1 引言
新兴污染物（ECs）是指近年来受到广泛关注、对生态系统和人类健康具有潜在危害且尚缺乏完善监管体系的化学物质
[1-2]。ECs通常具有环境持久性、生物累积性与生物毒性等特征
[3]，水体是其重要的环境介质
[4]。
ECs主要包括药物与个人护理产品（PPCPs）、内分泌干扰物（EDCs）、工业有机污染物（如含氟有机物、阻燃剂、染料等）以及新型无机污染物等类别。尽管它们在环境中多以ng/L~μg/L的痕量水平存在，却已被证明能够对生态系统和人类健康产生显著影响。例如，在ng/L级抗生素暴露下，微生物群落仍可产生持续的选择压力，导致抗生素抗性基因与抗性菌株的富集
[5]。多地研究亦表明
[6]，即便在ng/L或nmol/L级的内分泌激素及其微生物代谢物（如孕酮、雄烯二酮、17α-羟基孕酮）暴露下，鱼类即可出现性别比例偏移、性腺发育受阻、GSI异常升高及肝脏解毒酶活性诱导等典型内分泌干扰反应。部分ECs具有较高的环境迁移能力，例如全氟烷基物质和多氟烷基物质（PFAS，如PFOA与PFOS）等高持久性污染物，可通过大气长距离输送并在降水中富集，致使北美与欧洲降水中的PFAS水平达到2~100 ng/L，部分受点源影响的地区甚至超过现行饮用水限值
[7]。除有机类ECs外，部分无机污染物同样表现出相似的迁移特征与环境风险。近年来，稀土元素（REEs）在环境体系中的行为与潜在风险逐渐受到关注。在环境行为层面，REEs与部分重金属离子具有一定共性，均可通过与有机物络合而增强其在水体中的迁移性，从而在环境中表现出较强的持久性
[8]。毒理学研究进一步表明
[9]，REEs可诱导氧化应激、神经毒性及组织损伤，部分REEs可能对儿童神经认知发育产生不利影响，并与潜在的生殖毒性风险相关。
传统水处理工艺对ECs的去除效率普遍有限：物理方法（如混凝-絮凝）主要去除悬浮颗粒，对溶解态的ECs几乎无效
[10]；生物处理因依赖微生物代谢
[11]，对结构稳定、难生物降解的抗生素、阻燃剂及含氟有机物通常去除率极低；化学消毒（如Cl
2、O
3）虽具一定氧化能力，但难以彻底破坏ECs的分子骨架，且在含卤背景下易生成氯酸盐、溴酸盐等卤代副产物。吸附与膜分离能够有效截留痕量ECs，但本质上仍属于“相转移”过程，不仅不能实现真正的降解矿化，还会产生高负载固体残渣或高浓度浓缩液，成为新的潜在污染源。这一风险已在实际运行中得到验证
[12]，例如，中国多家污水处理厂污泥中喹诺酮类抗生素含量可高达21.9 mg/kg；全球调查则显示
[13]，典型市政污泥中PFAS水平达数百至数千μg/kg。当此类污泥被土地利用时，ECs会随之直接进入土壤-水体系统，部分高持久性污染物（尤其是PFAS）表现出显著的长期累积性，并可在淋洗作用下向深层土壤和地下水迁移，形成难以逆转的“二次污染”路径。因此，亟需能够直接破坏ECs分子结构的水处理技术来弥补传统工艺的不足。
在此背景下，能快速产生强氧化性物种并彻底破坏有机污染物分子结构的高级氧化技术受到广泛关注。近年来，电化学高级氧化技术（EAOPs）依托其反应过程可控性高、可处理高毒性与难降解污染物的优势，被视为实现ECs高效去除的潜在核心技术路线。然而，EAOPs在真实水体中的应用仍面临若干关键限制。首先，ECs通常处于ng/L~μg/L的超低浓度
[14-15]，导致反应动力学缓慢；其次，自然与市政水体的电导率普遍较低
[16-17]（约0.1~2.0 mS/cm），电阻损失显著制约了EAOPs的实际能效。此外，EAOPs的氧化过程可能并不完全
[18]，部分降解中间物（如芳胺类与醌类结构）具有潜在更高的生态毒性。与此同时，EAOPs在含氯介质中还存在氧化电解质生成氯酸盐、高氯酸盐等二次污染物的行为，对其工程化应用提出了进一步挑战。
EAOPs易于与其他工艺实现耦合，这为解决上述瓶颈提供了新的技术路径。吸附技术虽不以破坏污染物分子结构为目的，但凭借其选择性富集能力，能够在前端快速捕获水体中痕量ECs，使污染物在吸附界面由ng/L~μg/L的环境水平提升至mg/L级的局部有效浓度。该富集-浓缩效应不仅显著加速了电化学氧化的反应动力学，还在一定程度上缓解了低电导率带来的能耗上升问题，从而为EAOPs在真实水体中的高效运行奠定了关键基础。此外，吸附富集与EAOPs可在空间或阶段上分离进行，使部分潜在的氧化副产物不至于在氧化单元中累积，从而进一步增强处理过程的稳定性与环境安全性。
本文以ECs在真实环境中的污染特征为切入点，系统梳理了EAOPs与吸附技术在ECs去除方面的研究进展、表征手段与作用机制。在不改变研究核心的前提下，本文还适度引入若干在环境行为与处理难点上与ECs高度相似的污染物案例，以支撑相关技术机理与适用性的讨论。在此基础上，进一步总结了两类技术的协同作用机理、工程化潜力与未来发展方向，以期为构建高效、广泛适用且可持续的ECs处理策略提供参考。
2 EAOPs处理ECs的进展与挑战
2.1 EAOPs的分类与适用性
EAOPs是指在外加电场作用下，通过电极界面或体相反应原位生成反应性物种（如·OH、SO4·-、O2·-等），从而实现难降解有机污染物深度氧化的电化学方法。从工程运行角度出发，根据是否引入外源氧化剂，EAOPs可简要划分为以下两类。
（1）零投加型EAOPs：此类技术无需外加强氧化剂，主要依赖具有高催化氧化活性的阳极（如掺硼金刚石电极、氧化铅电极等）在外加电场下发生阳极氧化反应，通过直接电子转移（DET）或原位生成的吸附态·OH（弱吸附），对ECs等难降解有机物实现非选择性氧化降解。
（2）低投加型EAOPs：该类技术需要少量外源性试剂参与，如电芬顿/类芬顿体系中的Fe2+，或电活化体系中的过一硫酸盐/过二硫酸盐（PMS/PDS），以实现·OH、SO4·-等反应性物种的大量生成。
