楊俊玲，李翱，陳悅，朱光燦，李淑萍，陸勇澤

（1 西藏民族大學信息工程學院，陜西 咸陽 712082；2 西藏水污染控制與生態(tài)修復國家民委重點實驗室，陜西咸陽 712082；3 東南大學能源與環(huán)境學院，江蘇 南京 210096）

超濾技術(shù)具有分離效率高、分離過程無相變、綠色節(jié)能的優(yōu)勢，其去除污染物范圍廣，易于實現(xiàn)設(shè)備化，近年來被廣泛應用于工業(yè)廢水處理、生活污水回用、海水淡化預處理等領(lǐng)域。然而，在超濾長期運行中存在膜污染問題，進一步導致膜通量下降，過濾效率降低，膜的使用壽命縮短，增加了超濾膜的應用成本。研究表明，原水中的膠體物質(zhì)和溶解性有機質(zhì)（DOM）是形成超濾膜污染的主要污染物，DOM 對膜污染的貢獻率高達26%～52%。且在超濾膜的長期運行中，DOM 易導致膜的不可逆污染。因此，研究超濾膜過濾過程中DOM對膜污染的影響尤為重要。

為了有效地減緩膜污染，研究人員通過多種方法控制膜污染，包括超聲清洗、正沖洗、反沖洗、曝氣等物理法，借助殺菌劑除去膜表面或膜孔內(nèi)附著的微生物的生物法，化學改性、化學清洗、電化學輔助等化學法。此外，超濾工藝運行條件也是影響膜污染的重要因素之一，可通過優(yōu)化膜組件的構(gòu)造、操作條件和水力條件以減少膜污染。另一方面，采用預處理結(jié)合超濾工藝處理廢水也可從源頭減少膜污染，該操作簡便有效、成本低廉且不會對膜材料造成破壞。常用的預處理方法有過氧化、吸附、混凝等。其中，混凝工藝是目前應用最廣泛、最有效的預處理工藝之一，有效地減緩了膜污染。本研究采用在線混凝結(jié)合超濾工藝，混凝劑投加量低于常規(guī)處理工藝即可明顯減緩膜污染，但目前在線混凝預處理對膜污染減緩機理并不明確，需進一步研究。

為了更準確地表征膜污染過程，研究人員把多種新技術(shù)，如超聲波、光學、電學等更直觀和高度準確的檢測方法用于直接檢測污染膜的表面。為了表征膜表面的形貌、粗糙度和孔徑大小等膜結(jié)構(gòu)，通常使用顯微技術(shù)來實現(xiàn)，如掃描電子顯微鏡（SEM）、透射電子顯微鏡（TEM）、掃描隧道顯微鏡（STM）、原子力顯微鏡（AFM）等。SEM常被用來研究膜的形態(tài)，它可以有效地表征平板膜并確定膜污染過程中產(chǎn)生泥餅層的厚度。STM可以測得膜的拓撲結(jié)構(gòu)和電子結(jié)構(gòu)，但要求樣品必須能夠?qū)щ?。若是非導電性的樣品，需要在膜表面放上一片導電的薄膜，分辨率會降低。AFM是典型的掃描探針顯微鏡，對膜表面的導電性沒有要求，可以在大氣和液體環(huán)境中工作?；诖?，本研究使用AFM 技術(shù)，通過測定膜表面的三維形態(tài)圖有效表征膜表面形貌和粗糙度的變化，探討膜過濾期間濾餅層形成和演變，解析膜污染機理。但AFM 并不能定量分析污染過程的污染成分及濃度。

近年來，衰減全反射紅外光譜（IR-ATR）技術(shù)被用來表征膜污染物的官能團種類及膜表面孔隙空間分布。但是，IR-ATR 光譜圖是膜上各污染物的混合光譜，與膜基質(zhì)的光譜存在較為嚴重的重疊，很難區(qū)分開，需要進一步分解為純污染物的光譜。多變量曲線分辨-交替最小二乘法（MCRALS）可將混合光譜數(shù)據(jù)進行處理分解為純污染物的光譜。將IR-ATR和MCR-ALS結(jié)合可定性地分析膜表面污染物，且能確定污染物的種類及其相對濃度。

因此，本研究擬通過建立流量衰減模型模擬膜污染過程，采用AFM技術(shù)表征在線混凝-超濾工藝中膜污染過程，采用IR-ATR 和MCR-ALS 定量分析膜表面污染物的成分及濃度，以研究不同Al 形態(tài)、不同組分及其相互作用對超濾膜污染過程的影響，揭示鋁系緩解膜污染過程的機理。

