张钤，崔敏华，2，3，陈蕾，吴平，刘和，2，3

（1 江南大学环境与土木工程学院，江苏 无锡 214122；2 江苏省厌氧生物技术重点实验室，江苏 无锡 214122；3 江苏省水处理技术与材料协同创新中心，江苏 苏州 215009）

疏水性新兴污染物（hydrophobic emerging contaminants，HECs）来源广泛、种类多样。药物及个人护理品（pharmaceuticals and personal care products，PPCPs） 和 内 分 泌 干 扰 物（endocrine disrupting chemicals，EDCs）中的许多污染物都属于HECs[1-3]。近年来，HECs消费量和排放量不断增加，且鉴于HECs 具有辛醇-水分配系数高（lgKow＞1）、剂量效应低和半衰期长等性质，导致其在环境中（例如生活污水、地表水、地下水和底泥）的检出范围、检出频率及检出浓度均呈快速上升趋势[4]。研究表明，HECs具有潜在的健康风险和环境危害。例如，Westerhoff 等[5]证实了EDCs 在纳克水平下便可降低人体免疫力，造成内分泌紊乱等危害。生活污水中含量较高的几类HECs 如抗癫痫药物卡马西平（carbamazepine，CBZ）和抗炎药双氯芬酸（diclofenac，DCF）等也具有潜在的内分泌干扰毒性，这类物质可中断生物体的生长代谢过程，从而导致种群数量下降[6]。抗生素类HECs（如红霉素，erythromycin，ETM）的滥用造成了高耐药性微生物菌株的转移风险[7]。有机磷阻燃剂（organophosphorus flame retardants，OPFR）对人类也表现出溶血、潜在致癌、神经毒性和生殖毒性等效应。因此，HECs 在环境生态领域的危害、分布和降解过程亟需关注。

目前，传统污水处理工艺难以实现HECs 的完全降解[8]。一方面，HECs对污水处理厂生物处理阶段的微生物有一定的毒性和抑制作用；另一方面，HECs 主要通过吸附作用由水相转移至污泥相中，并经过雨水的冲刷及生物富集等方式流入到附近的环境介质中，从而持续对生态系统造成危害。基于HECs 独特的理化性质，许多学者研究了传统的生物法、化学法和物理法降解HECs 的效能，取得了一定成效，但各类技术仍存在不同程度的局限性[9-10]，表1对HECs 的去除方法进行了总结。生物降解法可利用微生物的代谢作用将HECs 完全矿化，但其降解周期长、对环境和微生物种类要求严苛；高级氧化技术等借助强氧化性的羟基自由基攻击HECs 分子结构，但此过程中HECs 仅发生部分降解或者会衍生出某些有毒副产物；利用膜技术、吸附技术去除HECs 操作简单、效果可观，但并未真正实现完全矿化去除，仅实现了污染物的相间转移，且后续处理困难。因此，如何有效去除HECs已经成为环境污染控制领域的难点和研究热点。

表1 常见HECs处理工艺效果以及优缺点比较

生物电化学系统（bioelectrochemical system，BES）耦合微生物代谢和电化学氧化还原反应两种技术手段，将电活性微生物（electrochemical active bacteria，EAB）定植于电极表面，可以实现污染物生物降解和电化学降解的协同效应，降低难降解有机污染物的反应过电位进而降低运行成本。早在2009年，Mu等[28]用BES实现了硝基苯的还原降解，推动了BES降解污染物的研究。BES发展至今，利用其去除转化废水中难降解污染物尤其是有机污染物（如硝基芳香烃类[29-30]、偶氮染料[31-32]和氯代有机物[33-34]等）已取得较好的降解效果，生物阴极通过EAB 摄取胞外电子强化电化学系统的氧化还原性能，从而提高污染物的去除效率已具备坚实的理论依据。此外，通过BES与传统的污水处理工艺结合，提高了BES实际应用的可行性。随着BES技术的持续革新，利用高效催化能力的生物电极模式降解转化HECs 的研究体系也日趋广泛和深远。目前，BES 去除HECs 的研究逐渐深入，但是缺乏系统性的梳理。基于此，本综述对BES 消减HECs 的运行机理、影响要素和工艺系统发展等方面进行总结，以期对该领域的研究提供一定的借鉴和参考。