两类EAOPs在实际水处理场景中展现出差异化的优势。零投加型EAOPs由于无需外加强氧化剂、反应过程可控性高，适用于中低浓度、难生物降解污染物的深度处理与出水提标。相比之下，低投加型EAOPs（如电芬顿与PMS/PDS电活化体系）在外源性试剂参与下可产生更高浓度的·OH或 SO4·-，氧化强度显著增强，更适用于高浓度、高毒性及结构复杂的工业废水。在连续运行稳定性方面，零投加型体系受外源试剂影响较小，通常具备更好的长期运行性能；而低投加型体系虽可在较宽水质条件下保持高反应速率，但可能面临电极结垢与钝化、pH适用范围窄、试剂持续消耗等工程性挑战。在二次污染风险方面，零投加型EAOPs的副产物风险相对集中，主要来自氯氧化物等卤素衍生物的生成；相比之下，低投加型EAOPs由于引入外源活化组分，则需重点关注含铁污泥的累积、过硫酸盐等氧化剂残留，以及潜在溶解态金属释放所带来的生态毒性风险。因此，具体工艺选择应在综合权衡污染物类型、目标处理水平、水体电导率、运行成本以及潜在环境风险等因素的基础上进行。
2.2 EAOPs在ECs降解中的研究进展
由于ECs多以痕量水平存在，传质受限成为制约其电化学降解效率的核心瓶颈。为提升EAOPs的适用性与能效，近年来的研究重点转向基于流通式与电化学膜结构的新型反应器开发以及界面反应机制调控。例如，Yang等
[19]提出的Ti
4O
7反应性电化学膜（Ti
4O
7-REM）依托其多孔结构所实现的强对流传质（
图1a），可显著压缩扩散层并强化DET过程，在30 s内即可去除94%~97%的抗生素（
图1b）；其对诺氟沙星的表观速率常数较传统流通体系提升4.3~34倍，同时能耗降低80%~97%。这类强化传质的设计也被Wang等
[20]成功应用于PFOS的降解中，他们揭示了REM阳极组成与孔径对电氧化过程的关键影响，Ti
3+位点能增强PFOS的表面吸附与降低DET能垒（
图1c），使PFOS的降解效率明显优于批式体系，并实现几乎完全的去氟化。总体上，这类增强界面电子转移与传质效率的策略可用于ECs的高效去除
[21]，但仍面临若干挑战：REM等微孔电极材料制备较为困难、长期运行中易发生堵塞、以DET为主导的氧化路径难以实现完全矿化，仍需与·OH等氧化过程结合才能保证出水安全。
近年来一些工作开始聚焦于通过材料改性增强阳极的·OH生成速率。例如，Xie等
[22]在Ti
4O
7阳极中引入微量碳材料，发现仅0.1%（质量分数）的碳即可显著降低电荷转移电阻（
Rct）、提升界面电子吸收能力，并抑制析氧反应，使阳极能够在更低电位下实现更高的氧化活性（
图1d）。进一步地，He等
[24]通过构建Ti
3C
2 MXene掺杂的Ti
4O
7陶瓷膜，实现了电子结构优化与反应位点暴露的双重增强，使电荷转移阻抗由59.09 Ω降至4.21 Ω，并使·OH的产率提高2.3~2.6倍，为更广泛的ECs降解提供了技术基础。
EAOPs过程中的二次污染物威胁不可忽视。卤素的存在（包括卤代基团和游离卤素阴离子）在高电位下易被转化为高毒性副产物，如氯酸盐/高氯酸盐等。Serna-Galvis等
[25]在处理含卤取代基的ECs时检测到氯仿和二氯乙酸等具有毒性的氯代副产物；在另一些研究中则观察到游离Cl
-进一步转化为ClO
3-和ClO
4-[23,26]，其中ClO
4-属于典型的持久性无机污染物。电极材料的优选和改进有助于缓解上述问题。例如，Wang等
[23]比较了Ti
4O
7与掺硼金刚石（BDD）阳极上PFOS的电氧化行为，结果表明Ti
4O
7阳极上ClO
3-和ClO
4-的累积显著更低（
图1e，
f）；Li等
[26]则将Ti
4O
7应用于饮用水电化学消毒，所生成的ClO
4-浓度可控制在饮用水标准限值以下。值得注意的是，前述Yang等
[19]提出的Ti
4O
7-REM体系在含NaCl的条件下运行时，其ClO
3-累积浓度仅为流过式系统的约43%，且未检测到ClO
4-的生成，强调了以DET为主要路径的Ti
4O
7体系在兼顾ECs去除（未完全矿化）效率与副产物风险控制方面的优势。
总体而言，近年来EAOPs在ECs去除方面的研究，正逐步从单一追求去除率转向“通过强化传质提高反应动力学”和“协同控制副产物风险”并重。基于此，深入揭示不同电极/反应器体系下的主导活性物种、降解路径及脱卤等关键反应行为，已成为EAOPs进一步优化与工程放大的前提。
2.3 EAOPs的表征手段与降解机制
随着对主导活性物种、界面反应行为与降解路径的精准识别需求不断提高，电化学、光谱、质谱及理论模拟等前沿技术的协同应用，正成为理解EAOPs反应本质的关键手段。这些技术主要聚焦三个层面：活性物种的鉴定、中间体与降解路径的解析，以及电极界面结构与电子行为的表征，并共同构成了EAOPs的系统性机制认知框架。
EAOPs的核心在于活性物种（·OH、SO
4·
-、
1O
2、O
2·
-等）的产生与转化。Wang等
[27]结合电子顺磁共振（EPR）、拉曼光谱与傅里叶变换红外光谱（FTIR），系统解析了BDD电极界面上的降解行为，证实了以·OH为主导的非选择性氧化路径。相比之下，电芬顿/类芬顿体系的反应机制更为复杂。Yang等
[28]在构建PA-OCNTs@CoFe
2-LDH电芬顿膜后，通过EPR与多类自旋捕获剂（DMPO、TEMP）实现对·OH、O
2·
-和
1O
2的逐一辨识，其中DMPO-OH的典型1∶2∶2∶1四重峰证实了·OH的生成，TEMP-
1O
2的三线信号及其在D
2O中的显著增强使体系中
1O
2的贡献得到确认，而在甲醇体系中出现的DMPO-O
2·
-四重峰则表明超氧自由基也参与反应。这类“EPR+多猝灭剂+同位素效应”策略已成为解析多活性物种协同机制的重要方法。相关思路在其他体系中同样适用，例如，Yu等
[29]通过KI与IPA在光催化体系中区分光生空穴（h
+）与·OH的贡献，并结合DMPO-EPR明确了·OH的关键作用。
在明确主导活性物种后，对ECs降解过程中生成的中间体进行精准识别，是进一步理解EAOPs反应路径的关键步骤。Ji等
[30]利用LC-MS对电芬顿体系降解多西环素所得碎片进行系统解析，将其转化归纳为三条并行路径：由去甲基化/去酰胺化驱动的侧链断裂途径；由脱羟基+去甲基化诱发的深度开环途径；以及以去甲基化/去氨甲基/去氨基为主的含氮侧链断裂途径。三类路径相互交织，多级片段进一步氧化并最终趋于矿化。值得注意的是，与抗生素这类分子量较小的污染物不同，PFAS等具有高化学稳定性的ECs，其降解中间体寿命短且脱氟/断链过程高度依赖电子转移动力学，使得传统LC-MS难以全面捕捉其转化过程。为此，Li等
