通过曝气辅助交流电-电凝聚工艺实现工业废水处理的可持续方法

《Electrochemical Science Advances》：A Sustainable Approach to Industrial Wastewater Treatment Through Aerated-Assisted Alternating Current–Electrocoagulation Process

　　**摘要**

传统直流电电凝聚（DC-EC）在废水处理中的局限性包括电极钝化、高能耗以及产生大量污泥。交流电电凝聚（AC-EC）技术正是为了解决这些问题而开发的。本研究旨在比较几种曝气和电化学工艺在去除化学需氧量（COD）和颜色方面的效果。这些方法包括仅曝气、DC-EC、AC-EC以及曝气-直流/交流电凝聚（aerated-DC/AC-EC）。此外，该研究还评估了每种工艺相关的电能消耗（EEU）。实验结果表明，结合曝气和AC-EC的工艺在去除颜色方面的效率达到了100%，COD去除效率为95%，同时电能消耗仅为4.50 kWh m^-3，低于单独使用曝气、DC-EC或AC-EC的工艺。通过混合曝气-AC-EC方法，研究了关键操作参数对COD去除效率（%）和电能消耗（EEU）的影响。所研究的参数包括：电流密度0.75 A dm^-2、COD浓度3000 mg L^-1、脉冲占空比0.6、pH值7、处理时间2.5小时、电极间距1厘米、空气流速50 L min^-1以及电极组合Fe/Fe。本研究进一步考察并记录了曝气和AC-EC工艺的联合效果。结果表明，曝气-AC-EC方法在去除废水污染物方面具有较高的效率和效果，使其成为比其他替代方法更合适的选择。

**1 引言**

由于人口增长和城市化进程，以及水资源的严重污染，有机和无机污染物的浓度显著增加[1-4]。生活[3]、农业[5]和工业[6, 7]废水是水污染的最常见来源，给环境和水生生物带来了诸多问题。因此，废水再利用已成为迫切需求[8-10]。目前有多种修复方法可用于解决这一问题，包括离子交换、吸附技术、物理处理、化学处理、生物处理、超滤、反渗透和电凝聚（EC）[11, 12]。开发一种经济高效且环境友好的氢气（H2）生产方法至关重要。电凝聚是通过在含有不需要离子的溶液中传递电流来促进非自发化学反应的过程[2, 7, 13-15]。电化学技术被认为是一种有前景的有机污染物去除方法。电化学过程包括氧化、絮凝、还原、沉积和凝聚[2, 7, 13-15]。电凝聚是一种用于废水处理的电化学技术，因为它可以快速去除多种污染物（如有机物、悬浮颗粒、浊度、颜色以及重金属离子）[16-19]。电凝聚机制通过创建电化学电池（ECell）来实现氧化/还原反应，从而削弱或破坏水中的悬浮和溶解固体。ECell由两个电极组成，这两个电极连接到电源的正负端，被称为“牺牲电极”，并浸入待处理的废水中[20]。在电凝聚技术中，电位差是产生絮凝体的原因，这些絮凝体可以以金属氢氧化物的形式去除废水中的许多不需要的物质。在电凝聚过程中，牺牲阳极的电化学分解会不断产生离子。这些离子在水中自发溶解，形成各种絮凝物，包括金属氢氧化物沉淀物和其他金属离子[16-18]。电凝聚过程分为三个阶段：(i) 污染物的破坏；(ii) 不同电荷颗粒的聚集形成絮凝体；(iii) 电解物质的氧化形成絮凝物[16-18]。通常，电极由铝（Al）和铁（Fe）制成，因为这些材料具有丰富的可用性、低成本、无毒性和高氧化状态，从而能够更有效地去除污染物[3]。当ECell开始工作并施加电场时，阳极和阴极分别发生氧化和还原反应。电凝聚有许多优点：运行成本较低（能源、处理和维护费用）；不需要化学添加剂；修复时间短；设备要求简单；产生的污泥少；并且处理后的水无色无味[16-18]。然而，该方法也存在一些缺点。例如，电极表面形成的氧化层会降低电凝聚单元的效率[21]。传统上，电凝聚过程使用直流电（DC）来产生电流，但这受到高能耗和电极使用量的限制[22, 23]。使用DC可能会导致阴极上形成不透水的氧化层，干扰电流在电极之间的传输，增加阳极腐蚀并降低电凝聚性能[21]。此外，在高电流条件下，将交流电（AC）转换为直流电的成本很高。为了减少电极钝化并最大化电凝聚性能，建议定期交替使用阴极和阳极，并改变电极极性[23, 24]。近年来，有许多研究测试了交流电在电凝聚过程中的应用效果。根据Alimohammadi等人的研究[25]，在去除水中的氟化物（F^-）方面，交流电和极性反转电凝聚方法比直流电方法更有效。Bian等人[26]展示了使用直流电和交流电电化学技术处理高盐度污水的有效性。结果表明，使用交流电比直流电在保持相同处理效果的同时能降低能耗。Arabameri等人[24]比较了电凝聚系统在去除水溶液中的Ni2+时的直流电和交流电模式。在直流电和交流电模式下，平均残留镍含量分别为44.06 mg L^-1和43.91 mg L^-1，能耗分别为34.9 kWh kg^-1 Ni和29.2 kWh kg^-1 Ni，电极使用量分别为2.3 kg Al/kg Ni和1.2 kg Al/kg Ni。从传统的直流电凝聚转为交流电凝聚后，能耗降低了16%以上，电极使用量减少了47%。Karamati-Niaragh等人[27]分析了交流电和直流电对硝酸盐去除和运行成本的影响。研究表明，交流电在去除硝酸盐方面更有效，并且可以将运行成本降低40%。使用曝气和改进的电凝聚技术也证明了其合适的效率[28]。多项研究表明，带有曝气的电凝聚在去除化学需氧量（COD）方面比不带曝气的电凝聚更有效[29, 30]。在一项研究中，使用曝气电凝聚去除洗车废液中的COD、油和油脂时，观察到了更高的去除效率[31]。Niloufar Karimi等人[30]发现，曝气电凝聚与磁铁矿纳米粒子吸附的联合方法在去除纺织废水中的COD方面表现良好。Anuar等人[32]指出，曝气过程可以提高电凝聚过程中去除NH3-N和颜色的效果。Rusdianasari等人[33]通过结合电凝聚和曝气方法以及添加NaCl来处理渗滤液，并展示了他们的研究成果。当添加NaCl环境时，电凝聚与曝气过程效果显著。Khalifa等人[34]使用铝阳极在曝气和非曝气条件下处理合成油污废水，发现曝气池的去除效率比非曝气池高出约12%。表1展示了结合各种混合工艺对不同类型废水中的污染物去除效率的比较结果。根据数据得出结论，结合多种混合工艺的方法在去除表1中列出的各种废水中的污染物方面更为有效。尽管如此，关于利用混合AL/EC策略减少蒸馏废水污染物和计算电能消耗的研究仍然较少。