1 材料與方法

1.1 實驗材料與裝置

本實驗所用試劑：腐殖酸（HA）和牛血清蛋白（BSA），阿拉?。ˋladdin）試劑公司；混凝劑硫酸鋁[Al(SO)·18HO]，科龍化工試劑廠；氯化鋁（AlCl·6HO），上海滬試試劑公司；聚合氯化鋁（PAC），西亞試劑公司。

本研究采用的原水為自行配制的模擬污水，HA 濃度為10mg/L，BSA 濃度為10mg/L，高嶺土濃度為20mg/L，pH為7。

本研究采用美國Millipore 公司的聚偏氟乙烯（polyvinylidene fluoride,PVDF）超濾膜，實驗膜片直徑為80mm，截留分子量為100kDa，膜的有效過濾面積為50.26cm。

1.2 在線混凝-超濾實驗方法

本研究采用在線混凝（in-line coagulation）結(jié)合超濾工藝，原水投加混凝劑后，不經(jīng)過絮凝和沉淀過程，直接進入超濾系統(tǒng)的工藝。如圖1 所示，向模擬污水中投加混凝劑硫酸鋁、氯化鋁或PAC，同時啟動混凝攪拌程序?；炷龝r混凝劑投加量以Al濃度計算得到。速度梯度為以200r/min快速攪拌1min。然后以40r/min慢速攪拌15min。攪拌結(jié)束后的混合液進行下一步超濾實驗。在超濾實驗中，采取死端過濾的恒壓過濾模式。實驗在200mL 超濾杯中進行，超濾杯上端連接一個5L 的料液瓶。過濾裝置內(nèi)壓力由料液瓶上的氮氣鋼瓶提供，控制壓強為0.18MPa。為了使超濾杯內(nèi)液體充分混合，將超濾杯放置于磁力攪拌器上并控制其攪拌速度為100r/min。在進行過濾實驗之前，先將干凈的PVDF 膜用超純水過濾20min，當其純水通量變化穩(wěn)定在5%以內(nèi)時才用于后續(xù)實驗。實驗中固定過濾體積為1L，過濾溶液包括投加不同量混凝劑的不同組分及濃度的原水（HA、BSA、高嶺土）。過濾后濾液流入位于電子天平上的容器內(nèi)。將每隔30s 自動記錄的天平質(zhì)量傳輸至計算機，進而計算得到流量數(shù)據(jù)，繪制流量衰減曲線。

圖1 在線混凝-超濾裝置示意圖

1.3 膜比通量歸一化方法

在超濾實驗中，采用恒壓過濾時，超濾膜膜通量的降低主要是由于過濾阻力的增加，表征超濾膜產(chǎn)生污染。膜污染程度常用膜通量與初始膜通量之比來度量，即J/。

膜通量J定義為式(1)，歸一化膜比通量為式(2)。

式中，J為時刻膜通量，L/(m·h)；為純水通量，L/(m·h)；為過濾時間內(nèi)透過溶液的體積，L；為超濾膜有效面積，m，本研究中PVDF膜面積為5.026×10m。

1.4 AFM檢測方法

原子力顯微鏡（Prima，NT-MDT 公司，俄羅斯）運行前，使用專用雙面膠粘貼PVDF膜至設(shè)備配套的圓形載物片上，開啟儀器。當尖端沿著PVDF 膜表面掃描時，為了使范德華力保持不變，針尖和PVDF膜表面的距離不斷調(diào)整，微懸臂在膜表面上下起伏運動，通過光學檢測等方法，得到樣品表面的三維形貌圖。

1.5 IR-ATR檢測方法

紅外光譜法就是根據(jù)樣品中吸收減弱全反射光的程度分析樣品的組成。在ART過程中，光程跟波長、光線在反射晶體和樣品中的折射率以及入射光線的入射角有關(guān)。不同深度的表面層結(jié)構(gòu)也可以通過調(diào)整入射光線的入射角來分析。

由Beer-Lambert 定律[式(3)]可以看出，物質(zhì)的吸光度與摩爾吸收系數(shù)、物質(zhì)濃度及光程成正比。由于膜污染過程膜表面折射率變化不明顯，因此在固定波長下，摩爾吸收系數(shù)和光程可認為是常數(shù)，由此可知，吸光度與物質(zhì)濃度線性相關(guān)。