[31]基于密度泛函理论（DFT）模拟揭示了全氟烷基酸类（PFAAs）的电子得失行为、PMS的吸附活化路径与自由基生成能垒。其研究表明，PFAAs的HOMO/LUMO能级差与其降解速率呈良好线性相关（
R2 ≈ 0.98），提示电子转移能力越强，其断链/脱氟过程越易发生。进一步结合自由基贡献分布、反应能级图与关键反应位点的Fukui指数，研究构建了“电子转移 → 自由基攻击 → 官能团断裂 → 脱氟/矿化”的机制框架，为解析这类ECs的EAOPs反应路径提供了重要的理论与方法学参考。
对电极界面结构、孔道可达性及电子传递行为的解析，是理解EAOPs反应动力学差异的关键。Xie等
[22]通过对Ti
4O
7与Ti
9O
17阳极的结构分析指出，不同相含量及碳掺杂会显著影响界面的电荷传递行为；电化学阻抗谱（EIS）结果显示，Ti
4O
7的电荷转移电阻可随相纯度、孔结构与掺杂状态而系统下降，表明其界面电子行为可通过材料调控得到显著改善。进一步结合孔结构表征可知，微米级孔道有利于对流传质，而纳米孔则更易导致离子迁移受限，这些微观结构差异共同决定了阳极的导电性与电荷转移能力。Zhuo等
[32]进一步通过构筑高氧缺陷比Ti
4O
7-E/F阳极，系统揭示了表面化学调控对界面电子行为的深刻影响。线性扫描伏安法（LSV）测试表明，该阳极的析氧电位（2.164 V vs Ag/AgCl）高于原始Ti
4O
7，使其在抑制析氧反应的同时更有利于维持有机物氧化的电子利用率；CV曲线则显示蚀刻与氟化显著扩大了电活性区域，反映出更高的电化学可达面积。EIS分析进一步给出定量证据：蚀刻后的Ti
4O
7-E将
Rct从44.31降至4.18 Ω·cm
2，而氟化后的Ti
4O
7-E/F虽因F占位与疏水性上升导致
Rct回升至 20.66 Ω·cm
2，但仍远低于BDD电极。氧缺陷与F取代的协同效应不仅提升了界面电子传输能力，还增强了表面·OH的生成速率（为原Ti
4O
7的1.38~3.2倍），从而显著提高了面积归一化动力学常数。这些结果说明，线性扫描伏安法（LSV）、循环伏安法（CV）与EIS等电化学表征在揭示阳极的界面电子行为方面发挥了关键作用，它们将宏观的电催化性能提升与微观的电子结构调控建立了明确关联。对EAOPs阳极材料设计具有重要参考价值。
综上，活性物种解析、降解中间体追踪以及电极界面电子行为表征共同构成了EAOPs机制研究的三大支柱。三类方法的协同推进，使EAOPs的整体机制模型更为清晰，并为高效、稳定的阳极材料设计提供了系统性的理论基础。
2.4 EAOPs的挑战与局限性
尽管通过调控界面电子转移、优化电极活性位点暴露度并提升·OH、SO4·-等活性物种的生成通量，可显著强化EAOPs对ECs的降解性能，但在真实水体中的应用仍面临多方面的工程瓶颈：
1）ECs往往仅以痕量水平存在
[14-15]，导致其向电极表面的扩散严重受限，传统二维反应器的降解动力学受到显著制约。尽管三维电极和REM
[19,33]等强化结构可压缩扩散层并部分缓解传质瓶颈，但三维颗粒电极存在难回收、易流失及长期运行稳定性不足等问题；REM的微孔结构则易发生堵塞和不可逆污染，使其在实际工业场景中推广受到限制。
2）ECs污染水体普遍具有低电导率
[16-17]，在此条件下，欧姆降引起的电能损失显著增加，从而导致EAOPs整体能效显著下降。与前述传质受限问题不同，低电导环境进一步从体系电学性质层面对反应效率形成制约。尽管光催化氧化或光电催化等不依赖外加电解质的高级氧化技术能够在低电导水环境中运行
[29]，但其仍受限于催化剂制备成本较高以及活性位点易受天然有机质（NOM）污染等问题，工程应用同样面临挑战。此外，实际水体中普遍存在的NOM及多种无机离子（如Ca
2+/Mg
2+、HCO
3-/CO
32-等）会通过多重机制协同影响体系性能。首先，腐殖质等可作为背景有机物优先消耗活性氧物种，降低目标污染物的降解效率
[34]。其次，小分子有机物及碳酸盐体系可作为自由基猝灭剂
[19]，与·OH等高活性物种反应，将其转化为反应性较低的物种（如碳酸根自由基），进而削弱非选择性氧化过程的贡献。同时，Ca
2+和Mg
2+在阴极局部高pH条件下易形成沉积（如CaCO
3、Mg（OH）
2）
[35]，导致电极表面结垢、界面电阻升高及传质受阻，进一步导致体系性能劣化。因此，在实际水体中，EAOPs会受到界面竞争、活性物种猝灭及电极失活等作用的影响，这些因素可能进一步改变反应路径并影响后续降解行为。
3）EAOPs的不完全降解与二次污染物生成问题同样不容忽视
[18]。在实际条件下，由于反应动力学受限，ECs的部分氧化产物往往难以完全矿化并残留于水体中，且这些产物的累积在低浓度条件下可能进一步加剧
[36-37]。已有研究表明，ECs的不完全降解产物仍可能保留一定的生物活性、遗传毒性或内分泌干扰效应
[21,38]。在含卤代结构的ECs处理中，部分脱卤不完全的芳胺类、醌类中间体甚至表现出比母体污染物更高的生态风险。同时，Cl
-广泛存在于自然水体与市政污水中
[39]，其在高电位阳极上易被进一步氧化形成ClO
3-、ClO
4-等高持久性无机副产物
[40]。上述风险表明，EAOPs在真实场景中需重点关注不完全降解产物的累积及副产物的生成与释放，从而对确保出水安全提出了更高要求。
3 吸附在ECs去除中的进展与挑战
3.1 吸附原理与吸附材料分类
吸附过程通常可分为物理吸附与化学吸附两类，其吸附类型、主导作用力及特性被总结在
表1中。
从材料组成的角度，常见吸附剂可划分为碳基材料、矿物材料、金属及其氧化物材料、高分子材料及金属-有机框架（MOFs）等。不同材料体系因其表面结构、孔隙特征及化学官能团差异而体现出不同的吸附行为。Yu等