**表1. 结合各种混合工艺对不同类型废水中的污染物去除效率的比较**

| 处理工艺 | 废水类型 | 最佳条件 | 去除效率 | 参考文献 |
| -------- | ------- | -------- | -------- | -------- |
| 混合电化学氧化与紫外线光-过硫酸盐活化 | 市政废水 | pH: 7.0, NaCl: 0.02 M, 电流密度: 6.4 mA cm^-2, 过硫酸盐剂量: 2.5 mM, 运行时间: 180 min | 94.5 ± 2.8 [35] |
| 美国辅助电凝聚 | 四环素废水 | 时间 = 5 min, 电极配置 = Al–Fe–Fe–Fe, pH = 6, J = 50 A m^-2, TC = 100 mg L^-1, 气流体积 = 2 L min^-1, 电导率 = 1000 μS cm^-1, 连接类型 = MP-P | TC = 100%, COD = 97.5% [36] |
| 电化学高级氧化 | 苯并三唑（BTA）废水 | BTA: 4 mg L^-1, Na2SO4: 0.05 M, Cl^-: 10 mM, pH: 8, 温度: 40°C, 电压: 6 V, 时间: 90 min | 94.80 [37] |
| 声电凝聚 | 酿酒废水 | 超声功率 = 50, J = 198 Am^-2, pHi = 7, 时间 = 48 min | COD = 93%, 颜色 = 88% [38] |
| 电化学高级氧化 | 地诺氟沙星废水 | pH: 3.18, 施加电流: 492 mA, 电极间距: 2 cm, 电解质浓度: 0.14 M, 处理时间: 77 min | 地诺氟沙星去除率 = 90%, 能耗 = 6.64 kWh m^-3 [39] |
| 声电凝聚 | 染料废水 | pH = 6.6, J = 6.66 mA cm^-2, ET = 25 min, UP = 100 W | 染料去除率 = 98.30%, 能耗 = 0.1188 kW h L^-1 [40] |
| 电凝聚与电芬顿反应 | 医院废水 | 电流密度: 20 mA cm^-2, Fe2+: 6 mM, 反应时间: 63 min | COD = 93.5%, 能耗 = 18.325 kWh kg^-1 [41] |
| 超声辅助电化学 | 纺织业废水 | pH = 7.3, J = 15.7 mA cm^-2, 处理时间: 21.5 min, 超声功率 = 420 W | 颜色 = 97%, COD = 66%, 浊度 = 79% [42] |
| 声电凝聚 | 含油废水 | 循环次数 = 10.948, J = 107.12 A m^-2, 流速 = 0.468 L s^-1 | 油去除率 = 93.3% [45] |
| 原生生物絮凝剂辅助电凝聚 | 酿酒废水 | pH = 7, 电流 = 0.5 A, 时间 = 40 min, NaCl作为电解质 = 0.75 g L^-1 | COD = 99.01, BOD = 99.09, TDS = 99.02 [46] |
| 电凝聚辅助南瓜籽活性炭 | 酿酒废水 | 活性炭 = 1.25 g L^-1, pH = 6.82, 反应时间 = 49.55 min, 电流 = 0.65 A | NO3? = 97.73, PO43? = 96.55, 颜色 = 98.61 [47] |

