高藻浓度湖泊原水的处理与净化

高藻浓度湖泊原水的处理与净化_湖泊环境治理与生

第四节　高藻浓度湖泊原水的处理与净化

一、水华对供水的负面影响

在许多国家和城市，湖泊是重要的甚至是唯一的饮用水水源。高浓度水华及其衍生物威胁水厂生产和影响饮用水安全，产生了以下负面效应。

1. 增加混凝剂的消耗

湖水中存在的大量藻类有机物（AOM：包括胞外分泌物EOM和胞内有机物IOM），使混凝剂用量大大提高。EOM对混凝效果的影响类似于阴离子聚合物。在低浓度时，EOM通过形成离子键桥或离子表面黏附力增强混凝效果，但在高浓度时，EOM增加表面负电荷导致粒子难以相互碰撞，影响混凝过程。另一方面，IOM中所含的蛋白质可干扰聚合过程，影响混凝效果。研究发现AOM可导致混凝效果的恶化，某些蛋白质能与混凝剂的水解产物发生反应，生成表面络合物附着在絮体颗粒表面，阻碍颗粒相互碰撞，因此必须增加混凝剂的投加量，补偿表面络合物的形成对颗粒脱稳和絮凝造成的影响。可见在藻类衰亡期或预加氯导致藻细胞破坏时，泄漏的胞内蛋白质会影响混凝过程。Cheng等研究发现强化混凝不能够很好地去除小分子的AOM，当小分子有机物的DOC百分比上升1%时，相应的DOC的去除率大约下降1%。

2. 堵塞滤池

藻类密度较小，难以被混凝沉淀过程有效去除，未被去除的藻类可在滤池表面形成一层密实的覆盖物，造成滤池堵塞。武汉东湖水厂在藻类水华时期，滤池反冲洗周期由12 h缩短为3 h，反冲洗水量最高可达制水量的20%，使工作量增大，出水量减少，造成供水紧张。

3. 产生嗅味物质

藻类的部分分泌物为致臭物质，藻类产生的嗅味难以被常规工艺有效去除，已成为饮用水处理中普遍存在的问题。目前从藻类分泌物中识别的致臭物质有烯烃类、饱和及不饱和的脂肪醇类、酮类、酯类、硫酯类和硫醚类等。其中主要致臭物质为：土臭素（Geosmin，GSM）、2—甲基异莰醇（MIB）、2—异丁基—3—甲氧基毗嗦（IBMp）、2—异丙基一甲氧基毗嗦（IPMP）、2,3,6—三氯代茵香醚（TCA）等，其中以GSM和MIB研究得最多。

4. 藻类有机物是消毒副产物的前体物

在氯化消毒过程中，水中的腐殖酸、富里酸和藻类有机物会与氯发生取代、加成和氧化反应，生成氯消毒副产物如三卤甲烷（THMs）、卤乙酸（HAAS）、卤代乙腈等，使饮水致突变性提高，饮水安全性下降。有试验表明藻类及其溶解性代谢产物是Ames实验氯化致突变前体物。研究显示相对于腐殖酸类天然有机物，藻类有机物的三氯甲烷生成势更大，但另有研究表明腐殖酸、富里酸的三氯甲烷生成势远大于藻类有机物，出现相反的结论可能与藻的种类有关。

5. 影响管网水质

穿透滤池进入管网的藻类以及残留在水中的藻类可同化有机物，作为基质促进细菌生长，甚至可能在管网中生长出较大的生物有机体，严重造成管网堵塞。可见，出厂水残留的藻类及藻类有机物会影响管网水质，还可能影响管网的正常运转。