1 影响BES降解HECs的关键因素

BES在纯电化学系统基础上，通过耦合微生物的催化作用强化阳极的氧化作用或阴极的还原作用，兼具生物降解与电化学氧化还原两种工艺的优点。两类典型BES的运行机理如图1所示。两种生物电化学系统中，都是EAB借助细胞膜蛋白[35]、细胞结构[36]或可溶性的氧化还原电子介体[37]，实现电子在固体电极和细胞间的传递，从而提高了整个系统的处理效果，同时兼具运行成本低、反应彻底、中间产物毒性低等优势。

图1 生物电化学系统运行机理

如图2所示，电极、EAB以及反应器构型是组成BES的三个主要部分，这三个要素都会对BES的性能产生一定的影响，进而影响HECs 的降解。此外，HECs 本身的分子结构和官能团等也会对最终降解效果产生影响。

图2 影响BES去除HECs效果的关键因素

1.1 电极材料

电极材料不仅会影响HECs 的降解转化效率，而且会影响最终降解产物的形成。Wu 等[38]比较了电极材料对氯霉素（chloramphenicol，CAP）的降解效能，发现在0.3V 的外加电压下，泡沫镍、碳毡和泡沫铜三种电极分别在反应进行至120h、36h和24h后去除了32mg/L的CAP。相同条件下，泡沫铜阴极的降解速率常数K分别是泡沫镍和碳毡阴极K值的16.13 倍和1.75 倍。此外，泡沫铜电极可将CAP 完全矿化为CO2和H2O，而使用碳棒和泡沫镍电极的主要降解产物是硝基苯。电极、微生物与HECs 之间的相互作用也值得重视。例如，修饰电极是否能增加与电子转移相关的基因表达，并进一步提高氧化还原反应过程中的电子转移率，有待进一步研究。

1.2 HECs种类

疏水性新兴污染物（HECs）是一类具有较高的辛醇/水分配系数（lgKow）的化合物。其表面常带有烃基、硝基和卤素原子等疏水性官能团。不同种类的HECs 电化学性能呈现较大差异。表2 列举了部分环境中分布广泛和生产消耗量大的HECs。其中阿奇霉素、克拉霉素、布洛芬和吲哚美辛等已被证实可在电化学体系中降解，具备在BES中去除的可行性，三氯生、三氯卡班及卡马西平等在BES中的转化行为也取得了一定的研究进展。

表2 常见HECs基本信息及浓度分布

续表2

1.3 反应器构型

根据污染物种类的差异以及实际用途的不同，BES 反应器构型也各不相同。针对HECs 这类目标污染物，近年来常以单极BES反应器测试其降解效能并进行单因素分析，再以双极BES反应器分析目标污染物降解转化途径。双极室BES反应器常以离子交换膜（ion exchange membrane，IEM）将阴极和阳极分隔，保证了两极反应互不干扰，具有优异的抗生物污染性能以及功能菌富集效能。但也正是由于IEM的加入，双极室生物电化学体系中传质效率通常受限。典型的双极室反应器如H型反应器的内阻可达到1000Ω[49]。也有研究人员尝试以盐桥来代替两室之间的IEM，其结果表明，BES的内阻进一步增大到约20000Ω[50]，离子交换阻力更大，传质效率更低。Tahir 等[51]以双极BES 降解转化CBZ（初始浓度为10mg/L），结果表明在阳极施加400mV 的外加电压时，反应体系降解效能达到最佳水平，CBZ最终降解率为84%。蔚清玲[52]运用单极BES处理同浓度的CBZ（10mg/L）时，CBZ最终去除率亦超过80%，且最大输出电压保持在0.45V左右。相较而言，单极室BES反应器成本低、效率高、更具有实用价值。

1.4 电化学活性细菌

EAB 可通过胞外呼吸的方式，在BES 降解HECs 的过程中作为电子传递的重要媒介。G sulfurreducens和S.oneidensisMR-1 等常见的电化学模式菌除优异的电子跨膜传递性能外，还兼具还原脱卤等功能。在混合培养条件下，菌落结构[53]、碳源种类[37]、污染物负荷、温度和盐度等均会影响到EAB 的生长、代谢活性以及与降解相关的生化反应。其电子传递机制、不同种属微生物间协同作用和EAB在降解HECs时的代谢途径关系值得进一步研究，从而在此基础上优化各反应参数、提高系统的传质效率，达到全面提高BES的运行性能的最终目的。

2 典型HECs在BES中的去除

随着研究的不断深入，BES的设计和应用也愈发灵活且广泛。如表3所示，现阶段广受关注的问题包括药物类、个人护理品类、卤代烃类和抗生素类污染物的降解，以及抗生素引起的抗生素抗性基因（antibiotic resistant genes，ARGs）的转移已被证实可利用BES系统实现有效解决。下面将依据这几类典型HECs 在BES 中的降解去除效果进行总结。

