劉雅娟

（山西大同大學化學與化工學院，山西 大同 037009）

常規(guī)好氧膜生物反應器（aerobic membrane bioreactors，AMBRs）根據生物技術和膜分離技術的組合形式分為浸沒式和側流式。浸沒式AMBRs的膜分離過程和生物反應過程在一個反應器中同時進行，具有結構簡單、操作靈活性高（如水力停留時間和污泥停留時間可分別控制）等優(yōu)點，可滿足多種高出水水質的處理要求，而膜污染問題一直制約其更廣泛的應用。近年來，一種集粉末活性炭（powdered activated carbon, PAC）的吸附性和好氧膜生物反應器的生物降解性與膜分離性為一體的浸沒式粉末活性炭?好氧膜生物反應器（PAC?AMBRs）技術吸引了很多關注與研究[1?2]。浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)在處理工業(yè)廢水、煤氣化廢水、生活污水、地表水、微污染水、難降解有機物廢水以及污水處理廠二次出水等的應用中，表現出比常規(guī)AMBRs 更低的膜污染和更高的運行效率[3?8]。向浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)直接投加PAC能有效控制絮狀污泥和溶解性有機物造成的膜污染[9?10]，延緩跨膜壓差（transmembrane pressure，TMP）增加速度，延長膜過濾周期，節(jié)約與膜清洗和更換相關的運行成本[11?12]。Seo 等[11]在一個半中試浸沒式PAC?AMBR 系統(tǒng)中一次性投加40g/L 的PAC 后，過濾總阻力（total resistance，Rt）降低了一個數量級，膜的化學清洗次數也從3次減少為1次。Iorheme 等[13]的研究指出浸沒式PAC?AMBR 可以在曝氣強度降低50%的情況下增加20%～30%的膜通量。

常規(guī)AMBRs 中的混合液是最直接的膜污染來源，絮狀污泥的結構、粒徑和性質、溶解性有機物的含量和組成成分等都會引起膜污染，且它們之間錯綜復雜的變化又相互影響，共同決定膜污染的形成和發(fā)展[14]。由于PAC可同時影響絮狀污泥和溶解性有機物的性質和含量等，浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)的膜污染機制較其他膜應用領域更為復雜。理解PAC對混合液各成分的影響和它們之間的相互關系是理解浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)膜污染形成與發(fā)展機理以及發(fā)展有效膜污染控制技術的基礎。通過對2002—2021 年中國知網與Web of Science 數據庫收錄的以PAC、MBR 和膜污染為主題詞發(fā)表論文數量的統(tǒng)計（圖1）可知，2002—2017年相關論文發(fā)表數量整體呈增長趨勢，雖然2018 年發(fā)表的論文數量有所下降，但2019—2021年的年均論文發(fā)表數量仍高于統(tǒng)計期間內的年均量，說明PAC 與MBR相結合的膜污染研究一直是近年來好氧膜生物反應器應用領域的研究熱點。

圖1 以PAC、MBR和膜污染為主題詞檢索的科學文獻計量（截至2022年1月）

AMBRs系統(tǒng)與浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)采用陶瓷膜或有機膜進行污染物截留和固液分離[15?19]。膜的親疏水性和膜孔徑影響膜的污染傾向[20]。與有機膜相比，陶瓷膜表面的粗糙度較低、親水性較高，防污染性能較高[21]，而且陶瓷膜具有更強的機械穩(wěn)定性，能更好地抵抗曝氣與PAC 在曝氣條件下產生的剪切應力造成的損壞[21?23]。Jeon 等[24]采用滲透率和孔徑相近的親水性醋酸超濾膜和疏水性PVDF超濾膜進行間歇過濾實驗發(fā)現PVDF膜的TMP增幅比醋酸膜大，說明疏水膜更容易引起膜污染。膜的污染傾向與過濾介質的特性密切相關[25]。垃圾滲濾液通過孔徑較小且疏水性強的膜過濾時產生的膜污染趨勢比生活污水慢[25]。當膜孔徑相同時，中低分子量的溶解性有機物和膠體類污染物更容易堵塞膜孔，導致不可逆膜污染的發(fā)生[26?27]。

