综述：电容去离子技术在靶向阴离子去除中的应用：机理、进展与未来发展方向

《Journal of Materials Chemistry A》：Capacitive deionization for targeted anion removal: mechanisms, advances, and future directions

　　水源中阴离子污染物日益普遍的问题对全球水资源安全构成了严峻挑战。传统处理方法常常受到二次污染、高能耗以及在复杂水环境中效果不佳的限制。电容去离子化（CDI）作为一种新兴的电化学海水淡化技术，为选择性去除阴离子提供了有吸引力的替代方案，其特点包括低能耗、环境友好性、操作简便性以及可设计的电极结构。本文系统概述了CDI在去除氟化物、氯化物、磷酸盐、硫酸盐和砷酸盐等关键阴离子方面的最新进展。它阐明了离子去除的基本机制，从传统的双电层吸附发展到结合氧化还原反应、离子交换和表面配位的多机制系统。文章还批判性地评估了不同CDI配置的结构特性和比较优势。此外，本文强调了功能电极的关键创新及其在实现阴离子选择性方面的作用。尽管取得了显著进展，但仍存在一些挑战，如材料成本、未解决的微观吸附动力学问题以及有限的工业规模化能力。最后，本文提出了未来的研究方向，旨在实现材料多功能化、系统智能化和应用多样化，为将CDI从实验室创新转化为实际的水处理解决方案提供路线图。

1. 引言

阴离子污染对全球水资源安全构成了严重威胁，因此其有效预防、控制和去除具有重要的战略意义。从环境角度来看，高浓度的阴离子会破坏水生栖息地并扰乱生态平衡。例如，半导体制造过程中产生的含氟废水可能渗入地下水，破坏底栖生物（如小鱼和水生昆虫）的栖息地，从而成为污染控制和生态恢复的主要障碍。从经济角度来看，高效的阴离子去除对于电子和制药等行业生产高纯度水至关重要。即使是微量的Cl?也可能腐蚀芯片中的金属部件，导致产品故障和重大经济损失。此外，先进的去除技术可以显著降低工业废水处理的能耗和运营成本；据报道，与传统方法相比，这些技术可将纺织废水的处理成本降低30-40%，促进更环保、低碳的工业实践。从社会角度来看，饮用水中过量的阴离子与公共卫生问题相关，包括骨骼氟化和牙齿氟化。因此，有效的阴离子去除直接关系到饮用水的安全和公共卫生，这是一个具有深远社会影响的重大公共卫生问题。为了解决这个问题，已经广泛采用了离子交换（IX）、电渗析（ED）和反渗透（RO）等传统分离方法。然而，这些技术存在显著的缺点。例如，IX常常会产生化学污泥，导致二次污染；ED由于膜阻力和水电解而能耗高；而RO则受到低水回收率和对特定阴离子选择性有限的限制。因此，这些传统方法往往难以满足对复杂水源进行高效且环境友好处理的日益增长的需求。

电容去离子化（CDI）作为一种新兴的电化学水处理技术，在选择性去除阴离子方面展现出巨大潜力。其核心优势包括低能耗、环境友好性、操作简便性和高度可重复使用的电极。CDI通过施加电场来驱动阴离子在电极表面的吸附或引发法拉第反应，从而有效地将它们从水中分离出来。CDI的发展历程可以分为三个阶段（图1）。第一阶段（1980年代至2000年代）主要集中在双电层形成的理论基础和碳电极优化上；第二阶段（2010年代）引入了基于膜的配置，特别是膜电容去离子化（MCDI），提高了离子选择性和能量效率；最近阶段（2020年代）出现了混合（HCDI）和流动电极（FCDI）架构，这得益于纳米材料和可扩展制造技术的进步。本文总结了CDI在去除氟化物、氯化物、磷酸盐、硫酸盐和砷酸盐等关键阴离子方面的最新进展，强调了电极设计、脱附机制和实际应用潜力，旨在为进一步发展和工业化提供见解。

2. CDI技术概述

2.1. 基本原理

CDI技术利用电极材料上的电化学过程来选择性去除痕量的有害阴离子，例如来自半导体废水的F-、来自纺织废水的Cl-和来自农业径流的PO43-。该过程涉及施加低外部电压（通常为0.4-1.6 V），这会吸引目标阴离子到带相反电荷的电极上，并通过电吸附或其他特定相互作用将它们固定在那里，从而将它们从水中分离出来。这项技术具有显著的优势，包括低能耗、高水回收率和电极可重复使用性。这些综合特性使其成为从水中去除痕量有害阴离子的关键新兴技术。CDI的基本原理相对简单：当一对多孔电极之间施加低电压时，水溶液中的离子会向带相反电荷的电极迁移，从而实现目标离子的选择性捕获和后续去除。例如，地下水中的F-可以通过静电作用被吸引并保留在带正电的电极上。这一过程可以有效将氟化物浓度从初始的5 mg L-1降低到低于世界卫生组织（WHO）规定的饮用水标准1.5 mg L-1。

2.1.1 EDL吸附机制

EDL机制代表了CDI技术的经典和核心操作原理。它通过在电极-电解质界面形成稳定的双电层（EDL）来实现离子的物理吸附。多孔碳电极（如活性炭、碳纳米管和基于石墨烯的材料）具有高比表面积和发达的孔隙网络，这对于促进大量EDL的形成至关重要。当施加低电压时，阴离子（如氟化物（F-）、氯化物（Cl-）、磷酸盐（PO43-）会被静电吸引到带正电的阳极上，而阳离子则迁移到带负电的阴极上，从而实现离子的可逆吸附和临时储存。这种基于EDL的过程具有高度可逆性，且通常不会对电极结构造成破坏。例如，传统的活性炭电极在基本的CDI装置中通常可以进行超过50次的吸附-脱附循环。通过短路电极或施加反向电压，可以释放吸附的离子，之后电极的多孔结构和吸附能力基本保持完好。然而，纯EDL机制的一个显著局限性在于它缺乏离子选择性。其性能主要受离子的物理性质（如水合半径和电荷）的影响。例如，在含有多种阴离子的水中，较小的Cl-离子通常会竞争吸附位点。同样，在富含PO43-的水中，PO43-的吸附亲和力通常低于Cl-或F-，因为它们的电荷密度更高、水合半径更大。这种有限的选择性限制了EDL机制单独用于处理需要针对性去除特定有害阴离子的复杂水体的有效性。因此，通常需要将其与功能化电极结合使用以实现更强的离子选择性去除。

