电极超滤膜生物反应器处理阴离子表面活性剂废水

张兰河，汪露，李梓萌，唐宏，郭静波，贾艳萍，张明爽

（1 东北电力大学化学工程学院，吉林 省吉林市 132012； 2 东北电力大学建筑工程学院，吉林 省吉林市 132012）

引 言

膜生物反应器（membrane bioreactor,MBR）具有去除污染物效率高、操作方便、占地空间小等优点。但是，在常规的MBR 处理废水过程中，随着运行时间的延长，膜污染逐渐加重，跨膜压差（transmembrane pressure, TMP）不断上升，需要反复清洗之后才能继续使用[1]，这增加了废水处理成本，影响废水处理效率。

利用电极和膜相结合能够减缓MBR 的膜污染，当阴极的超滤膜表面连接直流电源的负极时，超滤膜表面带有负电荷，它与废水中带负电荷的污染物产生排斥作用，能够减少污染物在膜表面的沉积。微电流和MBR 结合，影响微生物的生长繁殖，主要体现在：（1）微电流促进微生物的生长。在合适的电流强度下，微生物的细胞膜通透性增强，营养物质易通过细胞膜被吸收，同时电场刺激细胞的有丝分裂，缩短分裂周期[2-3]，加快微生物的生长繁殖。Chang 等[4]研究表明，在180 A∕m2的电流强度下，细胞密度增加，细胞干重从3.9 g∕L增加至9.6 g∕L，通过电渗析和电泳的双重作用去除部分有害物质，增强细胞的葡萄糖转运能力。（2）微电流影响微生物的活性。在特定的电场环境下，产生电催化作用，促进酶促反应的进行，提高微生物活性，进而增强污染物的降解能力[5]。陈树德等[6]采用低频电磁场（E＜10 mV∕cm2）研究细胞的生物效应，发现电场影响细胞的基因表达、增殖和代谢过程，以及细胞膜通透性和胞内酶活性。（3）微电流对微生物的筛选驯化作用。在外加电流的作用下，电极附近的胞外电子转移速率提高，电活性细菌的生长加速[7]。Pous 等[8]研究反硝化菌电化学系统时发现，微电流有利于电活性反硝化菌的生长和富集，在电流强度为21.7 mA 的条件下，硫杆菌在阴极上的富集率从0增加至33%。（4）微电流促进污染物的分解。在微电流的作用下，微生物将难生物降解的物质转化为可生物利用的中间产物[9]。同时，阴极产生的氢气促进污染物的分解。Skadberg等[10]和李玉平等[11]研究表明，当电流强度为5～10 mA 时，阴极产生的氢气诱导二氯苯酚和三氯乙酸还原脱氯生成乙酸；竺云波等[12]研究发现，当电流强度为5 mA时，有氢气的条件下，硝基苯转化成易被微生物降解的苯胺。康博等[13]对比了传统生物膜法和电极生物膜法的处理效果，当采用传统的生物膜法处理对氨基二甲基苯胺废水时，化学需氧量（chemical oxygen demand, COD）去除率仅为13.34%，然而，当外加电流后，电极生物膜法的COD去除率达到100%。

电流过大会导致微生物死亡，不同种类的微生物对电流强度的耐受程度不同。王雪峰等[14]研究发现，当电流密度为4 mA∕cm2、反应时间60 s 时，铁细菌、硝酸盐还原菌和硫酸盐还原菌的死亡率达到95.8%。钟方丽等[15]研究发现，当电流密度达到15 A∕cm2时，电极附近的细菌量明显减少，其中阳极的细菌量降低58%。同时，由于电解作用，产生ClO-、HClO3、H2O2和·OH 等有杀菌作用的物质。因此，选择合适的电流强度尤为重要。目前，关于电流强度对微生物代谢产物和膜污染的影响机理尚不明确。