表3 BES去除典型HECs的参数设置及降解效率

2.1 BES降解疏水性药品及个人护理用品

在初步证实BES可有效去除疏水性PPCPs的基础上，现对BES 降解转化疏水性PPCPs 的独特优势、系统性能以及潜在降解机制进行归纳。其一，BES可利用还原脱卤等机制实现目标污染物完全脱毒，并借助阳极、阴极同时作用进行氧化还原反应将中间产物进一步转化，如苯酚等芳香族类在BES中发生开环反应并转化为小分子有机酸，最终降解为二氧化碳和水。Wang 等[55]探讨了MFC 中三氯生（triclosan，TCS）的缺氧生物降解效能，结果表明，运行7 个月后，MFC 可在8 天内清除10mg/L TCS。利用荧光显微镜观察发现反应器内的微生物处于活跃状态，说明经处理后，TCS的生物毒性已基本消除。比较BES与传统工艺的TCS去除效能发现，现有污水处理工艺难以实现TCS降解转化且缺乏去除HECs 的针对性技术环节，可处理TCS 浓度水平远低于BES体系。好氧微生物法降解TCS存在生物降解半衰期长的缺点，降解效果常与TCS 浓度成反比，Hay 等[65]富集得到的TCS 降解菌Sphingomonassp.RDI，13天内仅可降解1.75mg/L TCS。厌氧或缺氧环境中的微生物对TCS则更加敏感，大部分微生物的代谢活动会受到抑制。国内外污水检测数据均表明，约有4%～10%未被去除的TCS将随污水处理厂的出水流入自然水体[66]，且鉴于其强疏水性，30%～50%的TCS 将大量沉积在剩余污泥中，通过淋溶渗透进入地下水，再而通过直饮水、鱼类等进入人体，引发后续危害。以此为例，传统工艺降解HECs 的效率普遍不高。其二，鉴于HECs 疏水性强、吸附程度高的特性，BES 体系中电化学转化、物理吸附和生物降解都将参与HECs去除过程。Xu等[55]指出MFC中，超过30%TCS将吸附在反应器的内壁和电极表面。因此，促进其由固相吸附态转入液相溶解态，有利于增强其可降解性。为此研究者们进行正交实验确定不同pH、蛋白质浓度等对其赋存形态及降解效果影响的强弱，再而进行单因素实验确定参数选择范围，从而提高降解效果。Zhang 等[56]研究了MFC 降解CAP 的性能，在MFC中，约84%的50mg/L CAP 在12h 内被降解。去除CAP 时，pH、温度和初始CAP 浓度之间存在显著的交互作用，在31.48℃、pH 为7.12、初始CAP 浓度为106.4mg/L 的条件下，最大降解率为96.5%。Guo 等[57]研究开发了一种电辅助厌氧系统（原理为BES系统）处理CAP废水。在不同的电压下，对系统性能和潜在的代谢机制进行了评价。外加电压从0 增加到2V，降解效率从53.3%增加到89.7%，产甲烷量增加了3倍以上。微生物群落结构和相关分析表明，电刺激选择了优势功能菌，有利于提高CAP去除效率和甲烷产量。外加电压是影响BES运行效能的关键因素，在一定范围内，阴极电位会随着外加电压的增加而逐渐下降，提供充分氧化还原环境，加速反应进程。然而，外加电压超出合理值，电流密度过高，生物阳极易产生极化现象，会降低电活性微生物的附着密度甚至抑制其活性。此外，阴极还原电位过低时会电解水产生大量的氢气，使电子的利用率降低，不利于HECs 的降解。因此，Guo 等实验中将外加电压调整至2V，或许对反应器运行的稳定性造成影响，但其认为电刺激作用下可促进抗性基因在功能菌间的转移和富集，从而有利于微生物适应CAP 存在的环境并发挥功能，因此具体参数的设计应结合应用目的的不同以及处理底物的差异进行综合考虑。