2.1.2 法拉第氧化还原机制

为了克服传统EDL吸附的选择性限制，改良型CDI电极中常采用依赖可逆氧化还原反应的法拉第机制。与仅依赖静电力的EDL吸附不同，这种方法利用电极内的活性组分在施加的电场下进行特定的、可逆的化学转化，从而实现从混合离子溶液中高度选择性地捕获和释放目标阴离子。对于Cl-的去除，基于银的电极在处理高浓度Cl-（1000-3000 mg L-1）的纺织废水时非常有效。在吸附阶段，Cl-通过Ag的可逆氧化生成AgCl，形成强化学键；随后施加反向电压可将AgCl还原为Ag，释放出Cl-。对于半导体废水中的F-去除，使用基于CeO2的电极，利用Ce3+和Ce4+状态之间的氧化还原循环。高价态的Ce4+可以与F-形成稳定的Ce-F键，在再生过程中即使存在50倍高浓度的Cl-也能保持高F-选择性。与EDL吸附相比，法拉第机制可以显著提高选择性和吸附容量。例如，基于银的电极在120次循环后仍能保持高达156.4 mg g-1的Cl-吸附容量和90.8%的容量保留率。然而，仍存在关键挑战，包括需要抑制副反应。施加的电压必须低于水电解的热力学阈值（约1.23 V）以避免浪费能量的水分解。此外，电极表面通常涂有导电层，以减轻长期运行过程中多孔基底的结构退化，确保在实际水处理应用中的性能稳定性。

2.1.3 协同机制

两种协同机制与经典的EDL吸附和法拉第氧化还原反应共同作用，共同提高阴离子去除效率。可逆离子交换通常在功能化电极中得到应用，涉及目标阴离子与电极表面上的功能基团或可交换离子之间的可逆交换，从而提高选择性。例如，石墨烯/羟基磷灰石（HAP）复合电极通过交换HAP表面的羟基（-OH）与F-来去除地下水中的F-，实现超过90%的F-去除率。类似地，基于La的复合电极处理含F-的工业废水时，带正电的氨基基团吸引F-，羟基通过离子交换机制进一步增强吸附效果，即使在Cl-过量十倍的情况下也能保持超过85%的去除率。这种机制也适用于其他阴离子。对于纺织废水中的Cl-去除，Fe3O4/AC复合电极利用Fe3O4上的羟基与Cl-进行交换，减轻硫酸盐的干扰。同样，ZrO2/PPy复合电极针对农业径流中的PO43-，Zr4+离子与PO43-发生可逆反应形成稳定复合物，优先吸附PO43-。与EDL吸附相比，法拉第机制可以显著提高选择性和吸附容量。例如，基于银的电极在120次循环后仍能保持高达156.4 mg g-1的Cl-吸附容量和90.8%的容量保留率。然而，仍存在关键挑战，包括需要抑制副反应。施加的电压必须低于水电解的热力学阈值（约1.23 V）以避免能量浪费的水分解。此外，电极表面通常涂有导电层，以减轻长期运行过程中多孔基底的结构退化，确保在实际水处理应用中的性能稳定性。

2.2 CDI技术的优势

CDI技术为解决各种阴离子污染物提供了关键解决方案，这归功于三个主要优势：低能耗、对特定阴离子的高选择性和环境友好性。首先，CDI的能耗远低于RO等传统工艺，大幅降低了长期运营成本。其次，即使在复杂的水环境中，它也能实现对目标阴离子的高选择性。例如，经过银改性的电极对Cl?的选择性比硫酸盐高3.8倍；基于氧化锆的定制材料优先捕获PO43?，其容量可达32.7 mg g?1 PO43?；而基于镧的复合材料即使在Cl?过量50倍的情况下，也能保持90%以上的F?去除效率。第三，CDI对环境友好；其运行不需要化学添加剂，避免了二次污染，而且电极具有优异的重复使用性，在50次循环后仍能保留超过85%的初始吸附容量。这些优势得益于两项根本性的创新。首先是多种电化学机制的整合：通过双电层（EDL）吸附进行物理离子捕获，通过法拉第氧化还原反应进行选择性结合，以及通过离子交换或络合增强稳定性/选择性。其次是材料的优化适应性：多孔碳材料非常适合EDL吸附，掺杂金属或金属氧化物的复合材料有助于选择性氧化还原过程，而像MOF衍生的特殊材料则显著提升了对特定阴离子（如F?和PO43?）的捕获能力。

2.2.1 高能效

CDI技术在去除F?、Cl?和PO43?等阴离子方面具有显著的能量效率优势。其能耗远低于传统分离技术。在实际操作条件下，每立方米处理水的能耗可低至0.037千瓦时。即使在处理高浓度含阴离子的废水（例如，富含Cl?的纺织染色废水或含有PO43?的农业径流）时，CDI的能耗通常也低于0.08千瓦时/立方米，这大大低于电渗析（ED）、纳滤和反渗透（RO）等工艺的需求。这种低能耗归因于两个关键因素。首先，施加的电场主要用于驱动离子的电吸附和脱附，不会引起显著的相变或消耗大量能量的副反应。其次，电极的再生过程简单，只需短路系统或施加低反向电压，就能在再生过程中回收超过80%的能量。例如，用于去除Cl?的银基电极在AgCl还原为Ag的过程中可以回收能量；用于捕获PO43?的氧化锆基电极在再生过程中的能量回收效率可超过85%。重要的是，这种再生过程不需要额外的化学试剂，进一步降低了运营成本和能量输入。此外，CDI系统的出水回收率通常超过85%，远高于RO（<70%）和纳滤（70–75%）。这一特性使得CDI在水资源短缺的情况下特别有价值，例如在干旱地区处理受F?污染的地下水、在工业园区回收含氯的冷却水或处理富含PO43?的农业径流。

2.2.2 选择性离子去除能力

通过合理功能化电极材料，CDI能够从复杂的水环境中选择性地去除F?、Cl?和PO43?等特定阴离子。F?在半导体废水和地下水中普遍存在，CDI电极可以具有针对性的亲和力进行捕获。LaHAP/3D-rGO复合材料即使在Cl?过量50倍的情况下也能保持87%的F?去除率。含有Al、Fe和Ti氧化物的AC基复合材料（AC-Al4Fe2.5Ti4）能将天然水中的F?浓度从5.15 mg L?1降低到1.18 mg L?1。Fe–N–C单原子催化剂（FeNx/C）利用FeN3和FeN4位点的协同作用，实现了158.33 mg g?1的高F?吸附容量，并且对共存的CO32?和NO32?具有良好的耐受性。对于Cl?这种在纺织和食品加工废水中常见的污染物，固定在Ti3C2TxMXene（Ag/AgCl/Ti3C2Tx）上的Ag/AgCl纳米颗粒利用Ag+活性位点，实现了156.4 mg g?1的Cl?吸附容量，在120次循环后仍能保留90.8%的容量，并在混合阴离子水中表现出3.8的Cl?/SO42?选择性。来自农业径流和化肥废水的PO43?被嵌入氮掺杂的多孔碳电极（ZrO2@NC）有效捕获，其中Zr4+位点起到了关键作用。这些电极在PO43?存在的情况下（即使NO3?过量20倍）也能保持32.7 mg(g as P) g?1的吸附容量和超过80%的去除效率。高选择性源于多种机制的协同作用，包括在双电层内的静电吸附、特异性络合和离子交换机制。F?的去除主要涉及与La3+或Zr4+等路易斯酸金属中心的稳定内球复合体形成；Cl?的捕获则是通过与Ag+/Ag0对的可逆氧化还原络合实现的。PO43?的吸收则涉及与Zr4+的配体交换，形成强Zr–O–P键，并辅以静电吸引。这种多机制方法有效克服了传统纯碳电极固有的选择性差的问题，使得在实际水处理中能够针对性地去除有害阴离子。