**缩写说明：** COD：化学需氧量；EC：电凝聚。除了污染物去除效率外，电化学高级氧化工艺（EAOPs）的一个重要评估标准是能源利用效率，在比较混合EAOPs与传统处理技术时必须考虑这一点[48]。关于使用DC/AC-EC结合曝气方法评估工业废水去除污染物时的电能消耗（EEU）的数据很少。据作者所知，此前没有研究将AC-EC与曝气技术结合，以评估蒸馏废水（DIW）中颜色和COD去除相关的电能消耗。在回顾了相关文献后，本研究评估了DIW在去除颜色和COD方面的电能消耗，比较了曝气、DC-EC、AC-EC以及曝气-DC/AC-EC（曝气与DC/AC-EC结合）的效果。为了在尽可能低的电能消耗下高效去除颜色和COD，本研究考察了以下操作参数：电极间距（IED）、脉冲占空比（PDC）、废水pH值、处理时间（TT）、曝气流速（AFR）、电流密度（CD）、COD和电极组合（ElecCom）。本研究还探讨了利用AC-EC技术和曝气的协同效应。

**1.1 混合曝气 + DC/AC-EC**

1.1.1 **曝气**
使用曝气方法时，涉及以下机制：(i) 氧气加入废水，形成气泡，提高氧含量；(ii) 稳定性和悬浮：纳米气泡由于其高表面张力而保持悬浮状态，从而延长与污染物的接触时间；(iii) 增强气体交换：高表面积与体积比促进了氧的传输，有助于分解废水中的污染物。

1.1.2 **DC/AC-EC**
在EleC反应器中，曝气加速了阳极的氧化反应，增加了Fe2+离子的生成，并促进了Fe(OH)3(s)絮凝体的形成[49]。反应时间的延长增加了阴极产生的氢氧根离子[50]。由于金属氢氧根絮凝体与污染物之间的相互作用改善，污染物在延长的反应时间内持续被去除[51]。

**2 材料与方法**

2.1 **废水收集**
实验使用了从印度泰米尔纳德邦附近酿酒厂获取的蒸馏废水。取样后立即将废水转移到冷却室中，并保持温度在+4°C。这是为了确保样品的质量得到保持。标准程序被用来表征蒸馏后的水（DIW）。表2显示，对原始蒸馏废水的检查结果是基于水质的特定物理化学性质。实验中使用了如H2SO4、NaOH、(NH4)2Fe(SO4)2、K2Cr2O7、Na2S2O3等化学物质。默克公司提供了分析级（AR）化学品，这些化学品未经过滤直接从容器中使用。表2. 物理化学废水质量参数及其结果。

2.2 充气 + DC/AC–EC混合实验装置
2.2.1 DC/AC–EC
图1展示了用于处理废水的充气 + DC/AC–EC方法的实验装置，该方法结合了充气和DC/AC–EC技术。充气和DC/AC–EC过程单元都被用来完成整个集成过程。废水的工作量为1升，电化学系统的容量为1100毫升，由Perpexi玻璃制成。废水中的COD含量在1500到7500毫克/升之间。未经处理的工业废水被用作溶液制备的稀释剂。阳极和阴极电极由相同的材料制成，通常是铁（Fe）或铝（Al），或者是两者的组合。每个电极的有效表面积（宽度×高度）为10厘米×15厘米，厚度为0.1厘米。阳极和阴极并联连接，并使用直流电源（0–5安培，0–250伏特，50赫兹；AMETEK型号：EC 1000S）。在每次实验之前，电极都要经过手动清洁，使用蒸馏水和35%的HCl溶液，然后进行干燥。使用Elico模型LI120 pH计测量废水的pH值，并通过NaOH和H2SO4溶液进行调节。在确认实验条件符合初始计划（即电极间的直流电流保持恒定）后，开始使用DC/AC电源。

