浸没式PAC-AMBRs系统中PAC缓解膜污染的研究进展

刘雅娟

（山西大同大学化学与化工学院，山西 大同 037009）

常规好氧膜生物反应器（aerobic membrane bioreactors，AMBRs）根据生物技术和膜分离技术的组合形式分为浸没式和侧流式。浸没式AMBRs的膜分离过程和生物反应过程在一个反应器中同时进行，具有结构简单、操作灵活性高（如水力停留时间和污泥停留时间可分别控制）等优点，可满足多种高出水水质的处理要求，而膜污染问题一直制约其更广泛的应用。近年来，一种集粉末活性炭（powdered activated carbon, PAC）的吸附性和好氧膜生物反应器的生物降解性与膜分离性为一体的浸没式粉末活性炭−好氧膜生物反应器（PAC−AMBRs）技术吸引了很多关注与研究[1−2]。浸没式PAC−AMBRs 系统在处理工业废水、煤气化废水、生活污水、地表水、微污染水、难降解有机物废水以及污水处理厂二次出水等的应用中，表现出比常规AMBRs 更低的膜污染和更高的运行效率[3−8]。向浸没式PAC−AMBRs系统直接投加PAC能有效控制絮状污泥和溶解性有机物造成的膜污染[9−10]，延缓跨膜压差（transmembrane pressure，TMP）增加速度，延长膜过滤周期，节约与膜清洗和更换相关的运行成本[11−12]。Seo 等[11]在一个半中试浸没式PAC−AMBR 系统中一次性投加40g/L 的PAC 后，过滤总阻力（total resistance，Rt）降低了一个数量级，膜的化学清洗次数也从3次减少为1次。Iorheme 等[13]的研究指出浸没式PAC−AMBR 可以在曝气强度降低50%的情况下增加20%～30%的膜通量。

常规AMBRs 中的混合液是最直接的膜污染来源，絮状污泥的结构、粒径和性质、溶解性有机物的含量和组成成分等都会引起膜污染，且它们之间错综复杂的变化又相互影响，共同决定膜污染的形成和发展[14]。由于PAC可同时影响絮状污泥和溶解性有机物的性质和含量等，浸没式PAC−AMBRs系统的膜污染机制较其他膜应用领域更为复杂。理解PAC对混合液各成分的影响和它们之间的相互关系是理解浸没式PAC−AMBRs系统膜污染形成与发展机理以及发展有效膜污染控制技术的基础。通过对2002—2021 年中国知网与Web of Science 数据库收录的以PAC、MBR 和膜污染为主题词发表论文数量的统计（图1）可知，2002—2017年相关论文发表数量整体呈增长趋势，虽然2018 年发表的论文数量有所下降，但2019—2021年的年均论文发表数量仍高于统计期间内的年均量，说明PAC 与MBR相结合的膜污染研究一直是近年来好氧膜生物反应器应用领域的研究热点。

图1 以PAC、MBR和膜污染为主题词检索的科学文献计量（截至2022年1月）

AMBRs系统与浸没式PAC−AMBRs系统采用陶瓷膜或有机膜进行污染物截留和固液分离[15−19]。膜的亲疏水性和膜孔径影响膜的污染倾向[20]。与有机膜相比，陶瓷膜表面的粗糙度较低、亲水性较高，防污染性能较高[21]，而且陶瓷膜具有更强的机械稳定性，能更好地抵抗曝气与PAC 在曝气条件下产生的剪切应力造成的损坏[21−23]。Jeon 等[24]采用渗透率和孔径相近的亲水性醋酸超滤膜和疏水性PVDF超滤膜进行间歇过滤实验发现PVDF膜的TMP增幅比醋酸膜大，说明疏水膜更容易引起膜污染。膜的污染倾向与过滤介质的特性密切相关[25]。垃圾渗滤液通过孔径较小且疏水性强的膜过滤时产生的膜污染趋势比生活污水慢[25]。当膜孔径相同时，中低分子量的溶解性有机物和胶体类污染物更容易堵塞膜孔，导致不可逆膜污染的发生[26−27]。

本文重点关注PAC 本身对膜污染的影响，在已发表研究成果的基础上，通过深入分析PAC 对污泥絮体特性和溶解性有机物含量和成分的影响与缓解膜污染之间的关系，探讨并总结PAC 缓解浸没式PAC−AMBRs 系统膜污染的机制，PAC投加量和投加模式如何影响膜污染，以期为浸没式PAC−AMBRs 的进一步深入研究与长期和大规模应用中的膜污染控制提供借鉴和思路。

