污泥脱水絮凝剂的研究进展及应用探索

张 洁，赖 月，杨朝辉，林 皓，周顺桂，叶 捷，刘昌庚，3

（1.福建农林大学资源与环境学院，福建福州 350002；2.武夷学院生态与资源工程学院，福建武夷山 354300；3.攀枝花学院生物与化学工程学院，四川攀枝花 617000）

活性污泥法是污水生物处理最常用的方法之一，其在高效处理污水的同时会产生大量富含有机物和氮、磷等营养物质的剩余污泥〔1〕。由于这些污泥颗粒具有高含水率特性（65%～99%），容易造成运输困难、资源化利用成本高、热值低等问题，因此脱水是污泥处理处置的重要步骤〔2〕。胞外聚合物（Extracellular polymeric substances，EPS）是污泥中 的重要组成部分，也是决定污泥脱水性能的关键因素之一〔3-5〕。这是因为紧密包覆于污泥颗粒表面的EPS主要是由含有大量亲水基团的蛋白质和多糖组成，两者的含量及比例与污泥脱水性能密切相关〔6〕。

目前，常用的污泥深度脱水的流程主要分为：浓缩、调理、脱水、干燥〔7〕。由于调理能够显著改变污泥絮体的沉降性及可压缩性，因此是强化污泥脱水的关键〔8〕。调理过程主要是通过向污泥中外加能量或化学试剂等手段破坏污泥絮体表面EPS亲水性结构，从而改变胞内及胞外水分子的赋存形态，进而降低污泥含水率。调理方法通常可分为物理法（骨架建构剂、超声、电渗析、热水解等）以及化学法（絮凝、氧化法等）和生物法（生物沥浸、酶等）三大类〔9-10〕。其中絮凝调理因投加设备简单、操作简便、经济高效等优势得到广泛应用〔3〕。

笔者阐述了不同絮凝剂的分类、优缺点、相关絮凝机理及其发展时间线，然后系统归纳了各类新型絮凝剂的制备策略及在污泥脱水中的应用探索，最后探讨了污泥脱水絮凝剂未来的发展方向及前景，以期为实现污泥高效脱水提供参考。

1 絮凝剂分类

絮凝剂根据其来源及性质可分为〔11〕：无机絮凝剂、有机高分子絮凝剂、微生物絮凝剂。无机絮凝剂主要包括常用的铝盐、铁盐和新型的钛盐、钠盐等。有机高分子絮凝剂主要为天然或人工合成的有机高分子物质，包括聚丙烯酰胺（PAM）、聚乙烯亚胺（PEI）等〔12〕。微生物絮凝剂是由微生物或其分泌产生的代谢产物组成，主要是利用微生物技术制备而成的具有生物分解性和安全性的絮凝剂〔13〕。无机絮凝剂和人工合成有机高分子絮凝剂是目前最常用的絮凝剂〔14〕。

图1比较了不同絮凝剂在污泥脱水中的优缺点。

图1 不同絮凝剂在污泥脱水应用过程中的优缺点Fig.1 Advantages and disadvantages of different flocculants during sludge dewatering

如图1所示，无机絮凝剂虽廉价易得，且脱水效率、反应速度尚可，但存在适用程度低、环境毒性大等问题〔15〕。人工合成有机高分子絮凝剂在反应速率、脱水效率等方面具有显著优势，但其运行成本较高且毒性较大〔16〕。相比之下，天然有机高分子絮凝剂具有廉价易得、环境毒性低、脱水效果好等优势，但也存在反应速率慢、适用程度不高等缺陷〔17〕。相对而言，微生物絮凝剂作为一种新型的絮凝剂，其环境毒性低、脱水效果较好，但通常需较长反应时间，且对运行环境要求严格，运行成本高〔18-19〕。鉴于不同类型絮凝剂的优势和劣势，开发制备新型的污泥脱水絮凝剂是目前的重点研究方向之一。

