alm（H2O）x（OH） n （3m-n） 外，還會生成一（yī）些氧化鋁合氫氧根的大分子聚（jù）合物，如Al13O4（OH）24 7+等（děng），或當水（shuǐ）體中含（hán）有NaCl 電解質時（shí），還（hái）會生（shēng）成一些被（bèi）NaCl 分子包覆的絮凝劑如〔Al2 （OH）3 （H2O）3·2.05NaCl〕3 + 、〔Al3 （OH）6 （H2O）8· 2.00NaCl〕3+等（děng）。一般地，聚合度與絮凝效率（lǜ）呈正相關，吳珍等〔6〕研究表明30 個鋁的聚合比13 個（gè）鋁的聚合的（de）吸附和架橋作用強，而且有更寬（kuān）的（de）有效投量範圍。通常，低聚合度絮凝（níng）劑是通過吸附作用去除汙染（rǎn）物（wù）粒子；而高聚合度絮凝劑則因表麵（miàn）積大、表麵基團多，對汙染物粒子通過網捕包覆去除，但高聚合度的絮凝劑，產生的後續汙泥量較大，增（zēng）加了處（chù）置成本（běn）。

對於Al 陽極，電絮（xù）凝劑的生成過程還受（shòu）pH、 Al3+濃度（dù）、水體成分、停留時間、水流方式和氣泡生成速率等（děng）因素（sù）的影響。

一般情況下，鋁絮凝劑在弱堿性條件（jiàn）下能快速（sù）聚合，但由於氫氧化鋁的兩性特征，pH 過高時聚鋁又易解離成Al（OH）4-。Jinming Duan 等（děng）〔7〕的研究表明，鋁絮凝劑在除汙過程中根據pH 與絮（xù）凝劑量的不同存（cún）在（zài）兩種機理：pH 低於6.5 時，溶解（jiě）的Al3+濃度小於60 μmol，Al3+在水中以水合態Al（H2O）6 3+和帶正電的單核Al（H2O）5（OH）2+、Al（H2O）4（OH）2+絮凝（níng）劑的形式存在，其主要通過電荷中和作（zuò）用對帶負（fù）電汙染物進行去除；pH 超過6.5 時，溶解的Al3+濃度大於（yú）60 μmol，Al3+在水中以無定（dìng）形的〔Al（OH）3〕n 絮凝劑的形式存（cún）在，其通過直接（jiē）吸附（fù）去除汙染物。當水體有硫酸鹽時，吸附在Alm（H2O）x（OH） n （3m-n）上的SO4 2- 由於氫鍵和電荷的吸引作用〔8〕可促進更多的高分子網狀聚（jù）合物連接起來最終形成無定形的〔Al（OH）3〕n 絮凝劑。

Al3+在水體中的停留時間越（yuè）長，與 OH- 水化越（yuè）充分，聚鋁的聚合度和產量就越大，越有利於後續（xù）除汙，但停留時間過長會降低電絮凝的時（shí）空（kōng）效率。電絮凝法通常采用序（xù）批間歇式或循環流動（dòng）式的水流（liú）設置來保證金屬離子的水化聚合及絮凝過程的完全和高效。

