2024, Vol. 56
2. 浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室(河海大学),南京 210098;
3. 同济大学 环境科学与工程学院,上海 200092;
4. 污染控制与资源化研究国家重点实验室(同济大学),上海 200092
2. Key Laboratory of Integrated Regulation and Resource Development on Shallow Lakes(Hohai University), Ministry of Education，Nanjing 210098, China;
3. College of Environmental Science and Engineering,Tongji University, Shanghai 200092, China;
4. State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse(Tongji University), Shanghai 200092, China
作为生物处理法与膜分离单元的结合系统，膜生物反应器(membrane bioreactor，MBR)在国内外水处理领域备受关注，并在过去的三十多年中广泛应用于市政和工业污水处理[1]。近年来，世界上已建成超过60座超大规模(>1×105 m3/d)的MBR设施，污水处理总量达1×107 m3/d[2]。2020年，全球MBR的市场估值约为30.9亿美元，且预计将以7.02%的复合年增长率于2028年增加至54.8亿美元[3]。与传统污水处理系统相比，MBR容积负荷更高、出水水质更稳定、占地面积更小、污泥持留能力更强且产量更低，展现出显著的应用优势和广阔的发展前景[4-5]。然而，作为MBR的应用瓶颈，膜污染往往会迅速降低膜通量、缩短膜的使用寿命、增加额外的能源消耗和运行成本，是MBR运行过程中难以回避的问题[6]。因此，开发高效且经济的MBR膜污染控制策略已成为膜分离和污水处理领域的研究热点。
随着MBR工艺的不断发展，各种膜污染控制方法应运而生，国内外学者也对上述方法进行了归纳和总结。例如，Bagheri等[7]综述了MBR用于水和污水处理过程中的所有膜污染控制方法，并将其分为曝气、机械清洗、超声清洗、化学清洗、生物法、细胞固定、抗污染膜和电场等。Meng等[8]基于膜污染的原理和因素以及膜污染物的组成和特征，介绍了截至2016年用于MBR中的抗膜污染新技术，包括机械曝气冲洗、原位化学清洗、酶或细菌降解污染物、纳米材料改性膜和电场作用。随着抗污染方法的持续创新，电化学氧化(electrochemical oxidation, EO)技术在MBR中的抗膜污染研究与应用日益增加，但之前的文献都未对该技术在MBR中的抗膜污染表现及应用前景做详细总结。
不同于传统的电场抗污染法(如电絮凝、电泳、微生物燃料电池)，EO作为典型的高级氧化技术(advanced oxidation process，AOP)可通过原位产生活性氧簇(reactive oxygen species，ROS)高效降解有机物并灭活细菌和病毒[9]。因此，EO可有效去除膜表面的污染物并通过杀灭膜上黏附的细菌延缓生物膜的形成，在膜污染(尤其是膜生物污染)抑制方面潜力巨大[10]。近年来，基于EO技术的膜污染控制方法层出不穷，并在MBR中取得了显著的抗污染效果。本文综述了EO抑制MBR膜污染的机制、实现途径和抗污染效果，总结了其在MBR实际应用中现存的挑战，并进一步展望了未来的研究和发展方向。