2 絮凝理论发展历程

自20世纪以来，研究学者先后提出了不同的絮凝理论，其发展历程大致可分为3个阶段〔20〕：20世纪20年代，O.STERN研究组在M.GOUY研究组提出的双电层模型的基础上加以改进，形成压缩双电层机理〔21-22〕。随后，基于絮凝过程中的化学作用机制，研究者又相继提出了电性中和与吸附架桥理论〔23-24〕。20世纪60年代以来，高分子絮凝剂及其机理研究得到了进一步发展，形成了网捕卷扫等理论〔25〕（图2）。总体而言，压缩双电层与电性中和过程主要是通过减少静电斥力从而缩小颗粒间距离，而吸附架桥与网捕卷扫作用则是通过增大污泥絮体实现聚沉分离。一般而言，絮凝过程通常是由多种机理协同促进的结果，但在特定条件下通常以某一作用机理为主〔26〕。

图2 絮凝机制及其发展时间轴Fig.2 Flocculation mechanisms and their development timeline

3 絮凝剂在污泥脱水中的研究进展

3.1 无机絮凝剂

典型无机絮凝剂污泥脱水机理见图3〔27-30〕，表1列举了不同无机絮凝剂的污泥脱水性能。

表1 不同无机絮凝剂的污泥脱水性能Table 1 Sludge dewatering performance of different inorganic flocculants

图3 典型无机絮凝剂污泥脱水机理Fig.3 Sludge dewatering mechanisms of typical inorganic flocculants

铝盐是最早使用的无机絮凝剂之一〔42〕。传统的铝盐絮凝剂（如氯化铝）分子质量较低，存在投加量大、沉降性差等缺点〔43〕。因此，聚合无机絮凝剂如聚合氯化铝（PAC）得到快速发展，其具有适应范围广、脱水效果好等优势〔44〕，其主要絮凝机制是电中和与吸附架桥作用〔27〕（图3）。Peng YANG等〔45〕指出使用增稠剂可进一步减少污泥脱水过程中PAC投加量，降低运行成本。PAC中高聚物铝和中聚物铝对污泥性能改善的贡献大于单体形态铝。这是由于污泥经聚合形态铝调理后，其絮体的致密性和孔隙结构的丰富度显著提高，不仅表现出更好的电中和能力，而且能够发挥骨架构建体作用促进污泥脱水〔46〕。随着碱度增加，PAC中羟基铝的优势形态会发生转变，络合与电中和能力减弱，脱水性能降低〔45〕。另外，聚合铝硅絮凝剂同样具有优越的污泥调理效果，其调理后毛细吸附时间（capillary suction time，CST）比同剂量的PAC增加28%（表1），这是因为PAC中添加硅可增加网链长度，促进多孔结构形成，强化吸附架桥能力〔33〕。

铁盐是一种常见的无机絮凝剂，被广泛应用于污泥脱水。Jialin LIANG等〔35〕研究指出在相同投加量条件下，铁盐的污泥脱水效率比铝盐提高了29%。这是由于FeCl3等铁盐水解形成的Fe（OH）3能够通过快速中和污泥表面电荷，从而将较小的污泥颗粒凝聚成大颗粒。此外，Fe（OH）3对EPS中的蛋白质和多糖具有较强的吸附力，从而促进EPS中结合水的有效释放〔35〕。铁盐与其他物质复合能进一步提高其污泥脱水性能。Huanlong PENG等〔47〕指出，复合铝铁淀粉絮凝剂（CAFS）的污泥脱水能力优于单独的PAC和FeCl3，这可能是由于CAFS中的阳离子基团和淀粉网链能够协同降低污泥可压缩性，并提高其吸附能力。最近，Lixin LI等〔28〕发现聚丙烯酰胺-氯化铁（PAM-FeCl3）能够形成以Fe（OH）3为核、PAM链为臂的星型杂化聚物。通过Fe3+的电荷作用和PAM的长链架桥作用，有效破碎污泥絮体，进而形成较大絮状物（图3），从而使污泥比阻（specific resistance to filtration，SRF）降低97%（表1）。此外，PAM-FeCl3具有显著的成本优势，其成本仅为阳离子聚丙烯酰胺（CAPM）的67%，具有巨大的应用潜力。