2.2.2 充气-DC/AC–EC
通过空气发生器（Exclusive Heritage (M) SDN BHD，容量为60升/分钟）以20至60升/分钟的流量向DC/AC–EC反应器的底部持续供气（图1）。为了保持充气-DC/AC–EC装置的温度恒定，将其浸入水浴中。使用万用表监测DC/AC–EC和充气-DC/EC过程中的电池电压和电流。通过定期将样品转移到含有Na2S2O3溶液的Erlenmeyer烧瓶中来短暂中断反应。液体上清液在15,000转/分钟的速度下离心10分钟后，使用Spectroquant Pharo 300快速准确地评估其颜色，并使用Spectroquant 320评估COD。

2.3 分析
2.3.1 色素和COD去除效果（%）
使用方程式（1）和（2）来评估色素和COD去除的效率。使用UV/Vis分光光度计（Spectroquant Pharo 300）在最大吸收波长（λmax—300纳米）处测量颜色：
(1)其中Absi和Abst分别表示处理前和处理后废水在相关波长（λmax）的吸光度。
(2)在此上下文中，C1和C2代表处理前后废水的COD（毫克/升）浓度。

2.3.2 电能消耗
评估充气、DC–EC、AC–EC、充气-DC–EC和充气-AC–EC过程对去除色素和COD的效果，以及它们的电能耗（EEU）。集成系统的处理成本主要取决于充气部分和DC/AC–EC部分的电能耗（EEU-kWh m?3）[52]。为了计算EEU，使用了以下方程式（3-5）：
(3)其中，分别是充气-DC/AC–EC、充气和DC/AC–EC过程的EEU。
(4)
本例中使用的变量包括VR—DIW体积（体积）、t-反应时间（小时）、I-电流（安培）和U-电池电压（伏特）[53]。

2.3.3 协同效应（SE）
加速工业废水处理混合策略发展的一个重要因素是协同效应（SE）的存在。当两个或更多过程、变量等协同工作时，它们的综合影响大于各自效果的总和。使用以下方程式计算SE，该方程式比较了充气-AC–EC（Xaerated-AC–EC）% COD去除效率与两个组成部分过程（如充气（Xaerated）和AC–EC（XAC–EC）的总COD去除效率[54]：
(6)
当SE值大于零时，存在有益的协同效应。

3 结果与讨论
3.1 不同处理技术的比较
图2a,b显示了仅使用充气、DC–EC、AC–EC、组合充气+DC–EC和充气+AC–EC方法处理色素、COD去除效率及电能耗（EEU）的时间依赖性趋势。与早期处理方法相比，充气+AC–EC技术的EEU显著降低，而色素（100%）和COD（95%）的去除效率显著提高。一种可能的解释是，由于Fe2+阳离子的减少，充气+AC–EC产生了更多的羟基自由基（●OH）[30, 55]。结果表明，将充气与AC–EC结合使用可以增强羟基自由基的生成，这表明有潜在的协同效应值得进一步机制探索。实际上，充气甚至可能作为一种羟基激活剂[56-58]。上述结果表明，在AC–EC过程中加入充气显著提高了色素和COD的去除百分比。这种现象的一个可能解释是，充气与AC–EC程序能够产生足够的●OH自由基，从而有效地去除工业废水中的色素和COD[59]。此外，通过连续充气提高了EC过程的性能，这也归因于氢氧化铁与废水中污染物之间的碰撞增强[29, 30, 34, 60]。

3.2 不同处理方法对工业废水（实验条件：化学需氧量（COD）= 3000毫克/升，pH = 7，处理时间（TT）= 2.5小时，电极间距（IED）= 1厘米，充气流量（AFR）= 50升/分钟，电流密度（CD）= 0.75安培/平方分米，电极组合（EleC）= Fe/Fe，脉冲占空比（PDC）= 0.6）的色素和COD去除效果以及电能消耗（EEU）的比较见表3。根据研究结果，结合充气和EC的方法在去除废水污染物方面比任何其他方法都更有效（表3）。然而，关于利用混合充气+EleC技术去除污染物以及计算消耗的电能量的研究仍然不足。

3.3 提高充气+DC/AC–EC过程的效率
为了提高充气+AC–EC过程的效率，仔细考虑并调整了几个因素：空气流量（AFR）、处理时间（TT）、pH值、脉冲占空比（PDC）等。