二、水处理厂常用除藻技术

藻类的去除可以根据原水状况采用不同的方法，一般可采用物理法、化学法、生物法等，下面对水厂通用的一些除藻工艺进行介绍。

1. 气浮除藻

气浮法是将微气泡黏附于絮体使其强制性上浮，通过固液分离去除藻类的方法。藻类密度较小，絮体难以沉淀，采用气浮法可较好分离。相关试验表明：铝盐投加量为10 mg/L时，气浮池的除藻效率可达90%以上。由于气浮法分离效率高，兼有向水中充氧曝气的作用，所以特别适用于处理低温、低浊、高藻、高色和受有机物污染的原水。工程应用研究均表明，除分离无机及有机悬浮物外，气浮法对于水中溶解性有机物也有一定的去除效果。随着国内水环境受到日益严重的污染，许多河水兼有江河水与湖、塘、水库水的水质特征，含藻量增多，色臭味加重，呈现季节性变化规律（如汉江水华现象），增加了混凝—沉淀—过滤工艺的处理难度。因此，将气浮工艺引入传统水处理流程中，可充分发挥气浮法与沉淀法各自的特点，以期获得较好的处理效果。实践表明，气浮工艺用于水厂改造，具有实用性强、应用面广、投资少、见效快等特点，可作为处理微污染江河饮用水的一种备选方法。对于缓解由于水源污染而造成的处理难度，改善供水水质，降低制水成本，具有较高的应用价值。但气浮法产生的藻渣难以处理，气浮池附近臭味较重，藻类伪空胞的浮力调节机制抵抗气浮效果。

2. 化学预氧化除藻

20世纪初，美国就用氯作消毒剂来代替砂滤，预加氯是应用最早和最广泛的氧化除藻方法，常用于原水预处理中杀藻，使藻类和毒素易于在后续常规水处理中去除。预氯化是传统有效的除藻技术，但预氯化可使藻类发生明显的裂解，胞内藻毒素释放，水体中溶解性微囊藻毒素浓度升高。此外氯可与原水中较高浓度的有机物反应生成卤代有机副产物，因而其应用逐渐受到限制。

二氧化氯的氧化性比氯气强，能有效地控制水的色度、嗅味等。此外，二氧化氯的化学反应不同于氯，它与三氯甲烷（THMs）前驱物几乎不发生氯代反应，使氯的消毒副产物得到有效控制。国际上将二氧化氯列为饮用水AI级安全消毒剂。一般来说，二氧化氯用做预氧化剂的剂量是预氯化的所需剂量的30%~50%，研究表明，当其投加量达到0.2 mg/L时，对藻类有较好的杀灭效果，但对氨氮和亚硝酸盐的氧化效果不明显，对有机物和色度也几乎没有去除效果。二氧化氯能有效地控制藻类的生长，其机理在于：二氧化氯能破坏藻类叶绿素中的吡咯环，使叶绿素失活。二氧化氯与藻类及其分泌物反应生成无嗅、无味、无毒的物质，并能够成功地控制霉味、鱼腥味以及放线菌带来的异味，有利于提高水厂出水品质，满足用户色、味、口感等要求。但有研究认为，二氧化氯用于水源水的预氧化，对后续的混凝效果有一定的不利影响。同时，当以二氧化氯作为预氧化时，若用臭氧消毒就会增加臭氧的消耗，并且二氧化氯和臭氧互相反应产生额外消耗。所以，不能将二氧化氯预氧化和臭氧消毒的工艺并用。另外，稳定性二氧化氯预氧化对藻类和浊度都有较好的强化去除效果，实际生产中最好采用现场制备二氧化氯。考虑到二氧化氯的运行成本比氯气高，可采用滤前投加ClO₂除藻除嗅，而滤后仍可投加氯气保持残留，既达到了有效除藻、除嗅、杀菌的目的，保持余氯量，又能有效地控制THMs的生成。这种利用已有的氯气作原料生成二氧化氯来控制和除去藻类嗅味，减少THMs的方法适用于采用氯消毒工艺的老厂改造。

自20世纪60年代，欧美等地区开始大规模地将高锰酸钾应用于水处理技术中。高锰酸钾作为一种强氧化剂对有机物分子中多键功能团的破坏能力非常强，在消除藻毒素方面十分有效。有研究显示高锰酸钾作为氧化剂比用氯作为氧化剂对MC-LR的去除效果更迅速。高锰酸钾能氧化覆盖在胶体表面的有机涂层，提高混凝效果，其氧化作用能抑制藻类活性，避免对混凝过程的不利影响。高锰酸钾与水中一些物质能反应生成水合二氧化锰，提高絮凝粒子浓度，有利于絮凝沉淀，产生的水合二氧化锰胶体可吸附于藻类表面，增加比重，加速沉降。