钛盐絮凝剂因其环境友好而在近年来受到研究者的广泛关注〔48-50〕，特别是其反应产物可用于制备常用的二氧化钛（TiO2）光催化剂，有效降低了二次环境污染的风险〔51〕。但是，钛盐在水解过程中会释放出大量H+，从而导致出水pH较低，水质稳定性变差〔52-53〕。该劣势可由聚合钛絮凝剂有效弥补〔54〕。如表1所示，聚合四氯化钛调理后SRF比四氯化钛降低约17%〔38〕。这是因为通过预水解法制得的聚合钛絮凝剂能够显著减少H+释放量，延长储存时间〔55〕。然而聚合钛絮凝剂在储存过程中仍会进一步水解，从而影响其絮凝性能。复合钛絮凝剂为解决该问题提供了契机。复合钛絮凝剂主要是将聚合钛絮凝剂与其他不同类型的絮凝剂复合制备形成。例如，可以将聚合钛絮凝剂与金属盐复合，制得聚钛铁硫酸盐〔56〕、聚钛铝硫酸盐〔29〕（图3）和聚钛铝镁氯化物〔57〕等，不仅降低了聚合钛絮凝剂的成本，还能优势互补，提高其絮凝性能。除金属盐外，聚硅酸和有机聚合物也用于制备复合钛絮凝剂〔58〕。与天然高分子絮凝剂制得的复合钛絮凝剂使污泥CST降低54%〔41〕。此外，纳米颗粒材料能够起到骨架助剂作用，进而与钛盐高效复合〔59〕。使用溶胶-凝胶法制备的复合钛絮凝剂可长时间稳定储存，调理后污泥SRF降低96%〔60〕。

钠盐絮凝剂是一种新型的无机絮凝剂，其能够通过改变污泥的流变参数，进而影响脱水性能〔61〕。Wei LIN等〔30〕发现，低浓度（80 mmol/L）钠盐能够使SRF降低约45%（表1）。这是因为钠盐能够改变EPS中蛋白质的二级结构与官能团，提高EPS的疏水性，从而促进EPS中结合水的高效释放〔62-63〕（图3）。但是过高浓度钠盐（160 mmol/L）会导致污泥Zeta电位为正值，不利于污泥脱水〔30〕。目前钠盐絮凝剂主要与电渗析工艺联用，如电脱水中使用硫酸钠促进污泥中水分子的迁移〔64〕。与其他无机絮凝剂相比，钠盐絮凝剂更为经济与环保，且能够促进磷和氨氮的释放，因此在强化污泥脱水的同时能够促进资源循环利用〔65〕。

3.2 有机絮凝剂

典型有机絮凝剂合成方法见图4〔66-69〕，表2列举了不同有机絮凝剂的污泥脱水性能。

表2 不同有机絮凝剂的污泥脱水性能Table 2 Sludge dewatering performance of different organic flocculants