[41]以氧化多壁碳纳米管（MWCNTs）去除水中的喹诺酮类抗生素，结果表明其吸附过程主要受π-π相互作用和疏水作用等物理吸附机制主导。由于此类作用力键合能低、可逆性强，吸附-解吸过程易于实现，为材料的再生与循环使用提供了良好条件。碳材料具有极为广泛的来源
[42]，例如活性炭、果壳、竹炭、骨炭、咖啡渣等多种原料制备的碳材料均已被证实在多类药物的吸附中表现出优异性能。
与碳基材料主要依赖疏水作用和π-π相互作用等非专一性界面作用不同，黏土矿物凭借层状结构、高表面电荷密度及丰富的可交换阳离子位点，在吸附与富集过程中表现出截然不同且更具选择性的主导机制。对于包括稀土配体类造影剂、重金属-有机络合物在内的ECs，还需通过吸附、离子交换或沉降过滤等手段加以进一步清除。Bishop等
[43]通过批量吸附实验与EXAFS系统评估了黏土矿物对稀土元素的吸附与迁移行为，结果显示，无论黏土类型或离子强度如何变化，在中性略偏碱条件下（pH ≈ 7.5）其吸附效率均超过95%，表明黏土矿物在金属富集与环境迁移控制中的关键作用。除了天然黏土的多样性（如膨润土、蒙脱石、高岭石等），黏土矿物与其他功能性材料构成的复合吸附剂还展现出优于单一黏土的综合性能。相关研究表明，黏土-碳复合材料在去除有机污染物时的吸附容量可提升50%~250%
[44]，其增强效应主要源于复合过程中形成的稳定异质界面以及更丰富的表面官能团，而非单纯的比表面积（SSA）增加。
金属基材料因具备可参与电子重排与界面反应的活性金属表面，往往呈现出另一类截然不同的吸附模式。Fang等
[45]指出，纳米零价铁（nZVI）依托其高SSA与丰富活性位点，可通过静电作用及铁界面的电子参与机制快速吸附PFOA与PFOS，电子转移行为在其中发挥了重要作用。
高分子材料及MOFs类吸附剂因其高度可设计的孔结构、丰富可调的配体化学以及可实现特定识别位点的特性，近年来也逐渐成为吸附材料研究的重要方向。壳聚糖本身富含氨基、酰氨基及羟基，是天然高分子中最具潜力的材料之一，但其原始形态存在溶胀性强、在酸性条件下易溶解、吸附动力学较慢等局限。Elanchezhiyan等
[46]以壳聚糖为基体构建磁性还原氧化石墨烯-锌铁氧体复合微球（rGO-ZF@CB），显著改善了这些问题。在该体系中，rGO-ZF@CB不仅具备良好的磁分离特性，还实现了对典型长链PFAS（如PFOA与PFOS）的显著吸附增强，其最大吸附容量分别达到16.07和21.64 mg/g，明显优于单一壳聚糖材料。机制分析表明，静电吸引与疏水相互作用共同驱动PFAS的吸附，而rGO与铁氧体的引入则进一步提升了界面活性与功能团密度，从而赋予复合材料更高的吸附效率。
另一方面，由于ECs种类繁多、环境浓度普遍较低且污染范围广泛，仅依赖高成本或需要复杂制备工艺的材料在实际应用中仍存在局限。为满足大规模处理及可持续发展的需求，近年来基于农业废弃物或生物质制备的绿色吸附剂逐渐受到关注。这类材料具有原料广泛、成本低廉、制备工艺简单等优势，并在去除多类有机污染物方面表现出良好性能。例如，Nguyen等
[51]利用H
3PO
4活化的葵花籽壳生物炭实现了对多种抗生素的高效吸附，展示了生物质吸附剂在实际水处理中的潜在应用价值。
综合来看，不同来源与结构的吸附材料在ECs去除中展现出各具特色的作用机制与应用优势。然而，吸附剂在实际水体中的表现仍受到pH、背景离子、共存污染物、动力学等多重因素影响。因此，有必要进一步结合ECs的结构特征与环境行为，系统评估不同材料在实际场景中的处理性能与应用潜力。
3.2 吸附在ECs去除中的研究进展
传统的吸附材料设计策略主要围绕三个层面展开：1）提升SSA来增加潜在吸附位点密度；2）引入特定表面官能团来增强污染物的识别与结合能力；3）调控材料的微观结构来改善传质效率。
然而，仅依靠上述传统策略仍存在明显局限。首先，宏观上的SSA提升难以适配污染物的分子结构、尺寸与电子特征，导致材料-分子之间的匹配缺乏量化设计依据。其次，吸附界面常伴随多种机制耦合，其贡献比例与主导路径难以通过常规表征手段准确区分。最后，对孔结构与官能团的调控仍停留在经验主导的层面，缺乏基于分子识别的精细化设计，难以实现对特定类别ECs的高选择性与专一识别。
近年来的研究逐渐从经验驱动走向机理驱动，相关前沿技术正在沿两条互补路径推动吸附领域的发展：一方面，DFT、分子动力学模拟（MD）以及蒙特卡洛模拟（MC）等计算手段能够在原子与电子尺度上揭示吸附界面的作用机制，解析成键方式、配位结构及界面动态演化；另一方面，机器学习等数据驱动方法则进一步将这些微观信息转化为可操作的设计准则，用于指导特定位点构筑、孔道调控和表面化学调节，从而实现吸附材料的理性设计与性能优化。
DFT能够直接获得吸附体系的电子结构信息，被认为是揭示吸附机理最具解释力的理论手段之一
[52]。Liu等
[53]使用AHP处理芝麻秸秆生物炭，并将其用于Cd
2+的吸附。经DFT计算与实验数据联合分析（
图2a~
d），明确了Cd
2+吸附过程中离子交换、表面配位、共沉淀及Cd
2+-π相互作用等多种机制的协同贡献，并从电子层面阐明了氧含官能团提供孤对电子、芳香结构提供π电子的配位特征。最终制备得到的吸附材料对Cd
2+的最大吸附容量显著提升（约87.13 mg/g），揭示了DFT在定量解析吸附界面电子结构与反应路径中的关键作用。与强调电子结构与能量最小化路径的DFT不同，MD关注吸附过程的动态演化，可捕捉界面微观环境随时间变化的细节。基于这一优势，MD已被广泛用于解析非甾体抗炎药（NSAIDs）在MOFs中的吸附行为
[54]。以UiO-66-（COOH）
2为例，Younes等
[55]首先借助MC首先确定了双氯芬酸（DCF）在材料表面的最低能量构型，发现Zr
6簇中不完全配位的Zr
4+可作为Lewis酸位点，与药物分子中的羧基或芳环发生强配位及π-π作用。MD模拟进一步证明了药物进入吸附剂孔道后的稳定构象及局部环境调控（
图2e~
g），为阐明NSAIDs在Zr-MOFs中的吸附机制提供了动态证据。类似地，MOF类吸附剂MIL-100（Fe）对DCF的高容量吸附也通过多尺度模拟得以证实