1 基于EO技术的膜污染控制机制电化学反应是指在电解质溶液中，外加电势的作用使得电子在电极之间传递，从而引起化学反应的过程，当溶液中的阴阳两极间形成电场时，电化学反应可分为阳极的氧化反应(即EO)和阴极的还原反应[11]。与其他传统AOP相比，EO能够高效分解各种难降解有机物，且具有无需外加药剂、反应条件温和、工艺简单、用途广泛、可控性强等明显优势[12]。根据作用机制的不同，发生在阳极的EO反应可分为直接氧化和间接氧化(图 1)。直接氧化指有机污染物吸附在阳极表面，通过电子转移在阳极失去电子而发生氧化分解，转化为无毒、低毒或易生物降解的物质，甚至完全矿化，但该途径的氧化效率往往因电极污染和阳极表面钝化而持续降低[13]。相比之下，间接氧化指阳极表面产生具有强氧化性的活性基团或高价态金属氧化物，从而氧化分解水中的有机污染物且避免阳极发生钝化[13]。间接氧化是阳极氧化的主要形式，产生的活性基团扮演电子传递中间体的角色，主要包括由H2O氧化(反应(1))在阳极表面(A)产生的具有强氧化性和无选择性的· OH、由A(· OH)二聚化(反应(2))产生的具有弱氧化性的H2O2、由H2O失电子(反应(3))产生的O3和由氯离子(Cl-)氧化(反应(4)~(6))产生的活性氯(图 1)，反应过程如下[14-15]：
| $ \mathrm{A}+\mathrm{H}_2 \mathrm{O} \rightarrow \mathrm{~A}(\cdot \mathrm{OH})+\mathrm{H}^{+}+\mathrm{e}^{-} $ | (1) |
| $ 2 \mathrm{~A}(\cdot \mathrm{OH}) \rightarrow 2 \mathrm{AO}+\mathrm{H}_2 \mathrm{O}_2 $ | (2) |
| $ 3 \mathrm{H}_2 \mathrm{O} \rightarrow \mathrm{O}_3+6 \mathrm{H}^{+}+6 \mathrm{e}^{-} $ | (3) |
| $ 2 \mathrm{Cl}^{-} \rightarrow \mathrm{Cl}_2+2 \mathrm{e}^{-} $ | (4) |
| $ \mathrm{Cl}_2+\mathrm{H}_2 \mathrm{O} \rightarrow \mathrm{HOCl}+\mathrm{H}^{+}+\mathrm{Cl}^{-} $ | (5) |
| $ \mathrm{HOCl} \leftrightarrow \mathrm{H}^{+}+\mathrm{OCl}^{-} $ | (6) |
EO与MBR结合形成的电化学MBR(eMBR)可通过上述直接和间接氧化的方式降解膜表面或膜孔深层的有机污染物并灭活膜上黏附的细菌，从而抑制MBR的膜污染[16]。尽管大部分的氧化反应发生在阳极，在阴极由O2获得电子后被还原得到的ROS(如· OH、· O2-和H2O2)也可有效去除膜污染物(图 1)[17]。除了原位降解膜污染物外，通过EO或生物电化学氧化反应改变混合液性质，去除混合液中的有机污染物并降低其膜污染倾向，也是eMBR抑制膜污染的重要机制[18]。有研究表明，MBR混合液中的群体感应信号分子含量与胞外聚合物(extracellular polymeric substance，EPS)浓度呈正相关，且可促进膜生物污染的形成，因此，淬灭群体感应信号也是EO抑制MBR膜污染的有效手段[19]。例如，Jiang等[20-21]利用EO产生的H2O2降低N-acyl-homoserine lactones(AHLs)信号分子浓度后，eMBR的跨膜压差(trans-membrane pressure，TMP)增长率明显下降。此外，EO产生的ROS可提升导电膜电极的电化学活性和催化性能，减少污染物在膜上的累积，从而抑制膜污染[22]。
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图 1 电化学氧化反应在MBR中的膜污染控制机制 Fig. 1 Mechanism of electrochemical oxidation reactions in MBR for membrane fouling control |