图4 典型有机絮凝剂合成方法Fig.4 Typical synthesis methods of organic flocculants

天然高分子化合物可直接作为絮凝剂〔78〕。例如，B.A.OMAR等〔66〕成 功 以 克 氏 原 螯 虾 残渣为原料，利用化学脱色提纯法制备的高纯度壳聚糖显著改善污泥脱水性能（图4）。但是，天然高分子絮凝剂普遍存在分子质量低、电荷密度有限、易生物降解而失活等缺点〔79〕。以天然高分子化合物为主链，通过接枝共聚法聚合所需单体或官能团，能够有效克服天然高分子絮凝剂的缺陷〔67〕（图4）。例如将金属阳离子引入壳聚糖中后制得的絮凝剂能够使污泥CST和SRF分别降低90%和97%，显著改善污泥脱水性能〔70〕。Danfeng WANG等〔16〕通过超声辅助将单体二甲基二烯丙基氯化铵（DMDAAC）接枝于壳聚糖，合成了一种无毒、高效、易生物降解的阳离子絮凝剂（CS-g-PDMDAAC），其具备碳链网状结构及丰富的通道和孔隙，调理后原污泥SRF降低88%，污泥脱水性能优于单独的PAC、PAM及壳聚糖等。Yongzhi LIU等〔72〕采用紫外辅助合成了兼具疏水性与亲水性的新型壳聚糖基絮凝剂（CS-g-PAO）。该絮凝剂在低剂量、宽pH范围内具有优异的脱水性能，滤饼含水率可从95%降至78%，SRF和CST分别降低90%和95%（表2）。这不仅是由于CS-g-PAO中带正电的季铵基和氨基能够增强电性中和作用，还归因于其具备很强的疏水缔合作用和表面活性，两者协同有效提升污泥脱水性能。

人工合成高分子絮凝剂在污泥脱水中的应用最为广泛。Houfeng WANG等〔80〕认为污泥的固液分离取决于其物理性质而非生化性质。聚丙烯酰胺（PAM）优越的污泥脱水性能主要是由于其能够改变污泥的物理性质，如使污泥最大剪切应力和流动获得的屈服应力增大，从而提升了污泥絮体强度。但是，PAM也会导致污泥中形成具有很强保水能力的网状结构絮体，从而降低污泥脱水效率〔40〕。将疏水基团接枝到PAM中能有效解决此问题。这主要由于疏水基团将发挥疏水排斥作用，减少污泥与表面吸附水的结合〔81-82〕。根据PAM分子链上所带电荷差异，可分为阳离子型PAM（CPAM）、阴离子型PAM、两性型PAM和非离子型PAM〔83〕。其中CPAM具有阳离子单体量和相对分子质量可控、阳离子结构单元稳定、正电荷密度高等优势，因而在污泥脱水中实际应用最广泛且占据重要地位〔84-86〕。CPAM的絮凝效果取决于自身属性，如阳离子单体量和相对分子质量越大，意味着CPAM电性越高，能发挥较强的电中和与吸附架桥作用，从而提升污泥脱水性能〔87-88〕。传统的CPAM制备主要由丙烯酰胺和阳离子单体（如丙烯酰氧基三甲基氯化铵，DAC）聚合而成。由于该制备过程无法严格控制阳离子单体分布和其精确排列，从而容易导致电性中和与吸附作用较弱。近年研究表明，模板聚合能够解决这一问题，其主要用于生成具有特定片段结构的聚合物〔89〕。Yuning CHEN等〔68〕采用模板共聚法（图4），以阴离子型聚丙烯酸钠为模板，PAM和DAC为单体，在微波辅助下合成了一种新型模板聚合物，其阳离子微嵌段结构具有密集的正电荷，有利于增强电性中和、吸附架桥和抗压能力，如表2所示，原污泥SRF降低91%，脱水效果优于用传统方法制得的CPAM。此外，Jiangya MA等〔69〕通过紫外辅助将纳米壳聚糖接枝于PAM（NCS-g-PAM）（图4），电性中和能力得到增强，有效改善絮凝性能。这些合成方法为制备新型高效的PAM提供了新的理论基础。但是，PAM的分解单体具有神经毒性且不易生物降解的特点，有“三致”风险，因此在未来的研究中需要认真考虑〔11，90-91〕。