2.2.3 运行稳定性和可再生性

CDI电极通常表现出优异的循环稳定性和可再生性，在反复的吸附-脱附循环中保持对F?、Cl?和PO43?的高吸附容量。这种出色的耐用性在不同功能的材料中得到了验证。还原氧化石墨烯/羟基磷灰石（rGO/HA）复合电极在50次循环后没有明显的容量损失。AC-Al4Fe2.5Ti4电极在10次循环后的脱附效率仍保持在93.8%以上；FeNx/C电极在100次循环后仍表现出稳定的性能，没有明显的结构降解。在Cl?捕获方面，Ag/AgCl/Ti3C2Tx电极在120次循环后仍能保持90.8%的初始Cl?吸附容量。同样，在去除PO43?方面，嵌入氮掺杂碳（ZrO2@N–C）电极在处理农业径流后仍能保持80%以上的吸附容量。CDI电极的再生仅通过电化学方法实现，例如短路系统或施加低反向电压，无需化学试剂。这种无试剂的方法不仅延长了电极的使用寿命，还消除了与化学再生副产品相关的二次污染，从而降低了设计用于去除多种阴离子污染物的水处理系统的长期运营成本。

2.2.4 温和且灵活的操作

CDI技术在温和的条件下运行，既不需要高温/高压，也不需要强酸/碱性环境。CDI电极反应在接近中性的pH范围内进行，从而避免了处理水中pH值的显著波动，这对各种受阴离子污染的水源（如受F?污染的地下水、富含Cl?的纺织废水和含有PO43?的农业径流）非常有益。CDI系统的操作灵活性体现在三个方面。首先，系统架构相对简单，便于模块化组装和大规模扩展，适用于小规模的饮用水净化和大规模的工业废水处理。其次，关键的操作参数（包括施加电压、流速和pH值）可以根据进水水质动态调整。例如，对于低浓度的F?在地下水中，可以使用较低的电压；对于高浓度的Cl?在纺织废水中，可以使用较高的电压；对于从农业径流中去除PO43?，则需要优化的pH值。这种可调性使得CDI适用于多种水源，包括模拟水、地下水和工业废水。第三，CDI与多种电极材料兼容。多孔碳、金属氧化物（如Fe3O4、ZrO2）、金属有机框架（MOFs；如UiO-66、MIL-101）和MXenes（如Ti3C2Tx）都可用作可行的材料平台。这些材料还可以进一步功能化以满足特定的去除需求。例如，碳基材料常用于电双层吸附；金属氧化物和MOFs被定制用于通过络合选择性地去除F?/PO43?；基于MXenes的复合材料则可用于高效去除Cl?。

2.2.5 环境友好性

CDI技术在其生命周期的关键阶段都表现出环境友好性，符合可持续水处理的原则，适用于从各种来源去除F?、Cl?和PO43?等阴离子。这种友好性体现在几个方面。首先，许多电极材料是通过环境友好的方法合成的，例如使用生物质衍生的碳或通过共沉淀法制造复合氧化物，从而将生产过程中的环境影响降到最低。其次，在运行过程中，CDI系统不会产生化学沉淀或反渗透等过程常见的二次污染物（如化学污泥或浓缩盐水残渣）。例如，在处理富含F?的工业废水或含Cl?的纺织废水时产生的浓缩溶液体积小，便于后续处理或潜在的资源回收。此外，CDI电极本身的安全性也有助于长期的环境兼容性。像Al/Fe/Ti复合氧化物和基于镧的复合材料这样的电极材料毒性低，金属浸出水平远低于安全限值。例如，报告的铬浸出量低至0.01 mg L?1，FeNx/C电极的铁浸出量低于0.6 μg L?1，而基于ZrO2的材料的锆浸出量可以忽略不计。这种最小的浸出有效地降低了系统长期运行过程中的二次水污染风险，突显了CDI技术的环境可持续性。与传统水处理方法相比，CDI的独特优势尤为明显。图3展示了CDI、反渗透（RO）、离子交换（IX）和电渗析（ED）在关键性能和可持续性指标上的比较。

2.3 CDI配置

为了满足复杂水体的净化需求，CDI技术已经从传统的对称电极配置发展到多功能设计，包括膜耦合、混合电极和流动电极架构。根据其结构和操作原理，CDI配置可以大致分为以下五种主要类型（图4）。

2.3.1 对称电容去离子化（S-CDI）

S-CDI配置是最基本的CDI配置。它仅依赖于双电层（EDL）吸附，不使用离子交换膜（IEMs），因此成本较低且操作简单，但离子选择性有限。因此，它主要适用于低盐度水的初步淡化，如微咸水。S-CDI系统包括一对平行的对称电极、电流收集器和一个中间流道。在低施加电压（0.4–1.2 V）下，电场驱动进水通过电极间的通道，在此过程中通过形成双电层（EDL）进行离子吸附。具体来说，电场将水中的阴离子导向阳极，而阳离子则迁移到阴极。相关的阴离子包括来自地下水的F?、来自低盐度纺织废水的Cl?以及来自稀释农业径流的PO43?。同时，CDI电极促进双电层的形成，从而实现物理吸附。由于其结构简单、制造成本低且操作容易，S-CDI配置被广泛使用。其在测试条件下的有效性如下：使用活性炭电极在1.2 V电压下，初始F?浓度为10 mg L?1时，模拟水的F?去除率为94.2%；在1.0 V电压下，初始Cl?浓度为500 mg L?1时，低盐度纺织废水的Cl?去除率为89.5%；在0.8 V电压下，初始PO43?浓度为5 mg(g as P)时，稀释农业径流的PO43?去除率为85.3%。