在利用电化学技术抑制MBR膜污染的过程中，EO还会伴随着以下5种抗污染机制：1)电絮凝。阳极溶蚀后产生的金属阳离子经水解、聚合、氧化后形成微絮体，使水中的有机污染物凝聚沉淀而分离，降低混合液的膜污染倾向[23]。2)电泳。带负电荷的有机污染物在电泳效应作用下向带正电的阳极移动，或在静电斥力的作用下远离带负电的阴极，从而减少其在膜表面的黏附[24]。3)电渗析。活性污泥上附着的水在电渗析作用下被分离，使污泥的比过滤阻力降低[25]。4)起泡作用。分别在阴极和阳极产生的H2和O2气泡抑制泥饼层的形成并减轻膜表面的浓差极化[26]。5)pH变化。阳极(酸性)和阴极(碱性)的极端pH条件抑制膜上附着细菌的生长繁殖，缓解膜生物污染[27]。不同于EO过程，上述5种抗膜污染机制主要通过限制污染物的移动或减少其在膜表面的沉积实现，并非直接降解污染物。电化学技术在MBR中的膜污染控制过程得益于多种机制的协同作用，以下主要针对EO在MBR中的抗膜污染表现及实现途径做详细讨论。
2 运行模式及膜污染控制表现基于上述膜污染控制机制，EO在MBR运行中展现出优异的抗膜污染潜力，其研究与应用已扩展至由聚偏氟乙烯(PVDF)、聚四氟乙烯、聚乙烯和陶瓷等材料制成的各类滤膜(主要包括平板膜和中空纤维膜)[11,28-30]，且eMBR已广泛用于处理各类污水，如市政污水、医药废水、禽畜养殖废水、养殖海水、印染废水、农药废水、垃圾渗滤液等[31-35]。eMBR的运行模式主要取决于电极的选择与设置，根据电极装载方式、电极与滤膜的结合方式、电极的制备材料，可分别将eMBR的构型分为外置/内置式电极、改性膜为阴极/阳极、非牺牲/牺牲式电极。
2.1 外置/内置式电极EO与MBR相结合构建的eMBR可分为电极外置式和内置式两种构型(图 2)。Gharibian等[31]开发了一种由3D打印的电化学流动槽组成的电氧化MBR(EO-MBR)，该流动槽外置于装载有中空纤维膜(HFMs)组件的MBR出水再循环管线上；在160 mL/min回流率和24 h水力停留时间(HRT)条件下，该外置电极式eMBR不仅实现了对有机污染物的完全去除和对药类化合物的完全氧化，还使膜的运行时间延长了28 d；电化学产生的· OH对富电子EPS进行的亲电子破坏是膜污染减轻的主要机制。Chen等[32]将电-生物填料-MBR系统与外置的Fe-C微电解技术耦合，考察了eMBR在处理真实禽畜养殖废水时的污染物去除效果和抗膜污染表现；尽管eMBR中的自生电场未显著促进污染物的去除，但由于EO产物(如H2O2和· OH)对膜污染物的氧化分解以及带负电荷的膜污染物和细菌细胞受到的静电斥力，系统的TMP增长速率下降了89.7%，展现出良好的抗膜污染效果。此外，Hu等[33,36]将中试规模的电化学厌氧MBR(E-AnMBR)的不锈钢网阴极和不锈钢网混合碳纤维阳极与膜滤单元完全分离，将电极置于上流式厌氧污泥床(UASB)中对农药废水进行预处理；在长期稳定运行过程中，由于EO降低了混合液中的污泥产量、EPS浓度、颗粒和胶体COD(化学需氧量)，E-AnMBR的膜污染速率较对照反应器降低了31%~39%。
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图 2 电极外置式和内置式eMBR的抗膜污染运行模式 Fig. 2 Antifouling operation modes of eMBR with external and internal electrodes |