随着利用BES 去除疏水性PPCPs 研究不断深入，对污染物与系统运行性能的相互作用有了更全面的了解。 Wu 等[67]首次发现磺胺甲唑（sulfamethoxazole，SMX）可以提高MFC 中电活性生物膜（electroactive biofilms）的活性和性能。结果证实，20mg/LSMX 的存在使系统最大功率密度增加了18%，能源效率也提高了近3 倍，达到9.6kW·h/kg。Qiu 等[58]使用Ru/Fe 对阳极进行改性后，Ru/Fe-MFC 的最大功率密度为0.600W/m2，加速了双氯芬酸（diclofenac,DCF）的去除，并且发现在Ru/Fe-MFC中，Ru/Fe改性阳极促进了电活性菌和DCF降解菌的富集。由此可见，BES为疏水性PPCPs的降解提供了一种新的技术途径，可有效实现其转化去除。

2.2 BES 降解疏水性抗生素过程中抗性基因的迁移转化

抗生素不仅会对生态环境造成直接污染，还可能诱导ARGs 的产生，加速其耐药性的传播和扩散，并且利用可移动基因原件在同种或异种间互相交换，直接威胁人类健康。探索BES出水中抗性基因的浓度变化有利于评估其环境风险，关注BES降解HECs 过程中ARGs 的归趋和转移机制也极其重要。

如图3 所示，垂直转移和水平转移是ARGs 转移的主要机制，垂直转移主要靠携带ARGs微生物群落的改变，BES体系中存在的电子受体和电子穿梭体均会造成ARGs 宿主菌的变化。水平转移是BES 中ARGs 扩散的核心方式之一，其可利用整合子、转座子、质粒和噬菌体等移动基因元件增强细胞膜通透性或共轭基因表达，从而实现ARGs接合转移。Liang 等[68]评估上流式微生物燃料电池耦合人工湿地（UCW-MFCs）中ARGs 积累的潜在风险，发现闭合电路系统的ARGs丰度高于开放电路系统。实验运行至120天后，ΣintI和Σsul两类抗性基因在UCW-MFCs 的浓度相较厌氧对照组均提高了1 倍以上。较低的HRT 与电极表面较高的HECs浓度积累及ARGs潜在宿主的富集有关，最终导致UCW-MFCs中较高的ARGs丰度。Yuan等[69]实验亦取得相似结论，管状BES携带intI1、sulI和tet(E)的大肠杆菌丰度相较开路状态提高了1～2 倍，ARGs亦随着宿主细胞的存活而得以富集。

图3 BES中抗生素抗性基因（ARGs）的转移机制

此外，微生物群落变化是另一个重要的影响ARGs 转移的因素。Guo 等[57]建立了电强化厌氧处理系统，研究BES 中CAP 的去除规律，阐明去除CAP 过程中ARGs 的变化趋势及其传递机理。结果表明，水平迁移不是ARGs变化的关键因素，微生物群落是ARGs变化的主要原因。微生物群落的变化改变了ARGs（sull基因除外），从而影响了代谢菌的丰度，并进一步改变BES的性能。王思褀[59]评估了BES 降解萘普生（naproxen，NPX）过程中抗性基因的变化情况，发现ARGs的动态变化与其潜在宿主呈现显著相关性，生物膜是出水ARGs的主要来源，BES 可有效阻断ARGs 的水平转移，这为实际ARGs的含量分布流向提供了科学依据。鉴于以上结论的差异，有必要对ARGs的转移机制进行进一步确认。

2.3 BES降解卤代烃类化合物

典型卤代疏水性新兴污染物包含种类较多，其结构稳定、易溶于脂肪、具有高毒性和持久性，一旦进入环境就会长期存在于土壤及沉积物中。近年来数项研究证实[70-71]，BES 系统可以通过电化学技术与微生物相耦合的方式，借助外部电压刺激脱卤微生物的代谢繁殖，从而促进卤代新兴污染物在厌氧条件下还原转化。Peng等[60]利用BES为高浓度对氯硝基苯（p-nitrochlorobenzene，p-CNB）废水的快速处理提供了优异的选择。当使用生物电化学技术时，在p-CNB浓度为40mg/L、外加电压为0.5V的条件下，BES 降解效能明显优化，此时其降解速率常数为1.80h-1，与单纯生物降解（kABR=0.74h-1）和单纯电化学方法（kECR=0.40h-1）相比，BES的p-CNB去除效率存在显著优势。Liu等[61]建立了一种具有预驯化生物阳极的无离子交换膜的MEC，提高了生物阳极中活细胞的比例，降低电子传递阻力。在2,4-二氯硝基 苯（DCINB） 负 荷 接 近100g/(m3·d)时，其 对DClNB 的去除率最好，为91.3%。Chun等[62]证明在外加电流下的BES 中，多氯联苯的总浓度下降了40%～60%，而在对照反应器（无电压或灭菌环境）中，PCB 浓度没有明显下降。Wei 等[72]使用管状MFCs，在两个腔室中同时通过厌氧和好氧降解途径促进五氯酚（pentachlorophenol，PCP）还原、去除和矿化。对多氯联苯的单组分分析表明，二氯代和五氯代的多氯联苯明显减少，这表明其对高氯代的多氯联苯也有去除作用。

