综述：为提高脱水性能而进行的污泥调理：关键因素、重要方法、处置后途径以及人工智能整合的综述

《Water Research X》：Waste sludge conditioning for the enhanced dewaterability: A review of key factors, significant methods, post-disposal paths, and artificial intelligence integration

　　李文豪|方宁|张俊峰|余亚琳|王先凯|葛东东
中国三峡集团公司，长江经济带生态环境国家工程研究中心，武汉430014，中国

摘要
大量污泥（WS）已成为中国面临的重要挑战，并引发了广泛关注。污泥脱水是减少污泥体积的关键步骤，目前已成为污泥处理和管理的重点。本文回顾了影响污泥脱水性的关键因素、重要的污泥调理方法、污泥脱水后的典型处理方式以及人工智能（AI）集成技术的应用。ζ电位、粒径、流变行为、疏水性、胞外聚合物物质（EPS）（包括组成和含量、空间构象、分子量和荧光成分）、官能团以及絮体形态共同决定了污泥的脱水性。特别是EPS的性质被认为是控制污泥脱水性的核心因素。本文综合讨论了各种物理、化学和生物调理方法，并指出结合多种调理技术的效果更佳。关于脱水后的处理，滤液适合作为碳源重新投入生物池，同时氮（N）和磷（P）也可以得到回收。针对中国不同地区的污泥最终处置，本文提出了基于当地情况的建议，未来焚烧和土地利用将是主流处理方式。目前，快速、高效且集成AI的污泥深度脱水技术在中国仍面临挑战。

1. 引言
截至2024年，中国国家城市排水和污水处理系统中共有3057座污水处理厂（WTPs），年产生干污泥量达到1279万吨（MOHURC 2025）。这一数量远超德国和西班牙等国家的平均水平，后两国的年污泥产量分别为约223万吨和146.5万吨（Hou等人，2024年）。解决如此大量污泥带来的环境问题是一项紧迫的任务（Cai等人，2018b；Hu等人，2018年）。污泥中含有约2500-5000毫克/升的悬浮固体，其含水量高达99.5%以上，即使经过重力沉淀后，含水量仍能达到97%（Cai等人，2019年）。由于污泥具有高度亲水性的生物胶体和复杂的凝胶状结构，水分难以去除，因此实现低体积、低运输成本和高热值的污泥处理一直是难题（Ge等人，2019b；Neyens等人，2004年）。通常，结合水、间隙水和结合水共同构成了污泥中的束缚水（Lee和Lee，1995年），与自由水相比，束缚水需要更多的能量来脱水（Neyens和Baeyens，2003年）。束缚水的含量可以通过离心（Jin等人，2004年）、差热分析（DTA）（Katsiris和Kouzeli-Katsiri，1987年）和膨胀法（Colin和Gazbar，1995年）来确定。此外，低场核磁共振（NMR）能够显示污泥的T2分布谱，其中不同峰对应于固态水、结合水（界面水）、间隙水和游离水（Wu等人，2019年）。

为了表征污泥的脱水性，常使用毛细吸力时间（CST）和过滤比电阻（SRF）来表示污泥的过滤性能（Chen等人，2001年），而污泥饼的含水量（Wc）则通过离心、压滤或真空过滤等机械脱水方法来衡量最终的脱水效果（Bennamoun，2012年）。污泥的脱水性受其复杂的物理化学性质影响，尤其是由大量带电颗粒组成的污泥基质。未经预处理的污泥经机械脱水后的含水量通常仍高于80%。这是因为当含水量降至80%以下时，污泥的结合强度会迅速增加（Wang等人，2010年）。细菌细胞能够抵抗压力，直到应力低于细胞壁的强度（Neyens和Baeyens，2003年）。将污泥的含水量降至50%对于提高其处理效率至关重要（Hao等人，2019年；Wang等人，2010年）。迄今为止，已经开发出多种物理、化学和生物方法来改善污泥的脱水性（Cai等人，2018a；Cai等人，2018b；Liu等人，2016a；Zhang等人，2018年；Zhang等人，2014年）。

本文全面回顾了影响污泥脱水性的关键内在因素，讨论了提高脱水性的各种方法及其调理机制，简要介绍了污泥脱水后滤液和污泥饼的典型处理方式，并初步探讨了人工智能（AI）在污泥脱水中的应用，总结了主要策略、面临的挑战及未来发展趋势。

2. 影响污泥脱水性的关键因素
众所周知，污泥是一个巨大的胶体网络，其中含有大量病原体、有机污染物和无机颗粒（Christensen等人，2015年）。污泥复杂的、多变的固有特性决定了其脱水性。常见的关键因素包括ζ电位、粒径、流变行为、疏水性、胞外聚合物物质（EPS）、官能团以及絮体形态。

2.1 ζ电位
ζ电位或表面电荷对污泥絮体的形成和稳定性至关重要。污泥絮体表面通常带有负ζ电位（Liu和Fang，2003年），这是由微生物、胞外生物聚合物和矿物颗粒之间的物理化学相互作用引起的（Neyens和Baeyens，2003年）。ζ电位用于衡量污泥中胶体基质的稳定性，它取决于EPS表面的带电基团，这些基团会影响污泥颗粒的聚集和沉降（Pan等人，2024b；Wei等人，2020年）。ζ电位的增加与EPS电荷的增加相关（R2 = 0.61），这与EPS总量（R2 = 0.76）、EPS腐殖质（R2 = 0.78）和EPS蛋白质（R2 = 0.52）有关（Mikkelsen和Keiding，2002年）。聚合物的电荷量也与渗透效应有关（Mikkelsen和Keiding，2002年）。SRF与ζ电位有很好的相关性（Zhang等人，2014年）。一般来说，具有负ζ电位的释放生物聚合物会降低污泥的脱水性（Liu等人，2016a）。蛋白质/多糖比例越高，ζ电位也越高（Yuan和Wang，2013年）。ζ电位还与pH值有关，pH值升高时ζ电位降低（Yuan和Wang，2013年）。

2.2 粒径
粒径分布是影响脱水性的重要因素之一。小颗粒聚集后，污泥絮体尺寸增大，从而加快了污泥与水的分离。脱水性差的污泥中含有较多超胶体（1-100 μm），这会导致过滤阻力增加（Karr和Keinath，1978年）。较大的颗粒尺寸有利于提高过滤性和压实性（Cetin和Erdincler，2004年）。蛋白质降解会影响平均粒径，进而影响CST（R = -0.69，p = 0.00）（Shao等人，2009年）。Ward等人首次证明粒径分布是控制污泥脱水性的关键因素，尤其是小颗粒（< 10 μm）的比例，这与污泥稳定性密切相关（Ward等人，2023年）。