1 PAC改善污泥絮体过滤性能缓解膜污染

1.1 PAC提高污泥絮体粒径

常规AMBRs 中的絮状污泥呈悬浮状态，粒径小且结构松散。絮状污泥形成的滤饼层在过滤推动力的作用下易被压密造成较高的过滤阻力[28]。微生物代谢分泌的紧密结合型胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）对絮体的形成和性质起重要作用，也是污泥在过滤过程中阻力增大的主要原因[29]。松散结合型EPS易从微生物表面脱落成为溶解性胞外聚合物（extracellular polymeric substances，sEPS），与溶解性微生物产物（soluble microbial products, SMP）等溶解性有机物共同造成更加严重的膜污染。直接投加进浸没式PAC−AMBRs系统的PAC 有较大的比表面积，对sEPS 和SMP 等溶解性有机物有强烈的吸附能力，这些物质因吸附在PAC表面形成的凝胶层继续吸附微生物与胶体类物质等，在EPS的交联作用下，最终形成以PAC为骨架的污泥絮体[30−31]。这些污泥絮体粒径较大、结构紧密、机械强度较高，在浸没式PAC−AMBRs系统的膜分离过程中体现出较高的过滤性能[32]。Li 等[33]指出向处理合成废水的浸没式MBR中投加1.2g/L的PAC后形成的污泥絮体用聚偏氟乙烯（polyvinylidene fluorid，PVDF）中空纤维膜（膜孔径0.2μm）过滤时的近临界水通量比活性污泥过滤时的近临界水通量高32%。Asif 等[34]的研究结果指出PAC 浓度为20g/L 的浸没式PAC−AMBR 的污泥絮体尺寸增加29%，膜污染降低33%。Khan等[30]指出向处理合成废水的AMBR 中一次性投加粒径为150～250μm 的PAC可使污泥平均粒径增加10.5%，恒流过滤条件下，TMP从初始值升高到30kPa的过滤时间延长了1.71～1.77 倍。Yu 等[35]在 采 用AMBR 处 理 市 政 污 水的研究中同样发现投入粒径为29.4μm 的PAC 可使污泥粒径增加132.1%，恒压过滤时的稳定水通量提高25%。

PAC辅助形成较大粒径污泥絮体缓解膜污染的机制主要体现在四个方面。首先，对相似膜表面性质来说，单位质量吸引能的理论计算值与颗粒尺寸的平方成反比[36]。小粒径物质（如胶体类物质和絮状污泥等）在接近膜表面时有向膜表面附着形成滤饼层的强烈趋势[37]。浸没式PAC−AMBRs 系统中的微生物在PAC 表面呈固着型态，小于膜孔径或与膜孔径相差不大且易堵塞膜孔通道或膜孔开口的胶体类物质或悬浮微生物含量降低，这类物质造成的膜污染也降低。在曝气条件下，PAC辅助形成的较大粒径污泥絮体在膜表面受到的错流提升作用力能有效克服污泥絮体与膜表面接触时的吸引能，使污泥絮体向远离膜表面的方向迁移，抑制膜表面污泥滤饼层的生长，减缓膜污染。其次，污泥絮体在曝气气流的作用下在膜表面形成气−固−液三相流，比单独曝气在膜表面形成的气−液两相流的冲刷作用更强，有效限制溶解性有机物（如亲水性有机分子、多肽化合物等）在膜表面因黏附和沉积形成凝胶层[38]，同时减少因有机污染物吸附微生物和污泥形成的滤饼层。第三，大粒径污泥絮体在膜表面形成的滤饼层结构更加疏松，产生更低的过滤阻力[33]，表现出更高的可滤过性[39]或更长的过滤周期[31]，而且疏松滤饼层更容易通过物理清洗（如冲刷）被去除[40]。第四，结构疏松的滤饼层具有截留混合液中溶解性有机污染物、胶体类物质以及悬浮微生物的作用，缓解这类污染物到达膜表面或进入膜孔内造成的可逆或不可逆污染[41]。