本文重點關注PAC 本身對膜污染的影響，在已發(fā)表研究成果的基礎上，通過深入分析PAC 對污泥絮體特性和溶解性有機物含量和成分的影響與緩解膜污染之間的關系，探討并總結PAC 緩解浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)膜污染的機制，PAC投加量和投加模式如何影響膜污染，以期為浸沒式PAC?AMBRs 的進一步深入研究與長期和大規(guī)模應用中的膜污染控制提供借鑒和思路。

1 PAC改善污泥絮體過濾性能緩解膜污染

1.1 PAC提高污泥絮體粒徑

常規(guī)AMBRs 中的絮狀污泥呈懸浮狀態(tài)，粒徑小且結構松散。絮狀污泥形成的濾餅層在過濾推動力的作用下易被壓密造成較高的過濾阻力[28]。微生物代謝分泌的緊密結合型胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）對絮體的形成和性質起重要作用，也是污泥在過濾過程中阻力增大的主要原因[29]。松散結合型EPS易從微生物表面脫落成為溶解性胞外聚合物（extracellular polymeric substances，sEPS），與溶解性微生物產物（soluble microbial products, SMP）等溶解性有機物共同造成更加嚴重的膜污染。直接投加進浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)的PAC 有較大的比表面積，對sEPS 和SMP 等溶解性有機物有強烈的吸附能力，這些物質因吸附在PAC表面形成的凝膠層繼續(xù)吸附微生物與膠體類物質等，在EPS的交聯(lián)作用下，最終形成以PAC為骨架的污泥絮體[30?31]。這些污泥絮體粒徑較大、結構緊密、機械強度較高，在浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)的膜分離過程中體現出較高的過濾性能[32]。Li 等[33]指出向處理合成廢水的浸沒式MBR中投加1.2g/L的PAC后形成的污泥絮體用聚偏氟乙烯（polyvinylidene fluorid，PVDF）中空纖維膜（膜孔徑0.2μm）過濾時的近臨界水通量比活性污泥過濾時的近臨界水通量高32%。Asif 等[34]的研究結果指出PAC 濃度為20g/L 的浸沒式PAC?AMBR 的污泥絮體尺寸增加29%，膜污染降低33%。Khan等[30]指出向處理合成廢水的AMBR 中一次性投加粒徑為150～250μm 的PAC可使污泥平均粒徑增加10.5%，恒流過濾條件下，TMP從初始值升高到30kPa的過濾時間延長了1.71～1.77 倍。Yu 等[35]在 采 用AMBR 處 理 市 政 污 水的研究中同樣發(fā)現投入粒徑為29.4μm 的PAC 可使污泥粒徑增加132.1%，恒壓過濾時的穩(wěn)定水通量提高25%。

