污泥脫水絮凝劑的研究進展及應用探索

張 潔，賴 月，楊朝輝，林 皓，周順桂，葉 捷，劉昌庚，3

（1.福建農林大學資源與環境學院，福建福州 350002；2.武夷學院生態與資源工程學院，福建武夷山 354300；3.攀枝花學院生物與化學工程學院，四川攀枝花 617000）

活性污泥法是污水生物處理最常用的方法之一，其在高效處理污水的同時會產生大量富含有機物和氮、磷等營養物質的剩余污泥〔1〕。由于這些污泥顆粒具有高含水率特性（65%～99%），容易造成運輸困難、資源化利用成本高、熱值低等問題，因此脫水是污泥處理處置的重要步驟〔2〕。胞外聚合物（Extracellular polymeric substances，EPS）是污泥中 的重要組成部分，也是決定污泥脫水性能的關鍵因素之一〔3-5〕。這是因為緊密包覆于污泥顆粒表面的EPS主要是由含有大量親水基團的蛋白質和多糖組成，兩者的含量及比例與污泥脫水性能密切相關〔6〕。

目前，常用的污泥深度脫水的流程主要分為：濃縮、調理、脫水、干燥〔7〕。由于調理能夠顯著改變污泥絮體的沉降性及可壓縮性，因此是強化污泥脫水的關鍵〔8〕。調理過程主要是通過向污泥中外加能量或化學試劑等手段破壞污泥絮體表面EPS親水性結構，從而改變胞內及胞外水分子的賦存形態，進而降低污泥含水率。調理方法通?？煞譃槲锢矸ǎü羌芙媱?、超聲、電滲析、熱水解等）以及化學法（絮凝、氧化法等）和生物法（生物瀝浸、酶等）三大類〔9-10〕。其中絮凝調理因投加設備簡單、操作簡便、經濟高效等優勢得到廣泛應用〔3〕。

筆者闡述了不同絮凝劑的分類、優缺點、相關絮凝機理及其發展時間線，然后系統歸納了各類新型絮凝劑的制備策略及在污泥脫水中的應用探索，最后探討了污泥脫水絮凝劑未來的發展方向及前景，以期為實現污泥高效脫水提供參考。

1 絮凝劑分類

絮凝劑根據其來源及性質可分為〔11〕：無機絮凝劑、有機高分子絮凝劑、微生物絮凝劑。無機絮凝劑主要包括常用的鋁鹽、鐵鹽和新型的鈦鹽、鈉鹽等。有機高分子絮凝劑主要為天然或人工合成的有機高分子物質，包括聚丙烯酰胺（PAM）、聚乙烯亞胺（PEI）等〔12〕。微生物絮凝劑是由微生物或其分泌產生的代謝產物組成，主要是利用微生物技術制備而成的具有生物分解性和安全性的絮凝劑〔13〕。無機絮凝劑和人工合成有機高分子絮凝劑是目前最常用的絮凝劑〔14〕。

圖1比較了不同絮凝劑在污泥脫水中的優缺點。

圖1 不同絮凝劑在污泥脫水應用過程中的優缺點Fig.1 Advantages and disadvantages of different flocculants during sludge dewatering

如圖1所示，無機絮凝劑雖廉價易得，且脫水效率、反應速度尚可，但存在適用程度低、環境毒性大等問題〔15〕。人工合成有機高分子絮凝劑在反應速率、脫水效率等方面具有顯著優勢，但其運行成本較高且毒性較大〔16〕。相比之下，天然有機高分子絮凝劑具有廉價易得、環境毒性低、脫水效果好等優勢，但也存在反應速率慢、適用程度不高等缺陷〔17〕。相對而言，微生物絮凝劑作為一種新型的絮凝劑，其環境毒性低、脫水效果較好，但通常需較長反應時間，且對運行環境要求嚴格，運行成本高〔18-19〕。鑒于不同類型絮凝劑的優勢和劣勢，開發制備新型的污泥脫水絮凝劑是目前的重點研究方向之一。