陰極析氫反應會產生微氣泡，當其生成速率很高時，會擾（rǎo）亂金屬離子的聚合，絮凝（níng）劑生成慢且聚合度和致密（mì）度（dù）小。

對於（yú）鐵陽極，隨pH 變化溶出的鐵離子會發生氧化還原反應和水解（jiě）、聚合等複雜過（guò）程。D. Lakshmanan 等〔1〕研究了鐵（tiě）陽極的（de）氧化情況，發現鐵陽極溶出的（de） Fe2+在（zài）pH 為6.5~7.5 時較少發生氧化，並（bìng）且在低DO 濃度下保持可溶性Fe2+狀態，而隨著DO 濃度的增加，則以Fe2+和難溶的Fe（OH）3/FeOOH 狀態（tài）共存；pH=8.5 時，Fe2+會迅速氧化成Fe3+並水解為Fe（OH）3/ FeOOH，其間（jiān）Fe3+在水中主要以水合態Fe（H2O）6 3+的形式存在，當（dāng）遇到水中（zhōng）的—OH 時會水解成一（yī）係（xì）列單核水（shuǐ）解產物Fe（H2O）5（OH）2+、Fe（H2O）4（OH）2+等。同樣這些單核水解產物由於羥基的配位數未達飽（bǎo）和，在相鄰羥基的鍵橋作用下可聚合成（chéng）大分子聚合物並最終形成γ-FeOOH 沉澱。鐵絮凝劑生（shēng）長的快慢（màn）主要由鐵溶出速率和pH 決定，在鐵溶出速率一定時，pH 在6~10 有利於γ-FeOOH 的生成。如D. Lakshmanan 等〔9〕在電絮凝除砷的研究中發現，電解（jiě） 2 min 後，在pH=8.5 的（de）水體中，Fe3+已全部聚合成 γ-FeOOH。

2 電絮凝法處理廢水的影響因素

應（yīng）用電絮凝法有效處理廢水，還（hái）要解（jiě）決電極鈍化和電解極（jí）化等問題，保證電流效（xiào）率和絮凝效果，控製槽壓和能耗。電極鈍化主要由陽極溶出產生的金屬（shǔ）離子氧化（huà）成膜並附（fù）著於陽極引起〔10〕；電解極化則包括濃差極化、電化學極化和金屬陽極表麵極化。

2.1 極板（bǎn）的影響

通常鐵電極產生的（de）絮體粒徑小、沉澱密實、沉降（jiàng）快，但出水（shuǐ）因含Fe3+而顯黃色，斷電時電極易繼續鏽蝕。而鋁電極產生絮體速（sù）度快、無色（sè）度生成、絮體顆粒大且吸附能（néng）力強，但沉（chén）澱鬆散（sàn）、沉降緩慢不利於後續處理，另外對於含油廢水，鋁電極去（qù）除COD 的效率略低於鐵電極〔11〕，這可能與溶解態的Fe3+具有一定氧化性有關。鋁、鐵極（jí）板聯用還可提高絮凝效果， I. Heidmann 等〔12〕研究（jiū）了鋁-鐵組合電極對廢水中 Ni2+、Cu2+、Cr6+的電絮凝效果（三者初始質量濃度分別為2.0、2.5、0.7 g/L），電解3 h，組合電極去除上述離子的效率明顯高於（yú）單獨使用鋁或鐵電極，其中鋁-鐵組合（hé）、鋁、鐵電極對Cr6+的去除率分別為（wéi）99%、 85%、47%。

板間距從時空關係上影（yǐng）響著電絮凝劑生長和後續（xù）絮凝效果。通常（cháng）適宜的極板間距為0.5~2.5 cm，極板厚度是1~2 mm，板間距過大或過小均不利於提高電絮（xù）凝效（xiào）率和降低能耗。I. Zongo 等〔13〕在（zài）研（yán）究電絮凝技術去除工業廢（fèi）水中鉻（Ⅵ）的實驗（yàn）時發現，電極間距以2.0 cm 為宜，間距過大則導致電解效率低和電解時間（jiān）長，濃差極化增加；而板間距過小，易發生短路和絮團在極板間（jiān）的堵塞。

極板的布置和水體流態也會影響傳（chuán）質效率。通常，極板的排布方式可分為單極和雙極模（mó）式，單（dān）極模式下所有極（jí）板均（jun1）與導線相連； 而雙極模式僅兩端的極板（bǎn）與電源相連以（yǐ）提供極化電場而不溶出，中間的極板靠極化作用溶解，不僅（jǐn）易於更換，還實現了電絮凝（níng）和電浮選的結合。

原水（shuǐ）的流向也會影響電絮凝效率，原水在極板間（jiān）的流向可分為整體（tǐ）推流式和沿著極板組成的渠道呈現的折流式，後者可提供更長的停（tíng）留時間；原水在整（zhěng）個（gè）電（diàn）絮凝池的流向可分為平流式和豎流式，豎流式中的上流式絮凝效率較高。

