電絮電凝法處理廢水是利用鋁或鐵陽極溶出，原位生成高活性的多形態(tài)聚鋁或聚鐵絮凝劑，將水體中污染物微粒聚集成團(tuán)并沉降或氣浮分離的除污工藝〔1〕。電絮凝法具有效率高、泥量小并易于固液分離、無需外加藥劑、二次污染少、操控和設(shè)備維護(hù)簡單、易于自動(dòng)控制和zui終出水中總?cè)芄蹋═DS）小等優(yōu)勢，現(xiàn)已逐漸成為處理重金屬、氟離子以及染料等無機(jī)、有機(jī)廢水的有效方法。

電絮凝技術(shù)的歷史久遠(yuǎn)，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(shù)首先被德國人A. E. Dietrich 在美國申請，并用于船艙污水的處理〔2〕。由于早期電絮凝技術(shù)水平低、能耗高、處理廢水種類少，因此在以后很長的時(shí)間內(nèi)未得到廣泛應(yīng)用。近年來，隨著工業(yè)廢水類型的日益復(fù)雜和對小型廢水處理集成設(shè)備的需求增加，電絮凝技術(shù)逐漸成為研究熱點(diǎn)，其中對電絮凝劑原位生成及其絮凝機(jī)理的深入解析，各種因素對絮凝效率及電極極化和鈍化的影響機(jī)制，電絮凝法對更多類型廢水處理的嘗試，以及電絮凝技術(shù)耦合電氣浮等物化工藝提高整體處理效率等是該領(lǐng)域主要的研究方向。

1 電絮凝技術(shù)處理廢水的原理
 
電絮凝法是將絡(luò)合吸附與氧化還原、酸堿中和、氣浮分離結(jié)合起來的處理工藝。M. Y. A. Mollah 等〔3〕研究電絮凝機(jī)理表明，帶正電的絮凝劑與污染物顆粒通過靜電引力和范德華力，絡(luò)合聚集成團(tuán)，生成可沉降的絮凝體而去除。有機(jī)分子可通過陽極氧化分解成小分子而易于被絮凝劑吸附，染料和溶解態(tài)的金屬離子則可通過陰極的電還原沉積作用與水體分離。廢水呈堿性時(shí)，陽極溶出產(chǎn)生的金屬離子經(jīng)水解和絡(luò)合作用消耗了廢水中過多的 OH-，使pH 下降；而對于酸性廢水，金屬氫氧化物和陰極電解水產(chǎn)生的 OH- 能消耗廢水中H+，使pH 上升，因而，電絮凝有中和酸堿的作用〔4〕。另外，當(dāng)處理含油廢水等形成的絮體微輕、難沉降時(shí)，還可利用陰極析氫或耦合后續(xù)電氣浮工藝，由電解水產(chǎn)生的O2 和H2（直徑不超過60 μm，遠(yuǎn)小于加壓氣泡粒徑）在上浮過程中將微輕絮體帶至水面達(dá)到分離目的，而該過程無需外投PAM 等試劑和處理絮凝污泥。電氣浮還兼具一定電氧化去除COD 的功能。

電絮凝法是一個(gè)復(fù)雜的物化技術(shù)，其核心內(nèi)容是絮凝劑的生成。對于Al 陽極，電解產(chǎn)生的Al3+在水中迅速以水合離子Al（H2O）6 3+的形態(tài)存在，隨后很快水解失去H+ ，形成一系列單核絡(luò)合物，如 Al（H2O）5OH2+、Al（H2O）4（OH）2+、Al（H2O）3（OH）3 等。由于羥基鋁離子增多，剩余孤對電子，羥基配位能力未飽和，可與另一個(gè)鋁離子逐漸聚合為羥基橋聯(lián)結(jié)構(gòu)，形成兩個(gè)羥基鍵橋，從而由單核鋁的絡(luò)合物緩慢聚合成表面富含羥基的多核高分子網(wǎng)狀聚合物 Alm（H2O ）x（OH ）n （3m-n），如Al2（H2O ）8（OH）2 4+、 Al16（H2O）24（OH）36 12+ 等，并zui終轉(zhuǎn)化成無定形的〔Al（OH）3〕n 絮凝劑。A. Sarpola 等〔5〕通過質(zhì)譜分析證實(shí)了有超過80種單價(jià)鋁核陽離子（Al2~13）和19 種多價(jià)鋁核陽離子（Al10~27）存在，另外，還發(fā)現(xiàn)超過45 種單價(jià)鋁核陰離子（Al1~12） 和9 種多價(jià)鋁核陰離子（Al10~32），而鋁絮凝劑的聚合度zui多可達(dá)32 個(gè)鋁。另外，除上述高分子網(wǎng)狀聚合物Alm（H2O）x（OH） n （3m-n） 外，還會(huì)生成一些氧化鋁合氫氧根的大分子聚合物，如Al13O4（OH）24 7+等，或當(dāng)水體中含有NaCl 電解質(zhì)時(shí)，還會(huì)生成一些被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。一般地，聚合度與絮凝效率呈正相關(guān)，吳珍等〔6〕研究表明30 個(gè)鋁的聚合比13 個(gè)鋁的聚合的吸附和架橋作用強(qiáng)，而且有更寬的有效投量范圍。通常，低聚合度絮凝劑是通過吸附作用去除污染物粒子；而高聚合度絮凝劑則因表面積大、表面基團(tuán)多，對污染物粒子通過網(wǎng)捕包覆去除，但高聚合度的絮凝劑，產(chǎn)生的后續(xù)污泥量較大，增加了處置成本。