臭氧的氧化能力极强，氧化还原电位为2.07 V，在酸性溶液中仅次于氟。20世纪60年代末臭氧开始用于原水预氧化，主要用途为初步去除或转化污染物、改善感官指标、助凝等，目前已广泛用于饮用水处理中。O₃比O₂、H₂O₂、高锰酸钾等能更有效地去除藻毒素。

臭氧化技术目前在国内应用还不多，尚存在一些有待解决的问题。首先是经济问题，臭氧消毒设备复杂，投资大，耗电量大，且需要边生产边使用，不能储存。其次，据近年来关于臭氧消毒和去除有机物可能产生的潜在危害的研究表明：① 含有有机物的水经过臭氧处理后，有可能将致突变物质或THMs的前驱物如腐殖酸等大分子有机物分解成小分子中间产物，而在这些中间产物中，也可能存在致突变物质，除非臭氧投量高到足以使全部有机物无机化。因而，若在臭氧化后再氯化（臭氧在水中不稳定，容易消失，不能在管网中继续保持杀菌能力，故臭氧化后，通常还需加少量氯以维持水中一定的余氯量），水中THMs也许仍会产生甚至更多。② 在臭氧投量有限的情况下，不可能去除水中氨氮，因而水中有机氮含量高时，臭氧则把有机氮氧化成氨氮，致使水中的氨氮含量反而增高。③ 在臭氧的氧化作用下，很多藻细胞被破坏，细胞质外泄，会增加水中溶解性有机物的含量，还可能增加藻毒素浓度，引起水质的二次污染。实际使用中，常把臭氧与能够去除溶解性有机物的后续工艺（如活性炭吸附等）结合使用。因为经臭氧化后，大分子有机物分解成小分子中间产物，而这些中间产物易被活性炭吸附或被活性炭表面微生物降解，随后再加氯消毒，就无THMs产生的危险。

过氧化氢是一种常见的氧化剂，其氧化还原电位比氯高，比二氧化氯和臭氧低。与其他氧化剂相比，过氧化氢具有一个独特的优势，即它本身的氧化产物为水，不会向水体增加任何副作用，而且目前也未见产生其他副产物的报道。过氧化氢有很好的浊度去除效果，除藻效果与二氧化氯、KMnO₄接近。

3. 活性炭吸附

活性炭是用烟煤、褐煤、果壳、木屑等经碳化和活化过程制成的黑色多孔颗粒，其主要特性是比表面积大的多孔隙构造。在制造活性炭的活化阶段，炭粒晶格间生成的空隙形成了各种形状和不同孔径的微孔，其中大孔孔隙半径为100~10000 nm，中孔孔隙半径为2~100 nm，小孔孔隙半径<2 nm。活性炭的吸附量除与表面积有关外，还与微孔的形状、分布及化学性质有关。一般情况，由于水处理的活性炭应具有适当比例的孔，以去除水中分子量（或分子直径）较大的吸附质。活性炭表面具有微弱的极性，不仅可以去除水中的非极性吸附质，还可以去除极性吸附质，甚至某些微量的金属离子及其化合物。

活性炭吸附是去除水的嗅味、天然色度和合成溶解有机物、微污染物质等的有效措施。实践证明，活性炭可降低总有机碳TOC、总有机卤化物TOX、总三卤甲烷TTHM的浓度。此外，活性炭用于由高铁、高锰、高有机氯原水的脱色脱味也十分有效。

活性炭分为颗粒活性炭（GAC）和粉末活性炭（PAC）两种，尽管两者的颗粒大小不同，但吸附性能本质上没有差别。虽然如此，但在生产实际中，两种活性炭的使用方式却大不相同，下面分别进行介绍：