3.3.1 处理时间
在使用混合方法处理工业废水时，处理时间（TT）是一个非常重要的方面[64, 65]。图3展示了在以下参数下充气+AC–EC过程的结果：AFR = 50升/分钟，IED = 1厘米，EleC = Fe/Fe，COD浓度 = 3000毫克/升。图3显示，当处理时间从0.5小时增加到3.5小时时，COD去除百分比从18.28%增加到100%，电能耗（EEU）从0.95千瓦时/立方米增加到5.25千瓦时/立方米。这些结果与García-Morales等人的研究结果一致[66]。电极产生的离子数量与去除的COD量有直接关系。随着处理时间的延长，产生的电极离子和相关氧化物种增多[48]。因此，随着TT的增加，去除色素和COD的效率提高。随着电池电压的升高，产生的●OH自由基更多，从而提高了色素和COD的去除效率[65]。

3.3.2 充气效果
充气的效果显著影响污染物的去除。图4说明了在不同参数调整到最低成本的最佳值时，充气对COD和色素去除效果的影响。研究表明，与非充气过程相比，充气提高了色素和COD的去除效率[30, 60, 67, 68]。此外，增加充气量可以提高水中的氧气含量，从而增强絮凝效果并提高去除效率。随着充气的增加，阳极被氧化并产生金属离子。与现有研究一致，研究表明充气提高了COD和油脂的去除效率[31]。在其他情况下，充气改善了过程性能，充气AC–EC电池的最高去除率（色素100%和COD 95%）比非充气AC–EC电池（分别为86%和70%）高出近15%[34]。在含Fe电极的EC过程中，氧气不足会抑制铁离子的形成，从而降低污染物去除率[28]。水中较高的氧含量有助于Fe(OH)3絮体的形成，提高其去除效率[67, 68]。此外，众所周知，在凝聚过程中活性羟基自由基的主要来源是氧气。另外，充气还有助于增强絮体和污染物之间的相互作用，从而提高色素和COD的去除效果[67-69]。COD，即化学需氧量（Chemical Oxygen Demand）。

3.3.3 对PDC的影响
在进行包含交流电（AC）的电化学过程时，熟悉PDC非常重要[70-73]。总通电时间与完整反应周期时间的比率被称为PDC（θ）：

PDC的影响可以通过公式（3）来确定：

公式（8）显示了在不同工作条件下PDC对COD去除百分比（% COD elimination）和电能使用量（EEU）的影响，如图5所示。这些参数包括：碘电极尺寸（IED）为1厘米，电极材料（EleC）为Fe/Fe，pH值为7，电流密度（CD）为0.75安培每平方分米（A/dm2），流速（AFR）为50升每分钟（L/min），COD浓度为3000毫克每升（mg/L），以及处理时间（TT）为2.5小时。尽管COD去除百分比从80.50%上升到100%，PDC也从0.15增加到了0.60，但总体电能使用量从6千瓦时每立方米（kWh/m3）减少到了4.5千瓦时每立方米。然而，当PDC从0.60增加到1.05时，电能使用量上升到了4.5千瓦时每立方米，而COD的去除比例则从100%下降到了83%。根据Ren等人的研究[71]，这些发现与他们之前的研究结果一致。实验表明，在较低的PDC值和较高的PDC值下，曝气+交流电-电化学（aerated + AC–EC）过程与直流电-电化学（DC–EC）过程在电能使用量和COD去除百分比方面是相当的[71]。根据实验结果，理想? PDC 范围是0.45–0.75，以达到最佳的污染物去除效果并最小化电能使用量。图5展示了使用曝气+交流电-电化学方法（aerated + AC–EC）时脉冲占空比（pulse duty cycle）对COD去除百分比和电能使用量（% COD elimination 和 EEU）的影响（COD = 3000 mg/L, TT = 2.5 h, IED = 1 cm, pH = 7, AFR = 50 L/min, CD = 0.75 A/dm2, EleC = Fe/Fe）。COD表示化学需氧量；EEU表示电能使用量。