与电极外置式eMBR(图 2(a))相比，电极内置式eMBR的紧凑性和可扩展性更强，更适于大规模应用(图 2(b))[16]。早在2013年，Wang等[28]以不锈钢网为阴极并以石墨棒为阳极构建了一种管状浸没式eMBR用于减轻膜污染；在60 d运行过程中，eMBR中的电化学反应使阴极产生了高活性的H2O2，并使带负电的污泥和不锈钢网之间形成静电斥力，从而降低了膜污染速率。孙和喜等[37]以多孔铝板为阳极、不锈钢网为阴极、聚乙烯HFMs为滤膜构建的浸没式eMBR，不仅对印染废水具有较高的处理效率，还大幅提升了污泥的过滤性能，有利于减轻膜污染的发生。Huang等[38]将两片碳布和改性的导电分离膜分别作为阳极和阴极构建了一种浸没式eMBR，由于O2还原产生的H2O2对膜材料的原位清洗，以及阴极膜上增加的静电斥力，该eMBR在2 V/cm电场作用下的膜污染速率下降了约50%。除了ROS以外，活性氯也是EO抑制MBR膜污染的重要氧化性基团。Chuang等[12,39-40]在进水中添加氯化物，利用内置式电极产生的活性氯的氧化作用减轻了机械不可逆污染，延缓了TMP的上升，降低了膜污染频率并延长了膜滤周期，显著抑制了eMBR的膜污染。与之类似，Song等[34]利用eMBR中原位产生的自由氯减轻了机械不可逆污染，并减少了有机污染物在膜孔中的疏水性富集，从而使阳极导电膜的过滤周期延长了71.4%。除了对有机物的降解作用，EO对微生物的灭活作用也是其抑制MBR膜污染的重要方式。Chen等[41]构建了以IrO2-Ta2O5@Ti为阳极、以PVDF膜覆盖的不锈钢网为阴极的eMBR用于处理含病毒的污水，长期运行后发现，电化学产生的ROS对膜上病毒和污染物的氧化作用以及增加的静电斥力使膜滤周期与对照相比延长了3倍，膜污染控制效果显著。
2.2 改性膜为阴极/阳极在电极内置式eMBR中，以导电材料改性的膜作为电极时，可使改性膜兼具滤膜和电极的功能，在该新兴的eMBR构型中，贴近或黏附于改性膜表面的有机污染物可被直接或间接氧化去除，进一步保证了膜污染抑制效率(图 3)。当使用改性膜为阴极时，膜表面经电化学产生的H2O2可有效降解生物污染物，如EPS和SMP(溶解性微生物产物)，并灭活膜上附着的细菌，膜附近的污染物及微生物会在电泳力作用下被持续推离膜表面，从而抑制膜生物污染(图 3(a))[17]。在膜材料方面，碳纳米管(CNTs)基导电膜不仅透水性好，而且电阻力低，常作为阴极材料用于eMBR的膜污染控制中。例如，在Qi等[42]构建的CNT改性导电膜为阴极、铂片为阳极的厌氧eMBR中，产生的ROS灭活了膜表面细菌，阴极产氢造成的极端pH条件抑制了生物膜的形成，改性膜上的生物污染被显著抑制。闫凯丽等[43]和Huang等[38]将不锈钢网嵌入聚合微滤膜中制备的复合导电膜也在eMBR中展现出明显的抗污染效果，在外加电场时，膜材料对带负电荷污染物的斥力作用以及原位产生的H2O2的氧化作用是膜污染减轻的主要原因。除了使用外加电场，Yin等[22]构建的以Cu纳米线改性膜为阴极、以石墨为阳极的eMBR，可通过自生电场在阴极膜表面产生H2O2和· OH并对有机物进行降解，导致eMBR中膜表面的生物量低于对照MBR，从而降低了43%~52%的膜污染速率。为了比较阴极改性膜与普通独立阴极材料的抗膜污染效果，Wang等[44]通过将碳纤维编织在HFMs表面并以该改性膜为阴极构建了表面电场厌氧MBR(S-AnEMBR)，在100 d运行过程中，S-AnEMBR的膜污染速率(3.38 kPa/d)低于装载独立不锈钢阴极的eMBR(3.57 kPa/d)和对照MBR(7.69 kPa/d)，改性膜上有机物的氧化分解速率更快、酸化效率更高，表明导电改性膜比传统二维电极在eMBR中具有更好的抗膜污染性能。
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图 3 改性膜为阴极和阳极的eMBR抗膜污染运行模式 Fig. 3 Antifouling operation modes of eMBR with cathode and anode of modified membrane |