（1）颗粒活性炭（GAC）

颗粒活性炭的有效粒径一般为0.4~1.0 mm，均匀系数约为1.4~2.0。颗粒活性炭的使用方式通常有以下3种：第一种，用颗粒活性炭替换部分砂滤料，成为炭砂双层滤料滤池。采用这种方式，净化效果比单层好，可以减少反冲洗次数，降低反冲洗强度。目前在瑞士、日本、美国都有应用。由于仅用活性炭替换部分砂层，因此可以迅速投产使用。但是这种方式换炭较困难，一般只作为应急措施采用。第二种，用颗粒活性炭替换全部砂层，即活性炭吸附兼过滤。目前法国、美国、瑞士等国的水厂采用这种方式的活性炭吸附池也很多。第三种，在砂滤之后建独立的活性炭吸附池。先经砂滤，再经炭吸附池，可以延长活性炭对去除杀虫剂、酚、有机物产生的臭与味的使用周期，有效地利用活性炭的吸附性能。特别是在原水中含铁和锰时效果更为明显。

目前美国、荷兰、日本有不少水厂采用这种形式。当水源受到生活水污染时，水中有机物及氨浓度增加，采用折点加氯法可能使出水中产生显著的氯氨味，用颗粒活性炭可以有效地去除氯氨味，还可以利用活性炭表面的微生物除氨，减少形成新的有机氯化物。采用颗粒活性炭吸附池处理水时，一定要考虑失效炭的再生。从国内外众多活性炭净化水厂的运转经验可知，颗粒活性炭吸附床的一次使用寿命约为2~3年。由于在水厂内建造再生炉，基建费用较高，利用率低，在经济上不合算，因此活性炭再生炉通常由制造厂出租给水厂使用或将失效活性炭再生。较小的水厂也有在厂内采用小型再生设备的，如我国白银地区饮用水深度处理工程中采用直接电流加热再生炉，构造简单、操作方便、热效率高。在日本采用颗粒活性炭吸附池的水厂，一般均设有再生炉。

（2）粉末活性炭（PAC）

粉末活性炭的粒径一般为10~50 μm，因其颗粒小，比表面积大，吸附速度较快，一般情况可与混凝过程相结合，直接投加到原水中，经混合吸附水中有机和无机杂质后，黏附在絮体上的炭粒大部分在沉淀池中成为污泥后排除，常应用于季节性水质恶化时的间歇处理。粉末活性炭吸附效果特别显著，提高了悬浮颗粒的碰撞机会，能降低水体中的溶解性有机物含量，并有利于浮渣的去除。20世纪70年代以来，随着水源污染的日益严重以及消毒副产物（DBP）的检出，研究人员发现PAC对饮用水源中的酚类、农药、毒素等有很好的去除效果。Hoffmann等应用PAC去除藻毒素的实验研究发现，MC的去除效果依赖于PAC的投加量，要去除掉MC-RR和LR，PAC的投加量高达800 mg/L（一般处理中PAC投加范围为5~30 mg/L）。

4. 混凝剂絮凝沉降

（1）聚合氯化铝（PAC）

聚合氯化铝又名碱式氯化铝或羟基氯化铝。它是以铝灰或含铝矿物作为原料，采用酸溶或碱溶法加工制成。分子式为[Al₂(OH)_nCl_6-n]_m，单体为铝的羟基配合物Al₂(OH)_nCl_6-n（通常n = 1~5，m ≤ 10）。聚合氯化铝溶于水后，即形成聚合阳离子，对水中胶粒起电中和及架桥作用。由于藻类多带负电荷，PAC能较有效地使藻类与其他胶体颗粒脱稳絮凝。但是，原水含藻量过高时，形成的絮体较松散，不易下沉。