3.3.4 电流密度（CD）的影响
研究了在0.15至0.90安培每平方分米（A/dm2）范围内施加的电流密度（CD）对COD去除效果和电能使用量（EEU）的影响，其中曝气+交流电-电化学（aerated + AC–EC）过程是负责去除颜色和COD的主要机制。在曝气+交流电-电化学过程中，CD是一个重要变量，因为它会影响电生成离子的数量和大小，进而影响处理过程的性能[74]。为了避免过高的电能使用量（EEU），本研究采用了适中的CD值。如图6所示，当CD从0.15增加到0.90安培每平方分米时，COD去除效率从25.75%提高到了92%。当CD增加到规定的值0.60安培每平方分米时，曝气+交流电-电化学过程通过增加铁的生成、溶解和释放到溶液中来进一步去除COD[75]。随着CD的增加，气泡的形成速度加快，气泡的大小减小，这加速了曝气过程中●OH（羟基自由基）的产生。●OH的产生效率以及随之而来的降解效果通过气泡形成的增加和铁在电生成过程中的溶解速率的加快而得到改善[76-78]。当有足够的●OH可用时，如图6所示，提高CD值并不会增强COD的去除效果。图6展示了使用曝气+交流电-电化学方法（aerated + AC–EC）时CD对COD去除百分比和电能使用量（% COD elimination 和 EEU）的影响（COD = 3000 mg/L, TT = 2.5 h, IED = 1 cm, AFR = 50 L/min, pH = 7, EleC = Fe/Fe, PDC = 0.6）。随着CD从0.15增加到0.90安培每平方分米，电能使用量（EEU）从1.50千瓦时每立方米增加到6.5千瓦时每立方米。这是因为电池电位与电能使用量成正比增加，从而导致CD的增加。为了减少热量产生，在较高的CD值下增加氧气的生成并实现最大的COD去除效果，最佳的CD值是必要的。

3.3.5 pH值的影响
废水中的混凝剂和污染物的物理化学特性都会受到pH值的影响[80]，这使得pH成为混合电化学处理过程（hybrid-EleC treatment process）中的一个关键因素[81, 82]。为了研究pH值的影响，在废水样品中加入了0.1 M NaOH和0.1 M H2SO4溶液，以达到所需的初始pH范围1-11。如图7所示，随着pH值的增加，COD去除效率提高了（36.16%-95%）。在pH值为7时，COD去除率达到最高，而当pH值超过7时，去除率逐渐下降。数据表明，COD去除的最佳pH值为7，这与之前的研究结果一致；使用Fe阳极的电化学过程在中性和略微碱性的条件下表现更好。当溶液的pH值较低时，可溶性的Fe2+和Fe3+是最常见的形式。同时，在酸性条件下，不稳定的Fe(OH)3(s)/FeOOH(s)混凝剂会减少，因为Fe2+氧化为Fe3+的速度在中性和碱性环境中较慢[80, 82]，因此降低了COD的去除率。此外，在pH值高于7时，由于不断消耗OH?，会生成额外的铁氢氧化物复合物，如Fe(OH)4和Fe(OH)6[80, 82]。然而，由于这些离子的混凝能力较弱，它们对处理效果不佳。在高pH值下，由于阳极溶解减少和阳极氢氧化物离子的氧化作用减弱，COD去除效率也会降低。因此，所有后续研究都在中性pH条件下进行。图7展示了使用曝气+交流电-电化学（aerated + AC-EssC）方法时pH值对COD去除百分比和电能使用量（% COD elimination 和 EEU）的影响（COD = 3000 mg/L, TT = 2.5 h, IED = 1 cm, AFR = 50 L/min, CD = 0.75 A/dm2, EleC = Fe/Fe, PDC = 0.6）。使用曝气+交流电-电化学方法（aerated + AC–EC）处理废水，以研究pH值对电能使用量的影响，研究结果如图7所示。当废水的pH值从1增加到7时，电能使用量从1千瓦时每立方米增加到4.5千瓦时每立方米。另一方面，当pH值从7增加到11时，电能使用量从4.5千瓦时每立方米减少到3.2千瓦时每立方米。一个可能的解释是，在起始废水的pH值为7时达到了最佳的实验条件，这导致了最大的COD去除率和最高的电能消耗。