將純膜片均分成112 個點，選擇876cm的吸收峰作為比較，采集各點的紅外光譜，對這112個不同位置IR-ART信號強度的偏差做評估，結(jié)果表明，在所有位置上的標準偏差最大不超過15%，即當改變測量位置時，不會發(fā)生太大的強度變化，即純膜的IR-ART信號表現(xiàn)出一定均一性。其他位置的峰強度亦能得到相同的結(jié)果。因此，這112個測量點的光譜信號可以代表膜的空間光譜信息，證明IR-ART光譜研究膜表面空間分布特征是可行的。

過濾之后，將待檢測的膜用裝有去離子水的具有小噴嘴的水壺洗瓶輕柔沖洗3次，去掉溶液殘留以及泥餅層上少量懸浮污染物，最后在氮氣氛圍下干燥（4℃），干燥后的樣品即可進行測量。傅里葉變換紅外光譜儀（Nicolet IS10，Thermo fisher 公司，美國）配置光譜范圍7800～350cm。PVDF 膜經(jīng)金屬棒擠壓固定在ATR 晶體上使膜表面進入紅外消散場，設(shè)置好模式和參數(shù)，開始測試紅外光譜。先掃描空光路背景信號，或不放PVDF 膜的KBr 薄片，再掃描PVDF 膜信號。單次測量為直徑約為2mm的小圓點。將膜片均分成112個點，采集各點的紅外光譜，得到一張空間二維分布光譜圖。

1.6 MCR-ALS計算方法

多變量曲線分辨-交替最小二乘法MCR-ALS是高光譜成像分析的常用化學計量學方法之一，尤其適合分辨同時存在多種成分的未知混合體系，可以將混合污染物的原始光譜數(shù)據(jù)分解成不同純組分的光譜和濃度的相對變化趨勢。

MCR模型描述為式(4)。

式中，為包含了圖像中每一像素光譜信息的矩陣；為純組分光譜矩陣；為組分濃度分布矩陣；為誤差矩陣。

和經(jīng)ALS 算法不斷迭代直至收斂得到結(jié)果。經(jīng)過MCR-ALS 分解分析后，可得到反映圖像中光譜特性的各個組分的純光譜和及其濃度分布。

本研究以硫酸鋁混凝劑為例，探索不同硫酸鋁投加量時，膜上物質(zhì)相對濃度變化。將含有不同DOM 組分和高嶺土的原水污染的PVDF 膜上IRATR 的紅外光譜數(shù)據(jù)利用Matlab 打包成一個數(shù)據(jù)集，轉(zhuǎn)換成光譜矩陣后使用Matlab 軟件MCR-ALS的工具包進行計算。采用漸進因子分析法（EFA）確定光譜的組分數(shù)和初始迭代濃度矩陣，本實驗光譜的組分數(shù)為4，為了獲得更精確的解，對MCR-ALS 應用形狀平滑約束，給橫軸和縱軸坐標軸設(shè)置非負性約束（non-negativity），進一步設(shè)置迭代次數(shù)為50000，收斂極限為0.001。系統(tǒng)運行，通過迭代求出估計的純物質(zhì)光譜矩陣，再用最小二乘法計算得到估計的濃度矩陣，其計算結(jié)果用于下一輪迭代，繼續(xù)添加非負性條件約束再運算，直到達到設(shè)定的收斂極限0.1%，保證由初始估算造成的誤差不會影響結(jié)果的一致性。將MCR-ALS工具包最終處理的組分純光譜圖與已知光譜圖進行對比，可以確認組分一為BSA，組分二為HA，組分三為PVDF膜，組分四為高嶺土。

2 結(jié)果與討論

通過超濾實驗獲得的流量數(shù)據(jù)繪制不同種類或者不同鋁系混凝劑投加量的流量衰減曲線，定性分析減緩超濾膜污染過程中混凝劑的作用；利用AFM 觀察并繪制混凝前后膜表面形貌和粗糙度的平面圖和對應三維圖，通過對比膜表面形貌的變化，探討膜污染過程；通過IR-ATR 得到PVDF 膜的空間二維分布光譜圖，并利用MCR-ALS 算法確定膜上物質(zhì)，并得到其相對濃度，通過Origin軟件繪制膜上物質(zhì)相對濃度的像素點熱圖。