化妆品生产过程中产生大量的阴离子表面活性剂废水，其中直链烷基苯磺酸钠（linearalkylbenzenesulfonic,LAS）是主要成分，这种废水的有机物浓度高，对环境危害大，易产生泡沫。采用常规的MBR 处理阴离子表面活性剂废水的过程中发现，膜孔堵塞严重，运行周期短，工人检修强度大。目前，尚未发现采用电极超滤膜生物反应器处理阴离子表面活性剂废水的应用研究。本研究采用内置电极丝的超滤膜组件处理阴离子表面活性剂废水，探究电流强度对电极超滤膜生物反应器COD 去除率和污泥活性的影响，考察胞外聚合物（extracellular polymeric substance, EPS）和TMP 的变化，分析膜污染的机理；并在XDLVO 理论基础上补充存在的电场能，对比传统的XDLVO 理论和电场能存在下的XDLVO 理论计算得到的热力学相互作用能变化。期望通过控制电流强度实现有效减缓膜污染和大大延长MBR 运行时间的目的，提高出水水质，减少工人的劳动强度，降低废水处理成本。

1 材料和方法

1.1 实验装置

采用规格完全相同的两个膜生物反应器进行对比实验，实验装置如图1 所示。电极超滤膜生物反应器（electrode ultrafiltration membrane bioreactor,EMBR）的超滤膜丝中插入316 不锈钢电极，利用直流电源（优利德科技有限公司，UTP1306s）控制电压（3.32～12 V）和电流（10、20、40 mA），超滤膜电极作为阴极，石墨板（2 mm×20 mm×200 mm）作为阳极，相距d=0.15 m。传统膜生物反应器（ultrafiltration membrane bioreactor, UMBR）为无外加电极的普通超滤膜，膜生物反应器由有机玻璃制成（100 mm×200 mm×500 mm），有效容积为7 L，膜组件由杭州元祥膜技术有限公司生产的PVDF 中空纤维膜组成，单个膜组件的膜面积为0.03 m2。

图1 实验装置图Fig.1 Schematic diagram of experimental setup

EMBR 和UMBR 两个反应器的运行参数保持一致，进水流量均为240 ml∕h，出水膜通量为8 L∕(m2·h)，水力停留时间为29 h，利用蠕动泵控制进水流量，曝气量为30 L∕h，DO 为4 mg∕L。采用压力计监测TMP 的变化，每5 h 记录一次TMP，当TMP 达到26 kPa时，利用去离子水清洗膜组件滤饼层。

1.2 实验废水

实验废水的主要成分为：无水乙酸钠、表面活性剂（十二烷基磺酸钠，取自吉林市某生产化妆品原材料的工厂）、氯化铵、磷酸二氢钾、氯化钙，COD浓度为500 mg∕L，电导率约为1800 μS∕cm。UMBR的实验分为3个阶段：在S1阶段（1～20 d），COD 由10%的表面活性剂和90%的无水乙酸钠组成；在S2阶段（20～40 d），COD由30%的表面活性剂和70%的无水乙酸钠组成；在S3 阶段（40～60 d），COD 由50%的表面活性剂和50%的无水乙酸钠组成。EMBR 的实验分为3个阶段：在S1阶段（1～20 d），COD由10%的表面活性剂和90%的无水乙酸钠组成，电流强度为10 mA；在S2阶段（20～40 d），COD由10%的表面活性剂和90%的无水乙酸钠组成，电流强度为20 mA；在S3阶段（40～60 d），COD由10%的表面活性剂和90%的无水乙酸钠组成，电流强度为40 mA。