3.3 微生物絮凝剂

微生物絮凝剂因其易生物降解且无二次污染而备受关注〔92〕，微生物絮凝剂可分为：菌株本身、细菌合成物、细菌胞外分泌物、基因克隆技术重组获得的微生物絮凝剂。目前国内外已发现100多种微生物絮凝剂产生菌〔93〕。如表3所示，尽管微生物絮凝剂能有效改善污泥脱水性能，但是现阶段微生物絮凝剂用于污泥脱水方面的研究还相对匮乏。近年，H.N.S.MOHAMED等〔94〕利 用 杨 氏 柠 檬 酸 杆 菌（Citrobacter youngaeGTC01314）制 得 微 生 物 絮 凝剂BF01314，用其调理后SRF和CST分别降低96%、64%。与壳聚糖类似，BF01314所含有的羟基、酰胺和氨基能够提供充足的结合位点和强大的范德华力用于吸附架桥作用；史佳晟等〔95〕发现经丝状真菌（Talaromyces flavusS1）处理后CST降低41%，主要是由于真菌的生长利用了污泥中的有机物，生成的真菌污泥颗粒使得污泥粒径变大；Junyuan GUO等〔96〕研究显示红串红球菌（Rhodococcus erythropolis）调理后的污泥SRF降低57%，在此基础上加入PAC能使SRF进一步降低，同样有研究发现巨大芽孢杆菌（Bacillus megaterium）与PAC联用使SRF、CST分别降低81%、71%，进一步提升污泥脱水效率〔30〕；M.B.KURADE等〔97〕从厌氧消化污泥中分离得到铁氧化细菌（Acidithiobacillus ferrooxidansANYL-1）能使污泥的CST、SRF分别降低74%、89%。

表3 不同微生物絮凝剂的污泥脱水性能Table 3 Sludge dewatering performance of different bioflocculants

目前我国对于微生物絮凝剂的研发正处于高速发展的阶段，具有巨大的应用潜力。但是，微生物絮凝剂生产价格昂贵、稳定性差、运输贮存困难，且单一微生物菌种的絮凝剂产量低〔98〕。此外，作为第三代新型絮凝剂，对其应用缺乏相应的安全性评价体系。这些问题导致微生物絮凝剂尚未实现大规模应用，还需对其生产工艺进一步改进，以培育高效的产絮凝剂工程菌。

4 联合调理技术

图5总结了絮凝与各类调理技术的联合技术〔99-102〕，表4列举了絮凝与其他调理技术联用对污泥脱水性能的影响。

表4 絮凝与其他调理技术联用对污泥脱水性能的影响Table 4 Effect of flocculation in combination with other conditioning techniques on sludge dewatering performance

4.1 絮凝剂与物理调理技术联合

4.1.1 絮凝联合热水解调理技术

絮凝联合热水解调理技术主要是通过热效应促使污泥EPS和细胞壁破碎，强化大分子有机物的释放及水解，并利用絮凝剂将其聚集沉淀的过程〔115〕。M.HASSANPOUR等〔116〕研发了热水解辅助FeCl3污泥脱水工艺。与单独使用FeCl3调理的污泥相比，联合调理后污泥含水率进一步降低11%。这是由于在热水解辅助下，Fe3+能够生成羟基氧化铁纳米颗粒，并通过骨架构建效应及吸附共沉淀改善污泥脱水性能。由表4可知，Yi HAN等〔103〕发现FeCl3和钢渣粉联合热水解调理能够使污泥CST降低98%，因为热水解增强了FeCl3的水解和无机颗粒的分散。Renjie CHEN等〔99〕以单宁酸作为絮凝剂，通过联合热水解技术破坏污泥蛋白质结构（图5），从而产生更多疏水结合位点与单宁酸相结合，调理后SRF降低92%（表4），显著提升污泥脱水性能。然而对于EPS-单宁酸相互作用模式和结合能力的影响因素目前还尚不明确，对其深入探究有利于絮凝联合热水解技术进一步推广应用。