2.3.2 膜电容去离子化（MCDI）

MCDI配置通过在S-CDI的基础上加入离子交换膜（IEMs），引入了一种基于膜的筛选机制，有效抑制了共离子的排出。双电层吸附和膜选择性的协同作用显著提高了吸附容量（40–60%）和离子选择性，尽管成本和复杂性都高于S-CDI。具体来说，MCDI通过将离子交换膜（IEMs）集成在电极和流道之间，优化了传统的S-CDI结构，形成了一个分层结构：阳极 → 阴离子交换膜（AEM）→ 流道 → 阳离子交换膜（CEM）→ 阴极。这种结构使得AEMs能够专门用于阴离子的传输，而CEMs则实现选择性阳离子的迁移。这种膜集成架构结合了电双层（EDL）吸附和基于膜的筛选功能，有效抑制了共离子的逆向迁移。例如，位于阳极侧的AEMs可以阻止F?、Cl?和PO43?等阴离子的逆向扩散，同时将目标离子引导至相应的电极。在MCDI配置中，来自地下水的F?会穿过AEM被阳极捕获；来自纺织染料废水的Cl?会穿过AEM进行选择性吸附；而来自农业径流的PO43?在穿过AEM后则被滞留在阳极。同时，包括Na+和Ca2+在内的阳离子会通过CEM迁移到阴极，大大减少了离子的再扩散损失。这种膜集成直接提升了系统性能。由于EDL吸附和膜选择性筛选的协同效应，吸附容量提高了40–60%。基于活性炭电极的MCDI配置可以从纺织废水中去除92.3%的Cl?，同时回收81.5%的水分；而经过ZrO2改性的MCDI配置可以从农业径流中去除90.1%的PO43?（初始浓度为8 mg L?1），且水分回收率超过80%。除了容量提升外，MCDI配置还增强了离子选择性，通过使用单价阴离子选择性膜有效减少了多价阴离子与目标阴离子之间的竞争性吸附。

2.3.3 混合电容去离子化（HCDI）

HCDI配置因其结合了机械复杂性和选择性性能而具有独特优势。电双层（EDL）电极与法拉第电极的不对称配对创建了一个协同的双模式捕获系统：EDL组件实现大量离子的捕获，而法拉第电极提供针对特定离子的化学结合。法拉第反应的整合提高了电荷效率，体现在该配置出色的长期循环稳定性上。某些变体通过集成IEMs来提升性能，尤其是在处理含有F?、Cl?或PO43?的废水时效果更佳。从工作原理来看，HCDI配置通过EDL吸附和法拉第反应的耦合机制运作。法拉第电极可以结合目标阴离子，例如利用La3+位点捕获F?、Ag+位点捕获Cl?以及Zr4+位点捕获PO43?，而EDL电极则促进离子迁移并保持电荷中性。此外，HCDI配置始终展现出稳定的循环性能。例如，Bi/rGO//AC HCDI电池在10次循环后仍能保留超过90%的F?去除率；Ag/AgCl//AC HCDI电池在20次循环后仍保持88%的Cl?去除能力；ZrO2@N–C//AC HCDI电池在30次循环后仍能维持其PO43?去除效率。

2.3.4 流动电容去离子化（FCDI）

FCDI配置通过使用悬浮的流动电极而非固定的电极而区别于传统的CDI配置。这些流动电极由分散在电解质中的导电颗粒组成，通过泵在电极室和储液罐之间循环。安装在流道中的离子交换膜防止电极颗粒泄漏，并实现有效的离子筛选。FCDI配置基于动态吸附与连续离子去除的原理运作。当流动电极在系统中循环时，它们会主动从进水侧捕获目标阴离子。当它们饱和后，会被引导至储液罐，在那里施加的轻微电压会触发电化学再生，使吸附的离子解吸并恢复电极的吸附能力。这种连续操作模式具有多个固有优势：它规避了固定电极系统的饱和限制，特别适合处理高浓度阴离子废水（例如F?浓度超过100 mg L?1）；其处理能力是MCDI配置的3–5倍，因此适用于大规模和高污染源的处理；其模块化架构使其能够灵活扩展，以满足从小型工业废水到大型水处理的各种处理需求。研究表明，FCDI在连续处理含氟微咸水时，F?去除效率可稳定保持在85%以上。在储液罐内分批再生流动电极的能力简化了操作流程，减少了停机时间，并提高了水处理系统的整体连续性和可靠性。

2.4 关键性能指标

对CDI性能的评估对于比较不同的材料设计、配置架构和操作策略至关重要。本节定义了用于评估CDI针对目标离子去除效果的关键性能指标。

2.4.1 离子电吸附容量（IEC）

IEC是评估离子去除效果的基本参数。该参数表示相对于活性电极材料质量的去除离子质量。它以每克电极材料吸附的离子量（以毫克计）来量化，并使用公式（1）确定：

(1)

其中C0表示进料溶液的初始浓度，Ce表示吸附阶段结束时的出水浓度。V表示处理溶液的体积，m表示工作电极中活性材料的质量。IEC直接受CDI电极内在特性的影响，这些特性包括比表面积、氧化还原活性、表面化学性质和电导率等关键因素。此外，操作条件如施加电压、水力停留时间、初始离子浓度和共存离子也对IEC值有显著影响。

2.4.2 平均离子电吸附速率（AIER）

AIER量化了相对于电极材料质量的离子去除速度。它定义为获得的IEC除以吸附阶段的持续时间，单位为毫克每克每分钟（mg g?1 min?1），并使用公式（2）确定：

(2)

其中IEC指的是根据公式（1）计算出的吸附阶段结束时的离子吸附容量，t表示吸附阶段的持续时间。AIER与CDI系统的处理吞吐量相关，是评估快速水处理应用可行性的关键指标。

2.4.3 电荷效率（CE）

CE是评估CDI中离子去除过程电效率的关键电化学参数。该参数表示用于离子吸附的有效电荷与通过CDI系统的总电荷之比。它定义为吸附离子对应的电荷与吸附阶段通过的总电荷之比，通常以百分比表示，并使用公式（3）确定：

(3)

在这个方程中，qads表示吸附离子对应的电荷，可以通过法拉第定律从测量的SAC计算得出。Qtotal表示吸附过程中通过的总电荷，通过积分电流得到。CE的大小受多种因素影响，包括电极材料的电化学性质、离子交换膜的存在以及水电解等竞争反应的发生。在没有离子交换膜的CDI系统中，共离子的排出也会导致CE降低。理想的CE为100%，表示所有通过的电荷都用于离子吸附。在实际应用中，高CE是理想的，因为它与较低的能耗相关，因此是评估CDI系统整体效率和经济效益的重要指标。

2.4.4 特定能耗（SEC）

SEC量化了实现单位离子去除性能所消耗的电能。它定义为总电能输入与产生的纯净水体积或去除的离子质量之比，常用单位为千瓦时每立方米（kW h m?3）或每千克去除的离子（kW h kg?1），并使用公式（4）确定：