1.3 分析项目和检测方法

采用多参数水质测定仪（兰州连华环保科技有限公司，5B-3B，V8）检测COD，采用TTC（2,3,5-氯化三苯基四氮唑）比色法测定脱氢酶活性（dehydrogenase activity, DHA）[16]。采用热提取法提取EPS[17]，采用考马斯亮蓝法和蒽酮硫酸法分析EPS中的蛋白质（protein,PN）和多糖（polysaccharide,PS）浓度，采用3D-EEM（日本岛津公司，RF-6000）分析EPS中的腐殖酸（humic acids,HA）组成结构，利用紫外分光光度计（日本岛津公司，UV-2700）测定HA浓度。采用全自动比表面积微孔分析仪（美国康塔仪器公司，Autosorb-iQ）测定污泥比表面积，采用粒径测定仪（Ambivalue，LFC101）检测污泥的粒径分布，采用红外光谱仪（美国Thermo Fisher 公司，iS20）分析活性污泥的官能团变化。

滤饼层中的溶解性污染物提取方法：将刮下的膜表面滤饼层溶于50 ml 去离子水，20 kHz 超声处理2 min，150 r∕min 摇动2 min，离心（3000g）脱水10 min，经0.45 μm 膜过滤后的上清液作为提取样品，用于测定PN、PS和HA浓度。

1.4 相互作用能分析

2 结果与讨论

2.1 MBR跨膜压差的变化

在运行过程中，UMBR 和EMBR 两个反应器的TMP 变化如图2 所示。在电流的作用下，EMBR 的TMP 增长速率明显低于UMBR，大约仅为UMBR 的50%。以电极超滤膜膜组件为阴极，它对带有负电荷的活性污泥和膜污染物质产生明显的电场排斥作用，导致膜污染的物质受到电场斥力，难以在膜表面吸附。在S1 阶段（1～20 d），由于采用新膜组件，初始的TMP 较小，两个反应器的TMP 增长速率缓慢，运行20 d后才清洗膜组件。其中，UMBR 运行18 d 后，TMP 快速升高，第20 d 达到35.97 kPa；然而EMBR 的TMP 增长速率比较均匀，EMBR 的运行更加稳定。在S2 阶段（20～40 d），膜清洗并不能完全恢复膜通量，这阶段的膜组件初始TMP 升高。在S3阶段（40～60 d），UMBR 的TMP 增长速率轻微降低，而EMBR和S2阶段基本保持一致。

图2 EMBR和UMBR的TMP变化Fig.2 TMP changes of EMBR and UMBR

在EMBR 的3 个运行阶段中，当电流从10 mA增大到40 mA 时，TMP 的增长速率并未发生明显变化，微小的电流就能起到抑制TMP 增长速率的作用。在UMBR 的3 个运行阶段中，表面活性剂的含量从10%增加到50%，随着模拟废水的组成变化，UMBR 的TMP 的增长速率基本一致，明显高于EMBR（约高50%）。

2.2 电流强度对COD去除率和脱氢酶活性的影响

COD 去除率的变化如图3（a）所示。在进水COD 为（500±10）mg∕L 的条件下，在S1 阶段，UMBR的 出 水COD 为20 mg∕L 左 右，COD 去 除 率 约 为96.44%；EMBR 的出水COD 维持在10 mg∕L 左右，COD 去除率约为97.92%。这是由于微电流对活性污泥产生刺激作用，使微生物活性增强，污染物的分解能力提高。在S2 阶段，随着电流强度增加，EMBR 的出水COD 稍微升高，污染物去除率降低1.35%。这可能是由于电流强度升高，过大的电流超出了微生物对电流的耐受范围，对微生物造成损伤，导致微生物活性降低[21]。在S3 阶段，当EMBR 的电流强度上升到40 mA 时，微生物活性明显降低，COD 去除率下降至94.9%。综合污染物去除率和能耗，选择10 mA 作为适合的外加电流强度。

图3 EMBR和UMBR的污染物去除率Fig.3 Removal efficiencies of the pollutants in the EMBR and UMBR