（2）聚丙烯酰胺（PAM）

聚丙烯酰胺是非离子型聚合物，是目前使用最为广泛的人工合成有机高分子混凝剂和助凝剂。聚丙烯酰胺的结构式为[－CH₂－CH(CONH₂)]_n－，聚合度可高达20000~90000，相应的分子量高达150万~600万。它的混凝效果在于对固体表面具有强烈的吸附作用，在胶粒间形成桥联。聚丙烯酰胺每一链节中均含有一个酰胺基（－CONH₂）。由于酰胺基之间的氢键作用，线形分子往往不能充分伸展开来，致使架桥作用削弱。为此，通常将PAM在碱性条件下（pH＞10）部分水解，生成阴离子型聚合物（HPAM），部分酰胺基带负电荷，在静电斥力下，高分子得以充分伸展，吸附架桥作用得以充分发挥。由酰胺基转化为羧基的百分数称水解度，亦即y/x值。水解度过高，负电性过强，对絮凝也产生阻碍作用。一般控制水解度在30%~40%较好。通常以HPAM作助凝剂以配合铝盐或铁盐作用，效果明显。有机高分子混凝剂可能有毒性，PAM和HPAM的毒性主要在于单体丙烯酰胺。故产品中的单体残留量要严格按照有关规定控制。

（3）HCA助凝剂

HCA是近年发展起来的新型净水剂，是以二甲基二烯丙基氯化氨（Diallyl dimethyl ammonium chloride，简称DMDAAC）均聚而成的高分子阳离子聚电解质，水溶性好。HCA有很好的降浊、除藻、去除有机物的作用，其用量仅为混凝剂用量的1%左右，能节省混凝剂约1/3的用量。HCA的助凝作用机理是借助聚合物本身含有的阳离子基团和活性吸附基团，对悬浮胶体和含负电荷的物质通过电中和及吸附架桥等作用使之失稳、絮凝。由于有机高分子有极高的聚合度，故其架桥作用远较多核型无机混凝剂强烈。由于藻类表面带负电荷，易与阳离子型HCA接触，使其絮凝成团，因而可加速其沉淀去除。使用无机混凝剂（如FeCl₃）同时借助HCA阳离子基团和活性吸附基团，可将藻类大量吸附下沉，提高混凝效果，对高藻水处理有明显效果，且适用的pH范围也较广。有关实验证明，在保证出水水质的前提下，可节约药耗15%~30%，降低制水成本12.7%~23.6%，降低了铝盐、液氯大量投加所带来的副作用。HCA产品毒性低，投加量少，投加方式简单，运输、储存方便，是一种高效、经济、安全的净水材料。

（4）高铁酸盐复合药剂

高铁酸盐复合药剂是铁的+6价化合物，具有氧化、絮凝、杀菌、吸附等多种功能。在强化混凝过程中，高铁酸盐复合药剂的氧化性起主要作用，使有机物分解和破坏，产生高正电多聚水解产物，最终形成Fe(OH)₃胶体沉淀，不仅可以氧化有机物，而且可以通过吸附和共沉的协同作用去除有机物。因而，高铁酸盐预氧化对藻类具有优良的强化去除作用；随着pH的降低，高铁酸盐的强化混凝除藻作用更加显著。

制约高铁酸盐复合药剂在水处理中推广应用的原因主要有两点：第一，产品制备复杂，成本颇高。目前的制备方法以化学法为主，以获得高纯度的高铁固体产品为目的，导致过高的产品成本，没有形成生产规模。第二，高铁的液体产品极不稳定，在一般条件下即分解失效，不能作为一种商品存放和使用，更无法在水处理中应用。根据高铁酸盐的化学结构和性质，应采取电化学和特殊化学过程制备稳定性较高的高铁复合产品，开发出稳定高铁絮凝剂制备的设备系统，获取具有优势高铁酸盐与絮凝剂复合产品，具有絮凝、氧化、吸附与消毒杀菌的作用。