除对疏水性卤代烃的广泛适用性外，BES还具有高效低耗的优势。Wen等[73]发现在MEC反应器中氯酚的脱氯效率高达92.5%，转化每摩尔氯酚的能耗仅为0.549kW·h。与单纯电化学还原过程相比，BES 体系能耗相对较小。据Wang 等[63]研究报道，用Pd/C 气体扩散电极降解氯酚能量消耗高达3.21kW·h/mol，此外还需要额外通入氢气或氧气，能耗进一步增加。Feng等[64]利用BES有效去除氟硝基苯（p-fluoronitrobenzene），反应速率高于两种对照体系（生物系统、电催化系统）的反应速率之和。在使用廉价的电极材料和外加电能时，降低了处理成本且硝基苯的去除速率可从MFC 状态下的(1.29±0.04)mol/(m3·d)增 加 到(8.57±0.05)mol/(m3·d)，能耗为(17.06±0.16)W/m3，缓解了处理效率与经济效益之间的冲突。由此可见，生物电化学系统可以保证卤代烃还原转化的高效进行，是一种成本低、效率高、环境可持续的原位修复卤代疏水性新兴污染物的技术。

3 BES 及其耦合工艺在HECs 降解领域的应用

尽管BES技术在降解污染物和产能方面表现出较好的性能，但是直接采用BES技术取代现有的污染物降解技术仍然会面临诸多的问题。因此，将BES技术与现有污水处理设施耦合，作为升级改造的技术；或者与其他技术连用形成处理系统（如图4所示），将有利于提高整体运行稳定性和经济性，同时也更易被产业界接受。

图4 BES耦合其他降解技术处理HECs[70]

3.1 BES与厌氧工艺耦合去除HECs

单一厌氧过程去除HECs 的效果不佳，并且厌氧还原转化过程通常耗时较长。此外，这种厌氧还原过程需要一个电子供体（有机共底物）来创造必要的还原条件且满足微生物生长代谢的需要，因此，在废水处理装置中，为了加速厌氧污染物的还原过程，经常提出添加有机共底物如乙酸钠和葡萄糖等作为电子供体，导致处理这类废水的成本大幅增加。然而，BES在净化水质的同时，直接以目标污染物为电子受体或者电子供体实现转化去除，具有较传统生物修复成本更低的优势。Shen 等[70]将BES 与上流式厌氧污泥反应器（upflow anaerobic sludge blanket digestion，UASB）耦合，以增强对硝基酚（p-nitrophenol，PNP）的去除，与对照组相比，在UASB-BES耦合体系中，PNP的去除和最终还原产物对氨基苯酚（p-aminophenol，PAP）的形成都得到了明显的改善。更重要的是，该系统所需的有机共底物用量明显减少。Jiang等[71]构建的系统富集了多种还原菌和电活性菌，使得生物多样性大幅提高，电极与微生物的协同作用强化了DNCB的处理效果。萨一德的[74]实验表明，四溴双酚A（tetrabromobisphenol A，TBBPA） 可以在升流式MFC 生物滤池（MFC-AF）中降解。针对TBBPA这类污染物，在单纯厌氧条件下也可以降解，但降解周期长达30 天且转化不完全，最终产物BPA 仍然为难降解的HECs。MFC-AF 体系不仅保证了稳定的电流输出（0.6mA），并且能在24h 内实现TBBPA（初始浓度为0.1mg/L）完全去除。相较之下，MFC 系统中的BPA，在阳极区可进一步降解，达到最终矿化，可见MFC 反应体系有望实现对TBBPA的深度去除。