電絮凝雙（shuāng）極（jí）模式反（fǎn）應裝置（zhì）

2.2 pH 的影（yǐng）響

廢水pH 會影響絮凝劑的生成和除汙效率。聚鋁或聚鐵絮凝（níng）劑在較高pH 下吸附架橋（qiáo）能力會更強，混凝效果更好〔14〕。一（yī）般情況下，pH 過低不利於絮凝劑的生（shēng）成，另一方麵，在強堿性（xìng）條件下，鋁或鐵的（de）氫（qīng）氧（yǎng）化物又會溶解，抑製其聚合生成絮凝劑。因（yīn）此通常電絮凝（níng）劑生長適宜的pH 為中性或弱堿性（pH 在 6~10）。然而，pH 還影響汙染物和絮凝劑表麵電荷的分布，而（ér）各種絮凝劑在（zài）水中（zhōng）等電位（wèi）所對應pH 不同〔15〕，因此pH 的選取還應視具（jù）體水質而定：對於含砷廢水，pH 應在7.5 左右〔9〕；去除Cr3+的pH 應在5.0 左右〔16〕；去除（chú） F- 的pH 宜（yí）在6.0 左右〔17〕；去（qù）除染料分子的pH 約8.5 等〔18〕。Wei Wan 等〔15〕研究了不同pH 對電絮凝法去除飲用水中砷的影響，其采用鐵棒陽極，當As （Ⅴ） 的初始質量濃度為0.1 mg/L，pH=7 時，電解15 min 後As（Ⅴ）的質量濃度降到了（le）0.001 mg/L；而當（dāng）pH=9 時，電（diàn）解120 min 後（hòu）As（Ⅴ）的質量濃度（dù）降至0.001 mg/L。S. Vasudevan 等〔19〕研究了（le）pH 對電絮凝處理飲用水中磷的影響，結果表明，除磷率與pH 有密切的關係，當pH=6.5 時除磷（lín）率可達 98%，當pH=12 時除磷率僅為60%。

2.3 電解質的影響

廢水電導率低會增加電絮凝處理時的能耗和（hé）導致電極過度極化，降低除汙效率和電極（jí）壽（shòu）命。因此，可采用向廢水中投加（jiā）合適（shì）的強電解質，通過提高水體電導率（lǜ）來提高電絮凝效率並降低能耗的方法〔9, 19, 20〕。

當電（diàn）解質中含Cl- 時（shí）有利於電絮凝法處理（lǐ）廢水，Cl- 在陽極能生成具有強氧化性和漂白性的（de）Cl2 和HClO，可將水（shuǐ）中的有機物氧化降解（jiě），並去除色度；同時（shí），由於Cl- 半（bàn）徑小、穿透能力強，易吸附於陽極並與（yǔ）金屬形成可溶性化合物，因此可（kě）使電極表麵（miàn）的鈍化膜穿孔破裂，加速金屬鈍化層的溶解。G. Mouedhen 等〔4〕在含Ni2+、Cu2+、Zn2+ 的廢水中加入 NaCl 來降低槽壓和抑（yì）製陽極鈍化（huà），當NaCl 質量濃度從0 增加到100 mg/L 時，槽壓從42 V 降低到7 V，同時陽極鈍化膜出現明顯點蝕痕跡。另外，J. L. Trompette 等〔21〕采用鋁陽（yáng）極處理pH=8.0、COD 為800 mg/L 的廢水，加（jiā）入銨（ǎn）鹽增加電導率並緩衝pH，電解 16 min，NH4Cl 作電解質的COD 去除率為84%；電解30 min，（NH4）2SO4 作電（diàn）解質的COD 去除率僅 60%。然（rán）而（ér），I. Heidmann 等〔22〕的研究也（yě）表明，在電解（jiě）有機廢水時，氯能與有（yǒu）機物發生氯化反應生成高毒性的有機氯化物，增強廢水毒性。J. L. Trompette 等〔21〕報導SO42- 也能增加廢水的電導率，但由於 SO42- 對Al3+有保護（hù）作用，不利於絮凝劑的生（shēng）成，因此處理含SO42- 的廢（fèi）水時能耗較高，除汙效（xiào）率偏低。N. Daneshvar 等〔18〕研究表明：當廢水中含（hán）有HCO3-、 SO3 2- 時，易和金屬（shǔ）陽離子（zǐ）生成沉澱附著在電極表麵，降（jiàng）低電絮凝效率，而廢水中含Cl- 時可水解產生 HCl、HClO，抑製碳酸鹽和亞硫（liú）酸鹽沉澱的生成。