2.1 流量衰減曲線

本研究采用在線混凝預處理結(jié)合超濾工藝處理廢水，通過向原水投加不同的鋁系混凝劑，采用流量衰減曲線研究預處理過程對膜通量的影響，解析不同的混凝劑對膜污染的影響。由超濾實驗中獲得的流量數(shù)據(jù)，繪制流量衰減曲線。橫坐標為過濾流量，縱坐標為歸一化膜比通量，得到不同混凝劑、投加量混凝預處理后膜濾通量衰減曲線（圖2～圖4）。

圖2 不同AlCl3投加量下，在線混凝-超濾工藝處理原水的通量衰減曲線

圖2 是不同AlCl投加量（0.4mg/L 和2.4mg/L）下，在線混凝-超濾工藝處理原水的通量衰減曲線。從圖中可以看出AlCl的投加量為0.4mg/L 時，過濾體積為300mL 時膜比通量迅速下降，膜污染開始產(chǎn)生，最終膜比通量為0.6。AlCl的投加量為2.4mg/L 時，膜污染逐漸產(chǎn)生，最終膜比通量變?yōu)?.7。所以，相比于不經(jīng)混凝處理，過濾原水后超濾膜膜比通量變?yōu)?.4，AlCl作為超濾前混凝預處理的混凝劑可以明顯減緩膜污染，且混凝劑投加量越多，膜污染程度越輕。

圖3 是不同PAC 投加量（0.4mg/L 和2.4mg/L）下，在線混凝-超濾工藝處理原水的通量衰減曲線。從圖中可以看出PAC 投加量為0.4mg/L 時，膜比通量變化最劇烈，最終膜比通量變?yōu)?.25。隨著PAC投加量的增加，膜比通量增大。PAC投加量為2.4mg/L時，最終膜比通量變?yōu)?.3。但是，比起不加混凝劑的原水膜濾后的膜比通量為0.4，投加PAC混凝預處理的膜濾后膜比通量反而減小了。混凝預處理投加PAC作為混凝劑反而加重了膜污染。由李鳳、Razmjou 等的實驗結(jié)論可知，混凝預處理PAC混凝的最佳投加量為4mg/L，在未達到最佳投加濃度之前，絮凝反應主要依靠吸附電性中和作用，形成絮凝體結(jié)構(gòu)較為緊實。本研究中PAC最大投加量僅為2.4mg/L，低于最佳，PAC 投加量不足，絮凝反應不完全，部分有機物沒有去除，形成的濾餅層孔隙率相對較小，膜的透水通量減小，膜污染較嚴重。

圖3 不同PAC投加量下，在線混凝-超濾工藝處理原水的通量衰減曲線

圖4是不同Al(SO)投加量（0.4mg/L和2.4mg/L）下，在線混凝-超濾工藝處理原水的通量衰減曲線。從圖中可以看出Al(SO)的投加量為0.4mg/L時，膜比通量最終為0.7，Al(SO)的投加量為2.4mg/L 時，膜比通量最終為0.6。隨著Al(SO)投加量的增加，膜比通量減小。與天然有機物（NOM）造成超濾膜污染的流量衰減曲線對比來看，經(jīng)過混凝投加Al(SO)處理后的原水對超濾膜的污染明顯減輕，膜污染主要產(chǎn)生于過濾體積在0～140mL之間。說明膜污染主要產(chǎn)生在過濾初期，膜孔窄化或者產(chǎn)生堵塞，PVDF膜滲透通量下降。

圖4 不同Al2SO4投加量下，在線混凝-超濾工藝處理原水的通量衰減曲線

從上面的分析可以看出：含有不同DOM 組分和高嶺土的污水會引起超濾膜污染，在膜濾前增加混凝預處理過程，以AlCl和Al(SO)作為混凝劑，可以明顯改善膜污染狀況。且在本研究的投加量中，投加量為0.4mg/L 時，氯化鋁混凝效果較好。投加量為2.4mg/L 時，硫酸鋁混凝效果較好。這可能與AlCl和Al(SO)在溶液中水解形成的產(chǎn)物有關(guān)，混凝劑投加量低時，AlCl相較Al(SO)水解生成了更多的氫氧化鋁絮狀沉淀發(fā)揮網(wǎng)捕卷掃作用，而混凝劑投加量高時，在SO2存在條件下，鋁系混凝劑與高嶺土顆粒、HA 或BSA 之間作用有所增強，形成了較多的膠體態(tài)余鋁殘留在水中，過濾時會被截留在膜表面，而不是進入膜孔，有效減緩了膜污染。而以PAC 為混凝劑的混凝過程反而加重膜污染，可能原因是實驗中PAC 投加量過少，形成致密絮凝體沉積于膜表面，導致PVDF膜過水通量降低，膜比通量大大降低。