2 絮凝理論發展歷程

自20世紀以來，研究學者先后提出了不同的絮凝理論，其發展歷程大致可分為3個階段〔20〕：20世紀20年代，O.STERN研究組在M.GOUY研究組提出的雙電層模型的基礎上加以改進，形成壓縮雙電層機理〔21-22〕。隨后，基于絮凝過程中的化學作用機制，研究者又相繼提出了電性中和與吸附架橋理論〔23-24〕。20世紀60年代以來，高分子絮凝劑及其機理研究得到了進一步發展，形成了網捕卷掃等理論〔25〕（圖2）?？傮w而言，壓縮雙電層與電性中和過程主要是通過減少靜電斥力從而縮小顆粒間距離，而吸附架橋與網捕卷掃作用則是通過增大污泥絮體實現聚沉分離。一般而言，絮凝過程通常是由多種機理協同促進的結果，但在特定條件下通常以某一作用機理為主〔26〕。

圖2 絮凝機制及其發展時間軸Fig.2 Flocculation mechanisms and their development timeline

3 絮凝劑在污泥脫水中的研究進展

3.1 無機絮凝劑

典型無機絮凝劑污泥脫水機理見圖3〔27-30〕，表1列舉了不同無機絮凝劑的污泥脫水性能。

表1 不同無機絮凝劑的污泥脫水性能Table 1 Sludge dewatering performance of different inorganic flocculants

圖3 典型無機絮凝劑污泥脫水機理Fig.3 Sludge dewatering mechanisms of typical inorganic flocculants

鋁鹽是最早使用的無機絮凝劑之一〔42〕。傳統的鋁鹽絮凝劑（如氯化鋁）分子質量較低，存在投加量大、沉降性差等缺點〔43〕。因此，聚合無機絮凝劑如聚合氯化鋁（PAC）得到快速發展，其具有適應范圍廣、脫水效果好等優勢〔44〕，其主要絮凝機制是電中和與吸附架橋作用〔27〕（圖3）。Peng YANG等〔45〕指出使用增稠劑可進一步減少污泥脫水過程中PAC投加量，降低運行成本。PAC中高聚物鋁和中聚物鋁對污泥性能改善的貢獻大于單體形態鋁。這是由于污泥經聚合形態鋁調理后，其絮體的致密性和孔隙結構的豐富度顯著提高，不僅表現出更好的電中和能力，而且能夠發揮骨架構建體作用促進污泥脫水〔46〕。隨著堿度增加，PAC中羥基鋁的優勢形態會發生轉變，絡合與電中和能力減弱，脫水性能降低〔45〕。另外，聚合鋁硅絮凝劑同樣具有優越的污泥調理效果，其調理后毛細吸附時間（capillary suction time，CST）比同劑量的PAC增加28%（表1），這是因為PAC中添加硅可增加網鏈長度，促進多孔結構形成，強化吸附架橋能力〔33〕。

鐵鹽是一種常見的無機絮凝劑，被廣泛應用于污泥脫水。Jialin LIANG等〔35〕研究指出在相同投加量條件下，鐵鹽的污泥脫水效率比鋁鹽提高了29%。這是由于FeCl3等鐵鹽水解形成的Fe（OH）3能夠通過快速中和污泥表面電荷，從而將較小的污泥顆粒凝聚成大顆粒。此外，Fe（OH）3對EPS中的蛋白質和多糖具有較強的吸附力，從而促進EPS中結合水的有效釋放〔35〕。鐵鹽與其他物質復合能進一步提高其污泥脫水性能。Huanlong PENG等〔47〕指出，復合鋁鐵淀粉絮凝劑（CAFS）的污泥脫水能力優于單獨的PAC和FeCl3，這可能是由于CAFS中的陽離子基團和淀粉網鏈能夠協同降低污泥可壓縮性，并提高其吸附能力。最近，Lixin LI等〔28〕發現聚丙烯酰胺-氯化鐵（PAM-FeCl3）能夠形成以Fe（OH）3為核、PAM鏈為臂的星型雜化聚物。通過Fe3+的電荷作用和PAM的長鏈架橋作用，有效破碎污泥絮體，進而形成較大絮狀物（圖3），從而使污泥比阻（specific resistance to filtration，SRF）降低97%（表1）。此外，PAM-FeCl3具有顯著的成本優勢，其成本僅為陽離子聚丙烯酰胺（CAPM）的67%，具有巨大的應用潛力。