2.4 電流密度的影響

電絮（xù）凝過程中極（jí）板溶出（chū）、絮凝和氣浮作用的動（dòng）力來源於電（diàn）流，通常電流密度大電絮凝效率就高。陳男等〔23〕采用電絮凝法處理廢水中的總磷（TP），原水 TP 為2.5~3.5 mg/L，電流密（mì）度（dù）分（fèn）別為（wéi）10、20 A/ m2 時，出水TP 分別為0.98、1.76 mg/L；而當電流密度提（tí）高到（dào）40 A/ m2 時，出水TP 則大幅（fú）降低到0.06 mg/L；電流密度提高到100 A/ m2 時，出水TP 不能檢出。然而電（diàn）流（liú）密度過大易引起電極過度極化，加速電（diàn）極鈍化和增加槽壓（yā），引起更多的副反應〔18〕：陽極產生過多的金屬陽離子，影響絮凝劑的生成；陰極析氫過多，幹（gàn）擾和削弱絮凝作用。

2.5 電場施加方式的影響

目前研（yán）究有效抑製極板鈍化的方法是采（cǎi）用脈衝電（diàn）流替代（dài）直流電流，降低（dī）電解極化的方法為極板換相。脈衝電流產生的電解間歇期可使電解出的金屬離子與水體中的 OH- 充分反應，生成絮凝（níng）劑並隨水流遷出電極區，從而（ér）減少金屬離子氧化成（chéng）膜（mó）的幾（jǐ）率。極板換相可周期性更換極化方向，破壞固定極化區域並有效抑製鈍化。朱小梅等〔24〕用（yòng）電絮凝（níng）法處理電鍍廢水，考（kǎo）察（chá）了將直流電流改為脈衝電流對電鍍廢水中總鉻去除的影響，結果表明脈衝（chōng）電流的（de）除鉻率比（bǐ）直流電流的高6.27%，能耗（hào）比直流電流的低65.2%，並（bìng）減少鈍化。Xu Zhao 等〔17〕研究了電絮凝法去除廢（fèi）水中的As（Ⅲ）和 F-，研究表明每15 min 極板換相能有效抑製（zhì）鋁（lǚ）和鐵電（diàn）極表麵的鈍化（huà）層（céng）厚度。

2.6 物化協同技術的影響

近年來，有研究人員采用部分物化法協同電絮凝法的方式處理廢水，用來提（tí）高對重金（jīn）屬離子、有機汙染物的去除率。繆（miù）娟等〔25〕研究了超聲協同（tóng）鈦鐵雙（shuāng）陽極電化學法降解廢水中酚的過程，該過程集陽極催化（huà）氧化、超聲空化和電絮凝為一體（tǐ），在電流密度為 250 A/ m2，超聲功（gōng）率為0.6 kW，反應時間為1 h 條件下，酚（fēn）在（zài）鐵陽（yáng）極係統降解55.6%，而在鈦鐵雙（shuāng）陽極（jí）係統則降解（jiě）76.2%。黃永茂〔26〕研究了電（diàn）絮凝法耦合 H2O2 氧化法處（chù）理含鄰苯二甲酸二（èr）甲酯（DMP）廢水（shuǐ）的情況，該技術將電（diàn）Fenton 反應、電絮凝和電氣浮結（jié）合，實現了對DMP 的有效去除。