PAC 辅助形成的污泥絮体粒径与投入系统的PAC粒径和絮状污泥初始尺寸密切相关。从表1可知，投入浸没式PAC−AMBRs系统的PAC粒径大于絮状污泥初始粒径或与絮状污泥初始粒径相差不大时，可增大PAC 辅助形成的污泥絮体粒径[4,35,42]或提高大粒径污泥絮体在污泥总量的占比[30]。如果投入的PAC 粒径小于絮状污泥初始粒径，则不能有效增大絮状污泥粒径[38]，而且PAC参与形成的污泥絮体随PAC 浓度的增高而减小[3]。需要指出的是PAC粒径并非影响浸没式PAC−AMBRs 系统污泥絮体尺寸的唯一因素，PAC 浓度也会影响污泥粒径。PAC 浓度较低时，对sEPS、SMP 和微生物等的吸附有限，污泥以悬浮态生长为主，PAC粒径对污泥粒径影响较小。当PAC 浓度较高时，污泥以PAC为载体的固定型生长为主，此时PAC 粒径对污泥粒径的影响更大。

表1 PAC粒径对污泥絮体粒径和膜污染的影响

1.2 PAC提高污泥絮体强度

常规AMBRs 中，曝气引入的气流通过增加混合液运动为微生物降解污染物及其代谢提供氧气的同时也破坏絮状污泥结构，增加小粒径污泥含量[47]。特别是在高曝气强度下，小尺寸絮状污泥、胶体类物质、sEPS、SMP 等物质在混合液的释放量增加，膜污染因混合液黏度增加而加剧[48]。浸没式PAC−AMBRs系统中以PAC为载体形成的污泥絮体的结构在EPS黏合作用下更为紧凑，具有更高的强度，能更好地抵抗曝气气流产生的剪切力对污泥絮体的破坏，降低污泥絮体因破碎而释放sEPS、SMP和微细胶体等造成的膜污染[49−50]。

Remy 等[38]对浸没式PAC−AMBR 中以PAC 为载体形成的污泥絮体进行的剪切应力测试实验（搅拌速度900r/min，搅拌时长10h）证实污泥絮体粒径仅减小3.3%，而相同条件下AMBR 中的絮状污泥的粒径则减小了34.6%，PAC为载体的污泥絮体在剪切力测试实验结束后的过滤实验中测得的临界通量比AMBR 絮状污泥高19%。Villamil 等[45]在剪切应力实验中观察到无PAC 添加的AMBR 中的污泥絮体平均粒径减小37.8%；而外加剪切力对含PAC污泥絮体平均粒径的减幅小于5%，且基本不影响临界通量。

由于PAC 参与形成的污泥絮体强度较高，在膜表面形成的滤饼层具有较高的不可压缩性，能较好地抵抗过滤过程中的推动力对其造成的破损[38,51]，明显提高膜通量[45]，降低Rc及Rt[10,33,52]。当污泥絮体强度因PAC 的存在而增高时，较小尺寸的污泥絮体对膜污染的影响相对较弱[44]。

2 PAC缓解溶解性有机污染物引起的膜污染

2.1 PAC降低溶解性有机物含量

AMBRs 中溶解性有机污染物包括微生物代谢产生的高分子聚合有机物（sEPS和SMP）[53]和原水（如地表水或废水处理二次出水）引入的有机物[54−56]。sEPS和SMP在膜表面形成的凝胶层引起的特别过滤阻力几乎是絮状污泥形成的滤饼层造成的特别滤饼层阻力的100倍[57]。sEPS和SMP虽然不是滤饼层的主要成分，但它们对滤饼层的形成与发展具有重要影响[58]。sEPS 和SMP 的主要成分为多糖和蛋白质，分别含有亲水性基团和憎水性基团，能在亲水或憎水膜表面或膜孔内壁形成高黏度的水合凝胶层引发严重的有机膜污染[34,59]。膜吸附sEPS和SMP后，表面性质变得更容易吸附微生物形成更加难以去除的生物污染[60−61]，同时也促使絮状污泥因强沉积倾向在膜表面逐渐形成污泥滤饼层，造成较高的过滤阻力[36,62−63]。