2.3 流变行为
污泥通常被视为非牛顿流体，其流变性质取决于剪切率和时间（Laera等人，2007年）。对于非牛顿流体，粘度可能随剪切力减小而降低。流变参数（如粘度和流变图峰值）可以用来估计无机污泥的脱水性，但无法直接应用于有机污泥。最低的污泥粘度意味着最低的CST和SRF，流变图峰值可以确定最佳的混凝条件（Hou和Li，2003年）。高粘度意味着高污泥体积指数和低沉降速度（Jin等人，2003年）。污泥粘度显著不利于提高脱水性（Zhen等人，2012c）。随着温度的升高，EPS的表观粘度在40-60°C范围内降低并趋于稳定（Yuan和Wang，2013年）。经过超声波和热处理的污泥样品粘度降低且具有触变性，污泥饼的固体含量增加；相反，碱性调理也会导致粘度和触变性降低，但脱水效果不佳（Ruiz-Hernando等人，2013年）。以酸调理为例，pH值降低会削弱污泥絮体的网络强度和胶体力，通过时间扫描和蠕变试验发现，酸化后污泥更容易变形（Wang等人，2017a）。pH值越低，剪切应力和表观粘度越低，表明污泥从复杂的凝胶状结构转变为简单的胶体悬浮液（Wang等人，2017a）。反映压实性的分形维数和反映结构强度的弹性模量与污泥脱水性呈线性相关（Zhang等人，2018年）。

2.4 疏水性
作为污泥表面特性之一，疏水性表示絮体排斥水的倾向（Meng等人，2006年），这对污泥脱水性至关重要（Liu和Fang，2003年）。相对疏水性可以通过对碳氢化合物的亲和力（Chang和Lee，1998年；Wilén等人，2003年）、接触角、盐聚集以及疏水性树脂的吸附来测定（Daffonchio等人，1995年；Liu和Fang，2003年；Urbain等人，1993年；Xue等人，2018年）。细胞表面的疏水性决定了细菌在分泌EPS之前的聚集行为（Badireddy等人，2010年）。以谷氨酸棒状杆菌为例，它们在高磷酸盐环境中具有较好的絮凝性能（Büchs等人，1988年）。污泥的疏水性受EPS中的碳水化合物和蛋白质影响，具体来说，疏水性与蛋白质呈正相关，与碳水化合物呈负相关（Liao等人，2001年）。总体而言，随着絮体和EPS疏水性的增加，污泥的絮凝效果改善（Liu和Fang，2003年）。破坏蛋白质的二级结构（如α-螺旋）和二硫键的断裂有助于多肽展开，暴露疏水区域，从而降低EPS的持水能力并提高污泥的脱水性（Wu等人，2017a）。在67-85°C范围内，蛋白质含量的增加提高了EPS的疏水性，并增强了蛋白质疏水基团的暴露（Ma等人，2024年）。

2.5 胞外聚合物物质（EPS）
2.5.1 组成和含量
EPS来源于微生物的代谢分泌物和吸附的环境有机物质，它防止细菌细胞干燥，并作为离子交换树脂，促进离子从外部环境向细胞内部的运输（Neyens和Baeyens，2003年；Sheng等人，2010年）。EPS通常由碳水化合物、蛋白质、腐殖质以及少量尿酸和DNA组成。不同类型的污泥中EPS的组成有所不同，酸化污泥中碳水化合物含量较高，而消化污泥中蛋白质含量较高（Liu和Fang，2002年）。高度水化的EPS包裹着微生物，占整个污泥质量的80%左右（Fr?lund等人，1996年）。70%-80%的胞外有机碳来自蛋白质和多糖（Dignac等人，1998年）。EPS约占总挥发性固体的40%，其中蛋白质约占消化污泥EPS的55%（Nielsen等人，1996年）。EPS的特性和组成对微生物絮体的性质至关重要（Sheng等人，2010年）。研究表明，EPS对污泥脱水性有负面影响（Kang等人，1989年）。蛋白质和腐殖质显著影响污泥的表面电荷、疏水性和絮凝能力（Wilén等人，2003年）。EPS包裹微生物形成高度亲水的生物膜（Neyens等人，2004年）。污泥生物聚合物的缠结是影响污泥结构的最关键因素（Mikkelsen和Keiding，2002年）。污泥EPS的变化会直接影响其脱水性（Nielsen等人，1996年）。自由氨基（-NH2）对EPS的持水能力的影响大于酸性羟基（-OH）（Wu等人，2022a）。EPS的总量与絮凝能力呈负相关（Wilén等人，2003年）。在一定程度上，高EPS含量有助于降低剪切敏感性和分散度，从而提高过滤性能（Mikkelsen和Keiding，2002年）。然而，高EPS浓度往往导致沉降性和压实性较差（Jin等人，2003年）。水分子与EPS之间的相互作用包括静电相互作用和氢键。静电结合主要存在于水分子的永久偶极子与离子或EPS功能团的永久偶极子及诱导偶极子之间的相互作用中；氢键则存在于水分子与EPS羟基之间的相互作用（Neyens等人，2004年）。污泥过滤性和压实性的提高与EPS中碳水化合物含量的增加和蛋白质含量的减少相对应；由于蛋白质具有保水特性，EPS中的蛋白质含量与滤饼的固体浓度呈负相关（Cetin和Erdincler，2004年）。可溶性EPS中的糖蛋白与结合水含量显著相关，这会导致更多的排斥相互作用和能量屏障的形成（Nabi等人，2025年）。蛋白质和碳水化合物有助于污泥絮体的亲水性，而腐殖质对脱水性能的影响不大（Jin等人，2004年）。各种污泥分层结构包括上清液、S-EPS、LB-EPS和颗粒（Shao等人，2009年；Yu等人，2008b年）。过多的LB-EPS会对生物絮凝和水分分离产生不利影响（Li和Yang，2007年）。特别是，上清液、S-EPS和LB-EPS中的蛋白质含量与滤饼的含水量有很高的相关性（R2 > 0.72，p < 0.01）（Yu等人，2008b年）。另一方面，EPS的组成成分并不均匀，这归因于不同的提取方法，包括物理方法（超声波、热处理和阳离子交换树脂）和化学方法（NaOH、乙醇、甲醛和乙二胺四乙酸）（D’Abzac等人，2010年）。

2.5.2. 空间构象
在污泥脱水性能研究中，空间结构受到了越来越多的关注。为了揭示胶体的空间构型，使用半径回转（）和流体动力学半径（）通过激光光散射测试来分析EPS的构象（Wang等人，2012年）。在低温下，胶体EPS呈现浅排水状态，但当温度超过35°C时，随机卷曲结构转变为拉伸构型，导致排水能力降低（Wang等人，2017b年）。值得注意的是，细胞外蛋白质的二级结构变化对污泥絮体的亲水性具有重要意义。α-螺旋结构可以增强絮凝、吸附和聚集行为，而β-折叠结构则会减弱这些作用（Yin等人，2015年）。EPS蛋白质中α-螺旋与β-折叠+随机卷曲的比例与污泥的松散程度呈强负相关（You等人，2017年）。相反，由于蛋白质的疏水性可以通过α-螺旋与β-折叠+随机卷曲的比例来表征（Hou等人，2015年），较小的比例表明疏水基团更容易暴露，从而增强絮体的疏水性，并在电磁波处理过程中减少结合水（Sang等人，2019年）。功能团的空间分布对细胞外蛋白质的保水能力比其含量更为重要（Wu等人，2017a年）。特别是，黏液蛋白的展开和TB-EPS刚性的降低有助于提高脱水性能（Zhang等人，2019a年）。通过对不同蛋白质的概念性分析发现，具有较高氨基酸残基暴露度的蛋白质倾向于溶解在极性较低的液相中，这伴随着污泥界面自由能的降低。相反，埋藏的氨基酸残基（例如，中心疏水的β-折叠被亲水的α-螺旋包围）会导致蛋白质在固相中沉淀，从而降低液体的极性（Wu等人，2022b年）。