[56]：MC模拟显示DCF分子优先位于MIL-100的特征五元孔区域，而MD模拟则揭示其在孔道中的自发扩散与最终稳定吸附构型，从结构层面解释了该材料单层吸附容量高达773 mg/g的原因。综上，DFT、MC与MD可分别从不同层面提供互补信息，使吸附过程得到完整解析。
随着机制层面认识的加深，研究正逐渐转向如何将微观尺度的信息映射为材料设计规律，从而实现对吸附剂结构与功能的可预测与可控调节。Yazid等
[58]通过DFT计算系统分析了目标除草剂分子在中性与带电状态下的电荷分布、HOMO-LUMO能级等关键分子参数，据此识别了其在与吸附剂作用时的优先结合位点，从而为吸附材料的表面官能团调控提供了定量化设计依据。基于这些微观电子结构信息，研究者进一步制备了以核桃壳为前驱体的改性活性炭材料AC-Ws。该材料在去除目标除草剂2，4-D时展现出显著增强的吸附性能，其最大吸附容量达到290.2 mg/g，明显高于多数文献报道的常规活性炭材料（通常约80~240 mg/g），验证了DFT驱动的理性材料设计在吸附剂性能优化中的有效性。在机理驱动研究基础上，数据驱动的材料设计方法正在成为吸附剂开发的另一重要方向。Li等
[57]构建了一个基于机器学习（ML）的生物炭设计框架，实现了从材料制备条件到吸附性能的全流程预测与优化。研究者分别建立了两个XGBoost模型（
图2h~
j）：其一用于预测不同原料灰分与热解温度对SSA和孔结构的影响；其二则用于预测生物炭对有机污染物的吸附容量Q
e，其中吸附模型的预测精度较高（
R2 ≈ 0.97）。在此基础上，两类模型通过粒子群优化进一步耦合，实现了“制备参数 → 材料结构 → 吸附性能”的反向设计。该混合ML框架能够自动筛选最优原料与热解参数，用于制备针对特定抗生素的定制化生物炭。优化结果显示，以松木为前驱体并在500~700 ℃范围内热解，可获得较高SSA的生物炭，对磺胺甲噁唑、环丙沙星和四环素等多种抗生素均表现出优异的吸附能力。此外，模型还捕捉到抗生素分子量与所需最佳SSA之间的负相关趋势，说明污染物分子尺寸越大，对高SSA的依赖越弱。该研究实现了“制备参数—材料属性—吸附性能”的量化耦合，为吸附材料的精准设计提供了智能化路线。此类数据驱动的设计策略具有较好的通用性，还在诸如重金属捕获、气体吸附等多个体系中得到了应用
[59-60]，展示了机器学习在新型吸附剂开发中的跨体系、可迁移优势。此外，高通量筛选（HTS）是一类可实现对庞大材料库进行快速性能评估的加速筛选技术。相比于DFT、MD等侧重机理解析的方法，HTS的优势在于能够在短时间内遍历数量级更大的候选结构，为材料发现提供高度并行、系统化的搜索途径。目前，该策略主要应用于MOFs等晶态多孔材料的结构优化与多组分气体吸附性能预测
[61-62]，并已形成较为成熟的模拟筛选体系。然而，在水相有机污染物吸附领域，HTS的应用仍相对有限。随着吸附数据库的逐步积累、界面力场与溶剂化模型的精确化发展，HTS有望与DFT、MD以及ML模型深度融合，构建面向水相吸附体系的高通量筛选框架，实现从大规模候选材料库中快速锁定具有特定孔结构、表面官能团或界面亲和性的优选吸附剂。
3.3 吸附机理的表征与吸附模型
在实际研究中，阐明污染物与吸附剂之间的相互作用机理至关重要。为此，研究者通常结合多种表征技术
[63-64]，如FTIR、X射线光电子能谱（XPS）、拉曼光谱、扫描电子显微镜（SEM）等，以支撑对吸附过程的深入解析。
FTIR是常用的表征手段之一，Wang等
[65]利用FTIR分析了四种典型微塑料对三种抗生素（阿莫西林AMX、环丙沙星CIP和四环素TC）的吸附行为与机理。FTIR结果显示，AMX吸附前后材料表面未出现新的官能团峰，表明其主要通过表面吸附与孔填充等物理作用实现去除；而CIP和TC的吸附则伴随特征峰（如1600~1631、1364~1378 cm
-1）增强及新峰（如2711~2718 cm
-1、690~775 cm
-1）出现，分别反映了氢键作用及C―H、O―H振动的变化，提示其更倾向于多点位的化学吸附机制。为进一步获得更全面的机理解析，Cho等
[66]整合小角X射线散射（SAXS）、衰减全反射傅里叶变换红外光谱法（ATR-FTIR）与XPS等技术，对红麻生物炭吸附三氯生的机制进行了更高维度的结构-化学联合解析。SAXS显示吸附后材料的表面分形维数由3降至2.8，表明三氯生进入孔道后使材料表面趋于平整；FTIR中苯环C―C骨架振动（1435 cm
-1）及C―Cl吸收峰（876 cm
-1）增强，说明芳香环结构与卤素基团参与吸附；XPS则进一步证实吸附后无机氯信号消失、有机氯增强，同时O 1s中―OH组分增强，C 1s变化显示π-π作用存在。综合来看，该研究揭示了比表面积、芳香结构、π-π作用、氢键及表面官能团对三氯生吸附的协同贡献。总体而言，通过多种表征技术的联合分析，为解析吸附过程中官能团的参与、表面化学环境的演化及微观结构的变化提供了多维度实验依据。然而，这类表征结果对瞬态界面过程、吸附位点竞争以及不同作用力在实际运行条件下的相对主导性仍难以直接量化。因此，吸附机理的表征通常需要与动力学模型、等温吸附模型及理论计算等手段相结合，才能构建更加系统的机理认知框架。
在吸附研究中，动力学模型与等温吸附模型是解析吸附行为的经验性辅助工具。研究者广泛利用准一级（PFO）和准二级（PSO）动力学模型来拟合实验数据
[51]，以表征吸附过程的速率特征
[49-50]；或是引入Langmuir和Freundlich等温模型，对不同吸附剂的表观吸附能力与亲和性进行比较。这些模型的拟合结果常被用于辅助判断吸附过程的速率特征与可能的作用机制，并揭示吸附剂表面的能量异质性及吸附质的覆盖特征（单层吸附或多层吸附）。
4 吸附-EAOPs耦合用于ECs去除
4.1 耦合理论基础
EAOPs与吸附技术在应对ECs污染时均存在固有局限：EAOPs虽能够实现高效氧化去除，但常受界面传质不足、能效下降以及潜在中间体累积等问题限制；吸附通常难以实现ECs的有效降解，并可能因吸附剂饱和或环境条件波动而导致污染物再释放。在此背景下，构建吸附-EAOPs耦合体系具有明确意义，主要体现在以下三个方面。