尽管以导电膜为eMBR阴极可结合EO和电化学排斥效应进一步提高抗膜污染效果(图 3(a))，但在阴极由O2被还原得到的ROS的氧化性较弱，且已形成的膜污染很难通过静电排斥的方式去除[28]。因此，导电复合膜也可作为eMBR的阳极同时用于过滤和抑制膜污染(图 3(b))。Yang等[45]以CNTs-HFMs为阳极、以钛网为阴极建立的eMBR在60 d运行期只进行了1次膜清洗，而未结合电化学技术的对照MBR进行了5次膜清洗；良好的抗膜污染表现得益于阳极EO反应对CNTs-HFMs表面或膜孔内部深层污染物(主要为多糖和蛋白)的直接去除。类似地，Liu等[46]以Fe基导电膜为阳极、以碳毡为阴极构建了一种微生物燃料电池(MFC)，该生物电化学系统通过自生电流进行EO反应，降解了阳极膜上的有机污染物(如EPS中的多糖)，减轻了eMBR的膜污染。虽然上述各种阳极导电膜上发生的EO反应具有明显的抗污染效果，但该类改性膜往往存在水通量低、用电效率低、易释放金属离子等缺点，不仅会带来潜在的环境风险，还增加了MBR的运行成本[47]。此外，阳极导电膜上的污染也会因其静电吸附作用而加剧。为了在阳极膜上达到EO与静电吸附之间的动态抗污染平衡，Yu等[48]构建了一种以CNT膜为阳极、以石墨棒为阴极的eMBR，运行过程中阳极膜上的EO反应比污染物的富集速率更快，因而逐渐减轻了膜污染。通常，当eMBR阳极仅连通直流电时，随着阳极膜上EO反应的长期进行，施加在改性膜上的正电压会逐渐并永久性缩短膜的使用寿命[49]。因此，可通过使用交变电流或电势，将改性导电膜交替用作eMBR中的阴极和阳极，克服恒流和单直流电在抗膜污染应用中的缺陷。例如，Quan等[50-51]的研究团队以CNTs-HFMs作为滤膜和电极、以钛网作为对照电极构建的eMBR展现出优良的抗膜污染效果；通过变换电流电压，CNTs-HFMs在阴极和阳极功能间不断转换，使改性膜同时具备静电斥力和EO的性能[50]；运行期间，EO不仅有效分解或矿化了污染物，还灭活或损伤了膜上黏附的活细菌，使其附着能力下降，并最终从膜表面脱离，减轻了膜生物污染[51]。
2.3 非牺牲/牺牲式电极eMBR中的电极可分为非牺牲和牺牲电极，非牺牲电极通常由惰性和高导电材料制成，且不会在电化学反应中被消耗。在各种非牺牲电极材料中，碳基材料因制造成本低廉被广泛应用于eMBR中。Ma等[52]以碳纤维为阴极、碳毡为阳极构建了一种高效低成本的eMBR用于低浓度污水处理，在15~20 ℃时，EO对有机物的降解减少了eMBR中的污泥量，使其膜污染周期(150 d)延长至对照MBR的两倍。在以石墨毡为阴极和阳极的eMBR中施加3 V电压时，Du等[35]发现产生的活性氯和H2O2的EO作用和电极的电场力作用使eMBR的膜污染减轻了70.8%。在Zhen等[53]以碳毡和钛网为电极构建的eMBR中，电化学调控不仅在污泥和餐厨垃圾共消化过程中促进了甲烷产生和能量回收，还通过静电斥力和EO作用加速高分子有机物的矿化，增强了PVDF膜的抗污染性能。Zhang等[50]以CNTs-HFMs和钛网交替作为非牺牲阴极和阳极用于可变换电流电压的eMBR(AC-eMBR)，在73 d的运行中，AC-eMBR的平均污染速率(1.7 kPa/d)低于以CNTs-HFMs为固定阳极(2.5 kPa/d)和固定阴极(2.1 kPa/d)的eMBR，表明AC-eMBR中的静电斥力、EO和平移运动行为的复合作用在电流变换过程中具有更优异的抗膜污染效果。除了碳基材料外，非牺牲的Ti/IrO2阳极和Ti/Pt阴极也可作为形稳性电极用于eMBR中，且可通过电化学氯化过程多相氧化氯离子，产生活性氯实现膜污染抑制[12,30,39-40]。此外，也有研究采用非牺牲的IrO2-Ta2O5@Ti三元金属复合材料作为eMBR的膜组件，在120 d运行过程中通过产生H2O2使膜污染速率降低了44.4%[54]。