2.5.3. 分子量（MW）
EPS的分子量也与污泥脱水性能相关。高分子量（>5000 Da）主要包含蛋白质和碳水化合物。中等分子量（1000-5000 Da）与腐殖质有关。低分子量与有机构建块和有机酸相关（Lyko等人，2007年）。分子量在30000 Da到1.5 μm之间的生物聚合物被认为会影响污泥的脱水性能，但分子量小于30000 Da的组分的影晌较小（Novak，2010年）。细胞内聚合物的分子量与污泥脱水性能的正相关性比微生物外聚合物更强（Xiao等人，2023b年）。

2.5.4. 荧光成分
三维激发-发射矩阵（EEM）荧光光谱因其快速、灵敏和选择性的优点而被广泛用于识别天然有机物。根据先前的研究，通常可以基于激发和发射波长边界识别出五种EEM区域，即芳香蛋白I、芳香蛋白II、类黄腐酸、可溶性微生物副产物和类腐殖酸物质（Chen等人，2003年）。荧光区域积分（FRI）技术通过整合EEM光谱下的面积来进行定量分析。激发-发射区域的归一化体积（Φi,n, ΦT,n）和荧光响应百分比（Pi,n）的计算公式如下：
(1) Φi,n = MFi ∑ex ∑em I(λex λem) Δλex Δλem
(2) ΦT,n = ∑Φi,n
(3) Pi,n = Φi,n / ΦT,n × 100%
其中，Φi,n表示EEM中第i区域的归一化体积；Δλex和Δλem代表激发和发射波长区间；I(λex λem)表示每对激发-发射对的荧光强度。MFi是由投影激发-发射面积的倒数决定的乘法因子（Chen等人，2003年；Yu等人，2015年）。此外，为了消除荧光团重叠的影响，引入了并行因子（PARAFAC）分析来帮助将EEM分解为多个独立的荧光成分（Niu等人，2016年；Stedmon和Bro，2008年；Yu等人，2010年）。大多数情况下，污泥EPS荧光光谱中的峰与芳香蛋白、酪氨酸类物质和色氨酸类物质相关（Chen等人，2016年；Ge等人，2019b年；Liu等人，2016b年；Liu等人，2016c年；Xiao等人，2017b年；Zhen等人，2012b年）。据报道，类蛋白质物质会影响污泥的脱水性能（Cao等人，2016年；Liu等人，2016a年；Xiao等人，2017b年；Zhen等人，2012b年）。特别是，分子量为104-105 Da的类蛋白质物质被认为是影响污泥脱水性能的主要因素（Liu等人，2016a年）。除了类蛋白质成分外，S-EPS和LB-EPS中的类黄腐酸和类腐殖酸物质也与污泥脱水性能相关（Yu等人，2010年；Yu等人，2016年；Zhen等人，2019年）。经过调理后，EPS荧光峰的强度通常会降低，各种峰的位置会向短波长方向移动（蓝移），或向长波长方向移动（红移）。蓝移表明荧光团中的羰基、烷氧基、氨基、羧基和羟基增加（Chen等人，2002年）。相反，红移表明部分功能团（如羰基、氨基和羟基）的消除，芳香环和共轭键的减少，以及π电子系统的变化，以及从线性环到非线性系统的转变（Zhen等人，2012b年）。

2.6. 功能团
功能团不可忽视，亲水性和疏水性功能团都与结合水含量相关（Sang等人，2019年）。其中，污泥EPS富含羟基、羧基和氨基等亲水功能团（He等人，2023年）。因此，大量水被结合在污泥EPS上，难以转移（Xiao等人，2023a年）。阳离子能够显著改变污泥絮体的FTIR（傅里叶变换红外）光谱。以Ca2+为例，加入Ca2+可以引起酚类物质的O-H伸缩振动和平面变角振动的波长红移，以及蛋白质中的C-N和N-H振动带的变化，表明与生物聚合物的相互作用和絮体表面的电荷中和（Guan等人，2012年）。电荷中和导致提取的EPS减少，絮体结构变得更加紧密（Xu等人，2018年）。氧化处理后，FTIR光谱和X射线光电子能谱（XPS）表明蛋白质化合物降解，在固体污泥表面生成更多的胺类物质，蛋白质-N分解为可溶性无机含氮物质（Cai等人，2018a年）。有机聚合物的调理可以通过络合作用和沉淀作用减少EPS中的生物聚合物含量，并增强污泥絮体表面蛋白质和多糖的FTIR峰强度（Ge等人，2019b年）。通过研究具有不同化学功能团（如羟基、羧基和酮基）的多种水碳模型，发现去除特定功能团会导致水碳分子的水合能显著降低，从-340 kJ/mol降至-61 kJ/mol（Ha等人，2024年）。

2.7. 污泥絮体形态
污泥絮体的微观结构是控制脱水性能的另一个关键因素。低分形维度的污泥絮体（表现为大絮体）和富含纤维状物质会对压缩性和沉降性产生显著负面影响（Jin等人，2003年），但形态特征对污泥脱水性能的影响较小（Jin等人，2004年）。通过氯化铁和石灰调理，污泥絮体表面形成了晶体团簇，作为具有多孔通道的刚性结构，有利于排水（Deneux-Mustin等人，2001年）。絮体强度的增加可以提高污泥的过滤性和压实性（Cetin和Erdincler，2004年）。关键因素对提高污泥脱水性能的影响在图1中进行了详细总结。