2.2 PVDF膜的表面污染特性

本研究通過AFM來觀察干凈膜、原水污染膜、混凝劑PAC 和Al(SO)投加量均為0.4mg/L 混凝處理原水后污染膜表面拓撲結(jié)構(gòu)和粗糙度，判斷膜污染程度如圖5。

膜濾前沒有混凝預處理過程，在原子力顯微鏡下觀察PVDF 膜。圖5(a)、(b)分別是純水過濾、原水污染PVDF膜的AFM圖，可以看出，過濾純水的PVDF 膜微觀上看表面較為平滑，基本不存在膜污染現(xiàn)象；而被原水污染的PVDF膜表面起伏大、十分粗糙，膜表面濾餅層緊實，膜的滲透通量小，膜污染較嚴重。這與圖2～圖4中未經(jīng)過混凝預處理的流量衰減曲線的結(jié)果一致。

在膜濾前增設(shè)混凝預處理原水，混凝劑選擇PAC時，圖5(c)為投加量0.4mg/L時PVDF膜的AFM圖，膜表面比圖5(b)中原水污染的膜表面更加粗糙。從圖5(c)中可以看出，PAC與污染物在膜表面形成致密濾餅層，膜的滲透通量下降，低投加量時PAC混凝處理原水反而加重了膜污染，這與圖3投加PAC在線混凝-超濾工藝中通量衰減曲線的結(jié)果一致。

在膜濾前增設(shè)混凝預處理原水，混凝劑選擇Al(SO)，投加量為0.4mg/L 時，PVDF 膜污染的AFM圖見圖5(d)。從圖中來看，膜表面粗糙度小于圖5(c)中PAC混凝處理原水后膜表面粗糙度。低投加量時，Al(SO)混凝效果好于PAC，這與圖3 通量衰減曲線中得到的結(jié)果一致。圖5(d)中，雖然原水經(jīng)硫酸鋁（投加量為0.4mg/L）混凝處理后在PVDF 膜表面形成了濾餅層，但是濾餅層結(jié)構(gòu)松散，孔隙率大，所以透水通量比原水直接過濾時要大，緩解了原水造成的膜污染，這與圖4中所得出的結(jié)果相吻合。

圖5 PVDF膜的AFM圖

流量衰減曲線和PVDF膜的AFM圖表明：①以AlCl和Al(SO)為混凝劑的混凝過程作為過濾前預處理，可以改善含有不同DOM 組分和高嶺土的原水對PVDF膜的污染情況。當投加量為0.4mg/L時，氯化鋁混凝效果較好。投加量為2.4mg/L 時，硫酸鋁混凝效果較好；②低投加量時，PAC混凝劑對緩解膜污染的作用不明顯，甚至加劇膜污染，可能的原因是，PAC 投加量過低，有機物去除效率低，且PAC與有機物形成致密濾餅層，膜比通量降低；③從圖4 和圖5(d)中可得到，原水經(jīng)Al(SO)混凝劑混凝后，在PVDF膜過濾過程中，膜污染主要產(chǎn)生在過濾初期，有機物或者顆粒物吸附在孔內(nèi)部，膜孔窄化或堵塞，導致膜比通量下降，過濾后期膜表面雖然形成了濾餅層，但濾餅層結(jié)構(gòu)松散，對PVDF膜的過水通量影響不大。

2.3 衰減全反射紅外光譜

本研究用IR-ATR技術(shù)獲得膜上污染物的官能團種類，表征膜表面孔隙空間分布。圖6是以原水經(jīng)0.4mg/L（以Al計）的PAC混凝預處理后經(jīng)超濾膜過濾，膜上某點的紅外光譜，能夠從膜上官能團分析出污染物成分：圖上標注Ⅰ和Ⅱ峰分別是蛋白質(zhì)特有的酰胺Ⅰ和Ⅱ鍵譜峰，說明膜上BSA 的存在；Ⅲ峰是C—O和Si—O的振動峰，體現(xiàn)膜上HA的存在；Ⅳ和Ⅴ峰，是聚偏氟乙烯（PVDF）的特征峰。