鈦鹽絮凝劑因其環境友好而在近年來受到研究者的廣泛關注〔48-50〕，特別是其反應產物可用于制備常用的二氧化鈦（TiO2）光催化劑，有效降低了二次環境污染的風險〔51〕。但是，鈦鹽在水解過程中會釋放出大量H+，從而導致出水pH較低，水質穩定性變差〔52-53〕。該劣勢可由聚合鈦絮凝劑有效彌補〔54〕。如表1所示，聚合四氯化鈦調理后SRF比四氯化鈦降低約17%〔38〕。這是因為通過預水解法制得的聚合鈦絮凝劑能夠顯著減少H+釋放量，延長儲存時間〔55〕。然而聚合鈦絮凝劑在儲存過程中仍會進一步水解，從而影響其絮凝性能。復合鈦絮凝劑為解決該問題提供了契機。復合鈦絮凝劑主要是將聚合鈦絮凝劑與其他不同類型的絮凝劑復合制備形成。例如，可以將聚合鈦絮凝劑與金屬鹽復合，制得聚鈦鐵硫酸鹽〔56〕、聚鈦鋁硫酸鹽〔29〕（圖3）和聚鈦鋁鎂氯化物〔57〕等，不僅降低了聚合鈦絮凝劑的成本，還能優勢互補，提高其絮凝性能。除金屬鹽外，聚硅酸和有機聚合物也用于制備復合鈦絮凝劑〔58〕。與天然高分子絮凝劑制得的復合鈦絮凝劑使污泥CST降低54%〔41〕。此外，納米顆粒材料能夠起到骨架助劑作用，進而與鈦鹽高效復合〔59〕。使用溶膠-凝膠法制備的復合鈦絮凝劑可長時間穩定儲存，調理后污泥SRF降低96%〔60〕。

鈉鹽絮凝劑是一種新型的無機絮凝劑，其能夠通過改變污泥的流變參數，進而影響脫水性能〔61〕。Wei LIN等〔30〕發現，低濃度（80 mmol/L）鈉鹽能夠使SRF降低約45%（表1）。這是因為鈉鹽能夠改變EPS中蛋白質的二級結構與官能團，提高EPS的疏水性，從而促進EPS中結合水的高效釋放〔62-63〕（圖3）。但是過高濃度鈉鹽（160 mmol/L）會導致污泥Zeta電位為正值，不利于污泥脫水〔30〕。目前鈉鹽絮凝劑主要與電滲析工藝聯用，如電脫水中使用硫酸鈉促進污泥中水分子的遷移〔64〕。與其他無機絮凝劑相比，鈉鹽絮凝劑更為經濟與環保，且能夠促進磷和氨氮的釋放，因此在強化污泥脫水的同時能夠促進資源循環利用〔65〕。

3.2 有機絮凝劑

典型有機絮凝劑合成方法見圖4〔66-69〕，表2列舉了不同有機絮凝劑的污泥脫水性能。

表2 不同有機絮凝劑的污泥脫水性能Table 2 Sludge dewatering performance of different organic flocculants