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图1. 关键因素对提高污泥脱水性能的影响

3. 重要的污泥调理方法
污泥调理方法可以分为三类：物理调理、化学调理和生物调理。目前常用的方法包括物理调理、化学调理和生物调理。

3.1. 物理调理
3.1.1. 冻融
冻融是一种有效的生物污泥调理方法（Gao，2011年）。冻融预处理不仅提高了污泥的脱水性能，还增强了有机物的溶解性和NH3-N的排放（Hu等人，2011年；Parker等人，1998年）。在冷冻过程中，微小的未冻结部分在冰基质中不断脱水（Hu等人，2011年）。加入亚硝酸盐可以显著促进低分子量（LMW）物质的释放，如LMW蛋白质、LMW多糖和LMW酸及其构建块。结果，污泥的脱水性能得到改善，同时粘度降低，颗粒尺寸增大（Sun等人，2018年）。此外，在冷冻过程中加入木屑还可以提高污泥滤饼的孔隙率、固结率和渗透性，并增加污泥滤饼的热值（Wu等人，2024年）。
3.1.2. 超声波
超声波可以改善污泥的脱水性能，絮体的分解程度取决于超声波的强度（Banks和Walker，1977年；Kim等人，2012年；Kim和Kim，2003年）。在超声波处理过程中，污泥中的大量水分会产生空化气泡，这些气泡迅速破裂，产生强烈的剪切力和高温，有效分解EPS并释放结合水（Qi等人，2024年）。然而，由于亲水性生物聚合物和微小颗粒的吸附作用，脱水性能可能会下降（Wang等人，2006a年；Wang等人，2006b年）。当EPS含量为400-500 mg/L且颗粒尺寸在80-90 μm之间时，经过800 kJ/kgTS的超声波处理后，污泥的脱水性能得到改善（Feng等人，2009年）。超声波处理对于减少污泥滤饼的体积具有较高的经济效益（Na等人，2014年）。超声波还能促进酶活性，并使蛋白质和多糖从絮体内部转移到外部（Yu等人，2008a年）。超声波还可以促进厌氧消化污泥中重金属的释放（Rumky等人，2018年）。将超声波与阳离子聚丙烯酰胺（PAM）结合用于絮凝，并使用稻壳作为增强渗透性的骨架，可以进一步提高污泥的脱水性能（Zhu等人，2018年）。通过将过硫酸盐激活产生SO4•?和•OH，可以有效降解凝胶状EPS并裂解细胞，释放EPS和细胞内水分，从而提高污泥的脱水性能（Bian等人，2021年）。结合酸化处理，超声波的热剪切、机械剪切和氧化作用可以加速破坏污泥絮体和EPS，在酸性条件下重新絮凝，从而提高过滤性能（Cai等人，2018b年）。
3.1.3. 流体动力学空化（HC）
流体动力学空化（HC）被认为是合适的机械预处理方法（Bhat和Gogate，2021年；Carrère等人，2010年）。空化气泡破裂产生的极端条件为污泥的分解提供了独特的环境（Repinc等人，2022年）。与超声波相比，HC在破碎细胞方面更节能（Save等人，1997年）。结合HC和Fenton反应，通过EPS的破坏、EPS氧化和重新絮凝，污泥的脱水性能可以得到进一步提高（Cai等人，2018a年）。多项研究强调了HC处理对WAS（污泥）的积极效果，包括减少消化器体积和滞留时间、加速挥发性固体的分解、改善沉淀性能以及提高沼气产量（Blagojevi?等人，2025年；Zupanc等人，2023年）。3.1.4 微波处理：2450 MHz、550 W的微波能够提高污泥的脱水性能，最佳接触时间在120至180秒之间（Wojciechowska，2005年）。2450 MHz的电磁波可以破坏污泥基质，使EPS内部的疏水基团暴露出来（Sang等人，2019年）。随后通过聚电解质调理，微波处理后的污泥脱水性能进一步提升（Wojciechowska，2005年）。混合微波-酸（100°C，pH 2.5）处理能有效降低污泥的CST（压缩比）和结合水含量，从1.96 g/g DS（干污泥）降至0.88 g/g DS，且调理后的污泥具有较低的触变性和更高的流动性（Liu等人，2016a）。微波还可以降低过硫酸盐的活化能，生成更多的硫酸根自由基，从而破坏凝胶状污泥絮体并促进脱水（Zhen等人，2019年）。微波还能促进过氧乙酸分解为羟基自由基，破坏EPS和微生物细胞的结构，促使EPS与细胞内水分之间的释放（Yu等人，2024年）。3.1.5 热水解：在溶解阶段（120°C），大量高分子量（Mw > 70 kDa）且具有众多亲水官能团的聚合物从细胞内部释放到外部，这提高了污泥絮体的亲水性，但同时也降低了其脱水性能（Chen等人，2022年）。当水解温度超过150°C时，脱水后的污泥细胞会分解，释放出细胞内水分，而在180°C的水解温度下，污泥饼的含水量可降至33%（Ma等人，2011年）。单独的热处理在130°C以下会先恶化污泥的脱水性能，而在130°C以上则有所改善。在CaCl2的帮助下，160°C以下主要通过电荷中和实现脱水；而CaCl2与聚合物基质的结合则使污泥结构更加紧密（Yu等人，2014年）。在30至170°C的热处理范围内，由于释放出的负电荷EPS和膨胀的EPS，污泥的脱水性能会下降（Wang等人，2017b）。通过碳酸骨架辅助的热水解，孔隙数量增加，孔隙间的连通性增强，从而促进水分的排出（Liu等人，2025a）。3.2 化学调理：3.2.1 凝聚和絮凝：迄今为止，凝聚和絮凝方法在实际污泥脱水过程中被广泛使用。添加二价阳离子可以有效减小5至50 μm颗粒的总量，这些阳离子会嵌入污泥的生物聚合物网络中，使絮体更加紧密（Higgins和Novak，1997年）。在一定程度上，混凝剂的用量取决于溶液中生物聚合物的含量（Novak等人，1977年）。Ca、Mg、Al和Fe等阳离子显著提高了污泥的沉淀性能、压缩性和脱水性能（Jin等人，2003年，2004年）。无机混凝剂的调理使得污泥在高压过滤中表现出理想的脱水效果，因为它们具有刚性结构（Zhang等人，2014年）。高电荷密度和桥联能力的混凝剂能够去除高分子量（MW > 2 kDa）的有机物及类蛋白质物质，这是因为蛋白质对金属离子有很强的亲和力（Zhang等人，2014年）。不同类型的羟基铝对污泥凝聚有不同的影响，其中中高聚合态的铝在减少SRF（污泥比电阻）和类蛋白质物质以及污泥压缩性方面表现更好，因为它们具有更强的电荷中和能力，调理后的污泥结构紧密且含有大量微小通道（Cao等人，2016年）。钛盐混凝剂可以通过压缩和密实EPS来促进较大絮体的形成，而Fe2O3作为骨架可以增强污泥絮体的强度（Zhang等人，2017年）。生物炭因其独特的支架构建特性，常被用于促进污泥水分的排出（Ge等人，2023a）。关于合成聚合物用于污泥调理的研究也在同步进行中。一种合成的共聚物絮凝剂——淀粉接枝-（聚（2-甲基丙烯酰氧乙基）三甲基氯化铵）可以通过中和电荷发挥强大的絮凝作用（Wang等人，2013年）。此外，通过紫外光（UV）引发共聚反应合成了聚（丙烯酰胺-甲基丙烯酰胺基丙基三甲基氯化铵）和聚（丙烯酰胺-丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵-丁酸酯）用于污泥脱水（Li等人，2017年；Zheng等人，2013年）。阴离子表面活性剂的调理会导致EPS的大量渗出，从而降低脱水性能（Wang等人，2014年）。天然聚合物是一种更好的选择，因为它无毒且可生物降解。溶菌酶相比合成聚合物具有环境优势，可用作生物污泥颗粒的絮凝剂（Bonilla等人，2015年）。由红球藻分泌的生物絮凝剂与稻草渣水解物结合可以促进污泥脱水（Guo和Chen，2017年）。阳离子蛋白质在生物污泥调理方面具有潜力（Bonilla和Allen，2018年）。