(4)

其中Etotal表示一个完整的吸附-解吸循环期间消耗的总电能，通常通过积分电流得到；Vp表示产物水的体积；ΔC表示离子浓度的平均降低量。SEC主要受CDI系统的电化学和操作效率的影响，包括电极的电荷效率、电池的内部电阻以及再生过程中的能量回收能力等因素。

2.4.5 离子选择性（分离因子，α）

α是评估CDI系统目标修复能力的关键性能参数，定义为电极表面与体相溶液中目标离子与竞争离子的分布系数之比，并使用公式（5）确定：

(5)

其中α(A/B)表示目标离子A相对于竞争离子B的选择性，qA和qB分别是平衡状态下离子A和B在电极上的吸附容量（或表面浓度）；Ce,A和Ce,B表示体相溶液中离子A和B的平衡浓度。或者，选择性也可以简单地表示为两种离子的吸附容量之比（qA/qB）或在混合条件下的去除效率。在复杂和多组分的水体中，高选择性因子对于CDI的有效运行至关重要，是评估该技术是否适合精确分离和目标污染物去除的决定性指标。这些关键性能指标是相互依赖的，优化CDI系统通常需要在这几个指标之间进行权衡。例如，某种材料可能在实现高IEC的同时牺牲了电荷效率，导致SEC较高。同样，对于目标离子的卓越选择性可能会伴随着较低的总体吸附速率。因此，选择CDI电极、配置和操作条件时必须战略性地权衡这些指标，以优先考虑给定应用中最关键的指标，无论是实现超低污染物浓度、最小化能源和化学品使用，还是最大化水产量。

3. CDI电极材料

CDI技术的性能，包括其离子吸附容量、离子选择性、电荷效率和长期稳定性，从根本上取决于其电极材料的结构和化学性质。本章从材料的角度系统地探讨了为CDI设计的电极系统的设计原则、功能机制和进化轨迹，特别是在目标阴离子去除的背景下。该领域已经从早期依赖多孔碳进行非选择性电吸附，发展到合理设计通过特定相互作用来捕获目标离子的功能性材料。这种演变反映了从将电极视为通用吸附剂到将其设计为精密工具的转变，材料属性被调整以克服不同阴离子污染物带来的挑战。

3.1 碳电极材料

碳材料构成了CDI电极的基础，主要通过形成电双层（EDL）来工作。它们的性能受关键结构参数的控制：高比表面积（通常超过1000 m2 g?1）以最大化离子可访问位点；分层孔隙网络；以及高电导率以确保电荷的有效分布。碳电极具有显著优势，包括低成本、成熟的制造工艺和数千次循环后的优异电化学稳定性。然而，它们的主要限制在于由于EDL吸附的非法拉第和物理性质，导致缺乏离子选择性。在复杂的离子体系中，这会导致非目标离子的竞争性吸附，严重限制了选择性离子去除效率。尽管作为导电支架和基础材料不可或缺，但纯碳往往不足以满足高选择性应用的需求。因此，它们的主要作用已经演变为在复合材料中作为坚固的导电基质，支持并与其他更具选择性的功能组分协同工作。

3.2 法拉第电极材料

为了克服碳电极固有的选择性限制，广泛采用了法拉第电极材料。这些材料根据其主要相互作用模式进行分类，包括内球复合物化，这种模式利用像La3+和Zr4+这样的强路易斯酸金属中心与F?和AsO43?等阴离子形成稳定的复合物。157 可逆的基于氧化还原的材料，以Ag/AgCl对为例，用于选择性捕获Cl?，其中容量直接与氧化还原电荷相关，纳米结构设计对稳定性至关重要。158 配体交换驱动的材料，依赖于高价金属阳离子Zr4+和Fe3+与多价氧阴离子（如磷酸根）之间的几何和电子互补性，以在竞争性基质中实现选择性。159 导电聚合物，特别是聚苯胺（PANI），其可调的掺杂/脱掺杂行为允许通过功能基团和氧化态来调节亲和力。160 然而，这些功能性材料的实际应用受到合成和稳定性挑战的制约，包括前体成本、需要可扩展的生产方法，以及在长时间循环过程中保持活性位点的结构和化学完整性的必要性，以防止渗漏或失活。161



3.3 复合电极架构

CDI电极的最显著进展来自于整合多种材料的复合架构，这些架构实现了任何单一成分都无法实现的协同性能。162 主要策略是制造基于碳或MXene的功能性复合材料，其中导电骨架作为高效的电气通道和坚固的机械框架，而分散的纳米粒子或原子级分散的位点提供选择性。例如FeNx/C用于F?去除或Ag/AgCl/MXene用于Cl?去除，展示了碳或MXene组分如何缓解活性相的低固有导电性，而FeNx和Ag/AgCl提供了优异的选择性阴离子吸附能力。57 同样，结合层状双氢氧化物（LDHs）与导电碳基体的复合材料，例如CoAl-LDH/C，成功地将LDHs的高阴离子交换容量与碳基体的必要电气路径结合起来，实现了PO43?的有效电吸附去除。163 总体而言，复合方法产生了导电性显著提高的电极，确保了活性位点对离子捕获的充分利用。这种协同设计不仅降低了离子扩散的动力学障碍，还实现了整个复合电极中的高效电荷传输，从而促进了离子捕获。164



4. 定向阴离子去除



4.1 F?、Cl?和PO43?的去除

CDI技术的发展是为了满足工业和市政领域对水质的严格要求。在各种阴离子污染物中，F?、Cl?和PO43?由于其独特的环境和健康影响而特别受到关注。然而，它们的同时或选择性去除面临重大挑战，因为它们不同的离子半径、电荷和水合能量需要定制的电极设计。