圖6 0.4mg/L PAC混凝后污染膜上某點的紅外光譜

2.4 MCR-ALS數(shù)據(jù)分析

本研究為了更形象直觀地觀察各組分濃度，通過Origin 軟件將由MCR-ALS 工具包計算出的各組分相對濃度分布數(shù)據(jù)繪制成像素點熱圖，如圖7。如圖例所示，由紅色到藍色，表示物質(zhì)相對濃度由高到低。

圖7(a)為硫酸鋁投加量對PVDF 組分相對濃度的影響，混凝劑硫酸鋁投加量為0.4mg/L，混凝后污染膜的相對濃度小于原水污染PVDF組分的相對濃度，這表明膜孔隙率增大，即硫酸鋁混凝劑添加于原水后，去除部分有機物，形成的濾餅層結(jié)構(gòu)更加松散，減輕了膜污染情況。投加量從0.4mg/L 到2.4mg/L 時，PVDF 組分相對濃度減小，是因為DOM 組分和高嶺土組分在膜上相對濃度增大，主要是BSA 在膜上相對積累量增大，所以投加量為2.4mg/L時膜污染程度大于投加量0.4mg/L，這與圖4中不同鋁離子濃度，膜比通量的變化一致，即改變硫酸鋁濃度，投加量為0.4mg/L 時，膜比通量最大，膜污染程度最小。

圖7(b)為硫酸鋁投加量對HA 相對濃度影響，顯示隨著混凝劑硫酸鋁的投加，HA 相對濃度減小，且低投加量（0.4mg/L）時，HA在膜上積累量相對較少，說明硫酸鋁混凝劑對HA 去除效果較好，且投加量越高，去除效率越高。

圖7(c)為硫酸鋁投加量對BSA 相對濃度影響，由圖顯示隨著混凝劑硫酸鋁的投加，BSA相對濃度先減小再增大，說明低投加量下，硫酸鋁混凝劑對BSA的去除效果較好。有實驗表明，硫酸鋁混凝劑對BSA 的去除主要是靠吸附架橋作用，HA 去除機理主要是電中和誘導的脫穩(wěn)過程，且Al(SO)混凝劑對BSA 的去除效果低于HA。因為相比HA，BSA 混凝形成絮體粒徑大但結(jié)構(gòu)松散，絮體難以沉降。

圖7(d)為硫酸鋁投加對高嶺土相對濃度影響，由圖表明，隨著硫酸鋁混凝劑投加量的增大，高嶺土相對濃度逐漸減小。所以硫酸鋁混凝劑的投加有效去除了原水中高嶺土。

對比圖7(a)～(d)，當硫酸鋁混凝劑投加量為2.4mg/L時，膜污染程度大于投加量為0.4mg/L時的膜污染，表明混凝劑投加量的增加并不能進一步緩解膜污染。混凝劑投加量為2.4mg/L 時，膜上污染物主要為BSA。即BSA 的存在導致混凝效果變差。可能是由于BSA 的存在降低了混凝的效果，阻礙疏松結(jié)構(gòu)濾餅層的形成，BSA在膜上積累，膜通量下降，使得在線混凝-超濾組合工藝的PVDF 膜污染加劇。

圖7 不同硫酸鋁投加量下PVDF膜污染的IR-ATR-MCR解析

3 結(jié)論

通過在線混凝結(jié)合超濾的組合工藝，主要研究含有不同DOM組分和高嶺土的原水對膜污染情況，以及不同組分不同濃度鋁系混凝劑對膜污染的影響。通過比較膜比通量的流量衰減曲線，膜表面原子力顯微鏡圖，表征官能團結(jié)構(gòu)的紅外光譜以及由MCR-ALS 分析得到膜上物質(zhì)相對濃度圖可以得到以下結(jié)論。

硫酸鋁和氯化鋁混凝劑可顯著提高膜比通量，減緩膜污染；當投加量為為0.4mg/L 時，氯化鋁混凝效果較好。當投加量為2.4mg/L 時，硫酸鋁混凝效果較好；低投藥量（0.2mg/L、0.4mg/L） 下，PAC 對緩解膜污染程度不明顯，反而加重膜污染；BSA 對超濾膜的污染比HA 嚴重。因為BSA 的存在大大降低了混凝的效果，阻礙疏松濾餅層的形成；向原水中投加硫酸鋁混凝劑，膜污染主要發(fā)生在過濾前期，即膜孔窄化、堵塞。過濾后期，膜表面形成疏松濾餅層，對膜通量影響不大，膜污染減緩。