（1）传质与界面反应的互补作用：由于EAOPs过程中起到主导作用的反应性物种（如·OH）寿命极短（纳秒-微秒级）
[67-68]，其有效作用半径往往局限于电极表面极薄的反应层内，致使污染物分子需跨越相对较厚的液相扩散层（通常可达约10~100 μm）才能进入反应区，导致传质受限与界面局部浓度不足，大量自由基因无法及时接触目标污染物就发生了无效猝灭。吸附过程能够在电极-电解质界面原位富集污染物，显著提高目标分子在反应活性层内的有效浓度，从而强化界面反应动力学，缓解EAOPs的传质瓶颈，并大幅提升自由基等反应性物种的利用效率。
（2）能效优化与副产物控制：实际水体中的电解质浓度远低于实验室体系（如常用的0.05~0.10 mol/L硫酸钠）
[16-17]，会导致欧姆降显著增加，进而降低EAOPs的能效。吸附过程几乎不受水体电导率的影响，其与EAOPs的耦合可将富集与深度降解分阶段在不同运行条件下实施，从而减少能量损失、提高整体去除效率，并抑制副产物及中间体的累积。
（3）污染物降解与二次污染控制：吸附剂在饱和或遇到温度、pH、电解质类型/浓度等条件波动时易发生目标污染物再释放
[69-70]，带来潜在的二次污染风险。EAOPs对吸附态污染物的氧化有助于实现吸附剂的原位再生，从而延长吸附剂的使用寿命。
综上所述，吸附-EAOPs耦合体系有望突破单一技术在界面传质、复杂水基质条件下的能效损失以及吸附剂再释放风险等方面的瓶颈，为ECs的高效、安全去除提供了一种有效的策略。
4.2 耦合模式分类与协同机制
吸附-EAOPs耦合体系可主要划分为以下三种典型模式，每一模式均针对特定ECs的环境行为特征及水处理目标，提供了差异化的解决路径：
（1）同步吸附-EAOPs降解模式：适用于痕量级ECs因扩散受限而导致界面反应效率过低的场景
[19]，此模式可利用材料对污染物的选择性吸附，显著提高电极界面的局部污染物富集程度、强化反应性物种的利用效率，从而改善EAOPs的传质瓶颈。
（2）吸附富集-EAOPs降解模式：适用于水基质复杂、EAOPs难以直接稳定运行的场景
[19,32]，如高盐度、低电导、高天然有机物负荷、或含大量自由基猝灭剂（Cl
-、HCO
3-、PO
43-等）的水体。该模式通常要求ECs具有较强吸附倾向，使污染物可被转移至独立的EAOPs反应体系中进行后续降解。
（3）EAOPs降解-末端吸附模式：适用于EAOPs可快速初步降解或转化，但生成的有害中间体、副产物等难以继续矿化的场景。此类模式适用于深度处理需求，如去除不完全降解产物、吸附在EAOPs过程中释放出的金属离子（如REEs或重金属络合物）、提高出水稳定性或满足更严格的排放标准。
综上，三类耦合模式体现了吸附与电化学过程在污染物富集、转化与去除环节的功能互补。
同步吸附-EAOPs降解模式近年来发展迅速，其核心在于通过界面结构与反应空间的协同设计，在纳米尺度上重构污染物富集、反应性物种生成与电化学反应过程的耦合关系。Wang等
[71]基于纤维素-壳聚糖骨架，结合原位氮掺杂与分子印迹技术，构建了具有纳米限域反应空间的单阴极碳电极（CSF-MIP-800），并在电芬顿体系中实现了对PFOA的同步吸附-电催化降解（
图3a）。印迹孔腔在空间尺度和官能团匹配上高度吻合PFOA分子，使其在阴极表面及孔道内被优先吸附和富集；DFT计算进一步表明，限域空间中的吡啶型N位点对PFOA具有最高吸附能，可作为“协同作用位点”同时锚定PFOA并催化O
2经氧还原反应（ORR）2电子路径生成H
2O
2。相较于非印迹电极，CSF-MIP-800显著增强了氧还原反应活性及反应性物种的生成能力：氧转化效率由17.9%提升至61.2%，·OH与O
2·
-的有效浓度分别提高约2~3倍。在pH ≈ 3、电催化剂投加量1.8 g/L条件下，该单阴极EF体系在120 min内可实现96.7%的PFOA去除，对应总有机碳（TOC）去除率约83%、脱氟率约60.3%。该体系中，分子印迹构建的限域空间兼具目标分子的选择性吸附与活性氧物种（如·OH、O
2·
-）的原位生成双重功能，大幅缩短反应性物种与污染物之间的传质距离，显著提升了界面反应效率。同步吸附-EAOPs降解模式也可拓展至阳极侧，Zhang等
[72]利用双功能金属有机骨架（Fe-MOFs）制备了兼具优异吸附性能与强阳极氧化能力的电极：MIL-101（Fe）骨架为磺基水杨酸和对乙酰氨基酚提供了丰富的吸附位点，而阳极氧化过程中原位生成的α-FeOOH则成为活性中心，可加速电荷转移并驱动活性氧物种（
1O
2、O
2·
-、·OH等）的生成与利用（
图3b）。这种吸附-阳极氧化协同作用在多孔界面持续进行，不仅维持了电极表面的高局部污染物浓度，还实现了活性位点的原位再生。得益于此，该体系在实际制药废水中实现了约94%的PPCPs去除率，能耗低至31.2 kWh kgCOD
-1，验证了该耦合模式在提升界面反应效率与能效方面的显著优势。在动力学层面，该体系不再完全遵循EAOPs中常见的准一级反应行为，而更符合Langmuir-Hinshelwood型表面反应模型，即反应速率同时受污染物表面覆盖度与电化学反应速率控制。对于具有较强吸附倾向的分子（如磺基水杨酸），反应过程呈现明显的吸附-反应耦合特征，表明该类耦合模式改变了反应控制步骤与动力学结构。然而，在实际水体中，同步吸附-EAOPs降解模式的界面优势亦可能受到天然有机质干扰。以腐殖酸为代表的NOM具有复杂的分子结构，在电极界面表现出显著的竞争吸附行为，可优先占据活性位点并降低目标污染物的界面富集效率。同时，腐殖酸的两亲性特征使其易在电极表面形成吸附层，影响反应性物种的生成与传递
[34]，进而引发界面污染及电极钝化。为缓解上述问题，可通过预处理手段（如活性炭吸附、超滤等）
[73]在EAOPs前去除或转化NOM，从源头降低界面污染风险。在反应过程中，引入超声等强化技术
[74]可通过空化效应剥离电极表面沉积层并强化界面传质，从而减缓钝化进程。此外，还可通过脉冲电流或周期性反极性操作