對于Al 陽極，電絮凝劑的生成過程還受pH、 Al3+濃度、水體成分、停留時(shí)間、水流方式和氣泡生成速率等因素的影響。

一般情況下，鋁絮凝劑在弱堿性條件下能快速聚合，但由于*的兩性特征，pH 過高時(shí)聚鋁又易解離成Al（OH）4-。Jinming Duan 等〔7〕的研究表明，鋁絮凝劑在除污過程中根據(jù)pH 與絮凝劑量的不同存在兩種機(jī)理：pH 低于6.5 時(shí)，溶解的Al3+濃度小于60 μmol，Al3+在水中以水合態(tài)Al（H2O）6 3+和帶正電的單核Al（H2O）5（OH）2+、Al（H2O）4（OH）2+絮凝劑的形式存在，其主要通過電荷中和作用對帶負(fù)電污染物進(jìn)行去除；pH 超過6.5 時(shí)，溶解的Al3+濃度大于60 μmol，Al3+在水中以無定形的〔Al（OH）3〕n 絮凝劑的形式存在，其通過直接吸附去除污染物。當(dāng)水體有硫酸鹽時(shí)，吸附在Alm（H2O）x（OH） n （3m-n）上的SO4 2- 由于氫鍵和電荷的吸引作用〔8〕可促進(jìn)更多的高分子網(wǎng)狀聚合物連接起來zui終形成無定形的〔Al（OH）3〕n 絮凝劑。

Al3+在水體中的停留時(shí)間越長，與 OH- 水化越充分，聚鋁的聚合度和產(chǎn)量就越大，越有利于后續(xù)除污，但停留時(shí)間過長會(huì)降低電絮凝的時(shí)空效率。電絮凝法通常采用序批間歇式或循環(huán)流動(dòng)式的水流設(shè)置來保證金屬離子的水化聚合及絮凝過程的*和。

陰極析氫反應(yīng)會(huì)產(chǎn)生微氣泡，當(dāng)其生成速率很高時(shí)，會(huì)擾亂金屬離子的聚合，絮凝劑生成慢且聚合度和致密度小。

對于鐵陽極，隨pH 變化溶出的鐵離子會(huì)發(fā)生氧化還原反應(yīng)和水解、聚合等復(fù)雜過程。D. Lakshmanan 等〔1〕研究了鐵陽極的氧化情況，發(fā)現(xiàn)鐵陽極溶出的 Fe2+在pH 為6.5~7.5 時(shí)較少發(fā)生氧化，并且在低DO 濃度下保持可溶性Fe2+狀態(tài)，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(shí)，F(xiàn)e2+會(huì)迅速氧化成Fe3+并水解為Fe（OH）3/ FeOOH，其間Fe3+在水中主要以水合態(tài)Fe（H2O）6 3+的形式存在，當(dāng)遇到水中的—OH 時(shí)會(huì)水解成一系列單核水解產(chǎn)物Fe（H2O）5（OH）2+、Fe（H2O）4（OH）2+等。同樣這些單核水解產(chǎn)物由于羥基的配位數(shù)未達(dá)飽和，在相鄰羥基的鍵橋作用下可聚合成大分子聚合物并zui終形成γ-FeOOH 沉淀。鐵絮凝劑生長的快慢主要由鐵溶出速率和pH 決定，在鐵溶出速率一定時(shí)，pH 在6~10 有利于γ-FeOOH 的生成。如D. Lakshmanan 等〔9〕在電絮凝除砷的研究中發(fā)現(xiàn)，電解 2 min 后，在pH=8.5 的水體中，F(xiàn)e3+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，還要解決電極鈍化和電解極化等問題，保證電流效率和絮凝效果，控制槽壓和能耗。電極鈍化主要由陽極溶出產(chǎn)生的金屬離子氧化成膜并附著于陽極引起〔10〕；電解極化則包括濃差極化、電化學(xué)極化和金屬陽極表面極化。