UMBR 和EMBR 污泥的DHA 变化如图3（b）所示。在S1 阶 段，EMBR 污 泥 的DHA 为41.6 mg∕(g TSS·h)，UMBR 污泥的DHA 为41.03 mg∕(g TSS·h)，电流的刺激作用导致微生物活性增强。在S2阶段，随着电流强度增加，EMBR 污泥的平均DHA 下降至39.15 mg∕(g TSS·h)，这导致出水COD稍微升高，污染物去除率降低。在S3 阶段，由于电流强度上升到40 mA，过大的电流使微生物活性急剧下降，EMBR污泥的DHA下降至31.41 mg∕(g TSS·h)。

在UMBR 中，随着表面活性剂含量由10%逐渐增加至50%，出水COD 由17.78 mg∕L 逐渐升高至35.45 mg∕L，COD 去除率由96.44%下降到92.91%，说明表面活性剂含量的增加导致COD 去除率下降。同时，随着表面活性剂含量增加，污泥的DHA 不断降低，当较高浓度的表面活性剂作用于微生物体后，改变了微生物细胞膜的流动性，降低酶活性，产生细胞毒性[22]，污染物的降解能力减弱。

2.3 电流强度对活性污泥体系的影响

2.3.1 活性污泥EPS 组成的变化 EPS 在活性污泥中起着关键性作用，主要成分包括微生物分泌的PN、PS 和HA 等[23]。EPS 总量的80%约为PN 和PS，采用PN 和PS 的加和估计EPS 的含量。UMBR 和EMBR 两个反应器活性污泥EPS的含量变化，如表1所示。在S1阶段，两个反应器的进水组成相同，EPS含量相差较小，EPS 总量平均为29.35 mg∕L，可能由于运行的时间有限，变化并不明显。在S2 阶段，电流强度由10 增加到20 mA，与S1 阶段相比，EMBR的EPS 增 大，EPS 总 量 增 加 至41.34 mg∕L，SMP 由11.68 mg∕L 增加至14.67 mg∕L，TB-EPS 由9.09 mg∕L增加至15.87 mg∕L。在S3 阶段，电流强度达到40 mA，EMBR 的EPS 继续增大至58.60 mg∕L，其中PS浓度增长明显，由22.37 mg∕L 增加至43.19 mg∕L，约为S2 阶段的2 倍，SMP 浓度达到24.58 mg∕L。这主要有两方面原因：一方面电流强度不断增加，对细胞的刺激加强，细胞膜通透性增加，部分细胞破裂，导致细胞质基质流出，PS 浓度迅速增大；另一方面电流强度增大，活性污泥中的带电粒子运动加速，与细胞膜表面结合的带电EPS 脱落形成SMP，SMP浓度增加，同时电泳效应能够促进EPS 向阳极迁移[24]，导致本应沉积在膜表面的EPS 留在活性污泥混合液中，SMP浓度进一步增加。

表1 活性污泥EPS中PN、PS的含量变化Table 1 Content change of PN and PS in the EPS of activated sludge

与EMBR 相比，UMBR 的EPS 浓度变化较小。随着废水的组成变化，表面活性剂的含量不断增加，UMBR 的EPS 总量先升高后下降。当表面活性剂含量从10%增加到30%时，LB-EPS 和TB-EPS 含量上升，微生物受到表面活性剂的刺激，需要更多的LB-EPS 和TB-EPS 抵抗表面活性剂增加带来的负面影响，起到保护作用；SMP 沉积在膜表面，污泥混合液中的SMP 含量下降。当表面活性剂含量增加到50%时，SMP 和LB-EPS 含量降低，然而TBEPS 继续升高，这是由于表面活性剂与细胞膜磷脂双分子层中的磷脂具有相似的双亲结构[22]，它与EPS 的亲和力增强，导致LB-EPS 脱离细胞；表面活性剂刺激细胞自身不断分泌EPS，形成TB-EPS，导致TB-EPS 含量升高；同时由于SMP 不断沉积在膜表面，污泥混合液中的SMP浓度降低。