4.1.2 絮凝联合电化学调理技术

电化学技术包括电渗析、电絮凝、电氧化等多种方法。其中加压垂直电渗脱水方法（PVEOD）是通过压力和电场的双重作用实现污泥深度脱水，但高电阻抑制了该技术在污泥脱水领域的应用。Meiqiang CAI等〔100〕发现CPAM与PVEOD对污泥脱水有协同作用，调理后SRF降低63%（表4）。这是由于CPAM能有效增强电渗流和传输，促进EPS解体后再絮凝，进而在污泥饼中形成通道，利于水分流出（图5）。但是，过量CPAM容易诱导产生交联CPAM分子并嵌入污泥絮凝物，进而抑制电化学作用，因此需精确控制其投加量。另一种较新颖的电絮凝技术综合了絮凝法与氧化法，兼具电场破解污泥和絮凝剂强化污泥颗粒脱稳沉淀的双重作用。与传统化学絮凝法相比，在其双重作用下，污泥能够实现更高程度的破解且絮凝效果更加显著〔104〕。若将电絮凝与其他工艺联用能在更短的时间内，以更低的成本实现更有效的污泥脱水〔117〕。为了进一步降低成本，可以考虑用太阳能代替传统电絮凝系统中的电源。

4.1.3 絮凝联合超声调理技术

超声技术主要是促进污泥解体，从而释放污泥絮体中的EPS和水〔118〕。Yahong YANG等〔105〕指出超声、壳聚糖和污泥基生物炭联合调理后，SRF和CST分别降低了92%和78%（表4）。这主要由于超声破坏了细胞和EPS结构，从而释放胞内物质和带负电的基团，为壳聚糖提供了更多的结合位点；而生物炭在吸附S-EPS中的亲水物质的同时起到骨架建构剂作用，二者协同作用有效提高污泥的脱水能力。此外，R.BARATI RASHVANLOU等〔106〕发现，超声与石灰和FeCl3调理后的污泥絮体具备多孔结构和低压缩性，脱水效率显著提升。但是在实际操作过程中应控制超声强度，防止松散絮体过于破碎，不利于其沉降去除〔119〕。

4.1.4 絮凝联合骨架助剂调理技术

骨架助剂主要包括碳基材料（煤灰、生物质材料等）和矿物材料（CaO、粉煤灰等工业材料）。絮体在高压下易发生形变，而骨架助剂能在其中形成结实骨架，使絮体保持多孔结构，促进水分释放（图5）〔101-120〕。此外，骨架助剂还能发挥絮凝作用〔121-122〕。Z.JONATHAN等〔123〕指出CaO的加入能够提升污泥脱水性能。因为CaO水解生成氢氧化钙，通过其破解细胞壁、胶质层发挥脱水作用〔108〕。但是，单独使用CaO易造成投加量大、泥饼增容等问题〔108〕。将CaO与铁盐联用能使SRF降低86%，这是由于CaO作为骨架助剂能提高污泥pH，增强铁盐水解絮凝作用；还能被腐殖酸吸附形成多孔网格状骨架，为深度脱水提供输送通道；同时破坏以蛋白质为基础的细胞组织与油质，释放结合水〔107，124-126〕。目前，污水处理厂普遍采用CaO、FeCl3和CPAM联用调理污泥〔127〕。Jiahua XIA等〔109〕发 现 投 加10 g/g DS（干 固体）的粉煤灰时达到最佳脱水效果，若继续投加粉煤灰脱水效果甚微，但与PAC或聚合硫酸盐联用，与原污泥相比SRF均降低98%（表4）。这是由于絮凝剂能够使絮体脱稳，相互碰撞形成较大絮体，而粉煤灰为深度脱水提供滤水通道。刘力荣等〔108〕发现CaO、粉煤灰和CPAM联用能使SRF和CST分别降低99.6%和58.9%，显著提高污泥脱水效果，并大幅降低絮凝剂用量。Ganpei TIAN等〔101〕指出，铝铵增强剂与锯末联用能够导致SRF和CST分别降低90%和73%（表4），且运行成本较低。与单一絮凝剂相比，与骨架助剂联用能有效减少絮凝剂投加量，增加絮体粒径，优化脱水效果。除此之外，还可以对骨架助剂进行改性，以达到更低压缩性和更高渗透度的污泥滤饼，如使用FeCl3改性后的稻壳生物炭，不仅可以发挥骨架助剂作用，因其所带正电荷能够进一步提高电中和效果，调理后污泥SRF降低98%，显著提升污泥脱水性能〔110〕。