PAC通过吸附将溶解性有机物转化为固相并延长有机物在浸没式PAC−AMBRs 系统中的停留时间，使AMBRs 中有机物含量明显低于进水，提高有机污染物的去除率并降低其造成的膜污染。表2和表3 总结了采用陶瓷平板膜[34]、有机平板膜[45,64]和有机中空纤维膜[9]的实验室或中试规模浸没式PAC−AMBRs系统去除有机物和控制膜污染的效果。从表2和表3可以看出，一次性或定期投加PAC不仅能有效降低sEPS 和SMP 浓度[64]，而且降低sEPS 和SMP中低分子量组分的含量[42]，降低这些物质在膜表面和膜孔隙中因吸附与沉积造成的膜污染速率和程度[45−46,49,65−66]，表 现 出 较 低 的TMP 和 过 滤 阻 力[67−68]。Sagbo 等[69]比较AMBR 和浸没式PAC−AMBR 系统处理微污染湖水的研究指出，每天定量补充PAC 并维持浸没式PAC−AMBR 系统中PAC 浓度为2g/L，可分别提高总有机碳（total organic carbon，TOC）和UV254的去除率2.1和2.3倍，降低47%和20.4%的Rc和不可逆阻力。Zhang等[9]发现向浸没式PAC−AMBR系统一次性投加1～4g/L粒径小于200目的PAC可使SMP浓度降低50.6%～69.4%，TMP 增高率降低7.1%～38.8%，Rt和Rc分别降低2.0%～5.1%和9.1%～18.8%。有研究显示虽然降低水力停留时间（hydraulic retention time，HRT）不影响PAC 对有机物的去除效果，但会增加膜的不可逆污染和清洗频率[70]。

表2 文献报道的实验室规模浸没式PAC-AMBRs系统对溶解性有机物的去除效果和膜污染情况

续表2

表3 文献报道的中试规模浸没式PAC-AMBRs系统对溶解性有机物的去除效果和膜污染情况

2.2 PAC降低溶解性有机物含量的机制

PAC 是最常应用于实验室与中试规模浸没式PAC−AMBRs 系统的多孔结构吸附剂，对蛋白质、腐殖质、芳香族物质、SMP和中等分子量以下的有机物等具有良好的吸附性[79−82]，但对多糖等亲水性有机物的吸附性较差[83]。PAC的存在增加了浸没式PAC−AMBRs 系统中的有效固液接触面，为微生物附着富集与生长增殖以及有机物的吸附降解提供场所[33,70,84]。一些sEPS和SMP吸附在PAC表面形成凝胶层进一步吸附更多的微生物，同时通过EPS的黏合作用使微生物种群之间以高浓度的群落结构稳定存在，PAC表面的固定型微生物含量比AMBR中悬浮微生物高100 倍以上[85]，微生物群落也更具多样性[86]，这说明PAC可促进微生物以更活跃的方式生长，微生物对混合液中污染物的摄取能力更高，而高微生物含量的浸没式PAC−AMBRs系统有机物降解率也更高，对预防膜污染具有积极作用[72,87]。

研究显示，浸没式PAC−AMBRs 系统中的溶解性有机物的主要去除方式包括PAC 吸附与/或PAC表面附着的微生物降解[38,52,76,88−91]。Lin 等[42]采用浸没式PAC−AMBR 处理市政污水处理厂二次出水的研究指出，投加0.75g/L 粒径为75～80μm 的PAC 可提高TOC 去除率3.89 倍，其中46.4%的TOC 通过PAC吸附被去除，而13.3%的TOC通过微生物降解被去除。

PAC对溶解性有机物的吸附及微生物降解效果与溶解性有机物的性质密切相关。蛋白质等耗氧有机污染物、亲脂化合物（如麝香香、氟西汀）等容易被PAC 吸附的有机物，主要通过PAC 吸附与微生物降解的协同作用被去除[84]。一方面，PAC的吸附有助于延长有机物在系统中的保留时间，提高其微生物降解率，这些物质的去除进一步刺激微生物的活性，提高微生物对基质的利用和降解能力[40]；另一方面，PAC表面吸附的微生物细胞、酶及氧气为微生物降解有机物提供了良好的环境[31]，微生物细胞分泌到PAC 微孔中的酶促使已吸附的有机物降解，有机物降解后空出吸附位，继续进行有机物的吸附和微生物降解。多糖、磺胺甲唑、布洛芬、萘普生等亲水性有机物几乎不能通过PAC 吸附被去除，但这类物质本身可在好氧环境下被降解，因此它们主要通过PAC 表面附着微生物的降解作用被去除[70]。因此在浸没式PAC−AMBRs 系统中投加PAC 对此类污染物去除效果的提高有限。卡马西平、双氯芬酸、地西泮等物质易被PAC 吸附但不易被微生物降解，此类污染物可以采取投加高剂量PAC 提高其去除率，降低由此引起的膜污染[84]。