圖4 典型有機絮凝劑合成方法Fig.4 Typical synthesis methods of organic flocculants

天然高分子化合物可直接作為絮凝劑〔78〕。例如，B.A.OMAR等〔66〕成 功 以 克 氏 原 螯 蝦 殘渣為原料，利用化學脫色提純法制備的高純度殼聚糖顯著改善污泥脫水性能（圖4）。但是，天然高分子絮凝劑普遍存在分子質量低、電荷密度有限、易生物降解而失活等缺點〔79〕。以天然高分子化合物為主鏈，通過接枝共聚法聚合所需單體或官能團，能夠有效克服天然高分子絮凝劑的缺陷〔67〕（圖4）。例如將金屬陽離子引入殼聚糖中后制得的絮凝劑能夠使污泥CST和SRF分別降低90%和97%，顯著改善污泥脫水性能〔70〕。Danfeng WANG等〔16〕通過超聲輔助將單體二甲基二烯丙基氯化銨（DMDAAC）接枝于殼聚糖，合成了一種無毒、高效、易生物降解的陽離子絮凝劑（CS-g-PDMDAAC），其具備碳鏈網狀結構及豐富的通道和孔隙，調理后原污泥SRF降低88%，污泥脫水性能優于單獨的PAC、PAM及殼聚糖等。Yongzhi LIU等〔72〕采用紫外輔助合成了兼具疏水性與親水性的新型殼聚糖基絮凝劑（CS-g-PAO）。該絮凝劑在低劑量、寬pH范圍內具有優異的脫水性能，濾餅含水率可從95%降至78%，SRF和CST分別降低90%和95%（表2）。這不僅是由于CS-g-PAO中帶正電的季銨基和氨基能夠增強電性中和作用，還歸因于其具備很強的疏水締合作用和表面活性，兩者協同有效提升污泥脫水性能。

人工合成高分子絮凝劑在污泥脫水中的應用最為廣泛。Houfeng WANG等〔80〕認為污泥的固液分離取決于其物理性質而非生化性質。聚丙烯酰胺（PAM）優越的污泥脫水性能主要是由于其能夠改變污泥的物理性質，如使污泥最大剪切應力和流動獲得的屈服應力增大，從而提升了污泥絮體強度。但是，PAM也會導致污泥中形成具有很強保水能力的網狀結構絮體，從而降低污泥脫水效率〔40〕。將疏水基團接枝到PAM中能有效解決此問題。這主要由于疏水基團將發揮疏水排斥作用，減少污泥與表面吸附水的結合〔81-82〕。根據PAM分子鏈上所帶電荷差異，可分為陽離子型PAM（CPAM）、陰離子型PAM、兩性型PAM和非離子型PAM〔83〕。其中CPAM具有陽離子單體量和相對分子質量可控、陽離子結構單元穩定、正電荷密度高等優勢，因而在污泥脫水中實際應用最廣泛且占據重要地位〔84-86〕。CPAM的絮凝效果取決于自身屬性，如陽離子單體量和相對分子質量越大，意味著CPAM電性越高，能發揮較強的電中和與吸附架橋作用，從而提升污泥脫水性能〔87-88〕。傳統的CPAM制備主要由丙烯酰胺和陽離子單體（如丙烯酰氧基三甲基氯化銨，DAC）聚合而成。由于該制備過程無法嚴格控制陽離子單體分布和其精確排列，從而容易導致電性中和與吸附作用較弱。近年研究表明，模板聚合能夠解決這一問題，其主要用于生成具有特定片段結構的聚合物〔89〕。Yuning CHEN等〔68〕采用模板共聚法（圖4），以陰離子型聚丙烯酸鈉為模板，PAM和DAC為單體，在微波輔助下合成了一種新型模板聚合物，其陽離子微嵌段結構具有密集的正電荷，有利于增強電性中和、吸附架橋和抗壓能力，如表2所示，原污泥SRF降低91%，脫水效果優于用傳統方法制得的CPAM。此外，Jiangya MA等〔69〕通過紫外輔助將納米殼聚糖接枝于PAM（NCS-g-PAM）（圖4），電性中和能力得到增強，有效改善絮凝性能。這些合成方法為制備新型高效的PAM提供了新的理論基礎。但是，PAM的分解單體具有神經毒性且不易生物降解的特點，有“三致”風險，因此在未來的研究中需要認真考慮〔11，90-91〕。