3 電絮凝法（fǎ）的應用

電絮凝技術可（kě）處理電鍍、印染、製藥、製革、造紙等多種行業廢（fèi）水，目標汙染物包括鉻、磷（lín）、氟、染料等。

3.1 含重金屬廢水的（de）處理

線路板、製革、染料等行業排放的廢水含大量（liàng）重金屬離子（zǐ），如Cr6+、Cu2+、Ni2+等〔22〕，都可以通過電絮凝技術進行有效去除。以除鉻為例，電絮凝法通常（cháng）采用鐵電極，通（tōng）過利用Fe2+或Fe 的（de）還原作用〔27〕將Cr6+還原為毒性較低（dī）的Cr3+，並與 OH- 反應生成沉澱或被原（yuán）位生成的絮凝劑吸（xī）附，同時Fe2+被氧化為Fe3+。A. K. Golder 等〔20〕電絮（xù）凝法（fǎ）間歇處理廢水中的Cr3+，使用的是不鏽鋼電極（jí），其中極板間距22 mm，反應器容積0.8 L，Cr3+初始質量濃度（dù）1 000 mg/L，NaCl 質量濃度1 000 mg/L，pH=3.4，電（diàn）流（liú）密度487.8 A/ m2，反應 40 min，Cr3+質量濃度降至2.0 mg/L。

在電絮凝技術工（gōng）程（chéng）化方麵，F. R. Espinoza - Quiňones 等〔28〕將其應用到巴西托萊多地區一個皮革製造廠排放的含（hán）Cr6+廢水的處理中，工程采（cǎi）用鐵電極，反應器容積5 L，電極（jí）尺寸7 cm×14 cm×0.15 cm，極板有效（xiào）表（biǎo）麵積80.5 c m2，pH=7.8，電流密度680 A/ m2，鉻質量濃度44 mg/L。經電解30 min 處（chù）理，除鉻率接近100% ，達到巴西環境排放標準（≤0.5 mg/L），處理1 m3 廢水的（de）運行成本為1.7 美元。

3.2 廢水除磷

廢水（shuǐ）中的磷多以PO23-、PO33-、P2O7 4- 和PO3- 的形式存在，當廢（fèi）水加熱至90 ℃以上，4 種磷酸根離子會通過一係列反應變成PO43-，此時可（kě）與電絮凝陽極溶出的Al3+、Fe3+反應生（shēng）成難溶的AlPO4 和FePO4 而（ér）被除去。其（qí）中PO33- 最難去除，在工況中投加生石灰（huī）可提高PO33- 的（de）去除率，但泥量大。馮爽等〔29〕采用電絮（xù）凝法去除二級處理出水中（zhōng）的磷，原水磷（以PO43- 計） 質量濃度（dù）3 mg/L，電（diàn）解槽容積4 L，鐵極板尺寸 10 cm×15 cm×1 mm，極（jí）板間距（jù）1.5 cm，電流0.31 A，曝氣，電解8 min 後磷去除率可達約（yuē）80%，出水磷質量濃度降至0.68 mg/L。另外，廢水酸度對磷去除率有明顯影響，堿性條件下有助於磷的去除，而在酸性條件下能顯著降低磷的去除率，這是因（yīn）為當廢水呈酸性時（shí），大量的金屬氫氧化物絮凝（níng）劑和難溶的 AlPO4 和FePO4 會被溶（róng）解，明顯降（jiàng）低（dī）除汙（wū）效率。在工（gōng）程化方麵，M. A. Rodrigo 等〔30〕采用電（diàn）絮凝技術去除生（shēng）活汙水中的磷，水源來（lái）自城市（shì）汙水處理站，極板有（yǒu）效麵積100 c m2，極板間距9 mm，pH=4.5，電導率0.75 mS/cm，電流密度10 A/ m2，每次處理廢水5 d m3，當通電量為25 A·h/ m3，能耗為4.5 kW·h/ m3 時，該（gāi）汙水中磷的去除（chú）率接近100%。