[75-76]，以及化学清洗（如酸洗或碱洗）等手段，维持电极表面的活性与稳定性。因此，该模式在实际水体中的运行性能高度依赖于界面污染与水体基质的协同调控。
相对应地，吸附富集-EAOPs降解模式的核心是先将污染物从复杂水体中富集、分离，再在可控电化学环境下实现吸附剂再生。Ersan等
[77]提出了用于吸附饱和活性炭（F400）的原位电再生概念验证体系，实现了对PFAS富集吸附剂的电驱脱附与容量恢复。该体系首先利用活性炭的高比表面积与疏水性高效富集长链PFOA；在再生阶段，将饱和F400作为阴极，使水还原生成的OH
-在炭表面引起局部pH显著升高，从而电驱脱附带负电的PFOA分子，这些脱附在溶液中的PFOA有望通过EAOPs进行后续异位的降解处理。多轮吸附-再生循环表明，该方法可恢复约60%的初始吸附容量，并在4个连续循环中保持较高的再生稳定性；能耗仅约0.70 kWh kg
-1，较传统焚烧等再生技术具有明显优势，表明电化学过程可作为吸附剂再生的有效手段，并为后续对浓缩PFAS溶液的深度氧化处理创造条件。另一类策略通过构筑具有富集功能的界面位点，使污染物得以在电极表面预先富集，并在后续阶段通过EAOPs完成污染物的降解。Roth等
[78]构建了由多壁碳纳米管（MWCNTs）组成的微管状气体扩散电极（CNT-GDE），并采用先吸附富集-后电芬顿降解的运行策略，规避了传统电芬顿工艺对酸性条件和铁泥分离的依赖。在该体系中，CNT-GDE兼具多孔吸附剂与阴极功能，首先在无外加电场下从原水中富集酸性红14；随后电极被转移至独立的酸性电解液中（0.05 M Na
2SO
4，pH ≈ 3），通过电芬顿反应实现污染物的原位降解与电极再生：在约4.1 mA/cm
2的电流密度与0.7 mmol/L Fe
2+条件下，CNT-GDE的吸附容量可恢复至97%~100%，同时实现约70%的COD去除率。该耦合模式通过将低浓度污染物从基质复杂的废水中分离，并引入可控的电化学反应环境，使吸附态污染物、H
2O
2的生成与·OH介导的氧化反应在同一微观空间内协同发生，有效削弱了水体基质对·OH生成与利用的非选择性猝灭作用，显著提升了界面反应效率与水处理过程的稳定性。
相比之下，EAOPs降解-末端吸附模式在工艺逻辑上更接近于传统EAOPs与后置水处理单元的组合，其吸附过程并不以直接强化EAOPs的界面反应或反应速率为主要目标，而是作为一种补充手段，进一步去除EAOPs处理后残留的降解中间体或副产物，从而提升出水水质的整体稳定性与安全性。例如，亚甲基蓝在EAOPs过程中往往会生成具有显著生物毒性的芳香族或共轭结构中间体。Wang等
[79]通过引入粉煤灰（4 g/L）作为末端吸附单元，实现了对这些高毒性中间体的有效去除，使经阳极氧化处理后的溶液对发光细菌
Vibrio fischeri的光抑制率由>80%显著降低至约7%，该结果表明，EAOPs降解-末端吸附模式能够有效弥补EAOPs在深度矿化方面的不足，并在提升出水安全性方面展现出独特优势。在EAOPs过程中，氯氧化物等消毒副产物（DBPs）的形成通常不可避免
[23,26]，且难以通过进一步的EAOPs或自然衰减去除它们。以吸附为核心的末端控制策略被证明是一条具有明确工程可行性的路径，而该策略的关键在于构建具备阴离子亲和与交换能力的功能化吸附界面。一种典型做法是使用经过进行阳离子化改性的吸附材料，例如Sanchez-Cano等
[80]通过在粒状活性炭（GAC）表面引入季铵盐类结构，所形成的稳定的正电位点显著增强对ClO
2-与ClO
3-的捕获能力。改性GAC在静态条件下可在2 h内实现ClO
2-约100%去除率，同时对ClO
3-的去除率可达约80%；在连续流固定床条件下，该材料在多周期运行中仍可维持对ClO
3-的高效截留，并表现出良好的稳定性与再生潜力。值得注意的是，对于EAOPs过程中释放出的游离金属离子，研究者往往更倾向于采用沉降过滤、电化学还原或电驱富集等方式实现去除，而非主要依赖吸附过程：Mao等
[81]提出了一种无外加试剂的双阴极电芬顿体系，实现了对Cu-EDTA的高效去除。在EAOPs过程中，Cu（Ⅰ）与H
2O
2发生类芬顿反应产生·OH，同时部分Cu（Ⅱ）进一步氧化为Cu（Ⅲ）并作为选择性氧化剂回转为Cu（Ⅱ）。在优化条件下，该双阴极体系的Cu-EDTA解络合与Cu回收率分别可达94.8%和93.4%，对应表观速率常数为0.017 min
-1，均显著优于单阴极体系；其能耗仅为0.011 kWh/g（解络合）和0.057 kWh/g（Cu回收）。类似的耦合策略在铜、镍、锌等金属络合物的处理中同样常见
[82-83]。这可以归因于金属离子通常具有明确的价态转化特性和电化学活性，与多样的有机中间体或副产物相比，更易实现靶向分离与资源化。
综上，三类耦合模式在运行策略、耦合顺序及功能侧重点上存在本质差异，体现了EAOPs与吸附过程在污染物富集、形态转化以及降解矿化等关键环节中的分工与协同互补关系，并为处理性能提升与出水安全性保障提供了可行的工艺路径。
4.3 工程化应用面临的关键挑战
尽管吸附-EAOPs耦合体系在实验室尺度已展现出显著优势，但其向工程化过渡却仍面临关键挑战。现有研究多集中于短期去除效率或单一运行工况下的性能提升，而对材料可制造性、反应器尺度效应以及长期运行稳定性的系统评估相对不足。
在材料层面，制备成本与性能稳定性是工程化应用中必须考虑的因素。生物炭因来源广泛、成本低廉且表面官能团丰富，被广泛视为具有应用潜力的吸附载体。然而，Fan等
[84]的研究揭示，不同原料来源的生物炭在磺胺类抗生素吸附性能上存在显著差异，这种差异不仅体现在吸附动力学行为和最大吸附容量上，还会进一步影响体系的整体去除表现。相关研究表明，该现象通常归因于不同原料生物炭在碳骨架成熟度及含氧官能团丰度方面的显著差别。原材料本身的差异可使吸附性能呈现出较大的离散性，为工艺标准化和水处理效果的长期稳定运行带来工程层面的不确定性。相较之下，以MOFs为代表的高度可设计功能材料展现出更明确的结构优势。MOFs具有规则可调的孔道结构、高比表面积以及可精确引入的金属节点与官能团