利用三维荧光技术分析不同阶段的EPS 成分，如图4 所示。反应器的3 个运行阶段主要存在5 类特征峰：（A）酪氨酸∕色氨酸类氨基酸（Ex∕Em=220～240∕280～360 nm）；（B）酪氨酸∕色氨酸类蛋白（Ex∕Em=240～290∕280～360 nm）；（C）聚羧酸类腐殖酸（Ex∕Em=330～370∕420～460 nm）；（D）多环芳烃类腐殖酸（Ex∕Em=260～290∕420～460 nm）；（E）富里酸（Ex∕Em=220～240∕410～450 nm）[25]。TB-EPS 主要含有酪氨酸∕色氨酸类氨基酸峰和酪氨酸∕色氨酸类蛋白峰，这是由于TB-EPS 与细胞膜紧密结合，在提取的过程中带有一些细胞膜上的氨基酸和蛋白，使其中含有大量的酪氨酸∕色氨酸类氨基酸和酪氨酸∕色氨酸类蛋白物质。然而，LB-EPS 和SMP 主要含有腐殖酸，这可能是由于TB-EPS 氨基酸、蛋白类物质在转变成LBEPS和SMP的过程中，逐渐被分解形成各种腐殖质。在S1 阶段，两个反应器EPS 的物质种类和荧光强度相差较小，这说明10 mA 的电流强度对EPS 组成的影响并不明显。值得注意的是，在S3 阶段，在高电流强度（40 mA）和高表面活性剂占比（50%）下，微生物分泌更多的EPS，各物质荧光强度增强。两个反应器的SMP 和LB-EPS 出现很强的酪氨酸∕色氨酸类氨基酸峰及酪氨酸∕色氨酸类蛋白峰，这可能是由于微生物大量分泌EPS，以及部分微生物细胞膜破裂，导致氨基酸和蛋白质释放到活性污泥中。

图4 EMBR和UMBR的3D-EEM光谱Fig.4 3D-EEM spectra of EMBR and UMBR

2.3.2 活性污泥官能团的变化 活性污泥的红外光谱如图5所示。电流强度和表面活性剂并未改变污泥的官能团结构，主要为羟基、氨基、羧基、酰氨基等。3290 cm-1处有明显的宽吸收峰，这代表—NH2或—OH 的伸缩振动峰[26]，2924 cm-1处较弱的吸收峰是由—CH2或—CH3引起的，这与污泥中蛋白质、脂肪酸和腐殖酸的脂肪链有关[27]。1738 cm-1处的不明显吸收峰是由C O 键引起的，尤其是饱和羧酸酯C O 存在形成的。1646和1526 cm-1处的吸收峰对应脂肪性的—NH2官能团或C C 键（烯烃或芳香烃），通常蛋白质中—NH2的面内振动形成这个吸收峰，表面污泥含有蛋白质结构[28]。1020 cm-1附近产生的吸收峰由C—O—C 伸缩振动引起，这与多糖结构有关[29]。波数＜1000 cm-1的指纹区主要为含硫、磷的不饱和键引起的特征峰[30]。电流强度和表面活性剂对其吸收峰的强度有一定的影响，说明电流强度和表面活性剂含量的增加都刺激微生物分泌更多的PN、PS等物质。