作为植物次生代谢产物，单宁酸能够通过减少EPS蛋白质和重金属含量来提高污泥的脱水性能（Feng等人，2025a；Ge等人，2019b）。值得注意的是，改性的阳离子单宁酸可以通过电中和进一步提高污泥的脱水性能（Zhang等人，2025b）。此外，锯末可以作为具有孔隙和通道的骨架构建材料，有利于形成更多孔隙、更透水和更坚实的污泥结构（Luo等人，2013年；Zhang等人，2019c）。Zhang等人发现，从废弃黑水虻蛹中提取的壳聚糖衍生物可以显著降低污泥的结合水含量（Zhang等人，2025a）。进一步研究了由混凝剂和絮凝剂组成的复合化学品对调理效果的影响。特别是，与絮凝剂结合使用时，应先投加混凝剂，这有利于形成更大的胶体聚集物并吸收更多水分（Wang等人，2018a）。单宁和铝盐或铁盐的联合使用可以通过形成鞣酸复合物来提高污泥的渗透性并降低污泥的比电阻（Ge等人，2020b；?zacar，2000年）。PAM会影响EPS中细胞外PN的二级结构，通过形成β-折叠片层和破坏α-螺旋结构，从而促进分解污泥的重新絮凝，进而提高污泥的过滤和脱水性能（Liu等人，2025b）。淀粉是一种常见的天然聚合物化合物，可以通过阳离子改性用于疏浚污泥的絮凝和脱水，增大絮体的平均粒径，改变絮体的微观结构和EPS结构，促进排水通道的形成（Tang等人，2024年）。在污泥预处理（如破碎、凝聚和絮凝）之后，可以进一步促进水分的释放。使用合适的溴化十六烷基三甲基铵和阳离子PAM处理后，电解产生的破裂污泥在促进脱水方面比仅使用表面活性剂处理的污泥具有明显优势（Yuan等人，2011a；Yuan等人，2011c）。用酸和表面活性剂处理污泥可以提高脱水性能，因为这可以减少EPS并使污泥结构更加紧密（Chen等人，2001年）。结合热处理，Ca2+可以与溶解的蛋白质和碳水化合物的更多结合位点相互作用，加强桥联作用，从而提高污泥的脱水性能（Guan等人，2012年）。通过甲醇预处理和无机混凝剂（Fe3+或Al3+）的结合，可以破坏蛋白质的水合壳和疏水簇，释放结合水，从而提高污泥的脱水性能（Xu等人，2018年）。经过臭氧预氧化和壳聚糖重新絮凝处理后，污泥饼的含水量可达到深度脱水水平（< 60%）（Ge等人，2019a）。3.2.2 Fenton/类Fenton方法：Fenton试剂因其经济性而被视为一种可扩展的技术，但同时它也存在腐蚀性、爆炸性和不稳定性的缺点（Cai等人，2018a）。高浓度的Fe2+和H2O2能够实现理想的脱水效率，使用5 g/L Fe2+和6 g/L H2O2时，最小CST为15.7 s，SRF为6.149×10^9 m/kg（Buyukkamaci，2004年）。在pH 6.0条件下，使用21 mg/g DS（干固体）Fe2+和105 mg/g DS H2O2的低浓度即可显著提高 alum污泥的脱水性能（Tony等人，2008年）。Fe2+被认为是影响Fenton反应中脱水性能的最关键因素，Fenton试剂能够有效氧化和凝聚污泥，使其形成规则的海绵状块状结构（Mo等人，2015年）。H2O2和Fe2+的用量对总有机碳的去除有重要影响（Rumky等人，2018年）。Fenton试剂中的细胞外氧化是主要的污泥调理机制，因为生成的羟基自由基主要与污泥表面和外部絮体反应（Yu等人，2019年）。Fe3+和Fe2+离子都能催化过氧化氢，通过破坏污泥细胞释放细胞内物质来提高污泥的过滤性能（Lu等人，2003年）。Fenton试剂（Fe2+/H2O2）在提高污泥脱水性能方面比含有Cu2+、Zn2+、Co2+和Mn2+的类Fenton试剂更有效（Tony等人，2009年）。使用500 mg/L的零价铁（ZVI）和250 mg/L的过氧化氢，在pH 2.0条件下，比传统Fenton反应具有更高的经济性（Zhou等人，2014年）。Fenton试剂与波特兰水泥和石灰等骨架构建材料的联合使用在脱水方面具有显著的协同效应，是替代传统聚合物的可行方案（Liu等人，2012b；Liu等人，2013年）。Fenton试剂、H2SO4和石灰组成的复合调理剂通过两步机制（1）EPS分解，（2）结合水转化为自由水，（3）氧化生成小颗粒，（4）Fe3+凝聚，特别是可以使滤液pH趋于中性（Yu等人，2016年）。作为H2O2的固态形式，纳米CaO2可以与蒙脱石反应生成羟基自由基，蒙脱石的膨胀作用使得氧化后的污泥中疏水性EPS蛋白质减少（Wu等人，2017b）。外源性蛋白质的水亲和性可以被消除，防止大分子在高级氧化过程（AOPs）后形成聚集体（Wu等人，2017a）。CaO2可以与H+反应生成O2和H2O2，H2O2的氧化作用使污泥溶解并形成松散的絮体。结合进一步的化学絮凝，尤其是无机混凝剂，可以显著提高污泥的脱水性能（Chen等人，2016年；Liang等人，2015年）。通过加入柠檬酸和空气/纳米ZVI，类Fenton过程可以利用羟基自由基分解蛋白质物质，并通过后续的化学凝聚进一步抵消负电荷，聚集污泥颗粒（Cai等人，2018a）。电化学-Fenton方法使用25 mg/g DS H2O2和15 mg/g DS Fe2+，电解电压11 V，处理20分钟，显示出良好的脱水效果（Masihi和Gholikandi，2018年）。电-Fenton是一种有效的脱水方法，通过降解EPS，特别是蛋白质，并利用ZVI/Fe3+骨架形成聚集物（Cai等人，2019年）。适当的电-Fenton条件是电流密度40 mA/cm2和pH ≤ 3，处理时间40-60分钟（Chen等人，2019年）。为了打破铁循环的限速步骤，提出了使用铁酸盐和生物炭电极（MgFe2O4@BC/CF）的微生物燃料电池电-Fenton系统，以实现污泥的深度脱水（Lv等人，2024年）。3.2.3 过硫酸盐：生成的硫酸根自由基（2.5-3.1 V）被认为比羟基自由基（1.9-2.7 V）具有更强的氧化能力（Xu等人，2013年）。各种活化方法包括热处理、紫外线处理和过渡金属（如Fe2+）（Waldemer等人，2007年；Xie等人，2015年；Zhen等人，2012c）。Fe2+活化的过硫酸盐氧化可以生成强效的硫酸根自由基，降解类蛋白质物质，切断EPS内部的连接，破坏微生物细胞，从而促进EPS结合水的释放（Zhen等人，2012a；Zhen等人，2012b）。Fe2+/过硫酸盐处理后的污泥结构变得可渗透且不可压缩（Shi等人，2015a）。同样，Fe2+/过一硫酸盐（PMS）也表现出强烈的破坏污泥EPS和释放结合水的能力（Liu等人，2016b）。Fe2+/过硫酸盐调理的主要机制是通过硫酸根自由基的氧化将结合水转化为自由水，并通过Fe3+凝聚将细小颗粒聚集为大颗粒（Xiao等人，2017a）。ZVI（0-30 g/L）也能有效活化过硫酸盐（0-6 g/L），在中性pH下提高污泥的脱水性能，比传统Fenton试剂更具经济性（Zhou等人，2015年）。值得注意的是，Fe0的溶解是一个限速步骤，因为金属表面有一层氧化铁层，而构建微生物燃料电池或调节pH值可以缓解这一现象（Lv等人，2024年；Zhen等人，2018年）。热激活的过硫酸盐有助于改善脱水效果，但PMS和过二硫酸盐（PDS）在分解WS（一种污泥类型）时表现出不同的行为：PMS产生的胶体固体（<1μm）比PDS更多，且PDS能够稳定地提高脱水能力（Kim等人，2016年）。温和的温度（25-35°C）有利于Fe2+/臭氧破坏WS并去除LB-EPS和TB-EPS中的有机物质，从而增强脱水效果（Xiao等人，2017b年）。将二水合石膏作为骨架材料结合使用后，经过Fe2+/过硫酸盐处理的污泥表现出刚性的晶格结构，并提高了渗透性（Shi等人，2015c年）。此外，由于其独特的电子结构，MoS2被首次提出用于加速WS细胞的溶解过程（Zhang等人，2024年）。