[72]，在吸附-EAOPs耦合体系中更易实现对ECs等污染物的高效、稳定和选择性富集。然而，多数MOFs依赖精细化学合成路线
[85-86]，其原料成本、溶剂消耗与合成周期均显著高于传统碳基材料。更为关键的是，MOFs在电化学环境中的长期耐久性仍面临内在挑战。在实际运行过程中，多种降解路径往往同时发生。在酸性或碱性条件下，OH
-可与金属中心发生配位竞争并诱导配体交换，而H
+则通过对配体的质子化作用削弱金属-配体键，从而降低框架结构稳定性。在较高阳极电位下，有机配体还可能发生直接电化学氧化，导致键断裂及局部结构解体。此外，电极界面形成的双电层会引起局部离子富集与pH偏移，从而加剧配位环境扰动并促进结构演化过程
[87]。上述过程通常伴随着金属离子溶出及缺陷结构生成，进一步降低材料的整体稳定性。在持续电化学极化条件下，上述过程通常并非孤立发生，而是随运行时间逐步累积与耦合，导致MOF由界面结构扰动逐渐向整体骨架结构演化发展，最终可能导致结构重构甚至稳定性显著下降。类似的担忧，同样存在于基于高分子或生物基底构建的空间限域材料及分子印迹聚合物体系中
[71]。考虑到现有研究对强氧化环境下材料骨架自身的演化行为与失活机制缺乏系统表征，这使得此类材料在实际长周期、高强度电化学水处理过程中的寿命与可靠性仍存在较大不确定性。
在反应器尺度层面，电化学反应器中的电流分布不均是EAOPs工程化应用中的重要限制因素之一。相比于实验室小试装置中理想的均匀电场分布，工程级反应器中显著的欧姆损失与极化效应，会导致电流密度在电极表面重新分配（
图4）。这种非均匀分布通常表现为显著的边缘效应，这不仅导致局部过电位升高，诱发严重的析氧/析氢等副反应，还造成反应性物种在空间上的生成速率失衡，从而降低其整体利用效率。此外，长期的局部高电流负载还会加速电极的钝化或涂层脱落，严重制约EAOPs体系在工程尺度下的稳定运行。
此外，需要指出的是，不同吸附-EAOPs耦合模式在工程应用中的功能定位存在显著差异，这一点在能耗评价与工艺优化中尤为关键（
表2）。以吸附富集-EAOPs模式为代表的体系，主要通过提高污染物在界面的局部浓度来缓解传质限制，从而在一定程度上提升电流效率并降低单位污染物去除的能耗；而同步吸附-EAOPs体系则通过强化界面反应过程，在一定程度上实现能效提升。然而，对于EAOPs降解-末端吸附这一类耦合模式，其引入吸附单元的主要目的通常并非直接降低能耗，而是作为后处理步骤，用于去除电化学降解过程中残留的有机物、中间产物或潜在有毒副产物（例如溶解性有机物或游离金属离子）。前两类更侧重于反应效率与能耗优化，而后者则更侧重于出水水质安全与环境风险控制。
综合来看，吸附-EAOPs耦合体系在向工程化应用过渡的过程中，其核心瓶颈集中体现在长期连续运行条件下的稳定性与可控性不足。现有研究多局限于理想水基质和模型污染物，且常在较短的运行周期内评估其去除效率与能耗表现。然而在真实水体环境中，复杂的离子背景
[88]、天然有机物的共存
[89]以及常见的电极结垢
[90]、腐蚀与副反应过程
[91]，往往会在长期运行中产生累积效应，逐步放大材料失活、电流分布恶化及界面反应动力学衰减等问题。对于耦合体系中的吸附单元而言，其在长期使用过程中不仅面临吸附饱和后的再生频率控制难题
[92]，更受到吸附容量的不可逆衰减、非目标大分子有机物对孔道的竞争性堵塞，以及多次再生循环后再生效率显著降低等问题的制约。因此，未来研究亟需从短期的可行性验证转向长期的运行稳定性评估，在真实水体条件下开展多周期、长时间的连续运行实验；并结合原位电化学表征、材料结构演化追踪及出水生物毒性监控等手段，系统揭示吸附-EAOPs耦合体系在工程化应用中的主要失效模式，从而为其实际推广提供更为可靠的理论依据。
5 结论与展望
吸附-EAOPs耦合体系为ECs的高效与安全去除提供了一种具有潜在优势的技术路径。本文系统综述了ECs的环境行为特征及EAOPs在其去除中的研究进展，重点分析了EAOPs在实际水体中面临的传质受限、能效下降以及不完全降解与副产物生成等关键瓶颈，并从机理层面阐明了吸附过程在污染物富集、反应界面重构及出水安全控制中的补充作用。基于工艺组织方式与功能侧重点的差异，本文将吸附-EAOPs耦合体系归纳为三种典型耦合模式，这些模式通过提高界面污染物浓度、优化活性物种利用效率以及抑制有毒中间体与副产物的累积，在一定程度上拓展了单一EAOPs或吸附技术的性能范围，尤其在痕量ECs去除、复杂水基质适应性及出水毒性控制方面展现出明显优势。与此同时，本文也指出，吸附-EAOPs耦合体系的工程化应用仍面临多重挑战，包括吸附与电催化材料在成本、结构稳定性及可规模化制备方面的限制，反应器尺度放大引发的电流分布不均与能效衰减问题，以及长期连续运行条件下材料失活与系统可靠性缺乏系统评估等。这些问题仍缺乏系统性研究，是制约该类技术由实验室走向实际应用的重要因素之一。未来研究应从材料、反应器与过程控制三个层面协同推进吸附-EAOPs耦合体系的发展：通过功能解耦与模块化设计降低材料复杂度与运行风险；通过精细化电化学与流体过程调控缓解尺度效应；并在真实水体条件下开展长期运行与环境风险评估。此外，针对耦合体系中功能材料在实际运行条件下可能发生的结构劣化与性能衰减问题，未来研究亟需建立标准化的加速老化与失活评价体系。在宏观层面，可通过构建与实际应用场景一致的多离子共存体系（而非传统的单一电解质溶液）开展加速测试，并结合电化学运行条件波动及关键性能指标（如去除效率、电流效率、矿化程度及结构稳定性）建立定量评价方法，以实现对材料寿命与失活行为的快速评估。在微观层面，还需进一步明确材料失活的主导机制（如结构重构、活性位点流失或表面钝化等），以指导材料优化与反应器运行策略的改进，从而提升吸附-EAOPs耦合体系在工程应用中的长期稳定性与可靠性。通过上述努力，吸附-EAOPs耦合体系有望由概念验证阶段逐步迈向工程可行，为复杂水体中ECs的可持续治理提供更加可靠的技术支撑。
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