5. 光氧化法

光氧化法是指在可见光或是紫外光（UV）作用下进行的光化学、光催化或是光敏化的氧化过程，也称为高级氧化法。

（1）光化学氧化

光化学氧化是指加入水体中的O₃、H₂O₂和O₂等氧化剂在紫外光的作用下，产生羟基自由基（•OH）强氧化性物质，加快了有机物污染物的降解作用。光化学氧化能力与反应速率远远大于单独使用氧化剂的氧化能力。为了产生（•OH）自由基来活化有机物，反应过程需要较大的离解能。短波长的紫外光（200~280 nm）产生（•OH）最有效，使用最广泛的紫外光光源是低压阴离子汞灯，光谱为253.7 nm的单色波长。目前采用的主要工艺为UV－O₃、UVH₂O₂、UV－O₃－H₂O₂和UV－O₂－H₂O₂。周明等的研究结果表明：浸没式紫外线装置对斜管沉淀池中藻类的去除效果较好，UV辐射使藻胆蛋白变性和分解导致光合作用无法进行使藻细胞死亡。刘茜等采用加拿大Trojan公司的紫外线消毒设备对高藻原水辐射处理后进行混凝、沉淀、过滤，结果表明紫外辐射除藻效果优于预氯化。

（2）光催化氧化

光催化氧化是指采用n型半导体作为催化剂，水分子经光照射后在催化剂表面上失去电子生成羟基自由基（•OH），与同时生成的（•O^2-）和光生空穴等一起降解有机物。TiO₂被认为是目前n型半导体中催化性和稳定性最好的催化剂。以TiO₂催化剂为例，为了完成电子跃迁，光催化需要光子能量必须大于TiO₂的禁带宽度（3.2 eV），因此使用波长为300~400 nm的紫外光，如高压汞灯、黑光灯、紫外线杀菌灯等。

（3）光敏化氧化

光敏化氧化是指敏化剂吸收光能，进入激发态与溶解氧反应，产生强氧化能力的超氧负离子（•O^2-）或单线态氧，从而氧化被激活的有机物。天然水体所含的微量染料和腐殖质可以作为敏化剂，敏化剂在反应过程中仅充当能量转移的媒介，与有机污染物不发生直接反应，所需浓度很低并且可循环使用。

6. 生物降解

水生生物降解微囊藻毒素的研究比较多，其降解的途径是微囊藻毒素分子内部的Adda基团有不饱和双键，可以被天然水体中某些特殊细菌通过改变侧链Adda的结构或打开环状结构降低或降解其毒性。Jones等分离出一种水生菌种（Sphin-gonmonas），能使环状Microcystin转变为线型Microcystin，该化合物比前者的毒性小近200倍。Angeline等则发现污水处理厂出水中的菌落经过7~10天的适应期后可以快速降解MC，0.8~1.9天内即可使MC含量由700~1200µg/L降至0.2 µg/L以下。近年来，我国学者对不同反应器类型的生物接触氧化技术进行了比较研究，结果表明：生物接触氧化预处理对富含氨氮、藻类、藻毒素的原水处理效果良好，经济高效。采用生物预处理可以减少常规工艺的加药、加氯等，有效减少消毒副产物的产生。

7. 深度处理的综合工艺

常规水处理技术可以去除大部分藻细胞、有机物、毒素等，但是需要进一步的深度处理工艺才能使出水达到饮用水标准。其中膜分离技术是最常用的深度处理工艺。膜分离技术使用选择透过性的薄膜，在外力推动下对混合物进行分离、提纯、浓缩、分离，是20世纪60年代后迅速崛起的新型分离技术，广泛应用于食品、医药、化工、水处理等领域，其特点是：

（1）膜分离技术具有广泛的分离范围（从离子到大分子，0.001~10 μm），出水水质好。

（2）在分离过程中，不发生相变化，能耗极低。

（3）是物理分离过程，无化学变化，不用化学试剂和添加剂，不易产生副产品污染。

（4）选择性好，可在分子数量级内进行物质分离，具有普通滤材无法取代的卓越性能。

（5）适应性强，处理规模可大可小，可连续也可间隙进行，工艺简单，操作方便，易于自动化控制。

（6）一次性投入后，可以冲洗除堵，反复使用，无额外损耗，运行成本较低。

水处理常用的膜有微孔过滤膜（MF）、超滤膜（UF）、纳滤膜（NF）和反渗透膜（RO）（图4-6）。这四种膜都用压力梯度作为驱动力，微滤、超滤为过滤工艺，纳滤、反渗透为脱盐工艺。