4.1.1 F?去除的CDI技术

F?主要以不溶性矿物的形式存在于岩石和土壤中，如氟化钙和萤石，而在天然水体中，它主要以游离F?的形式存在。它的迁移和转化受到三个关键因素的控制：水的pH值、共存离子（例如Ca2+、Mg2+）以及水环境中的吸附介质。165 F?对人体健康有双重影响。在中等浓度（0.5–1.0 mg L?1）下，它促进牙釉质矿化，增强对酸侵蚀的抵抗力，从而预防龋齿。然而，超过WHO饮用水指南的过量F?摄入（1.5 mg L?1）可能导致氟斑牙。166,167 长期积累会导致牙齿氟斑牙和骨骼氟斑牙，在严重情况下可能导致骨骼畸形和肾脏损伤。168,169 这些健康风险因工业活动产生的人为F?输入而加剧，这些活动排放的F?浓度远高于自然背景水平。在半导体制造中，氢氟酸被广泛用于蚀刻和清洁硅晶圆；由此产生的废水通常含有50–200 mg L?1的F?，远高于常见的排放限值（例如中国GB 8978–1996中的10 mg L?1）。170,171 工业F?浓度与严格排放标准之间的巨大差异凸显了高效和经济F?去除技术的迫切需求。172 关键的是，许多这些废水中存在高浓度的竞争离子（如Cl?），使得选择性F?去除成为一项重大的工程挑战。已经进行了大量的关于F?去除的CDI技术研究。电极改性在提高除氟性能中起着核心作用，引入金属活性位点和构建复合结构是两种主要策略。173,174 LaHAP/3D-rGO复合CDI电极在复杂基质中表现出高选择性。即使在氯离子浓度是其50倍的情况下，它们也能保持87%的F?去除效率，并实现54.4 mg g?1的吸附容量。27,175 此外，CDI设备中的FeNx/C电极实现了超高的F?吸附容量，达到158.33 mg g?1，并表现出对干扰离子的明显耐受性（图5）。27,57,174 这种卓越的容量来源于原子级分散的Fe-Nx位点，它们与F?形成强复合物。重要的是，这些单原子位点在碳基质内稳定，最小化了Fe的渗漏，并在法拉第过程中保持了结构完整性。176


图5

FeNx/C电极对F?去除的电化学吸附性能。(a) F?去除的吸附等温线（朗缪尔和弗伦德利希模型）。(b) F?在FeNx/C电极上的吸附动力学。(c) 溶液pH值对F?吸附能力的影响。(d) 施加电压对F?去除性能的影响。(e) 在各种竞争性阴离子存在下FeNx/C的选择性。(f) FeNx/C电极在三个连续吸附-解吸循环中的循环稳定性。（经《分离与纯化技术》杂志许可转载，2024年，Elsevier版权所有）。CDI技术中的F?去除机制已经从简单的EDL吸附过程发展成为一个综合了EDL吸附、法拉第氧化还原反应和离子交换/复合物化的协同多机制系统（图6）。174 左图展示了基础的EDL吸附机制，其中氟离子通过电极界面上的静电力非选择性捕获。右图展示了引入的法拉第途径，其中电化学反应通过化学转化实现了选择性和高容量的离子捕获。基于金属的活性位点，如La3+、FeNx和Ce4+，是选择性F?捕获的核心驱动因素。这些位点通过形成与F?离子的稳定内球复合物或通过特定的离子交换相互作用来实现优先吸附。177,178 这种协调的多机制方法利用了每种途径的优势：EDL提供了快速的离子富集，氧化还原有助于高容量捕获，而离子交换/复合物化确保了在复杂水中的F?去除的特异性。图6



CDI中的F?去除从单一的EDL吸附（左）发展到涉及离子交换/复合物化的协同多机制系统（右），例如基于金属的位点（如La3+、FeNx、Ce4+）实现了选择性F?捕获。



4.1.2 Cl?去除的CDI技术

Cl?是自然界中最广泛分布的阴离子之一，主要存在于海水、咸水和地表径流中。179 人类活动显著增加了它们的含量，纺织染色和食品加工等关键行业产生的废水中的Cl?浓度通常在1000–5000 mg L?1之间。180,181 如果未经处理直接排放，这些废水会带来严重威胁，可能导致土壤盐碱化，降低农业产量，182,183 并作为增强共存重金属迁移性和毒性的载体。184,185 对于人类健康而言，长期摄入超过WHO指南的250 mg L?1的Cl?与胃肠道问题和肾脏负担增加有关。186–188

克服传统碳电极有限容量和选择性的核心策略是引入通过特定相互作用与Cl?结合的功能组分。引入可逆的氧化还原对，如Ag/AgCl系统，通过法拉第反应实现高容量离子捕获，这是一种基于氧化还原活性金属位点的策略。例如，限制在MXene纳米片内的Ag/AgCl实现了卓越的Cl?吸附容量，达到156.4 mg g?1。189 限制结构对性能和稳定性都至关重要：它最大化了氧化还原活性Ag/AgCl位点的利用，并在连续的氧化还原循环中物理限制了它们的聚集或脱落。190 导电聚合物改性，例如PANI涂层，为电极引入了伪电容和离子特异性亲和力。例如，在+0.35 V（相对于Ag/AgCl）下操作的PANI改性电极实现了约65 mg g?1的高Cl?吸附容量，具有接近单位的库仑效率和针对Cl?的显著选择性，超过了硫酸根和PO43?离子（图7）。23 在复合材料的背景下，嵌入铁纳米粒子的柔性碳纳米纤维在FCDI系统中实现了稳定的氯化物去除（>88%的效率），突显了这些工程电极适用于连续工业规模水处理的适应性。191,192 先进CDI电极观察到的高Cl?吸附性能基于一个协同机制框架，该框架结合了EDL吸附用于初始离子浓度，法拉第氧化还原反应用于高容量捕获，以及特定复合物化用于在混合离子溶液中提高选择性。193



图7

PANI改性CDI电极针对Cl?去除的电化学稳定性和阴离子选择性。(a) 在不同施加电压下10个循环的库仑效率。(b) 循环过程中的Cl?去除容量。(c) 不同电极（PACP、CCP、PAC、CC）的Cl?去除容量和电荷效率比较。(d) 10个循环中的长期循环稳定性。(e) 在10 mV s?1下的CV曲线，显示了PACP、PAC、dig-PAC和AC电极的电容行为。(f) BG（石墨化前）和IG（石墨化后）样品的UV-Vis吸收光谱，表明了碳材料的结构转变。（经《分离与纯化技术》杂志许可转载，2022年，Elsevier版权所有）。



4.1.3 PO43?去除的CDI技术

来自人类活动的过量PO43?输入，如农业径流（0.5–5 mg L?1 P?1）、工业排放（10–100 mg L?1 P?1）和生活污水（5–20 mg L?1 P?1），已成为富营养化的主要驱动因素。194 当总磷超过0.02 mg L?1时，这一过程会引发有害的藻类繁殖、溶解氧耗尽以及严重的生态和经济损害，正如中国太湖等湖泊所证明的那样。195,196 除了环境危害外，高浓度的PO43?还会干扰人体对钙的吸收，并可能腐蚀电子制造高纯度水系统中的金属部件。197