3.2 BES与人工湿地耦合去除HECs

人工湿地（constructed wetland，CW）具有特殊的植物根圈效应和较长的水力停留时间，使得根际溶解氧呈梯度分布，内部呈现好氧-厌氧交替存在的状态进而自发形成电位梯度[75]，加之丰富的微生物群落及较大的表面积，为其与BES系统耦合创造了条件。基于上述分析，可将BES用于耦合工艺的预处理阶段，初步降解转化HECs 为易于生物利用的小分子有机物，减缓高浓度污染物对微生物的胁迫作用，再以BES完成目标污染物的进一步分解转化，实现反应体系的良性循环。陈桐清[76]以布洛芬（ibuprofen，IBP）和双酚A（bisphenolA，BPA）两种典型疏水性PPCP 为目标污染物进行研究，结果表明其在MFC-CW 中的去除效果都能达到99%以上。一方面，外接电路提高了目标污染物的去除效率；另一方面，MFC的引入丰富了CW系统的微生物群落。Li等[77]证明上流式微生物燃料电池耦合人工湿地（UCW-MFC）可以有效地处理IBP 和BPA。与开路方式相比，IBP 和BPA 的去除率分别提高了9.3%和18%。此后，Li 等[78]进一步构建了具有不同循环运行条件和HRT 的微生物燃料电池人工湿地（CW-MFCs），以评估其去除CBZ、NPX和IBP 的能力，实验发现闭路组降低了出水COD、NH4+-N、PPCPs 的浓度负荷，低HRT 增强了疏水性PPCP 在电极上的电吸附。因此，将人工湿地与BES 耦合，有利于高效降解去除HECs，并促进BES的产电性能发挥。

3.3 BES与其他工艺耦合去除HECs

除上述耦合工艺外，BES系统也可以与芬顿工艺结合运用，Wang 等[79]运用BES-Fenton（BEF）体系有效去除BPA 和三氯卡班（triclocarban，TCC）等一系列新兴污染物。此外，亦有研究者发现BES也可与光催化技术集成应用构成生物光电系统，Wang等[80]开发了光催化-MFC系统，具有更好的电化学性能，具有更高的发电能力和三氯酚（trichlorophenol，TCP）去除能力。在初始浓度为200mg/L 的情况下，10h 内TCP 的去除率为79.3%，高于未加照明的MFC （66.0%） 和光催化（56.1%）。研究认为，TCP 的降解途径是光催化过程与MFC 过程的结合，利用光催化产生的中间体化合物，增强了TCP 的降解转化效率，为HECs 去除提供新思路。相比于单独BES处理技术，BES耦合工艺在降低成本节约能源的基础上使HECs 的降解效率显著提高，具有广阔的应用前景，值得进一步研究。

4 结语与展望

本文综述了BES 降解典型HECs 的效能、参数设计及运行机制。总结发现，BES 转化和降解HECs 具有效率高、中间转化产物毒性低的优势，有望成为HECs 治理领域中的重要技术选择。BES与厌氧消化、人工湿地、芬顿等传统工艺的耦合在一定程度上拓宽了其实用范围，使BES在复杂多变的实际污水处理中得以发挥优势，打破了BES局限于实验室规模的困境。尽管BES 在HECs 降解去除与安全转化方面取得了进步与发展，但工程应用过程中仍然存在着电流密度低，耗能成本高等亟需解决的问题。本文综合国内外BES 处理HECs 的现状与发展态势，建议在未来一段时间内将研究聚焦于如下3个方面。

（1）研发高性能、廉价的电极材料。污染物和电极之间的相互作用和电子传递过程的强化是BES研究领域的核心问题，而电极的材质、构型和表面性能起着至关重要的作用。现阶段研究的BES装置规模较小，研究者大多关注电极的电化学性能而忽视了实际应用所要求的低成本、高稳定性和长寿命等特点。应进一步开发和优化电极材料，提高BES在实际应用场景下的适用性，使之具备规模化生产以及实际应用的条件。

（2）解析HECs 在BES 中的降解机制，实现HECs 的高效安全转化。目前，针对BES 中HECs的转化去除着重于描述其降解效果与处理后毒性变化，有关HECs 转化机制报道较少。HECs 在BES中的去除包括物理吸附、电化学氧化还原和功能菌降解三种作用机制。三种去除机制对HECs 降解效果的贡献度还有待进一步探明，通过参数调控实现三种降解机制的调整，或可在降低能耗的基础上提高HECs在BES中的去除效能。

（3）BES与传统技术的集成工艺需扩大应用规模。BES与其他处理技术组合后表现出良好的协同效应。但是在复杂实际场景中，组合工艺的运行参数设置和作用机理解析仍亟待解决。BES技术放大后的电化学损失和能耗成本亟待评估。同时，需细化探究BES与传统技术的组合形式，协调不同工艺单元的运行参数以实现组合工艺长效稳定运行。针对规模化BES技术进行技术经济性分析也将有助于推动该技术在HECs处理领域的应用。