3.2.4. 高铁酸盐
在pH值为3.0的条件下，1.2 mg/L的高铁酸盐处理对提高WS的脱水能力有积极作用。理想条件下，这种处理能够破坏污泥结构并降低EPS（一种污泥成分）含量，从而促进脱水，但污泥颗粒大小仅有轻微变化（Zhang等人，2012年）。与碱结合使用时，高铁酸盐溶液更加稳定，对污泥的分解和释放出的可溶性EPS的深度降解具有氧化和腐蚀作用，从而提高脱水能力（Liu等人，2016c年）。利用高铁酸盐（Fe (VI)）/氯化铁（Fe (III)）的强氧化性质，可以通过改变EPS的性质有效提高污泥的脱水能力（Lin等人，2023年）。

3.2.5. 电解
在电压为21 V、电极间距为5 cm、电解时间为12分钟的条件下，CST（一种污泥指标）可降低18.8%。然而，当电压超过30 V或电解时间超过30分钟时，脱水效果会恶化（Yuan等人，2011b年；Yuan等人，2010年）。电解与Fe2+/过硫酸盐结合使用可以更有效地破坏TB-EPS屏障并促进脱水（Zhen等人，2013年）。通过电解/电凝聚/ZVI/过硫酸盐的联合处理，污泥的粘度、负电荷和类蛋白质物质减少，进一步增强了脱水效果（Li等人，2016年）。电氧化与Fe2+处理的结合也适用于通过氧化和凝聚来提高WS的脱水能力（Hu等人，2018年）。利用过硫酸盐和单宁酸复合体系的电化学活化方法也能改善WS的脱水性能（Guo等人，2024年）。研究表明，在中性条件下，利用1O2的电化学过程可以有效脱水（Liang等人，2025年）。

3.2.6. 臭氧处理
臭氧处理会增加可溶性细胞外聚合物的含量，由于释放出的阴离子EPS和更小的颗粒，污泥的脱水能力会下降（Liu等人，2001年；Weemaes等人，2000年）。臭氧分解可以破坏污泥絮体并将有机物质释放到液相中，从而提高沉淀性能（Zhang等人，2016年）。然而，臭氧处理使CST从25秒增加到289秒，表明脱水能力与上清液中的EPS浓度显著相关（R = 0.95537）（Zhang等人，2016年）。同样，经过60 mg/gTS臭氧处理后，污泥的脱水能力明显恶化，但进一步添加20 mg/gTS壳聚糖可以通过中和负电荷和絮凝微小臭氧颗粒来有效改善脱水效果（Ge等人，2020a年；Ge等人，2019a年）。通过将壳聚糖和稻壳粉复合使用来调节经过碱性预处理的厌氧消化污泥，水分含量可降低12.1%（Wang等人，2024年）。此外，臭氧-过硫酸盐氧化过程可以提高污泥的Zeta电位和流动性，减少荧光EPS成分及蛋白质/肽类物质（Bai等人，2022年）。值得注意的是，基于生物炭的催化剂在催化臭氧分解以生成活性氧方面受到了关注（Ge等人，2023b年）。为了降低污泥的粘度和胶体强度并提高其疏水性和流动性，Dong等人使用了负载双金属Fe/Ce的污泥衍生生物炭来催化臭氧反应（Dong等人，2023年）。

3.3. 生物处理
3.3.1. 厌氧消化
厌氧消化因能产生沼气、稳定有机物质和减少污泥体积而广泛用于污泥处理，但生物聚合物和微小颗粒的大量溶解通常会恶化污泥的脱水能力（Wang等人，2018b年）。在水解和酸化过程中，蛋白质会从颗粒中释放出来并导致TB-EPS层形成，而多糖的变化不明显（Shao等人，2009年）。水解阶段积累的大量EPS会导致脱水能力降低。消化过程对控制脱水能力的影响比消化底物本身更为显著（Lü等人，2015年）。尽管热水解预处理可以使污泥颗粒变小且表面积增大，但随着消化时间的延长，与弹性模量相关的结构强度和由分形维数评估的紧凑性都会下降，因此污泥的脱水能力会有所改善（Zhang等人，2018年）。经过24小时1.8 mg/L的自由亚硝酸盐预处理后，挥发性固体被破坏，污泥的生物降解性提高，同时厌氧消化产生的甲烷量增加了16%（Wei等人，2018年）。结合酸化处理，厌氧中温消化（AMD）可以削弱胶体力和污泥网络强度，从而改善脱水效果（Zhang等人，2019b年）。

3.3.2. 生物浸出
接种酸硫杆菌（Acidithiobacillus thiooxidans）和铁氧化硫杆菌（Acidothiobacillus ferrooxidans）后，Fe2+和S°的生物氧化率可分别达到100%和50%，Cu和Cr的去除效率也可分别达到85%和40%，同时可以获得理想的污泥脱水效果，但需要注意的是，需要污泥pH值为2.4，以及Fe2+浓度为2 g/L和S0浓度为2 g/L（Liu等人，2012a年）。微生物数量、结合水和EPS含量被认为是影响生物浸出过程中污泥脱水能力的主要因素（Huo等人，2014年）。使用铁氧化硫杆菌产生的生物絮凝剂可以快速降低pH值，提高脱水能力，并具有提高污泥热值、减少污泥气味和改善滤液质量的优点（Kurade等人，2016年）。观察到Mucor circinelloides菌株能显著辅助酸硫杆菌降解有毒的溶解有机物质（DOM），从而提高污泥的脱水能力（Zheng等人，2016年）。酵母和芽孢杆菌能够选择性降解WS中的PN、PS等大分子有机化合物，减少WS的亲水功能团，共同改善其脱水性能（Li等人，2024年）。

3.3.3. 酶解
经过淀粉酶和蛋白酶处理后，污泥的过滤性能下降，因为生物聚合物大量泄漏。通过进一步加入FeCl3或聚合氯化铝（PACl）进行凝聚处理，可以改善污泥的脱水能力（Chen等人，2015年）。总体而言，WS处理的多种物理、化学和生物方法在图2中进行了总结。