3.3 微生物絮凝劑

微生物絮凝劑因其易生物降解且無二次污染而備受關注〔92〕，微生物絮凝劑可分為：菌株本身、細菌合成物、細菌胞外分泌物、基因克隆技術重組獲得的微生物絮凝劑。目前國內外已發現100多種微生物絮凝劑產生菌〔93〕。如表3所示，盡管微生物絮凝劑能有效改善污泥脫水性能，但是現階段微生物絮凝劑用于污泥脫水方面的研究還相對匱乏。近年，H.N.S.MOHAMED等〔94〕利 用 楊 氏 檸 檬 酸 桿 菌（Citrobacter youngaeGTC01314）制 得 微 生 物 絮 凝劑BF01314，用其調理后SRF和CST分別降低96%、64%。與殼聚糖類似，BF01314所含有的羥基、酰胺和氨基能夠提供充足的結合位點和強大的范德華力用于吸附架橋作用；史佳晟等〔95〕發現經絲狀真菌（Talaromyces flavusS1）處理后CST降低41%，主要是由于真菌的生長利用了污泥中的有機物，生成的真菌污泥顆粒使得污泥粒徑變大；Junyuan GUO等〔96〕研究顯示紅串紅球菌（Rhodococcus erythropolis）調理后的污泥SRF降低57%，在此基礎上加入PAC能使SRF進一步降低，同樣有研究發現巨大芽孢桿菌（Bacillus megaterium）與PAC聯用使SRF、CST分別降低81%、71%，進一步提升污泥脫水效率〔30〕；M.B.KURADE等〔97〕從厭氧消化污泥中分離得到鐵氧化細菌（Acidithiobacillus ferrooxidansANYL-1）能使污泥的CST、SRF分別降低74%、89%。

表3 不同微生物絮凝劑的污泥脫水性能Table 3 Sludge dewatering performance of different bioflocculants

目前我國對于微生物絮凝劑的研發正處于高速發展的階段，具有巨大的應用潛力。但是，微生物絮凝劑生產價格昂貴、穩定性差、運輸貯存困難，且單一微生物菌種的絮凝劑產量低〔98〕。此外，作為第三代新型絮凝劑，對其應用缺乏相應的安全性評價體系。這些問題導致微生物絮凝劑尚未實現大規模應用，還需對其生產工藝進一步改進，以培育高效的產絮凝劑工程菌。

4 聯合調理技術

圖5總結了絮凝與各類調理技術的聯合技術〔99-102〕，表4列舉了絮凝與其他調理技術聯用對污泥脫水性能的影響。

表4 絮凝與其他調理技術聯用對污泥脫水性能的影響Table 4 Effect of flocculation in combination with other conditioning techniques on sludge dewatering performance

4.1 絮凝劑與物理調理技術聯合

4.1.1 絮凝聯合熱水解調理技術

絮凝聯合熱水解調理技術主要是通過熱效應促使污泥EPS和細胞壁破碎，強化大分子有機物的釋放及水解，并利用絮凝劑將其聚集沉淀的過程〔115〕。M.HASSANPOUR等〔116〕研發了熱水解輔助FeCl3污泥脫水工藝。與單獨使用FeCl3調理的污泥相比，聯合調理后污泥含水率進一步降低11%。這是由于在熱水解輔助下，Fe3+能夠生成羥基氧化鐵納米顆粒，并通過骨架構建效應及吸附共沉淀改善污泥脫水性能。由表4可知，Yi HAN等〔103〕發現FeCl3和鋼渣粉聯合熱水解調理能夠使污泥CST降低98%，因為熱水解增強了FeCl3的水解和無機顆粒的分散。Renjie CHEN等〔99〕以單寧酸作為絮凝劑，通過聯合熱水解技術破壞污泥蛋白質結構（圖5），從而產生更多疏水結合位點與單寧酸相結合，調理后SRF降低92%（表4），顯著提升污泥脫水性能。然而對于EPS-單寧酸相互作用模式和結合能力的影響因素目前還尚不明確，對其深入探究有利于絮凝聯合熱水解技術進一步推廣應用。