尽管传统的基于碳的CDI电极具有广泛的电化学兼容性，但它们对PO43?缺乏特异性亲和力，这限制了它们在实现监管合规所需的低排放浓度方面的实际应用。为了克服这一点，最近的策略集中在引入与PO43?离子具有强相互作用的金属中心，从而实现选择性和高效的去除性能。CDI系统在现实操作条件下的循环稳定性得到了证明，例如ZrO2-嵌入的氮掺杂多孔碳（ZNPC）电极在20个循环后的容量衰减小于15%（图8），表明即使在复杂基质中也能保持高吸附容量和结构完整性以及最小的金属渗漏。198,199 这种稳健的循环性能对于可扩展的应用至关重要，因为它直接转化为减少运行停机时间、降低再生频率和延长电极使用寿命。这些好处直接解决了历史上阻碍CDI在大规模废水处理中应用的关键经济和技术障碍。因此，这类稳定且选择性的CDI方法在多个领域具有强大的应用潜力：通过针对地表径流中的残留磷来减轻农业非点源污染，处理PO43?浓度经常超过10 mg L?1的高浓度工业废水，以及为电子和制药行业生产高纯度工艺用水。图8



NPC、ZNPC-12、ZNPC-11、ZNPC-21电极的磷去除性能和影响因素。(a) 不同电极随时间的重量吸附容量（GAC）。(b) 初始磷浓度对GAC的影响。(c) 磷吸附的朗缪尔和弗伦德利希等温线模型拟合。(d) 施加电压对GAC的影响。(e) 不同电压下的Ragone图（GAR vs. GAC）。(f) 不同电压下每单位处理水的能耗。(g) 溶液pH值对GAC和相应最终pH值的影响。(h) 竞争性阴离子（Cl?、NO3?、SO42?）对磷去除的影响。(i) ZNPC-21电极在10个吸附-解吸循环中的循环稳定性（经《Carbon》杂志许可转载，2025年，Elsevier版权所有）。例如，含有Zr4+位点的电极，如来自ZIF-8的ZrO2-嵌入氮掺杂多孔碳，通过特定的配体交换实现了高PO43?吸附容量，达到32.7 mg P g?1，这展示了基于锆的电极材料的高容量性能。190 氮掺杂的碳基质保护了ZrO2纳米粒子，而在吸附过程中形成的强Zr–O–P键是可逆且坚固的。在接近中性的pH条件下，这对PO43?吸附和材料稳定性都是最佳的，电极在复杂农业径流中经过50个循环后仍保持超过80%的吸附容量。这强调了最佳吸附条件同时也是有利于材料稳定性的条件。199,200 CoAl-LDH/C复合材料作为CDI电极，结合了LDHs固有的阴离子交换能力与碳基质提供的必要电导率。它们表现出强大的抗干扰能力，在硫酸盐和氯离子等竞争离子存在的情况下，实现了2.6的PO43?选择性因子（图9）。99 LDH的层状结构提供了结构稳定性以及丰富的位点。导电碳骨架确保了电连接性，并减轻了LDHs固有的低电导率问题。这种协同设计使复合材料能够在多个循环中保持其结构完整性和离子交换能力，这对于其在长期运行中持续发挥选择性地去除PO43?的性能至关重要。190

图9

使用CDI技术时，Ca–La LDH质量比对Cl?去除效率、吸附容量和能耗的影响（经Desalination杂志许可转载，99年版权属于Elsevier）。基于上述讨论，本文讨论的先进电极材料通过三个协同性能属性解决了实际CDI应用中的关键经济和技术障碍。首先，高阴离子吸附容量减少了处理给定污染物负荷所需的电极体积，使得工业用紧凑且成本效益高的模块化系统成为可能。其次，高阴离子选择性确保了在复杂水体中的高效运行，防止了背景离子对容量的浪费，从而延长了运行周期，减少了再生频率，并提高了整体效率。第三，稳健的吸附稳定性涵盖了循环性能和对干扰离子的耐受性。对常见离子的耐受性增强了运行的稳健性，并减少了预处理需求，而卓越的再生稳定性延长了电极的使用寿命。这直接降低了电极更换频率和成本，减少了处理具有挑战性的工业废水的运营支出。总之，高容量、选择性和长期稳定性的协同作用使这些下一代CDI电极材料成为可扩展部署的有希望的候选者，弥合了实验室性能与实际经济水处理之间的差距。

4.2. 其他阴离子的去除

4.2.1. 用于去除硫酸盐（SO42?）的CDI技术

SO42?是水中常见的高价阴离子，主要来源于矿山废水、纺织染色过程和化学生产。过高的硫酸盐浓度会引发环境和工业危害。在农业上，使用高硫酸盐水灌溉会导致土壤盐碱化并破坏土壤团聚结构。201 在工业上，硫酸根离子与Ca2+反应形成CaSO4沉淀物，堵塞管道和膜，同时增加了设备维护成本。202 此外，水中硫酸根离子浓度超过250 mg L?1会增加富营养化的风险。203 针对硫酸盐去除的CDI研究集中在开发高容量、抗干扰电极和配置优化上，关键进展包括：双活性生物炭CA-NPSSC-1通过(NH4)2HPO4–CO2双重激活构建多通道结构，实现了17.16 mg g?1的SO42?吸附容量（是未激活生物炭的5.2倍），并在含有Cl?和NO3?的矿山废水中实现了83.09%的去除效率。

4.2.2. 用于去除砷酸盐（AsO43?）的CDI技术

AsO43?是一种来自天然地下水富集、冶金废水和半导体制造的高毒性阴离子，对人类具有高度致癌性。世界卫生组织将饮用水中的总砷含量限制在<10 μg L?1，长期暴露会导致皮肤/肺癌和神经系统损伤。204 CDI技术是超深度去除砷酸盐的研究焦点，核心进展包括高选择性电极和氧化-吸附协同作用：无粘合剂的电泳沉积CNTs-X@Fe3O4电极利用Fe3O4进行特定的AsO43?络合，在1.2 V下将微量As3+氧化为AsO43?（氧化-吸附协同作用），205 将地下水中的砷含量从0.1 mg L?1降低到<2 μg L?1，并在PO43?干扰下保持>85%的去除率。此外，Fe-rGO@AC电极通过Fe0/Fe2+/Fe3+循环实现了49.5 mg g?1的AsO43?容量，20个循环后Fe的浸出量<0.6 μg L?1；MOF衍生的Fe–N–C电极在pH 6～10下通过FeNx-AsO43?配位保持了>90%的去除率，适用于复杂的水体情况。