4.2 絮凝剂与化学生物调理技术联合

4.2.1 絮凝联合氧化法调理技术

Fenton技术是目前较常用的高级氧化技术之一。该技术产生的羟基自由基（·OH）可有效降解EPS，并在絮凝剂辅助下提高脱水污泥性能，特别是铁盐絮凝剂中的Fe3+同时具有氧化与絮凝作用，能进 一 步 强 化 污 泥 脱 水〔128〕。Zhan CHEN等〔111〕指出CaO2与PAC、FeCl3和PAM联用后，SRF分别降低97%、87%和99%（表4），显著低于单独使用时的脱水效果。这是由于CaO2能够将结合水转化为自由水，且絮凝剂优化的电中和特性和水解构建的骨架结构能显著增强污泥脱水能力。

4.2.2 絮凝联合酶调理技术

S.BONILLA等〔129〕证实溶菌酶有助于絮凝，当其投加质量分数为15%时污泥脱水效果最佳，处理后的污泥CST减低36%。在此基础上，研究发现絮凝剂和溶菌酶联用能同时提高污泥沉降性能和脱水速度〔112，114〕（表4）。最优添加顺序为先添加絮凝剂后添加溶菌酶〔113〕。这可能是由于经絮凝剂调理后，污泥已形成较大的絮体颗粒，溶菌酶在不破坏絮凝剂形成的吸附架桥结构条件下，促进污泥细胞内水分释放。此外，Zhan CHEN等〔102〕指出污泥经酶调理后释放大量生物聚合物，容易导致污泥过滤性降低。FeCl3不仅可重构致密的絮体结构，同时还能去除生物聚合物（图5），因此酶处理后PAC和FeCl3滤饼含水率低于未添加酶的对照。目前关于絮凝联合酶技术的研究较少，未来应多加强此方向的研究。

5 结论与展望

污泥是污水生物处理过程产生的主要副产物，因结构复杂且含有大量亲水性物质导致其脱水困难。絮凝是一种沉降快速、操作简便、脱水效果好、经济效益高的污泥脱水技术。阐述了不同絮凝剂的组成、优缺点、作用机理及在污泥脱水应用中的研究进展。虽然絮凝技术经过长时间的发展已经相对成熟，但在脱水应用过程中仍存在一定短板，未来可从以下方面进行深入研究。

1）铝盐和铁盐絮凝剂脱水后的污泥如不进行有效的后续处理，残留铝盐和铁盐会对环境造成潜在的二次污染。因此，脱水污泥的资源化和无害化仍需深入研究。对于新型钛盐和钠盐，还需在进一步优化实验参数和使用条件，明确不同金属离子及其赋存形态对于改变污泥絮体结构的具体影响和作用机制。此外，还需要进一步优化高分子絮凝剂的合成工艺，厘清高分子絮凝剂结构与污泥脱水性能之间相关性和作用机理。

2）利用先进的诱变育种和基因工程技术培养特定高效的工程菌株，筛选出培养成本低、适用范围广、处理时间较短、絮凝效果好的微生物絮凝剂。在此基础上，建立智能化菌种及其基因资源库，因“泥”制宜选取菌种以制备高效的微生物絮凝剂，提高污泥脱水效率。在测试微生物絮凝剂的污泥脱水效果时，可以引入智能设备与自动化算法，便于控制环境因素、实现定时定量加入、自动表征絮凝结果。

3）综合考虑各类絮凝剂的优势，制备具有高效脱水性能的复合絮凝剂，深入研究新型复合絮凝剂与传统或新型污泥调理技术的联用潜力，强化对复合调理技术的协同机理研究，对其工程化推广应用具有重要的现实意义。