3 PAC参与形成自成型动态膜缓解膜污染

在浸没式PAC−AMBRs系统中，以PAC为载体形成的污泥絮体在膜表面形成的滤饼层结构疏松且具有较大的孔隙，对混合液中的悬浮微生物、sEPS、SMP、胶体类物质等具有截留作用，阻止它们通过滤饼层到达膜表面或进入膜孔[40−41]，降低因凝胶层形成[33,38,44,92]或膜孔阻塞引起的过滤阻力[93−94]，同时也降低随有机污染形成的微生物污染，缓解膜通量的衰减[30]。这种具有截留污染物作用的滤饼层好像是在膜表面形成了另一层对滤膜起保护作用的膜，又因此滤饼层的厚度和截留能力在系统运行中始终处于动态变化，因此也被称为自成型动态膜（self−forming dynamic membrane，SFDM）[30,52,95]。Pirbazari等[96]在采用超滤−MBR处理高强度垃圾渗滤液的研究中指出投加10g/L 的PAC可在膜表面沉积形成SFDM，保护膜免受由污染物沉积引起的膜污染。Kaya等[46]通过膜过滤模型的分析证实了浸没式PAC−AMBR 系统中PAC 参与形成的SFDM 的截留与吸附作用能避免膜与sEPS 等有机物的接触，缓解膜污染。

浸没式PAC−AMBRs系统中的PAC参与形成的SFDM 包括形成、稳定与压实三个阶段[97]。首先，在形成初期，PAC参与形成的污泥絮体在膜表面形成的滤饼层较薄，对溶解性有机物的截留效果较差，致使膜通量因较多sEPS 和SMP 等堵塞或减少有效过滤通道呈现快速下降的趋势。随着系统的运行，更多的污泥絮体附着在膜表面，滤饼层厚度逐渐增加。当滤饼层厚度的增加趋势和曝气冲刷作用下的减小趋势处于动态平衡时，滤饼层厚度基本保持不变，此时SFDM 到达稳定阶段[98]。随着系统的运行，SFDM 的孔隙逐渐被截留的污染物堵塞，SFDM 在过滤压力下发生压实，过滤通量快速降低[99]。由此可知，提高SFDM 过滤能力的关键是尽可能地延长SFDM处于稳定阶段的时间。

SFDM实质上是膜表面污泥絮体的积累，污泥絮体粒径对延长SFDM稳定阶段，延迟压实阶段的到来起重要作用[100]。浸没式PAC−AMBRs系统中投加的PAC 增强污泥絮体的可压缩性，提高污泥絮体尺寸，增强多孔结构滤饼层对有机污染物的截留性能[35]。其次，PAC参与形成的污泥絮体表面微生物含量较高，被SFDM截留的溶解性有机物可以通过吸附和微生物降解作用减少。与常规AMBRs 系统类似，曝气强度、HRT、污泥停留时间（sludge retention time，SRT）等操作条件同样也需要根据具体的处理对象和效果进行调控，以加快实现SFDM 的形成及延长SFDM 的动态稳定阶段，减少因清洗、更换膜等产生的费用[101]。

综上分析可知，浸没式PAC−AMBRs 系统投加的PAC 缓解膜污染是一个综合过程，PAC 通过增大污泥絮体粒径和强度提高污泥的过滤性能，通过对有机物的吸附和微生物降解降低混合液中溶解性有机物的含量，降低它们造成的膜污染，以PAC为载体形成的污泥絮体在膜表面形成的滤饼层作为SFDM通过截留有机物和悬浮微生物减少有机物在膜表面的附着，使浸没式PAC−AMBRs系统在较高过滤通量下运行（图2）。

图2 PAC缓解膜污染的机理

4 PAC投加量和补充率对缓解膜污染的影响

文献报道的浸没式PAC−AMBRs系统中PAC的投加量范围随系统及处理对象的不同从0.5mg/L 至70g/L[38,44,49,67,72,102−103]。PAC 投 加 量 直 接 影 响 控 制 膜污染的效果[46,67,84,104]。Zhao 等[52]的研究结果指出，当PAC 浓度从0g/L 增加到0.75g/L 时能有效降低Rt与不可逆阻力，而PAC浓度从0.75g/L增加到1.5g/L时，过滤阻力则不再继续降低。类似的，Torretta等[10]在比较PAC 浓度（0、5mg/L 和20mg/L）影响浸没式PAC−AMBRs 系统膜污染的研究指出，PAC浓度为5mg/L时的膜通量最高，比无PAC的AMBR系统高26%～27%。以上现象说明，对膜污染的控制并非PAC 投加量越高越好。PAC 本身也会造成膜污染，特别是当PAC 粒径与膜孔径相差不大或小于膜孔径时，PAC容易堵塞膜孔在膜表面的开口或进入膜孔内，造成过滤通道的堵塞或变窄，增加过滤阻力[105]。而且，高PAC 投加量又会增加浸没式PAC−AMBRs 系统的污泥产量及后续污泥与PAC处理费用[42,106]。