图5 活性污泥的红外光谱Fig.5 Fourier transform infrared spectra of activated sludge

2.3.3 活性污泥结构的变化 活性污泥的颗粒粒径与沉降脱水性密切相关[31]。活性污泥和膜滤饼层污泥粒径的变化，如图6（a）所示。在UMBR 中，滤饼层的平均粒径（26.60 μm）小于活性污泥的平均粒径（42.42 μm），细小的污泥絮体在膜上有更强的沉积倾向[32]，形成致密滤饼层，这是导致反应器TMP 快速升高的主要原因。相反，在EMBR 中，滤饼层的平均粒径（36.17 μm）大于混合液活性污泥的平均粒径（33.59 μm），细小的污泥絮体在电场膜效应作用下，难以在电极超滤膜表面沉积。随着电流强度的增加，EMBR 滤饼层污泥电荷量增加，滤饼层污泥粒径减小，与活性污泥的粒径越来越相近。同时，随着表面活性剂浓度的升高，UMBR 污泥絮体内部的结合强度加大，阻止絮体的破碎[33]，活性污泥平均粒径增大。然而，在S3 阶段，当表面活性剂浓度继续增加时，污泥絮体的圆度增大[34]，不规则处变得平滑，污泥絮体变得更圆，导致粒径减小。

图6 混合液的活性污泥和滤饼层污泥的性质Fig.6 The properties of activated sludge in the mixed liquid and the sludge in the cake layer

混合液的活性污泥和滤饼层污泥的比表面积变化如图6（b）所示。随着运行时间的增加，UMBR和EMBR 活性污泥的比表面积均逐渐降低，活性污泥与污水的接触界面减小，这是导致污染物去除率降低的原因之一。在EMBR 中，滤饼层污泥的比表面积大于活性污泥，形成孔隙率大且疏松的滤饼层；然而，在UMBR 中，活性污泥比表面积大于滤饼层，比表面积较小的污泥沉积在膜表面形成密实的滤饼层，这是由于电场膜效应使滤饼层孔隙率变大，滤饼层结构更加疏松多孔，从而导致TMP 增速减缓，运行时间延长。

2.4 电流强度对滤饼层污染物的影响

2.4.1 滤饼层污染物的变化 滤饼层污泥的PN、PS和HA 浓度的变化如图7 所示。在S1 阶段，当电流强度为10 mA时，EMBR 滤饼层PN、PS和HA的浓度分别为5.6、8.02 和0.85 mg∕L，然而无电流的UMBR滤饼层污泥PN、PS 和HA 的浓度分别为6.98、14.12和2.04 mg∕L。在S2 和S3 阶段，随着电流强度升高，EMBR 滤饼层有机物含量上升，当电流强度达到40 mA 时，PN、PS 和HA 浓度分别达到9.94、11.91 和2.16 mg∕L；UMBR 滤饼层的有机物浓度高于EMBR，PN、PS 和HA 浓度分别达到12.11、19.27 和3.23 mg∕L。电场膜效应使沉积在膜表面的有机物减少，EMBR在运行过程中的TMP增长速率低于UMBR。

图7 滤饼层中有机物浓度Fig.7 Organic concentration in cake layer

2.4.2 滤饼层的元素分布 滤饼层污泥元素的分布情况如图8所示。C、N、O、P、Cl元素分布均匀，其中O 元素含量最高，这是由活性污泥的二氧化硅导致的，C 元素是有机物含量指标。从S1 到S3 阶段，两个反应器的滤饼层中C 元素含量增加，EMBR 滤饼层的C 元素从9%升高到13%，UMBR 滤饼层的C元素从10%升高到15%，这可能是由于EPS 含量增大，导致滤饼层有机物含量增大。与UMBR 相比，EMBR 滤饼层的C 元素含量较小。Cl元素主要来自氯化铵，氯化铵溶于水形成带负电的氯离子，电流强度增加，使S3 阶段的EMBR 滤饼层中Cl 含量减小。