3.3.6 COD浓度的影响
本研究还评估了起始COD浓度对去除效率的影响，因为电化学方法已经证明污染物浓度是一个重要因素[57, 83]。对于这项研究，最佳的操作参数如下：COD浓度范围为1500至7500毫克每升（mg/L），pH值为7，流速为50升每分钟（L/min），碘电极尺寸（IED）为1厘米（cm），电流密度（CD）为0.75安培每平方分米（A/dm2），PDC值为0.60，电极材料（ElecCom）为Fe/Fe，处理时间为2.5小时（TT）。结果显示，当起始COD浓度从1500毫克每升增加到7500毫克每升时，降解效率下降（图8）。在最高点和最低点，曝气+交流电-电化学（aerated + AC–EC）的去除效率分别为100%和34%。这些结果与Dargahi等人的研究结果一致[57]。我们在这部分的研究发现可以总结如下：由于所有研究都是在相同的操作条件下进行的，因此对于任何起始COD浓度，产生的●OH（羟基自由基）数量相同。●OH能有效减少低浓度下的大量COD。然而，产生的羟基离子不足以降解高COD浓度中的额外污染物。此外，当COD浓度较高时，产生的中间分子之间的竞争会增加，导致COD去除效率下降[84]。图8展示了使用曝气+交流电-电化学方法（aerated + AC–EC）时COD浓度对COD去除百分比和电能使用量（% COD elimination 和 EEU）的影响（pH = 7, TT = 2.5 h, IED = 1 cm, AFR = 50 L/min, CD = 0.75 A/dm2, EleC = Fe/Fe, PDC = 0.6）。使用曝气+交流电-电化学方法（aerated + AC–EC）减少了所需的电能使用量，从6.20千瓦时每立方米减少到了2.80千瓦时每立方米。这一减少分别发生在COD浓度为1500毫克每升和7500毫克每升的情况下，如图8所示。

3.3.7 碘电极尺寸（IED）的影响
现有文献[43]指出，电极之间的距离会影响电化学装置中的电阻[85]以及阳极表面钝化层的形成。因此，研究开始探讨碘电极尺寸（IED）是否影响曝气+交流电-电化学（aerated + AC–EC）去除COD污染的能力。在整个测试过程中保持以下参数：碘电极尺寸（IED）从1厘米到4厘米（cm），流速（AFR）为50升每分钟（L/min），处理时间（TT）为2.5小时（h），PDC值为0.6，pH值为7，电流密度（CD）为0.75安培每平方分米（A/dm2），COD浓度为3000毫克每升（mg/L），电极材料（EleCom）为Fe/Fe。如图9所示，当IED从1厘米增加到4厘米时，COD去除率分别从95%下降到了40%。当IED从1厘米增加到4厘米时，电能使用量从4.5千瓦时每立方米增加到12千瓦时每立方米（kWh/m3）。增加IED对电化学过程（EC process）的性能有负面影响，因为它会在阳极上形成钝化层并增加电阻[43]。通过减少混凝剂的产生，这降低了电化学过程（EleC process）的效率。在评估电能使用量（EEU）、颜色和COD去除情况后，发现1厘米的IED是计算运营成本的最佳值。图9展示了碘电极尺寸（IED）对曝气+交流电-电化学方法（aerated + AC–EC）中COD去除百分比和电能使用量（% COD elimination 和 EEU）的影响（COD = 3000 mg/L, TT = 2.5 h, pH = 7, AFR = 50 L/min, CD = 0.75 A/dm2, EleC = Fe/Fe, PDC = 0.6）。

3.3.8 电极材料组合（ElecCom）的影响
电极材料的组合对使用电化学（EC）技术处理废水时的去除效率有显著影响[86]。为了在曝气+交流电-电化学（aerated + AC–EC）过程中实现高水平的污染物去除，必须谨慎选择电极材料。图10显示了使用曝气+交流电-电化学过程处理蒸馏废水时的电能使用量（EEU）和COD去除百分比（% COD removal）的实验结果。研究中使用的几种电极材料组合（阳极/阴极）包括Fe/Fe、Fe/Al、Al/Fe和Al/Al。如图10所示，Fe/Fe、Fe/Al、Al/Fe和Al/Al电极组合的COD去除率和电能使用量分别为约95%、79.50%、72%以及4.50、4.9、5.75和6.50千瓦时每立方米（kWh/m3）。牺牲性电极材料Fe/Fe在电能使用量和COD去除方面明显优于其他组合。水合氧化铝（HAO）无法吸收所有有机和无机分子可能是Al电极去除的COD比例低于Fe电极的原因之一。此外，Fe阳极上的电化学反应（方程VI）和Al阳极上的电化学反应（方程VII）是交流电-电化学（AC–EC）和直流电-电化学（DC–EC）的一部分。图10展示了使用曝气+交流电-电化学方法（aerated + AC–EC）时电极材料组合（ElecCom）对COD去除百分比和电能使用量（% COD elimination 和 EEU）的影响（COD = 3000 mg/L, TT = 2.5 h, IED = 1 cm, AFR = 50 L/min, CD = 0.75 A/dm2, EleC = Fe/Fe, PDC = 0.6）。对于Fe阳极：

对于Fe阳极：

对于Al阳极：

新兴的Fe和Al离子可以作为混凝剂，有效絮凝颗粒。根据化学反应（方程4和5），Fe的氧化电位（?0.447 V）高于Al的氧化电位（?1.662 V），因此Fe的氧化速度比Al快[87, 88]。即使在相同的电流下，使用Fe时形成的混凝剂数量是使用Al的三倍，从而使得Fe阳极的COD去除率更高，并且电能使用量（EEU）更低。