PAC輔助形成較大粒徑污泥絮體緩解膜污染的機制主要體現在四個方面。首先，對相似膜表面性質來說，單位質量吸引能的理論計算值與顆粒尺寸的平方成反比[36]。小粒徑物質（如膠體類物質和絮狀污泥等）在接近膜表面時有向膜表面附著形成濾餅層的強烈趨勢[37]。浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)中的微生物在PAC 表面呈固著型態(tài)，小于膜孔徑或與膜孔徑相差不大且易堵塞膜孔通道或膜孔開口的膠體類物質或懸浮微生物含量降低，這類物質造成的膜污染也降低。在曝氣條件下，PAC輔助形成的較大粒徑污泥絮體在膜表面受到的錯流提升作用力能有效克服污泥絮體與膜表面接觸時的吸引能，使污泥絮體向遠離膜表面的方向遷移，抑制膜表面污泥濾餅層的生長，減緩膜污染。其次，污泥絮體在曝氣氣流的作用下在膜表面形成氣?固?液三相流，比單獨曝氣在膜表面形成的氣?液兩相流的沖刷作用更強，有效限制溶解性有機物（如親水性有機分子、多肽化合物等）在膜表面因黏附和沉積形成凝膠層[38]，同時減少因有機污染物吸附微生物和污泥形成的濾餅層。第三，大粒徑污泥絮體在膜表面形成的濾餅層結構更加疏松，產生更低的過濾阻力[33]，表現出更高的可濾過性[39]或更長的過濾周期[31]，而且疏松濾餅層更容易通過物理清洗（如沖刷）被去除[40]。第四，結構疏松的濾餅層具有截留混合液中溶解性有機污染物、膠體類物質以及懸浮微生物的作用，緩解這類污染物到達膜表面或進入膜孔內造成的可逆或不可逆污染[41]。

PAC 輔助形成的污泥絮體粒徑與投入系統(tǒng)的PAC粒徑和絮狀污泥初始尺寸密切相關。從表1可知，投入浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)的PAC粒徑大于絮狀污泥初始粒徑或與絮狀污泥初始粒徑相差不大時，可增大PAC 輔助形成的污泥絮體粒徑[4,35,42]或提高大粒徑污泥絮體在污泥總量的占比[30]。如果投入的PAC 粒徑小于絮狀污泥初始粒徑，則不能有效增大絮狀污泥粒徑[38]，而且PAC參與形成的污泥絮體隨PAC 濃度的增高而減小[3]。需要指出的是PAC粒徑并非影響浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)污泥絮體尺寸的唯一因素，PAC 濃度也會影響污泥粒徑。PAC 濃度較低時，對sEPS、SMP 和微生物等的吸附有限，污泥以懸浮態(tài)生長為主，PAC粒徑對污泥粒徑影響較小。當PAC 濃度較高時，污泥以PAC為載體的固定型生長為主，此時PAC 粒徑對污泥粒徑的影響更大。

表1 PAC粒徑對污泥絮體粒徑和膜污染的影響

1.2 PAC提高污泥絮體強度

常規(guī)AMBRs 中，曝氣引入的氣流通過增加混合液運動為微生物降解污染物及其代謝提供氧氣的同時也破壞絮狀污泥結構，增加小粒徑污泥含量[47]。特別是在高曝氣強度下，小尺寸絮狀污泥、膠體類物質、sEPS、SMP 等物質在混合液的釋放量增加，膜污染因混合液黏度增加而加劇[48]。浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)中以PAC為載體形成的污泥絮體的結構在EPS黏合作用下更為緊湊，具有更高的強度，能更好地抵抗曝氣氣流產生的剪切力對污泥絮體的破壞，降低污泥絮體因破碎而釋放sEPS、SMP和微細膠體等造成的膜污染[49?50]。

Remy 等[38]對浸沒式PAC?AMBR 中以PAC 為載體形成的污泥絮體進行的剪切應力測試實驗（攪拌速度900r/min，攪拌時長10h）證實污泥絮體粒徑僅減小3.3%，而相同條件下AMBR 中的絮狀污泥的粒徑則減小了34.6%，PAC為載體的污泥絮體在剪切力測試實驗結束后的過濾實驗中測得的臨界通量比AMBR 絮狀污泥高19%。Villamil 等[45]在剪切應力實驗中觀察到無PAC 添加的AMBR 中的污泥絮體平均粒徑減小37.8%；而外加剪切力對含PAC污泥絮體平均粒徑的減幅小于5%，且基本不影響臨界通量。

由于PAC 參與形成的污泥絮體強度較高，在膜表面形成的濾餅層具有較高的不可壓縮性，能較好地抵抗過濾過程中的推動力對其造成的破損[38,51]，明顯提高膜通量[45]，降低Rc及Rt[10,33,52]。當污泥絮體強度因PAC 的存在而增高時，較小尺寸的污泥絮體對膜污染的影響相對較弱[44]。