图8 滤饼层元素分布Fig.8 Element distribution of cake layer

2.5 电流强度对污染物与膜的相互作用能的影响

活性污泥Zeta 电位和接触角的变化如表2 所示。利用XDLVO 理论计算膜和污泥混合物中絮体的热力学相互作用能，结果如图9 所示。与UMBR相比，EMBR 污泥絮体与膜表面的能量壁垒大，尤其在S1 阶段，EMBR 的能量势垒为3799.4 kT[1 kT=4.141947×10-21J(300 K)]，远远高于UMBR 的能量势垒（2778.5 kT）。由于电流的作用，活性污泥的电位和接触角增大，酸碱相互作用能增强。随着EMBR电流强度的增加和UMBR 污水组成的变化，两个反应器的能量势垒降低，电流和表面活性剂改变了污泥性质，起吸引作用的酸碱相互作用能不断增强，从而使污泥絮体更容易沉积在膜表面。XDLVO 计算结果表明，在10 mA的电流强度下，反应器的污泥絮体和膜表面的能量势垒最高，膜污染大大减轻，反应器可以长时间连续运行，反冲洗频次大大降低。

图9 膜-污泥絮体的分离距离和特定相互作用能的函数曲线（污泥絮体尺寸为3 μm、pH 7.0、温度293.15 K）Fig.9 Function curve of separation distance and specific interaction energy between membrane and sludge flocs(sludge flocs size of 3 μm,pH 7.0 and temperature 293.15 K)

表2 活性污泥的接触角和Zeta电位变化Table 2 The change of contact angle and Zeta potential of activated sludge

分析电场能[UEFfwm(D)]的变化，并将其引入XDLVO 理论中，计算结果如图10 所示。当未引入电场能时，在S1 阶段，EMBR 中污泥絮体和膜表面的能量势垒比UMBR 高1020.9 kT；在S2 阶段，EMBR 比UMBR 高531.3 kT；在S3 阶段，EMBR 仅比UMBR 高34.4 kT，这与膜污染情况并不一致。当引入电场能后，EMBR 中污泥絮体和膜表面的能量势垒升高，各阶段的能量势垒均达到UMBR 的2 倍左右，这与TMP 的升高速率更加吻合。随着电流强度的增加，EMBR 的能垒提高，但是实际运行过程中的膜抗污染性能与能垒并非呈严格的线性关系，只要大于一定的能垒（电流强度高于10mA），就能够有效减缓膜污染，无须提供更大的电流强度。因此，EMBR 膜污染的控制可能是电流对污泥性质的改变和电场对污泥絮体的排斥两方面综合作用的结果。

图10 膜-污泥絮体的分离距离和特定相互作用能对比Fig.10 Comparison of separation distance and specific interaction energy between membrane and sludge flocs

3 结 论

采用EMBR 和UMBR 处理模拟废水，分析在不同条件下反应器的运行性能和污染物去除效率，研究微生物活性、EPS组成和活性污泥结构的变化，探索膜污染的机理和控制措施。得到如下结论。

（1）EMBR 工艺简单、实用，易于实现工业化，通过控制电流强度可有效减缓膜污染，大大延长MBR的运行周期，出水水质好。

（2）在外加电流的作用下，EMBR的TMP增长速率始终比UMBR 低50%左右，EMBR 污染物去除率高于UMBR。当电流强度为10 mA 时，EMBR 和UMBR 的COD 去除率分别为97.92%和96.44%，污泥的DHA 分别为41.6 和41.03 mg∕(g TSS·h)。电流强度的升高对TMP 的影响较小，较低的电流强度（10 mA）即可促进微生物活性和污染物去除率提高；过高的电流强度（＞20 mA）对微生物活性产生抑制作用，导致反应器污染物去除率下降。

（3）在EMBR 中，随着电流强度增加，EPS 含量增加，滤饼层中有机物含量降低，滤饼层的污泥粒径和孔隙率大于活性污泥；然而，在UMBR 中，随着表面活性剂含量增加，EPS含量增加，滤饼层中的有机物含量升高，滤饼层的污泥粒径和孔隙率小于活性污泥，这是导致EMBR 的TMP 增长缓慢的主要原因。

（4）电流的作用使EMBR 的能量势垒始终高于UMBR；当引入电场能后，EMBR 和UMBR 的能量势垒变化和TMP 增长速率相吻合，EMBR 的TMP 增长速率低于UMBR。