2.1 極板的影響
 
通常鐵電極產(chǎn)生的絮體粒徑小、沉淀密實(shí)、沉降快，但出水因含F(xiàn)e3+而顯黃色，斷電時(shí)電極易繼續(xù)銹蝕。而鋁電極產(chǎn)生絮體速度快、無色度生成、絮體顆粒大且吸附能力強(qiáng)，但沉淀松散、沉降緩慢不利于后續(xù)處理，另外對于含油廢水，鋁電極去除COD 的效率略低于鐵電極〔11〕，這可能與溶解態(tài)的Fe3+具有一定氧化性有關(guān)。鋁、鐵極板聯(lián)用還可提高絮凝效果， I. Heidmann 等〔12〕研究了鋁-鐵組合電極對廢水中 Ni2+、Cu2+、Cr6+的電絮凝效果（三者初始質(zhì)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于單獨(dú)使用鋁或鐵電極，其中鋁-鐵組合、鋁、鐵電極對Cr6+的去除率分別為99%、 85%、47%。

板間距從時(shí)空關(guān)系上影響著電絮凝劑生長和后續(xù)絮凝效果。通常適宜的極板間距為0.5~2.5 cm，極板厚度是1~2 mm，板間距過大或過小均不利于提高電絮凝效率和降低能耗。I. Zongo 等〔13〕在研究電絮凝技術(shù)去除工業(yè)廢水中鉻（Ⅵ）的實(shí)驗(yàn)時(shí)發(fā)現(xiàn)，電極間距以2.0 cm 為宜，間距過大則導(dǎo)致電解效率低和電解時(shí)間長，濃差極化增加；而板間距過小，易發(fā)生短路和絮團(tuán)在極板間的堵塞。

極板的布置和水體流態(tài)也會(huì)影響傳質(zhì)效率。通常，極板的排布方式可分為單極和雙極模式，如圖圖 1 、圖 2 所示。

 

圖 1 電絮凝序列電極單極模式反應(yīng)裝置  

單極模式下所有極板均與導(dǎo)線相連； 而雙極模式僅兩端的極板與電源相連以提供極化電場而不溶出，中間的極板靠極化作用溶解，不僅易于更換，還實(shí)現(xiàn)了電絮凝和電浮選的結(jié)合。

原水的流向也會(huì)影響電絮凝效率，原水在極板間的流向可分為整體推流式和沿著極板組成的渠道呈現(xiàn)的折流式，后者可提供更長的停留時(shí)間；原水在整個(gè)電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。

 

圖 2 電絮凝雙極模式反應(yīng)裝置   

2.2 pH 的影響
 
廢水pH 會(huì)影響絮凝劑的生成和除污效率。聚鋁或聚鐵絮凝劑在較高pH 下吸附架橋能力會(huì)更強(qiáng)，混凝效果更好〔14〕。一般情況下，pH 過低不利于絮凝劑的生成，另一方面，在強(qiáng)堿性條件下，鋁或鐵的氫氧化物又會(huì)溶解，抑制其聚合生成絮凝劑。因此通常電絮凝劑生長適宜的pH 為中性或弱堿性（pH 在 6~10）。然而，pH 還影響污染物和絮凝劑表面電荷的分布，而各種絮凝劑在水中等電位所對應(yīng)pH 不同〔15〕，因此pH 的選取還應(yīng)視具體水質(zhì)而定：對于含砷廢水，pH 應(yīng)在7.5 左右〔9〕；去除Cr3+的pH 應(yīng)在5.0 左右〔16〕；去除 F- 的pH 宜在6.0 左右〔17〕；去除染料分子的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(dāng)As （Ⅴ） 的初始質(zhì)量濃度為0.1 mg/L，pH=7 時(shí)，電解15 min 后As（Ⅴ）的質(zhì)量濃度降到了0.001 mg/L；而當(dāng)pH=9 時(shí)，電解120 min 后As（Ⅴ）的質(zhì)量濃度降至0.001 mg/L。S. Vasudevan 等〔19〕研究了pH 對電絮凝處理飲用水中磷的影響，結(jié)果表明，除磷率與pH 有密切的關(guān)系，當(dāng)pH=6.5 時(shí)除磷率可達(dá) 98%，當(dāng)pH=12 時(shí)除磷率僅為60%。