图4-6 膜分离和水中杂质尺寸的相互关系

微孔过滤与传统过滤十分相似，微孔滤膜的结构为筛网型，具有比较整齐、均匀的多孔结构，孔径范围在孔径为0.05~5 μm，可去除0.1~10 μm及相近大小的杂质，如细菌、藻类等，应用范围有：去除颗粒物质和微生物；作为反渗透、纳滤或超滤的预处理；污泥脱水与胶体物质的去除等。

超滤效果是介于微孔过滤和纳滤之间，一般来说，超滤膜截留分子量在0.5~300 kU，对应的孔径范围在1 nm~0.05 μm。超滤膜的操作压力较小，一般为0.1~0.5 MPa。超滤膜和微滤膜均可视为多孔膜，主要的差别在于孔径大小不同，而且超滤膜具有不对称结构，其皮层要致密得多。微滤膜和超滤膜可截留水中绝大部分悬浮物、胶体和细菌。由于孔径较小，所以在去除微生物和病毒方面，超滤膜更有效。

反渗透膜是利用半透膜的选择透过性，从含有杂质的水中提取纯水的过程。反渗透膜的截流性能很强，截留分子量可小至100 u，该技术已成为海水淡化和苦咸水脱盐的最经济手段。但是，反渗透膜可能将大量对人体有益的无机离子和矿物质从水中去除，长期饮用会影响人体健康。此外，反渗透膜运行压力高，能耗大，运行成本高，因此不适宜作为饮用水处理。

纳滤膜介于反渗透和超滤之间，是近十多年来发展较快的膜品种。纳滤膜截留分子量为0.1~1 KU，主要将低分子量溶质及二价金属离子从溶剂中分离出来。纳滤膜也是一种高压膜技术，其操作压力约为0.4~1.5 MPa。纳滤膜由于本身带有电荷性，所以分离效率受到溶质电荷、离子价数及浓度等因素的影响。纳滤膜对进水水质要求高，以地表水为原水时，需要采用混凝、沉淀，甚至是微滤膜和超滤膜作为前端处理技术。

针对太湖原水的季节变化特点，许航等研究以超滤膜为深度处理技术，前端设有混凝沉淀、预氧化或吸附等综合工艺，考察组合工艺对有机物、藻类及藻毒素的去除效能，结合超滤膜的运行特性，分析超滤膜污染的主要因素。具体结论如下：

（1）当原水藻密度小于5.0×10⁷个/L时，采用“混凝沉淀—超滤膜”组合工艺处理原水，聚合氯化铝投量为25 mg/L；当原水藻密度为0.5~1.1×10⁸个/L，平均藻密度为8.0×10⁷个/L时，采用“高锰酸钾预氧化-混凝沉淀-超滤膜”的组合工艺处理原水，高锰酸钾投量1.0 mg/L，聚合氯化铝投量30 mg/L；当原水藻密度突破1.0×10⁸个/L时，采用“高锰酸钾预氧化—混凝沉淀—PAC—超滤膜”的组合工艺处理原水，并通过试验优化认为PAC最佳投加点为混凝沉淀出水，PAC投量为20 mg/L。

（2）以超滤膜为核心的不同组合工艺出水中藻类基本被完全去除。在原水中预投加MC-LR（即使其浓度高达5 μg/L），通过“高锰酸钾预氧化+混凝沉淀+PAC+超滤膜”工艺处理后，超滤膜终端出水中MC-LR浓度为0.34 μg/L，组合工艺整体上对MC-LR的去除率达到93.12%，出水远低于《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）的1 μg/L。

（3）高锰酸钾预氧化+混凝沉淀+PAC+超滤膜工艺整体对COD_Mn、DOC和UV254nm的去除率为57.18%、54.53%和64.47%。高锰酸钾主要是消除藻类对常规混凝沉淀的影响，PAC去除水中大部分有机物、色度和藻毒素。合理的超滤膜前端处理技术为超滤膜的运行提供了必要的保障，缓解了超滤膜污染，延长了超滤膜寿命，提高了出水率。