2 PAC緩解溶解性有機污染物引起的膜污染

2.1 PAC降低溶解性有機物含量

AMBRs 中溶解性有機污染物包括微生物代謝產生的高分子聚合有機物（sEPS和SMP）[53]和原水（如地表水或廢水處理二次出水）引入的有機物[54?56]。sEPS和SMP在膜表面形成的凝膠層引起的特別過濾阻力幾乎是絮狀污泥形成的濾餅層造成的特別濾餅層阻力的100倍[57]。sEPS和SMP雖然不是濾餅層的主要成分，但它們對濾餅層的形成與發(fā)展具有重要影響[58]。sEPS 和SMP 的主要成分為多糖和蛋白質，分別含有親水性基團和憎水性基團，能在親水或憎水膜表面或膜孔內壁形成高黏度的水合凝膠層引發(fā)嚴重的有機膜污染[34,59]。膜吸附sEPS和SMP后，表面性質變得更容易吸附微生物形成更加難以去除的生物污染[60?61]，同時也促使絮狀污泥因強沉積傾向在膜表面逐漸形成污泥濾餅層，造成較高的過濾阻力[36,62?63]。

PAC通過吸附將溶解性有機物轉化為固相并延長有機物在浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)中的停留時間，使AMBRs 中有機物含量明顯低于進水，提高有機污染物的去除率并降低其造成的膜污染。表2和表3 總結了采用陶瓷平板膜[34]、有機平板膜[45,64]和有機中空纖維膜[9]的實驗室或中試規(guī)模浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)去除有機物和控制膜污染的效果。從表2和表3可以看出，一次性或定期投加PAC不僅能有效降低sEPS 和SMP 濃度[64]，而且降低sEPS 和SMP中低分子量組分的含量[42]，降低這些物質在膜表面和膜孔隙中因吸附與沉積造成的膜污染速率和程度[45?46,49,65?66]，表 現 出 較 低 的TMP 和 過 濾 阻 力[67?68]。Sagbo 等[69]比較AMBR 和浸沒式PAC?AMBR 系統(tǒng)處理微污染湖水的研究指出，每天定量補充PAC 并維持浸沒式PAC?AMBR 系統(tǒng)中PAC 濃度為2g/L，可分別提高總有機碳（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]發(fā)現向浸沒式PAC?AMBR系統(tǒng)一次性投加1～4g/L粒徑小于200目的PAC可使SMP濃度降低50.6%～69.4%，TMP 增高率降低7.1%～38.8%，Rt和Rc分別降低2.0%～5.1%和9.1%～18.8%。有研究顯示雖然降低水力停留時間（hydraulic retention time，HRT）不影響PAC 對有機物的去除效果，但會增加膜的不可逆污染和清洗頻率[70]。

表2 文獻報道的實驗室規(guī)模浸沒式PAC-AMBRs系統(tǒng)對溶解性有機物的去除效果和膜污染情況

續(xù)表2

表3 文獻報道的中試規(guī)模浸沒式PAC-AMBRs系統(tǒng)對溶解性有機物的去除效果和膜污染情況

2.2 PAC降低溶解性有機物含量的機制

PAC 是最常應用于實驗室與中試規(guī)模浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)的多孔結構吸附劑，對蛋白質、腐殖質、芳香族物質、SMP和中等分子量以下的有機物等具有良好的吸附性[79?82]，但對多糖等親水性有機物的吸附性較差[83]。PAC的存在增加了浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)中的有效固液接觸面，為微生物附著富集與生長增殖以及有機物的吸附降解提供場所[33,70,84]。一些sEPS和SMP吸附在PAC表面形成凝膠層進一步吸附更多的微生物，同時通過EPS的黏合作用使微生物種群之間以高濃度的群落結構穩(wěn)定存在，PAC表面的固定型微生物含量比AMBR中懸浮微生物高100 倍以上[85]，微生物群落也更具多樣性[86]，這說明PAC可促進微生物以更活躍的方式生長，微生物對混合液中污染物的攝取能力更高，而高微生物含量的浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)有機物降解率也更高，對預防膜污染具有積極作用[72,87]。