2.3 電解質(zhì)的影響
 
廢水電導(dǎo)率低會(huì)增加電絮凝處理時(shí)的能耗和導(dǎo)致電極過度極化，降低除污效率和電極壽命。因此，可采用向廢水中投加合適的強(qiáng)電解質(zhì)，通過提高水體電導(dǎo)率來提高電絮凝效率并降低能耗的方法〔9, 19, 20〕。

當(dāng)電解質(zhì)中含Cl- 時(shí)有利于電絮凝法處理廢水，Cl- 在陽極能生成具有強(qiáng)氧化性和漂白性的Cl2 和HClO，可將水中的有機(jī)物氧化降解，并去除色度；同時(shí)，由于Cl- 半徑小、穿透能力強(qiáng)，易吸附于陽極并與金屬形成可溶性化合物，因此可使電極表面的鈍化膜穿孔破裂，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 來降低槽壓和抑制陽極鈍化，當(dāng)NaCl 質(zhì)量濃度從0 增加到100 mg/L 時(shí)，槽壓從42 V 降低到7 V，同時(shí)陽極鈍化膜出現(xiàn)明顯點(diǎn)蝕痕跡。另外，J. L. Trompette 等〔21〕采用鋁陽極處理pH=8.0、COD 為800 mg/L 的廢水，加入銨鹽增加電導(dǎo)率并緩沖pH，電解 16 min，NH4Cl 作電解質(zhì)的COD 去除率為84%；電解30 min，（NH4）2SO4 作電解質(zhì)的COD 去除率僅 60%。然而，I. Heidmann 等〔22〕的研究也表明，在電解有機(jī)廢水時(shí)，氯能與有機(jī)物發(fā)生氯化反應(yīng)生成高毒性的有機(jī)氯化物，增強(qiáng)廢水毒性。J. L. Trompette 等〔21〕報(bào)導(dǎo)SO42- 也能增加廢水的電導(dǎo)率，但由于 SO42- 對Al3+有保護(hù)作用，不利于絮凝劑的生成，因此處理含SO42- 的廢水時(shí)能耗較高，除污效率偏低。N. Daneshvar 等〔18〕研究表明： 當(dāng)廢水中含有HCO3-、 SO3 2- 時(shí)，易和金屬陽離子生成沉淀附著在電極表面，降低電絮凝效率，而廢水中含Cl- 時(shí)可水解產(chǎn)生 HCl、HClO，抑制碳酸鹽和亞硫酸鹽沉淀的生成。

2.4 電流密度的影響
 
電絮凝過程中極板溶出、絮凝和氣浮作用的動(dòng)力來源于電流，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，電流密度分別為10、20 A/ m2 時(shí)，出水TP 分別為0.98、1.76 mg/L；而當(dāng)電流密度提高到40 A/ m2 時(shí)，出水TP 則大幅降低到0.06 mg/L；電流密度提高到100 A/ m2 時(shí)，出水TP 不能檢出。然而電流密度過大易引起電極過度極化，加速電極鈍化和增加槽壓，引起更多的副反應(yīng)〔18〕：陽極產(chǎn)生過多的金屬陽離子，影響絮凝劑的生成；陰極析氫過多，干擾和削弱絮凝作用。

2.5 電場施加方式的影響
 
目前研究有效抑制極板鈍化的方法是采用脈沖電流替代直流電流，降低電解極化的方法為極板換相。脈沖電流產(chǎn)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(yīng)，生成絮凝劑并隨水流遷出電極區(qū)，從而減少金屬離子氧化成膜的幾率。極板換相可周期性更換極化方向，破壞固定極化區(qū)域并有效抑制鈍化。朱小梅等〔24〕用電絮凝法處理電鍍廢水，考察了將直流電流改為脈沖電流對電鍍廢水中總鉻去除的影響，結(jié)果表明脈沖電流的除鉻率比直流電流的高6.27%，能耗比直流電流的低65.2%，并減少鈍化。Xu Zhao 等〔17〕研究了電絮凝法去除廢水中的As（Ⅲ）和 F-，研究表明每15 min 極板換相能有效抑制鋁和鐵電極表面的鈍化層厚度。