图2. WS（一种污泥类型）的主要物理、化学、生物及综合处理方法。
各种物理、化学和生物方法在污泥处理中表现出不同的机制和性能特点。物理处理主要通过破坏絮体结构并释放间隙水和细胞内水来提高脱水能力，且不会引入化学残留物，但其通常受到高能耗和运行成本的限制。化学处理（包括凝聚和高级氧化工艺AOPs）通过分解EPS和释放结合水来快速提高脱水能力，但其对化学添加剂的依赖性引发了关于成本和二次污染的担忧。相比之下，生物处理具有环境可持续性和成本效益，特别是对于污泥稳定化，尽管其效率通常受反应动力学缓慢的限制。各种处理技术的进一步比较见表1。

表1. 各种污泥处理方法的比较。
| 方法 | 优点 | 缺点 |
|---------------|-----------------|-----------------------------------------|
| 物理处理 | 无化学添加剂，环保 | 受地区气候限制 |
| 超声波 | 有效破坏絮体结构 | 能耗高 |
| 水动力空化 | 大规模处理 | 设备维护困难 |
| 微波 | 同步杀菌 | 能耗高 |
| 热水解 | 结合厌氧消化回收沼气 | 产生有害气体 |
| 化学处理 | 凝聚和絮凝 | 成本低，技术成熟 |
| Fenton/Fenton类似方法 | 效率高，速度快 | pH值有限 |
| 过硫酸盐 | 广泛的pH适用范围 | 成本高 |
| 高铁酸盐 | 氧化絮凝协同效应 | 稳定性差 |
| 电解 | 无化学添加剂，环保 | 能耗高 |
| 臭氧处理 | 无残留物，环保 | 运营成本高 |
| 生物处理 | 厌氧消化 | 能量回收 |
| 生物浸出 | 低成本 | 周期长 |
| 酶解 | 强靶向能力 | 易失活 |

总体而言，化学处理在短期内表现出优越的性能，而物理和生物方法分别在残留物控制和可持续性方面具有优势。为了克服单一方法的局限性，人们越来越多地探索综合处理策略。例如，将凝聚剂与厌氧消化结合使用广泛用于活性污泥处理，以增强絮体破坏和随后的生物降解。物理破坏（如机械或超声波处理）与化学氧化过程（如臭氧或Fenton系统）的结合可以有效破坏絮体结构并降解顽固的有机物质。此外，生物过滤与絮凝剂的结合在处理含有重金属的工业污泥方面表现出良好效果，而超声波辅助的Fenton过程在高盐度或高粘度污泥处理中效率较高。未来污泥处理的研发将重点关注高效、低成本和环境可持续性，以及多种技术的集成。

4. WS脱水后的典型处置
污泥脱水后，水和污泥被分离成滤液和污泥饼。不合理的最终处置方式会带来显著的环境风险（Ge等人，2019a年；Wang等人，2010年）。

4.1. 滤液
絮体分解后，蛋白质和多糖等生物聚合物会进入滤液中（Shi等人，2015a年；Shi等人，2015b年）。因此，降低滤液中的有机负荷对于将其回用到水处理系统中非常重要（Bonilla等人，2015年）。富含溶解有机化合物的滤液可以考虑输送到污水处理设施的前端单元，以提高生物处理的降解效率；另一方面，氮和磷成分应尝试循环利用（Neyens和Baeyens，2003年）。对于易于生物降解的化合物，滤液可以用作生化池（如反硝化单元）的碳源（Sun等人，2018年；Xu等人，2018年）。滤液主要由NH4+?N和PO43-?P组成，可以通过电处理和沉淀来回收（Chen等人，2019年）。此外，如果在酸化、Fenton氧化和生物浸出等酸性条件下进行处理，滤液应进行中和（Cai等人，2018a年；Liu等人，2012a年）。具有Fenton反应催化活性的脱水滤液可以考虑重新用于Fenton系统（Chen等人，2019年）。另外，通过Fe3+-石灰或Fenton-红泥处理，滤液中的HM（一种有害物质）浓度可以满足中国标准CJ 343-2010和GB 8978-1996的要求（Li等人，2015年）。