研究顯示，浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)中的溶解性有機物的主要去除方式包括PAC 吸附與/或PAC表面附著的微生物降解[38,52,76,88?91]。Lin 等[42]采用浸沒式PAC?AMBR 處理市政污水處理廠二次出水的研究指出，投加0.75g/L 粒徑為75～80μm 的PAC 可提高TOC 去除率3.89 倍，其中46.4%的TOC 通過PAC吸附被去除，而13.3%的TOC通過微生物降解被去除。

PAC對溶解性有機物的吸附及微生物降解效果與溶解性有機物的性質密切相關。蛋白質等耗氧有機污染物、親脂化合物（如麝香香、氟西?。┑热菀妆籔AC 吸附的有機物，主要通過PAC 吸附與微生物降解的協(xié)同作用被去除[84]。一方面，PAC的吸附有助于延長有機物在系統(tǒng)中的保留時間，提高其微生物降解率，這些物質的去除進一步刺激微生物的活性，提高微生物對基質的利用和降解能力[40]；另一方面，PAC表面吸附的微生物細胞、酶及氧氣為微生物降解有機物提供了良好的環(huán)境[31]，微生物細胞分泌到PAC 微孔中的酶促使已吸附的有機物降解，有機物降解后空出吸附位，繼續(xù)進行有機物的吸附和微生物降解。多糖、磺胺甲唑、布洛芬、萘普生等親水性有機物幾乎不能通過PAC 吸附被去除，但這類物質本身可在好氧環(huán)境下被降解，因此它們主要通過PAC 表面附著微生物的降解作用被去除[70]。因此在浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)中投加PAC 對此類污染物去除效果的提高有限?？R西平、雙氯芬酸、地西泮等物質易被PAC 吸附但不易被微生物降解，此類污染物可以采取投加高劑量PAC 提高其去除率，降低由此引起的膜污染[84]。

3 PAC參與形成自成型動態(tài)膜緩解膜污染

在浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)中，以PAC為載體形成的污泥絮體在膜表面形成的濾餅層結構疏松且具有較大的孔隙，對混合液中的懸浮微生物、sEPS、SMP、膠體類物質等具有截留作用，阻止它們通過濾餅層到達膜表面或進入膜孔[40?41]，降低因凝膠層形成[33,38,44,92]或膜孔阻塞引起的過濾阻力[93?94]，同時也降低隨有機污染形成的微生物污染，緩解膜通量的衰減[30]。這種具有截留污染物作用的濾餅層好像是在膜表面形成了另一層對濾膜起保護作用的膜，又因此濾餅層的厚度和截留能力在系統(tǒng)運行中始終處于動態(tài)變化，因此也被稱為自成型動態(tài)膜（self?forming dynamic membrane，SFDM）[30,52,95]。Pirbazari等[96]在采用超濾?MBR處理高強度垃圾滲濾液的研究中指出投加10g/L 的PAC可在膜表面沉積形成SFDM，保護膜免受由污染物沉積引起的膜污染。Kaya等[46]通過膜過濾模型的分析證實了浸沒式PAC?AMBR 系統(tǒng)中PAC 參與形成的SFDM 的截留與吸附作用能避免膜與sEPS 等有機物的接觸，緩解膜污染。

浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)中的PAC參與形成的SFDM 包括形成、穩(wěn)定與壓實三個階段[97]。首先，在形成初期，PAC參與形成的污泥絮體在膜表面形成的濾餅層較薄，對溶解性有機物的截留效果較差，致使膜通量因較多sEPS 和SMP 等堵塞或減少有效過濾通道呈現快速下降的趨勢。隨著系統(tǒng)的運行，更多的污泥絮體附著在膜表面，濾餅層厚度逐漸增加。當濾餅層厚度的增加趨勢和曝氣沖刷作用下的減小趨勢處于動態(tài)平衡時，濾餅層厚度基本保持不變，此時SFDM 到達穩(wěn)定階段[98]。隨著系統(tǒng)的運行，SFDM 的孔隙逐漸被截留的污染物堵塞，SFDM 在過濾壓力下發(fā)生壓實，過濾通量快速降低[99]。由此可知，提高SFDM 過濾能力的關鍵是盡可能地延長SFDM處于穩(wěn)定階段的時間。

SFDM實質上是膜表面污泥絮體的積累，污泥絮體粒徑對延長SFDM穩(wěn)定階段，延遲壓實階段的到來起重要作用[100]。浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)中投加的PAC 增強污泥絮體的可壓縮性，提高污泥絮體尺寸，增強多孔結構濾餅層對有機污染物的截留性能[35]。其次，PAC參與形成的污泥絮體表面微生物含量較高，被SFDM截留的溶解性有機物可以通過吸附和微生物降解作用減少。與常規(guī)AMBRs 系統(tǒng)類似，曝氣強度、HRT、污泥停留時間（sludge retention time，SRT）等操作條件同樣也需要根據具體的處理對象和效果進行調控，以加快實現SFDM 的形成及延長SFDM 的動態(tài)穩(wěn)定階段，減少因清洗、更換膜等產生的費用[101]。

綜上分析可知，浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)投加的PAC 緩解膜污染是一個綜合過程，PAC 通過增大污泥絮體粒徑和強度提高污泥的過濾性能，通過對有機物的吸附和微生物降解降低混合液中溶解性有機物的含量，降低它們造成的膜污染，以PAC為載體形成的污泥絮體在膜表面形成的濾餅層作為SFDM通過截留有機物和懸浮微生物減少有機物在膜表面的附著，使浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)在較高過濾通量下運行（圖2）。

圖2 PAC緩解膜污染的機理

4 PAC投加量和補充率對緩解膜污染的影響

文獻報道的浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)中PAC的投加量范圍隨系統(tǒng)及處理對象的不同從0.5mg/L 至70g/L[38,44,49,67,72,102?103]。PAC 投 加 量 直 接 影 響 控 制 膜污染的效果[46,67,84,104]。Zhao 等[52]的研究結果指出，當PAC 濃度從0g/L 增加到0.75g/L 時能有效降低Rt與不可逆阻力，而PAC濃度從0.75g/L增加到1.5g/L時，過濾阻力則不再繼續(xù)降低。類似的，Torretta等[10]在比較PAC 濃度（0、5mg/L 和20mg/L）影響浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)膜污染的研究指出，PAC濃度為5mg/L時的膜通量最高，比無PAC的AMBR系統(tǒng)高26%～27%。以上現象說明，對膜污染的控制并非PAC 投加量越高越好。PAC 本身也會造成膜污染，特別是當PAC 粒徑與膜孔徑相差不大或小于膜孔徑時，PAC容易堵塞膜孔在膜表面的開口或進入膜孔內，造成過濾通道的堵塞或變窄，增加過濾阻力[105]。而且，高PAC 投加量又會增加浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)的污泥產量及后續(xù)污泥與PAC處理費用[42,106]。