2.6 物化協(xié)同技術(shù)的影響
 
近年來，有研究人員采用部分物化法協(xié)同電絮凝法的方式處理廢水，用來提高對重金屬離子、有機(jī)污染物的去除率。繆娟等〔25〕研究了超聲協(xié)同鈦鐵雙陽極電化學(xué)法降解廢水中酚的過程，該過程集陽極催化氧化、超聲空化和電絮凝為一體，在電流密度為 250 A/ m2，超聲功率為0.6 kW，反應(yīng)時(shí)間為1 h 條件下，酚在鐵陽極系統(tǒng)降解55.6%，而在鈦鐵雙陽極系統(tǒng)則降解76.2%。黃永茂〔26〕研究了電絮凝法耦合 H2O2 氧化法處理含鄰苯二甲酸二甲酯（DMP）廢水的情況，該技術(shù)將電Fenton 反應(yīng)、電絮凝和電氣浮結(jié)合，實(shí)現(xiàn)了對DMP 的有效去除。

3 電絮凝法的應(yīng)用
 
電絮凝技術(shù)可處理電鍍、印染、制藥、制革、造紙等多種行業(yè)廢水，目標(biāo)污染物包括鉻、磷、氟、染料等。

3.1 含重金屬廢水的處理
 
線路板、制革、染料等行業(yè)排放的廢水含大量重金屬離子，如Cr6+、Cu2+、Ni2+等〔22〕，都可以通過電絮凝技術(shù)進(jìn)行有效去除。以除鉻為例，電絮凝法通常采用鐵電極，通過利用Fe2+或Fe 的還原作用〔27〕將Cr6+還原為毒性較低的Cr3+，并與 OH- 反應(yīng)生成沉淀或被原位生成的絮凝劑吸附，同時(shí)Fe2+被氧化為Fe3+。A. K. Golder 等〔20〕電絮凝法間歇處理廢水中的Cr3+，使用的是不銹鋼電極，其中極板間距22 mm，反應(yīng)器容積0.8 L，Cr3+初始質(zhì)量濃度1 000 mg/L，NaCl 質(zhì)量濃度1 000 mg/L，pH=3.4，電流密度487.8 A/ m2，反應(yīng) 40 min，Cr3+質(zhì)量濃度降至2.0 mg/L。

在電絮凝技術(shù)工程化方面，F(xiàn). R. Espinoza - Quiňones 等〔28〕將其應(yīng)用到巴西托萊多地區(qū)一個(gè)皮革制造廠排放的含Cr6+廢水的處理中，工程采用鐵電極，反應(yīng)器容積5 L，電極尺寸7 cm×14 cm×0.15 cm，極板有效表面積80.5 c m2，pH=7.8，電流密度680 A/ m2，鉻質(zhì)量濃度44 mg/L。經(jīng)電解30 min 處理，除鉻率接近* ，達(dá)到巴西環(huán)境排放標(biāo)準(zhǔn)（≤0.5 mg/L），處理1 m3 廢水的運(yùn)行成本為1.7 美元。

3.2 廢水除磷
 
廢水中的磷多以PO23-、PO33-、P2O7 4- 和PO3- 的形式存在，當(dāng)廢水加熱至90 ℃以上，4 種磷酸根離子會(huì)通過一系列反應(yīng)變成PO43-，此時(shí)可與電絮凝陽極溶出的Al3+、Fe3+反應(yīng)生成難溶的AlPO4 和FePO4 而被除去。其中PO33- zui難去除，在工況中投加生石灰可提高PO33- 的去除率，但泥量大。馮爽等〔29〕采用電絮凝法去除二級(jí)處理出水中的磷，原水磷（以PO43- 計(jì)） 質(zhì)量濃度3 mg/L，電解槽容積4 L，鐵極板尺寸 10 cm×15 cm×1 mm，極板間距1.5 cm，電流0.31 A，曝氣，電解8 min 后磷去除率可達(dá)約80%，出水磷質(zhì)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，堿性條件下有助于磷的去除，而在酸性條件下能顯著降低磷的去除率，這是因?yàn)楫?dāng)廢水呈酸性時(shí)，大量的金屬氫氧化物絮凝劑和難溶的 AlPO4 和FePO4 會(huì)被溶解，明顯降低除污效率。在工程化方面，M. A. Rodrigo 等〔30〕采用電絮凝技術(shù)去除生活污水中的磷，水源來自城市污水處理站，極板有效面積100 c m2，極板間距9 mm，pH=4.5，電導(dǎo)率0.75 mS/cm，電流密度10 A/ m2，每次處理廢水5 d m3，當(dāng)通電量為25 A·h/ m3，能耗為4.5 kW·h/ m3 時(shí)，該污水中磷的去除率接近*。