采用一次性投加PAC 的方式对污染物的去除率和水通量的提高能力具有一定的局限性。一定量的PAC 对溶解性有机物的吸附能力随吸附饱和的达到而降低，因此系统运行一段时间后，吸附饱和的PAC 由于自身在膜表面的附着造成一定的可逆阻力增加，对膜污染的促进作用大于其缓解作用。Lesage 等[89]向处理工业废水的AMBR 中投加2g/L 的PAC后观察到上清液和活性污泥的过滤性能随系统运行时间呈现先快速提高后降低的趋势。为了提高PAC 对浸没式PAC−AMBRs 系统膜污染的控制效率，采用周期性排出已达吸附饱和的PAC，同时补充一定量新鲜PAC，使新鲜PAC 在PAC 总量保持一定占比[4,87,107]，既能提供更多的吸附位，有助于维持PAC 对膜污染物的吸附有效性，提高微生物的降解效率，又能降低因高PAC量造成的膜污染，提高系统缓解膜污染的能力[38,74]。

受浸没式PAC−AMBRs系统运行参数和PAC性质、微生物特性、被处理废水特性等的影响，不同浸没式PAC−AMBRs系统在运行过程中实现最佳运行效果的PAC 补充率不同。Zhang 等[9]的研究指出PAC补充率虽然不影响污染物的去除率，但是影响滤饼层形成的厚度、滤过性、SMP 的分子量分布等。Zhang 等[74]在研究不同PAC 补充率对浸没式PAC−AMBRs 系统处理合成废水效果的影响中指出，微生物活性与PAC 补充率呈正相关，当PAC补充率为1.67%时表现出较高的污染物去除效果和较低的膜污染倾向。Lesage等[89]的研究指出PAC替代率为5%时的膜污染形成速率最低。通常认为，高频率小剂量补充PAC 的方式比低频率大剂量补充PAC能更有效的缓解膜污染[74]。Jiang等[77]提出在浸没式PAC−AMBRs系统启动阶段一次性投加高剂量PAC 可促使以PAC 为载体的污泥絮体在较短时间内形成，加速系统尽快达到稳定运行的状态，而在系统稳定运行阶段，采用周期性补充一定量新鲜PAC的方式维持系统稳定运行。

综上可知，浸没式PAC−AMBRs 系统周期性补充PAC 是必要的，最佳PAC 投加量和补充率，应该是能有效减少污染物与膜的内在交联，减少污染物在膜表面附着而造成的过滤阻力，并且能够减少微生物在膜表面的直接生长，同时还能在降低膜污染节省的成本和处理PAC 与污泥成本之间达到最优关系。

5 结语与展望

PAC 缓解浸没式PAC−AMBRs 系统膜污染是多方面因素综合作用的结果。以PAC 为载体形成的大粒径和高强度污泥絮体形成的滤饼层有更高的过滤性能和更低的过滤阻力。PAC的吸附作用与PAC表面微生物的降解作用共同减少溶解性有机物在系统中的含量，降低溶解性有机物造成的膜污染。PAC参与形成自成型动态膜通过截留溶解性有机物和悬浮微生物等减少其到达并附着在膜表面的量以及膜孔阻塞程度。较高PAC 投加量可能使PAC 对膜的污染作用高于其对膜污染的缓解作用，采用定期排出吸附饱和PAC 和补充新鲜PAC 的措施可提高减缓膜污染的效率。

基于对PAC缓解浸没式PAC−AMBRs系统膜污染机理的理解和经验积累，建议在浸没式PAC−AMBRs 系统运行和操作参数设计时，应根据被处理废水特征和出水水质要求综合考虑PAC 粒径、投加量和补充率。考虑到PAC 投加量越高对膜污染的控制效果并非越好，而且因此产生的与PAC相关的剩余污泥处理费用及相关环境和经济问题不可忽视，平衡能耗和膜污染控制效率的关系至关重要。建议在深入理解PAC 影响膜污染的基础上，利用传统或混合式过滤模型阐述PAC 缓解膜污染的行为、优化浸没式PAC−AMBR系统的设计参数。建议将浸没式PAC−AMBRs系统与其他技术（如臭氧、混凝等）联合应用，在较低的PAC 投加量下达到更高的溶解性有机污染物去除效率和更低的膜污染，节约相关费用和能耗。