4.2.3. 用于去除氮氧阴离子（NO3?/NO2?）的CDI技术

氮氧阴离子（主要是NO3?、NO2?）是典型的水营养污染物：NO3?来自农业非点源、生活和工业污水，NO2?来自NO3?的还原和工业硝化过程。过高的氮氧阴离子浓度对健康和生态造成重大危害，饮用水中NO3?浓度超过50 mg L?1会导致婴儿高铁血红蛋白血症，而NO2?通过与胺的反应形成致癌的亚硝胺；总氮氧阴离子浓度超过0.3 mg L?1会进一步加剧富营养化和藻类爆发。CDI对这些阴离子的研究集中在选择性和还原-脱附效率上。Cu/Zn-MOF衍生的N掺杂多孔碳电极通过可逆的Cu0/Cu2+氧化还原达到42 mg g?1的NO3?容量，在含有Cl?/SO42--的水中选择性因子为3.2。生物改性的碳电极通过Bi–O–N键合实现了95%的NO2?去除率（处理后浓度<0.1 mg L?1）。

4.3. 对各种阴离子的选择性

在复杂的水环境中实现对目标阴离子的高选择性是推进CDI用于实际水处理的关键挑战。CDI中的选择性是一个多方面的结果，受目标离子的物理化学性质与电极材料和CDI配置的工程特性相互作用的影响。18 从机制上讲，选择性源于离子属性与电极中互补功能的精确匹配。对于像F?和AsO43?这样的小而硬的路易斯碱阴离子，通过与硬路易斯酸金属中心（特别是La3+、Zr4+和Fe3+）的强内球络合实现超高的亲和力，形成热力学上有利且动力学上稳定的键，从而克服了像Cl?这样的背景离子的竞争。在盐环境中去除高浓度和高迁移性的离子（如Cl?）依赖于通过可逆氧化还原化学的工程特异性，例如Ag+/AgCl对，或者在定制的多孔结构中的空间和电荷筛选。对于多价氧阴离子（如PO43?和SO42?），选择性取决于电子和空间差异。这可以通过特定的配体交换实现，其中阴离子的几何形状和电荷密度与金属位点的配位球互补，或者通过在带电或受限的纳米结构中的优先静电相互作用实现。为了提高选择性，已经开发了几种创新的材料设计策略。这些包括分子印迹和共价接枝，以创建在几何和化学上与目标阴离子互补的定制腔体或功能团，以及使用具有内在选择性的氧化还原活性位点，例如优先与特定离子反应的金属氧化还原对。209 此外，设计结合了提供不同选择机制的混合和层次结构，如离子交换、特定络合和物理吸附，使得对复杂离子混合物的响应具有协同性。210 除了材料设计之外，CDI配置和操作参数也是调节选择性的关键因素。MCDI通过将IEMs的内在选择性纳入电化学过程来提高选择性。HCDI允许一个电极通过法拉第过程优化选择性捕获，而另一个电极管理电荷平衡。此外，调整操作参数（如施加的电压和溶液pH值）可以改变主要的去除机制或改变目标离子的形态和亲和力，从而在实际应用中动态控制选择性。

5. 结论与展望

CDI技术用于阴离子去除已经取得了显著进展，但在基本理解、材料和规模化方面仍面临瓶颈。关键差距包括不清楚的竞争吸附动力学、有限的预测模型以及对于实际水体的系统可预测性差。规模化挑战涉及高材料成本、复杂的合成、模块集成问题以及不足的长期稳定性验证。研究范式仍然以实验室和批次为导向，缺乏连续系统和行业标准。未来的工作应集中在：（1）预测设计的基本机制，（2）成本效益高的可扩展材料，（3）模块化容错系统，（4）使用实际水体的长期试点研究。早期的技术经济和生命周期分析是必不可少的。CDI技术的设想路线图集中在三个关键支柱上（图10）：材料多功能性、系统智能和应用多样化。核心优先事项包括通过可扩展合成开发成本效益高且性能优异的复合电极，以及实施人工智能驱动的智能控制和模块化系统设计。应用范围扩展到半导体和纺织等行业的高价值工业废水，以及专门的废水处理。通过与太阳能和风能等可再生能源的深度整合，CDI技术旨在实现离网和碳中和运行，从而支持水-能源联系的可持续目标。优先事项是多功能复合电极、绿色可扩展合成、智能实时控制和紧凑的模块化设计。应用范围涵盖半导体、纺织和农业领域，以及核废水和高盐度盐水。与可再生能源（太阳能、风能）的整合使得实现离网和碳中和运行成为可能，支持水-能源联系的目标。图10

CDI在水处理和净化中去除阴离子的应用未来发展路线图。CDI技术在水安全方面的实际应用取决于克服大规模部署的几个主要挑战。首先，经济可行性仍然是一个主要障碍，这是由于先进的CDI电极材料成本高和复杂的模块制造所致。其次，工程和系统集成必须解决与规模化相关的问题，包括在大电极堆栈中保持性能一致性，确保稳定的水力流动，并保证在波动的实际水条件下膜和电极的长期耐用性。第三，该领域目前缺乏可预测性和标准化，没有普遍接受的CDI寿命性能评估协议或预测模型。未来的解决方案必须采取整体方法。从经济角度来看，研究应专注于电极材料的可扩展和成本效益高的合成路线，以及使用地球上丰富的替代品。从工程角度来看，需要简化维护并允许逐步扩展的模块化和容错架构。至关重要的是，使用真实废水流的长期试点研究对于生成可靠的技术经济和生命周期评估数据是不可或缺的。此外，人工智能提供了一个变革性的工具包来解决这些瓶颈。在电极设计中，机器学习通过从描述符预测属性来加速材料筛选。对于系统优化，人工智能算法使用实时传感器数据动态调整操作参数，以在波动的进水质量下最大化效率。最重要的是，人工智能通过揭示多维数据集中的非线性模式提供了机制洞察，揭示了结构-活性关系和超出传统分析的竞争吸附行为。从材料发现到智能过程控制的AI集成，是实现智能、成本效益高和大规模CDI系统的关键方向。从实验室CDI原型到大规模水处理的过渡需要一个协调的战略，该战略整合了技术验证、工程创新和经济评估。这条路径必须优先考虑使用真实废水进行长期试点研究，以评估在实际条件下的污染、稳定性和运营成本。作者贡献

史玉婷：概念化、正式分析、撰写-原始草稿。徐浩然：可视化、验证。江金天：正式分析、项目管理。徐国清：方法论、验证。于志阳：验证、概念化。张伟：项目管理。史佳：方法论、正式分析、撰写-审阅与编辑。于敖：概念化、监督、撰写-审阅与编辑。史敏杰：资源、资金获取、撰写-审阅与编辑。利益冲突

作者声明他们没有已知的竞争财务利益或个人关系可能影响本文报告的工作。数据可用性

本综述没有包含任何原始研究结果、软件或代码，也没有生成或分析任何新数据。所有讨论的发现都基于全文引用的先前发表的研究。致谢

本工作得到了江苏省基础研究计划（编号BK20251919）、镇江市科技规划社会发展项目（SJC20240100056, JC2024018）以及新加坡教育部的学术研究基金（RG88/23）的财政支持。