4.2. 污泥饼
根据GB/T 23484-2009标准，WS的处置方式包括土地应用、填埋、建筑材料和焚烧。全球每年产生的WS量超过3亿吨，其管理已成为一个紧迫问题，其中中国贡献了大约五分之一的产量（Wang等人，2023年）。传统的污水处理设施处置方法（如填埋和焚烧）占污水处理设施总运营成本的30%至70%（Yuan和Zhu，2024年）。严格来说，焚烧并不是最终的处置方法，因为产生的烟气需要严格控制，焚烧灰的处置也需要进一步考虑（Zhu，2016年）。在中国，主要的污泥处理和处置技术路线如图3所示。特别是，在大型污水处理厂中，浓缩、调理和脱水是最常用的方法；虽然厌氧消化在大型污水处理厂中的应用比例较低（<50%），但在小型污水处理厂中应用较为普遍；好氧消化和干燥过程在中国不到5%的污水处理厂中使用（Yang等人，2015年）。由于滑坡风险、压实困难、气味问题以及占用大量土地资源，卫生填埋方式在未来不太可行（Yang等人，2015年；Zhu，2016年）。对于焚烧，污泥的热值应超过14680 kJ/kg，以确保燃烧释放的能量能够平衡脱水所需的能量（Wang等人，2019年），并且产生的焚烧灰应进一步处理或用作建筑材料。特别是需要注意磷的去除，因为它会影响砖和水泥的熔点（Wang等人，2020年）。污泥饼中残留的重金属，尤其是铜（Cu）和铬（Cr），其中超过87%以有机结合和残留形态存在（Li等人，2015年），也需要引起高度重视，因为它们对环境构成危险废物的风险。最环保的污泥处理方法是厌氧消化结合土地施用，这种方法排放少且能耗低。臭氧化污泥系统可以减少碳、氮和磷的排放，改善废水处理效果，并减少污泥产量（Feng等人，2025b年）。下载：下载高分辨率图片（350KB）下载：下载全尺寸图片图3. 中国污泥处理和处置的主要技术路线。污泥饼的最终处置方式并非孤立选择，而是由预处理过程赋予的属性所决定的。不同的调节技术可以显著改变污泥饼的物理化学特性，从而确定合适的处置方法并降低潜在的二次环境风险。例如，在180°C下进行热水解后得到的污泥饼，其含水量低于40%，热值为4.91 MJ/kg，满足自热燃烧的要求（Ma等人，2011年）。同样，将热水解后的温度优化至160°C可以增加厌氧消化过程中的甲烷产量，达到每克COD产生175毫升CH4，并同时降低生物固体产品用于土地的生态风险（Cai等人，2021年）。用臭氧和壳聚糖处理污泥可以降低其含水量，而不会引入化学污染，同时确保重金属浓度符合农业用地标准（GB 4284-2018），从而支持土地施用（Ge等人，2020a；Ge等人，2019a）。镁-有机聚合物凝胶处理通过同时促进磷酸镁铵（MAP）结晶和絮凝来提高脱水性能，所得生物固体可进一步用作肥料（Wang等人，2018b）。用40毫克/克聚合硫酸铁和10毫克/克壳聚糖处理的污泥饼符合农业用途的法规标准（GB 4284-2018），也可作为肥料使用（Wang等人，2019年）。此外，通过铁铜微电解促进污泥的厌氧消化，并将稳定的污泥用作土壤改良材料也是可行的（He等人，2025年；Wang等人，2025年）。相比之下，经过芬顿氧化处理的污泥可能含有较高的氯化物含量，在后续焚烧或部分热转化过程中存在设备腐蚀和二噁英形成的风险，因此更适合填埋处置（Li等人，2015年）。此外，脱水后的污泥可以转化为生物炭，并与无水锰矿结合制备新型氯化物吸附剂，提供另一种资源回收途径（Zengeya等人，2024年）。根据中国的国情，现在提倡针对不同地区的具体建议。由于东部地区的城市化程度、人口密度和污泥产量高于西部地区，建议在东部城市采用焚烧处理方式，例如上海同时进行焚烧和建筑材料利用（Hao等人，2019年；Zhu等人，2016年）。自2011年中国住房和城乡建设部与国家发展和改革委员会联合编制市政污水处理厂污泥处理和处置技术指南以来，土地施用得到了大力推广，在60%的示范项目中得到了应用。实际的土地施用比例从2013年的2.4%显著提高到了2018年的26.5%，表明第五种技术路线具有很大的潜力成为主流（Yang等人，2015年）。另一方面，在中国，土地施用严格限制污泥含水量：用于土地改良的含水量不得超过65%（GB/T 24600-2009），用于花园或公园的不得超过40%（GB/T 23486-2009），用于林地的不得超过60%（CJ/T 362-2011），用于农业的不得超过60%（GB 4284-2018）。因此，开发快速高效的污泥深度脱水技术对于实现体积减少、养分回收和土地施用具有很大前景。值得注意的是，在最终应用之前，应进一步考虑污泥饼中残留的重金属和持久性有机污染物是否已经稳定。5. 人工智能与污泥脱水传统污泥脱水过程主要依赖于人工经验调节，这导致了技术瓶颈，如参数响应延迟和对原始污泥异质性的适应能力差。通过将传感器的实时监测数据与智能算法结合，基于人工智能的检测技术能够实现精确预测、动态优化和智能控制污泥脱水过程，从而有效克服传统技术的局限性（Gao等人，2026年；Muniz等人，2025年）。5.1. 人工智能在污泥脱水过程中的应用Shao等人发现，极端梯度提升和随机森林模型在预测污水处理厂污泥产量方面表现优异，决定系数R2为0.82（Shao等人，2023年）。敏感性分析表明，每日进水量和环境温度是影响污泥产量的关键因素，为污泥脱水系统的负荷调度提供了有用的依据。通过将机器学习与高级氧化工艺（AOPs）结合，可以建立参数优化和预测框架，以预测自由基生成和EPS氧化降解对脱水效率的影响（Ling等人，2025年）。Li等人提出了一个非线性、自适应和自组织的人工神经网络模型，该模型考虑了多种影响污泥脱水性能的物理化学性质（Li等人，2023年）。通过输入污泥的物理化学性质，可以快速预测脱水性能，取代了耗时的试剂筛选和操作调整过程。Zhang等人使用高斯过程回归预测污泥干燥过程中的含水量和堆肥温度，两个参数的R2值均为0.99，为动态过程调节提供了有价值的指导。此外，他们使用遗传算法优化了反向神经网络模型，将市政污泥干燥和脱水周期缩短了12%（Zhang和Wang，2024年）。此外，基于深度学习的图像识别在对象识别方面取得了显著成功，促进了用于监测污泥脱水性能的智能仪器的发展。Yokoyama等人基于ConvNeXt深度学习模型开发了一种用于剩余污泥及其与原始废水混合物的絮凝传感器，通过图像数据推断絮凝程度，实现絮凝剂用量的自动控制（Yokoyama等人，2024年）。一种用于活性污泥喷射膨胀的即时图像捕捉系统能够实时监测污泥含水量，预测准确率为86.4%（Xu等人，2025年）。基于图像的分析还可以表征污泥-聚合物相互作用过程中形成的絮体结构，从而指导混合强度的优化（Fukasawa和Watanabe，2025年）。Pan等人进一步应用深度卷积神经网络直接从池实验中获得的絮体显微镜图像预测固化后的浊度，证明基于图像的深度学习模型可以准确估计关键过程结果，大大简化了实时监测（Pan等人，2024a）。5.2. 现存挑战与未来展望当训练数据有限或存在噪声时，机器学习模型可能会捕捉到虚假的相关性，导致错误决策（Ding等人，2025年）。此外，大多数现有研究基于实验室或小规模数据集，在试点或全规模应用中的验证有限。此外，基于人工智能的检测系统的高初始投资和维护成本可能限制其在中小型污水处理厂中的经济可行性。未来的研究应纳入更广泛的社会经济、政策和技术因素，并采用蒙特卡洛模拟等方法生成多种潜在情景。这些方法可以整合到污水处理厂运营中，以预测试点规模性能并支持过程优化（Zhou等人，2023年）。同时，在相关政策的支持下，应推广人工智能和机器人自动化的应用，以增强排放监测和操作控制（Muniz等人，2025年）。6. 结论污泥脱水在污水处理和处置中至关重要。污泥的脱水性能受多种物理化学性质的影响，如ζ电位、粒径、流变行为、疏水性、EPS性质、官能团和絮体形态等。其中，EPS性质被广泛认为是影响脱水性能的最重要因素。此外，污泥的絮体结构和细菌细胞对水分释放至关重要。系统评估了各种物理、化学和生物处理方法的效果、优势及局限性，综合处理策略通常能获得更好的脱水性能。富含溶解有机物的脱水滤液可以重新用作碳源，同时可以回收氮和磷。不同技术处理的污泥需要定制的后处理方案。因此，建议在中国根据具体地点制定污泥管理策略，其中焚烧处理后进行卫生填埋或利用焚烧灰作为建筑材料，以及土地施用，预计仍将是主要的处置方式。目前，快速高效且集成人工智能的污泥深度脱水技术的发展是关键研究重点，特别强调使用机器学习模型预测药剂剂量和反应时间，实现过程监测和控制，降低成本，并减少二次污染。作者贡献Wenhao Li：撰写——原始稿件、方法论、监督。Ning Fang：撰写——审稿与编辑、数据管理、资金获取。Junfeng Zhang：撰写——审稿与编辑、形式分析。Yalin Yu：撰写——审稿与编辑、可视化。Xiankai Wang：形式分析、数据管理。Dongdong Ge：概念构思、撰写——审稿与编辑、项目管理。数据来源本综述中使用的数据来自以往的文献，作者未生成任何原始数据。利益声明作者声明没有已知的竞争性财务利益或个人关系可能影响本文所述的工作。作者贡献声明Wenhao Li：撰写——原始稿件、监督、方法论。Ning Fang：撰写——审稿与编辑、资金获取、数据管理。Junfeng Zhang：撰写——审稿与编辑、形式分析。Yalin Yu：撰写——审稿与编辑、可视化。Xiankai Wang：形式分析、数据管理。Dongdong Ge：概念构思、撰写——审稿与编辑、项目管理。