4.1.2 絮凝聯合電化學調理技術

電化學技術包括電滲析、電絮凝、電氧化等多種方法。其中加壓垂直電滲脫水方法（PVEOD）是通過壓力和電場的雙重作用實現污泥深度脫水，但高電阻抑制了該技術在污泥脫水領域的應用。Meiqiang CAI等〔100〕發現CPAM與PVEOD對污泥脫水有協同作用，調理后SRF降低63%（表4）。這是由于CPAM能有效增強電滲流和傳輸，促進EPS解體后再絮凝，進而在污泥餅中形成通道，利于水分流出（圖5）。但是，過量CPAM容易誘導產生交聯CPAM分子并嵌入污泥絮凝物，進而抑制電化學作用，因此需精確控制其投加量。另一種較新穎的電絮凝技術綜合了絮凝法與氧化法，兼具電場破解污泥和絮凝劑強化污泥顆粒脫穩沉淀的雙重作用。與傳統化學絮凝法相比，在其雙重作用下，污泥能夠實現更高程度的破解且絮凝效果更加顯著〔104〕。若將電絮凝與其他工藝聯用能在更短的時間內，以更低的成本實現更有效的污泥脫水〔117〕。為了進一步降低成本，可以考慮用太陽能代替傳統電絮凝系統中的電源。

4.1.3 絮凝聯合超聲調理技術

超聲技術主要是促進污泥解體，從而釋放污泥絮體中的EPS和水〔118〕。Yahong YANG等〔105〕指出超聲、殼聚糖和污泥基生物炭聯合調理后，SRF和CST分別降低了92%和78%（表4）。這主要由于超聲破壞了細胞和EPS結構，從而釋放胞內物質和帶負電的基團，為殼聚糖提供了更多的結合位點；而生物炭在吸附S-EPS中的親水物質的同時起到骨架建構劑作用，二者協同作用有效提高污泥的脫水能力。此外，R.BARATI RASHVANLOU等〔106〕發現，超聲與石灰和FeCl3調理后的污泥絮體具備多孔結構和低壓縮性，脫水效率顯著提升。但是在實際操作過程中應控制超聲強度，防止松散絮體過于破碎，不利于其沉降去除〔119〕。

4.1.4 絮凝聯合骨架助劑調理技術

骨架助劑主要包括碳基材料（煤灰、生物質材料等）和礦物材料（CaO、粉煤灰等工業材料）。絮體在高壓下易發生形變，而骨架助劑能在其中形成結實骨架，使絮體保持多孔結構，促進水分釋放（圖5）〔101-120〕。此外，骨架助劑還能發揮絮凝作用〔121-122〕。Z.JONATHAN等〔123〕指出CaO的加入能夠提升污泥脫水性能。因為CaO水解生成氫氧化鈣，通過其破解細胞壁、膠質層發揮脫水作用〔108〕。但是，單獨使用CaO易造成投加量大、泥餅增容等問題〔108〕。將CaO與鐵鹽聯用能使SRF降低86%，這是由于CaO作為骨架助劑能提高污泥pH，增強鐵鹽水解絮凝作用；還能被腐殖酸吸附形成多孔網格狀骨架，為深度脫水提供輸送通道；同時破壞以蛋白質為基礎的細胞組織與油質，釋放結合水〔107，124-126〕。目前，污水處理廠普遍采用CaO、FeCl3和CPAM聯用調理污泥〔127〕。Jiahua XIA等〔109〕發 現 投 加10 g/g DS（干 固體）的粉煤灰時達到最佳脫水效果，若繼續投加粉煤灰脫水效果甚微，但與PAC或聚合硫酸鹽聯用，與原污泥相比SRF均降低98%（表4）。這是由于絮凝劑能夠使絮體脫穩，相互碰撞形成較大絮體，而粉煤灰為深度脫水提供濾水通道。劉力榮等〔108〕發現CaO、粉煤灰和CPAM聯用能使SRF和CST分別降低99.6%和58.9%，顯著提高污泥脫水效果，并大幅降低絮凝劑用量。Ganpei TIAN等〔101〕指出，鋁銨增強劑與鋸末聯用能夠導致SRF和CST分別降低90%和73%（表4），且運行成本較低。與單一絮凝劑相比，與骨架助劑聯用能有效減少絮凝劑投加量，增加絮體粒徑，優化脫水效果。除此之外，還可以對骨架助劑進行改性，以達到更低壓縮性和更高滲透度的污泥濾餅，如使用FeCl3改性后的稻殼生物炭，不僅可以發揮骨架助劑作用，因其所帶正電荷能夠進一步提高電中和效果，調理后污泥SRF降低98%，顯著提升污泥脫水性能〔110〕。