3.3 廢水除氟
 
目前，有關(guān)電絮凝法去除水體中 F- 的報(bào)道存在兩種機(jī)理： F-與絮凝劑中 OH-的置換反應(yīng)和 F-與金屬陽離子反應(yīng)生成沉淀。M. M. Emamjomeh 等〔31〕研究表明，F(xiàn)- 置換Aln（OH）m （3n-m）中的 OH-從而被去除。而N. Mameri 等〔32〕研究表明，F(xiàn)- 與 Al3+ 反應(yīng)生成 AlF6 3-，再與Na+反應(yīng)生成沉淀，從而將氟從水中除去。在電絮凝效果方面，V. Khatibikamal 等〔33〕采用鋁板雙極模式處理初始質(zhì)量濃度為5 mg/L 的含 F-廢水，電解5 min F-質(zhì)量濃度可迅速降至0.35mg/L。在工程應(yīng)用方面，劉峰彪等〔34〕采用電絮凝法處理北京某地區(qū)地?zé)崴械姆?，并增加濾柱，F(xiàn)-質(zhì)量濃度為 7.5 mg/L，選用鋁板電極，板間距0.5 cm，pH=7.1，電導(dǎo)率0.48 mS/cm，水溫30~40 ℃，電流密度10 A/ m2，電絮凝30 min，能耗為2.13 kW·h/t 時(shí)，出水 F-質(zhì)量濃度可達(dá)到飲用水對 F-質(zhì)量濃度的要求（0.5~1.0 mg/L）。另外，當(dāng)水體中存在PO43- 時(shí)，由于PO43- 的水解，水體呈強(qiáng)堿性，從而促進(jìn)Al（OH）3 水解成 Al（OH）4-，致使絮凝劑喪失除氟能力；當(dāng)水體中存在 SO42- 時(shí)也對電絮凝除氟有不利影響，但其影響機(jī)制尚不清楚，有待深入研究〔35〕。

3.4 染料廢水的處理
 
電絮凝法處理染料廢水時(shí)，有機(jī)染料分子可直接被原位絮凝劑吸附或被陽極直接氧化，也可能被陽極產(chǎn)生的氧化劑如O2、H2O2（可與Fe2+組成Fenton 試劑）等間接氧化，降解為小分子化合物，再被絮凝劑吸附去除。由于染料分子大部分帶負(fù)電，而絮凝劑帶正電，因而吸附是以靜電吸附為主。另外，廢水的 pH 對反應(yīng)過程的影響很大〔36〕，在pH 小于6.5 時(shí)，電絮凝法處理染料廢水以化學(xué)沉淀反應(yīng)為主；pH 超過 6.5 時(shí)，電絮凝法處理染料廢水以吸附反應(yīng)為主。

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

4 展望
 
綜上所述，電絮凝法的研究及工藝已應(yīng)用于各種水體的凈化和處理。由于其原位產(chǎn)生絮凝劑的特點(diǎn)，因此具有活性高、易操控、泥量低等優(yōu)點(diǎn)。但電絮凝技術(shù)存在電極易鈍化和極化、運(yùn)行成本較高等問題，仍限制其發(fā)展，相關(guān)過程機(jī)理也尚未*明晰。今后的研究還需對在電絮凝過程中電沉積、絮凝和氣浮等過程的相互作用和增效機(jī)制進(jìn)行深入解析〔2〕。另外，因廢水水質(zhì)和目標(biāo)污染物屬性差異較大，針對各種復(fù)雜水質(zhì)和污染物的電絮凝工藝參數(shù)還需進(jìn)行相應(yīng)的特征設(shè)計(jì)和優(yōu)化，甚至可以通過耦合后續(xù)的電氣浮等工藝以強(qiáng)化絮凝效果，而目前還缺乏可以廣泛使用的數(shù)據(jù)模型〔37〕來對電絮凝反應(yīng)器進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化設(shè)計(jì)并制造各種模塊化集成設(shè)備。再者，與其他物化技術(shù)耦合以提高污染物去除率和擴(kuò)展廢水處理種類的相關(guān)研究也亟待開展。上述問題的解決，將進(jìn)一步推動(dòng)電絮凝法的發(fā)展和實(shí)用化，使之成為廣泛使用的廢水物化處理方法。