牺牲电极通常由Fe、Al、Mg、不锈钢等廉价易得的金属制成，其在电化学反应中释放的大量阳离子可作为助凝剂促进污染物的去除(图 2(b))，因此，牺牲电极比非牺牲电极具有更高的抗膜污染效率[30]。Chen等[32]以一片零价铁(Fe0)盘为牺牲阳极、两个管状不锈钢膜组件为阴极通过盐桥构建了eMBR并形成了内部电流，阳极牺牲的Fe不仅为阴极产生ROS提供了电子，还阻碍了带负电污染物在膜表面的沉积，有效减轻了eMBR的膜污染。在以Al为牺牲阳极、不锈钢为阴极的电移动床MBR(eMB-MBR)中，随着· OH的形成以及释放的Al3+和Al6(OH)153+对污染物的吸附、中和、脱稳作用，eMB-MBR的膜滤周期明显延长，膜污染速率下降了60%[29]。类似地，在以Mg为牺牲阳极、石墨为阴极的eMBR中，阳极通过释放Mg2+降低了泥水混合液的Zeta电位、黏性和EPS浓度，使eMBR的膜污染减轻了30%[55]。虽然大多数牺牲电极为阳极，Chen等[54]将聚合物膜覆盖在Fe网上制备了阴极改性膜并将其作为牺牲电极用于eMBR的膜污染控制中，伴随着Fe网的腐蚀和芬顿反应，该阴极改性膜释放的氧化性Fe(Ⅳ)O2+和· OH提升了系统的抗膜污染效果。尽管在eMBR中应用牺牲电极是抑制膜污染的有效措施，但牺牲电极释放的金属离子对微生物活性的不利影响不可忽视[16]，电极材料的持续牺牲与消耗也会不可避免地增加MBR的运行成本。Udomkittayachai等[56]计算发现，牺牲Fe阳极抑制膜污染的过程中释放Fe3+的消耗是eMBR运行的主要成本之一，处理单位体积水的电极消耗速率和成本分别达到0.035 kg/m3和0.004美元/m3[56]。
3 EO抑制MBR膜污染的影响因素EO在eMBR中的抗膜污染表现受多种因素的影响，如过电压、电流和电极材料。通过考察电压在eMBR中对膜污染控制和苯酚污水处理的影响，Shi等[57]发现，当电压由0增加至1.75 V/cm时，H2O2的产生逐渐增加且膜污染速率逐渐下降，而苯酚的降解率在电压为0~0.80 V/cm时上升并在0.80~1.75 V/cm时下降。Gharibian等[31]也发现，随着电压的上升，eMBR中会产生更多的· OH用于氧化有机分子并抑制膜污染，过高的电压则造成了出水水质的波动并加快了阳极材料的损耗，选择最佳的电压才能保证eMBR的高效和稳定运行。通过考察eMBR中阳极导电膜在不同阳极电势(1.2、1.4、1.6 V vs. SCE)下的抗污染机制，Song等[34]发现当电势从0增加至1.4 V vs. SCE时膜的抗污染性能逐渐提高，并认为1.4 V的阳极电势为产生自由氯控制膜污染的最佳条件。此外，电流密度也是影响eMBR抗污染过程的重要因素。吴香梅等[58]构建了以钛丝改性的平板陶瓷导电膜为阴极、以石墨板为阳极的eMBR，用于处理海水冲厕水，并探究了电流密度对其性能的影响，结果发现，在2.0~2.6 A/m2的范围内逐渐增大电流密度时，改性膜的TMP增长率随之降低，电化学产生的H2O2和· OH对膜上污染物的EO作用、电场斥力和污泥性质的改变(如Zeta电位降低、粒径增大)共同缓解了eMBR的膜污染。Mameda等[30]也发现，EO的膜污染抑制效率在电流密度为0~23 A/m2的范围内逐渐提高，但与装载的电化学电池数量无关。除了电压和电流，阴/阳极材料的种类以及电极间的距离也会影响eMBR的抗膜污染效果。通过比较各种阴极和阳极材料在eMBR中的应用表现，Karimi等[11]发现膜污染的抑制率可在最佳条件下达到77%，该条件为：阴极和阳极材料分别选用Fe和Al、电极间距为1.5 cm、电压为1 V。除上述各项因素外，牺牲电极的损耗率、不必要副反应(如产O2和H2)的发生等也是eMBR设计过程中不可忽视的影响因素。
4 现存的挑战总结当前国内外在MBR中应用EO的表现与机制可发现，eMBR的抗膜污染方式主要分为改性混合液和原位膜清洁两种方式，前者通过降解泥水混合液中的有机物降低其膜污染倾向，间接减轻膜污染，后者通过在膜表面原位降解污染物或灭活细菌直接抑制膜污染的形成。虽然两种方式都可有效减轻膜污染，但前者本质上为基于AOP的化学氧化法，其去除有机污染物的成本必然高于MBR活性污泥中微生物对有机物的分解。因此，从MBR运行成本的角度看，通过EO实现原位膜清洁是更高效且经济的手段，但其在实际MBR中的抗膜污染应用仍存在3项主要的挑战：1)ROS的氧化效果受限于淬灭效应。泥水混合液中具有复杂成分的有机或无机物会消耗电化学产生的ROS[59]，减少用于分解膜污染物的ROS，从而降低抗污染效率。2)ROS对MBR中微生物产生不利影响。电化学产生的无选择性的ROS不仅能杀灭膜上附着的细菌并分解微生物代谢物(如EPS和SMP)，还可能灭活污泥中的细菌，限制MBR中功能微生物的正常生长繁殖，从而导致水处理效率的下降[60]。3)ROS对聚合膜产生不利影响。氧化性的ROS与聚合膜长期接触时会导致滤膜的微观结构和材料性质发生变化，最终缩短膜的使用寿命、降低过滤效果、恶化出水水质、增加运行成本。