4.2 絮凝劑與化學生物調理技術聯合

4.2.1 絮凝聯合氧化法調理技術

Fenton技術是目前較常用的高級氧化技術之一。該技術產生的羥基自由基（·OH）可有效降解EPS，并在絮凝劑輔助下提高脫水污泥性能，特別是鐵鹽絮凝劑中的Fe3+同時具有氧化與絮凝作用，能進 一 步 強 化 污 泥 脫 水〔128〕。Zhan CHEN等〔111〕指出CaO2與PAC、FeCl3和PAM聯用后，SRF分別降低97%、87%和99%（表4），顯著低于單獨使用時的脫水效果。這是由于CaO2能夠將結合水轉化為自由水，且絮凝劑優化的電中和特性和水解構建的骨架結構能顯著增強污泥脫水能力。

4.2.2 絮凝聯合酶調理技術

S.BONILLA等〔129〕證實溶菌酶有助于絮凝，當其投加質量分數為15%時污泥脫水效果最佳，處理后的污泥CST減低36%。在此基礎上，研究發現絮凝劑和溶菌酶聯用能同時提高污泥沉降性能和脫水速度〔112，114〕（表4）。最優添加順序為先添加絮凝劑后添加溶菌酶〔113〕。這可能是由于經絮凝劑調理后，污泥已形成較大的絮體顆粒，溶菌酶在不破壞絮凝劑形成的吸附架橋結構條件下，促進污泥細胞內水分釋放。此外，Zhan CHEN等〔102〕指出污泥經酶調理后釋放大量生物聚合物，容易導致污泥過濾性降低。FeCl3不僅可重構致密的絮體結構，同時還能去除生物聚合物（圖5），因此酶處理后PAC和FeCl3濾餅含水率低于未添加酶的對照。目前關于絮凝聯合酶技術的研究較少，未來應多加強此方向的研究。

5 結論與展望

污泥是污水生物處理過程產生的主要副產物，因結構復雜且含有大量親水性物質導致其脫水困難。絮凝是一種沉降快速、操作簡便、脫水效果好、經濟效益高的污泥脫水技術。闡述了不同絮凝劑的組成、優缺點、作用機理及在污泥脫水應用中的研究進展。雖然絮凝技術經過長時間的發展已經相對成熟，但在脫水應用過程中仍存在一定短板，未來可從以下方面進行深入研究。

1）鋁鹽和鐵鹽絮凝劑脫水后的污泥如不進行有效的后續處理，殘留鋁鹽和鐵鹽會對環境造成潛在的二次污染。因此，脫水污泥的資源化和無害化仍需深入研究。對于新型鈦鹽和鈉鹽，還需在進一步優化實驗參數和使用條件，明確不同金屬離子及其賦存形態對于改變污泥絮體結構的具體影響和作用機制。此外，還需要進一步優化高分子絮凝劑的合成工藝，厘清高分子絮凝劑結構與污泥脫水性能之間相關性和作用機理。

2）利用先進的誘變育種和基因工程技術培養特定高效的工程菌株，篩選出培養成本低、適用范圍廣、處理時間較短、絮凝效果好的微生物絮凝劑。在此基礎上，建立智能化菌種及其基因資源庫，因“泥”制宜選取菌種以制備高效的微生物絮凝劑，提高污泥脫水效率。在測試微生物絮凝劑的污泥脫水效果時，可以引入智能設備與自動化算法，便于控制環境因素、實現定時定量加入、自動表征絮凝結果。

3）綜合考慮各類絮凝劑的優勢，制備具有高效脫水性能的復合絮凝劑，深入研究新型復合絮凝劑與傳統或新型污泥調理技術的聯用潛力，強化對復合調理技術的協同機理研究，對其工程化推廣應用具有重要的現實意義。