3.3 廢水除氟

目前（qián），有關電絮凝法去除水（shuǐ）體中 F- 的報道存在（zài）兩種（zhǒng）機理（lǐ）：F-與絮凝劑中 OH-的置換反應和（hé） F-與金屬陽離子反應生成沉澱（diàn）。M. M. Emamjomeh 等〔31〕研究表明，F- 置換Aln（OH）m （3n-m）中的 OH-從而（ér）被去除。而N. Mameri 等〔32〕研究表明，F- 與 Al3+ 反應生成 AlF6 3-，再與Na+反應生成（chéng）沉澱，從而將氟從水中除去。在電（diàn）絮凝效果方（fāng）麵，V. Khatibikamal 等〔33〕采用（yòng）鋁板雙極模（mó）式處理初始質量濃（nóng）度為5 mg/L 的含 F-廢水，電解（jiě）5 min F-質量濃度可迅速降至0.35mg/L。在工程應用（yòng）方麵，劉峰彪（biāo）等〔34〕采用電絮（xù）凝法處理北京（jīng）某地區（qū）地（dì）熱水中（zhōng）的（de）氟，並增加濾柱，F-質量濃度（dù）為 7.5 mg/L，選用鋁板（bǎn）電極，板間距（jù）0.5 cm，pH=7.1，電導率0.48 mS/cm，水溫30~40 ℃，電流密（mì）度10 A/ m2，電絮凝30 min，能耗為2.13 kW·h/t 時（shí），出水 F-質量濃度可達到飲用水對 F-質量濃度的要求（0.5~1.0 mg/L）。另外，當水體（tǐ）中存在PO43- 時，由於（yú）PO43- 的水解（jiě），水體呈強（qiáng）堿（jiǎn）性，從而促進Al（OH）3 水解成 Al（OH）4-，致使絮凝劑喪失（shī）除氟能力；當水（shuǐ）體中存在 SO42- 時也（yě）對電絮凝除氟有不利影響，但其影響機製尚不清楚，有待深入研究〔35〕。

3.4 染料廢水的處理

電絮凝法處理（lǐ）染料廢水時，有機染料分子可直（zhí）接被原位絮凝劑（jì）吸附或被陽極直接氧化，也可能（néng）被陽極產生的氧化劑如O2、H2O2（可與Fe2+組成Fenton 試劑）等間接氧（yǎng）化，降解為小分子化合物，再被絮凝劑吸附去除（chú）。由於染料分子大部分帶負電，而絮凝劑帶正（zhèng）電，因而吸附（fù）是以靜（jìng）電吸附為主。另外，廢水的 pH 對（duì）反應過程的影響很大〔36〕，在（zài）pH 小於6.5 時，電絮凝法處理染料廢水以化學沉澱（diàn）反應為主（zhǔ）；pH 超過 6.5 時，電絮凝（níng）法處理染料廢水以吸附反應為主。

Huijuan Liu 等〔36〕采用鋁板單極模式處理酸（suān）性紅-14 染料（liào），電流密度80 A/ m2，pH 為6~9，電解（jiě）4 min 後，COD 和色度的去除率分別為85%、95%，而該研究（jiū）還表明單極模式對（duì）色度的去除率高於雙極模式，其原因尚不明晰，有待深入研究。

4 展望

綜上所（suǒ）述，電（diàn）絮凝法的研究及工藝已應用於各種水體的（de）淨化和處（chù）理。由於其原位產生絮凝劑的特點，因此具有活性（xìng）高、易操控、泥量低等優點。但電絮凝技術存在電極易鈍化和極化、運行（háng）成本較高等問題，仍限製（zhì）其發展，相關過程機理也尚未完全明晰。今後的研究還需對在電絮凝過程中電沉積、絮（xù）凝和氣浮等過程的（de）相互作用和增效機製進行深入（rù）解析〔2〕。另外（wài），因廢水水（shuǐ）質和目標汙染物（wù）屬性差異較大，針對各種複雜水質和汙染（rǎn）物的電絮凝工藝參數還需進行相應的（de）特征設計和優（yōu）化，甚（shèn）至可以通過耦合後續的（de）電氣浮（fú）等工藝以強化絮凝效果（guǒ），而目前還缺乏（fá）可以（yǐ）廣泛使用的（de）數據（jù）模型〔37〕來對電絮凝反應器進行標準化設計並（bìng）製造各種模塊化集成設備。再者，與其（qí）他物化技術耦合以提（tí）高汙染物去除（chú）率和擴展廢水處理種類的相關研究也亟待開展。上述問題的解（jiě）決，將（jiāng）進一步推動（dòng）電絮凝法的發展（zhǎn）和實用化，使之成為廣泛使（shǐ）用（yòng）的廢水物化處理方法。