此外，在eMBR中使用牺牲电极(如Fe)时，在抗膜污染过程中会产生大量的金属泥(如成分为Fe(OH)2或Fe(OH)3的铁泥)，不仅造成资源的浪费和二次污染，频繁的电极更换还会增加材料和人工成本[32]。在抗膜污染效果方面，eMBR中的电极会因金属氢氧化物在其表面的沉积覆盖而逐渐钝化，其电化学反应速率也会逐渐下降甚至完全停止。应用电场所需的能源消耗是EO抑制MBR膜污染的另一个问题，Huang等[38]监测了eMBR中应用电场的电量消耗，经计算，当使用的阴极导电膜面积为1 m2时，处理每立方米污水所需的电量为0.014 kW · h，该eMBR用于抗膜污染的电量消耗占典型污水处理能耗(0.6 kW · h/m3)的2.3%。在Udomkittayachai等[56]的研究中，用于驱动电化学反应的电量消耗以及用于产生金属离子的电极材料消耗使eMBR的总运行成本增加了10%~30%，表明EO技术抑制MBR膜污染所需的额外成本不容忽视。另外，溶解氧是在eMBR中产生ROS并发生EO反应的必需条件，因此，基于EO技术的抗膜污染应用也受限于某些溶解氧缺乏的水环境，如厌氧或缺氧MBR。
5 结论及展望MBR在污水处理领域中的应用日益成熟，但长期运行过程中产生的膜污染问题是MBR进一步推广的主要瓶颈。为了有效地控制膜污染，开发高效、稳定、环保、低成本的抗膜污染方法成为国内外学者的研究热点。随着EO技术的不断发展，EO与MBR结合构建的eMBR展现出优异的抗膜污染潜力，基于电化学阴/阳极EO效应的抗膜污染机制已被证实，各种根据电极装载方式、电极与滤膜的结合方式、电极的制备材料等开发得到的新型eMBR运行模式层见叠出，EO已成为膜污染控制领域的新兴手段。虽然该技术受电流、电压、电极材料等多种因素的共同影响，且面临ROS淬灭效应、产生金属盐沉淀、耗电带来额外成本等挑战，EO对膜表面污染物的原位高效去除性能使其在众多抗膜污染技术中脱颖而出。经历了仅十余年的发展，基于EO的膜污染控制理论与应用研究已取得了长足的进步，在未来，不断革新的EO技术将逐渐成为MBR污水处理过程中不可替代的膜污染控制方法。
根据近年来的研究现状，EO技术在MBR膜污染控制中所面临的挑战可通过以下方式进一步改进和优化，从而推动膜滤技术在污水处理领域的应用和发展：
1)电化学产生ROS的过程应控制在膜表面或膜孔中，使ROS优先用于膜表面的污染物降解及细菌的灭活，从而尽量降低混合液中复杂成分对ROS的淬灭效应；此时，ROS与混合液的接触较少且寿命极短，其对MBR中功能微生物的不利影响可被最大程度降低。例如，以改性膜作为电极构建的eMBR可控制ROS产生于膜表面，但仍需进一步开发EO效率高且廉价的改性膜材料，从而降低eMBR的运行成本。
2)在eMBR中使用抗氧化性强、化学稳定性高的滤膜(如陶瓷膜)以避免ROS对聚合膜的损伤，从而在长期抗膜污染过程中维持稳定的过滤效果，但膜材料的制备成本仍是开发和生产该类滤膜需要考虑的重要因素。
3)EO产生的金属盐(如Fe盐)沉淀可通过酸化的方式回收，生产絮凝剂用于污水絮凝或生产脱水助剂用于污泥脱水，酸化及电量消耗带来的额外成本可通过产生絮凝剂和节约污泥脱水处置的成本进行补偿。
4)在EO抑制MBR膜污染的过程中探索维持最佳抗污染效果和最低能量消耗的适宜电压；在保证泥水充分混合的前提下采用最小的电极间距，促进离子移动并降低电量消耗。
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