采用一次性投加PAC 的方式對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 對溶解性有機物的吸附能力隨吸附飽和的達到而降低，因此系統(tǒng)運行一段時間后，吸附飽和的PAC 由于自身在膜表面的附著造成一定的可逆阻力增加，對膜污染的促進作用大于其緩解作用。Lesage 等[89]向處理工業(yè)廢水的AMBR 中投加2g/L 的PAC后觀察到上清液和活性污泥的過濾性能隨系統(tǒng)運行時間呈現先快速提高后降低的趨勢。為了提高PAC 對浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)膜污染的控制效率，采用周期性排出已達吸附飽和的PAC，同時補充一定量新鮮PAC，使新鮮PAC 在PAC 總量保持一定占比[4,87,107]，既能提供更多的吸附位，有助于維持PAC 對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，提高系統(tǒng)緩解膜污染的能力[38,74]。

受浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)運行參數和PAC性質、微生物特性、被處理廢水特性等的影響，不同浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)在運行過程中實現最佳運行效果的PAC 補充率不同。Zhang 等[9]的研究指出PAC補充率雖然不影響污染物的去除率，但是影響濾餅層形成的厚度、濾過性、SMP 的分子量分布等。Zhang 等[74]在研究不同PAC 補充率對浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)處理合成廢水效果的影響中指出，微生物活性與PAC 補充率呈正相關，當PAC補充率為1.67%時表現出較高的污染物去除效果和較低的膜污染傾向。Lesage等[89]的研究指出PAC替代率為5%時的膜污染形成速率最低。通常認為，高頻率小劑量補充PAC 的方式比低頻率大劑量補充PAC能更有效的緩解膜污染[74]。Jiang等[77]提出在浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)啟動階段一次性投加高劑量PAC 可促使以PAC 為載體的污泥絮體在較短時間內形成，加速系統(tǒng)盡快達到穩(wěn)定運行的狀態(tài)，而在系統(tǒng)穩(wěn)定運行階段，采用周期性補充一定量新鮮PAC的方式維持系統(tǒng)穩(wěn)定運行。

綜上可知，浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)周期性補充PAC 是必要的，最佳PAC 投加量和補充率，應該是能有效減少污染物與膜的內在交聯(lián)，減少污染物在膜表面附著而造成的過濾阻力，并且能夠減少微生物在膜表面的直接生長，同時還能在降低膜污染節(jié)省的成本和處理PAC 與污泥成本之間達到最優(yōu)關系。

5 結語與展望

PAC 緩解浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)膜污染是多方面因素綜合作用的結果。以PAC 為載體形成的大粒徑和高強度污泥絮體形成的濾餅層有更高的過濾性能和更低的過濾阻力。PAC的吸附作用與PAC表面微生物的降解作用共同減少溶解性有機物在系統(tǒng)中的含量，降低溶解性有機物造成的膜污染。PAC參與形成自成型動態(tài)膜通過截留溶解性有機物和懸浮微生物等減少其到達并附著在膜表面的量以及膜孔阻塞程度。較高PAC 投加量可能使PAC 對膜的污染作用高于其對膜污染的緩解作用，采用定期排出吸附飽和PAC 和補充新鮮PAC 的措施可提高減緩膜污染的效率。

基于對PAC緩解浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)膜污染機理的理解和經驗積累，建議在浸沒式PAC?AMBRs 系統(tǒng)運行和操作參數設計時，應根據被處理廢水特征和出水水質要求綜合考慮PAC 粒徑、投加量和補充率?？紤]到PAC 投加量越高對膜污染的控制效果并非越好，而且因此產生的與PAC相關的剩余污泥處理費用及相關環(huán)境和經濟問題不可忽視，平衡能耗和膜污染控制效率的關系至關重要。建議在深入理解PAC 影響膜污染的基礎上，利用傳統(tǒng)或混合式過濾模型闡述PAC 緩解膜污染的行為、優(yōu)化浸沒式PAC?AMBR系統(tǒng)的設計參數。建議將浸沒式PAC?AMBRs系統(tǒng)與其他技術（如臭氧、混凝等）聯(lián)合應用，在較低的PAC 投加量下達到更高的溶解性有機污染物去除效率和更低的膜污染，節(jié)約相關費用和能耗。