3.4 组合过程的 SE（综合效果）
综合效果（SE）是通过公式（1）评估的，该公式基于仅使用曝气、单独使用交流电-电化学（AC–EC）过程以及混合曝气-交流电-电化学（aerated-AC–EC）方法的COD去除效率百分比。研究显示，组合过程（aerated-AC–EC）具有17.50%的协同效应，表明这种协同作用是有益的。使用混合技术有多种优点，这些优点包括：（i）曝气和电能都有综合效果；（ii）电极表面没有钝化层；（iii）产生了更多的羟基自由基。

3.5 经济分析
与其他电化学过程一样，混合电化学方法（hybrid EC approach）的经济分析严重依赖于成本估算。运营成本包括电力、化学品、劳动力、维护、电极更换和污泥处理费用等固定支出。因此，可以通过以下公式计算运营成本：

在这种情景下，EEEC代表电能使用量（kWh/m3），ECEle代表电极消耗量（kg/m3），ECChe代表化学品消耗量（kg/m3）。理想的处理条件包括：COD = 3000 mg L?1，pH = 7，TT = 2.5 h，IED = 1 cm，AFR = 50 L min?1，CD = 0.75 A dm?2，EleC = Fe/Fe，PDC = 0.6。研究发现，电能消耗、电极消耗和化学药品消耗分别为4.5 kWh m?3、0.40 kg m?3和1.50 kg m?3。通过方程（VII）计算出在最优条件下的运行成本为2.5美元 m?3。

**4. 结论**

与仅使用曝气方法相比，DC–EC、AC–EC以及曝气+DC–EC方法在去除蒸馏工业废水中的污染物方面更为有效。为了找到利用曝气+AC–EC工艺处理工业废水的最佳条件，研究人员评估了多种操作因素。在这种运行模式下，该工艺不仅消耗的电能最少，还实现了最高的COD去除率和颜色去除效率。研究发现，当COD为3000 mg L?1、pH为7、TT为2.5 h、IED为1 cm、AFR为50 L min?1、CD为0.75 A dm?2、EleC为Fe/Fe、PDC为0.6时，可以以4.50 kWh m?3的电能消耗实现95%的COD去除率和100%的颜色去除率。研究表明，采用曝气和AC–EC技术能够有效去除污染物。通过将AC–EC替换为DC–EC，可以减少污泥产生和电极钝化现象，并提高污染物去除效果及电极稳定性。由于其出色的电极稳定性、低成本和高效率，AC–EC技术在废水处理领域具有广阔的应用前景。与传统废水处理方法相比，新兴的曝气-AC–EC方法在去除废水和工业废液中的污染物方面更为先进。

**4.1 对未来工作的建议**

本研究的重点转向探讨涉及连续流处理和集成电化学系统的未来研究方向（如连续曝气-AC–EC、混合声电化学和光电化学）。与批处理方式相比，这类系统有望提高处理能力和运行稳定性，从而增强工业应用的可行性。为了更好地理解处理机理、优化运行条件并指导中试规模的实施，研究中强调了先进数学建模和预测工具的必要性。这些工具包括动力学建模、响应面方法（RSM）和人工神经网络（ANN）。建议开展中试规模和模块化放大研究，以评估系统的抗波动能力、能耗情况、电极使用寿命以及在实际操作条件下的污泥处理效果。此外，还建议对曝气-AC–EC技术在各种工业废水（纺织品、制药、炼油和食品加工废水）中的适用性进行全面验证，以扩展其应用范围。

**作者贡献**

Perumal Asaithambi：负责调查、数据整理、资源收集和初稿撰写。
V. T. Perarasu：负责概念制定、方法设计、验证和监督工作。
Arun Thirumurugan：负责概念制定、方法设计、验证和监督工作。
Madhappan Santhamoorthy：负责概念制定、方法设计、验证和监督工作。
N. M. Hariharan：负责概念制定、方法设计、验证和监督工作。
T. Pandiyarajan：负责概念制定、方法设计、验证和监督工作。
Subramaniapillai Niju：负责概念制定、方法设计、验证和监督工作。
Abhinesh Kumar Prajapati：负责概念制定、方法设计、验证和监督工作。

**致谢**

作者衷心感谢印度拉贾斯坦邦斋浦尔市马尼帕尔大学（邮编303007）的管理部门的支持。

**资金情况**

作者声明没有相关财务利益冲突。

**数据共享声明**

作者尚未获得数据共享的许可。