复合絮凝剂在煤泥废水处理中的应用与机理研究

《Desalination and Water Treatment》：Application and Mechanistic Study of Compound Flocculants in Coal Slime Wastewater Treatment

　　丹正|于星|林江张|钱张|李芳
安徽现代环境工程国际联合研究中心，安徽科学技术大学，淮南市，232001，中国

**摘要**
在煤炭洗选过程中产生的煤泥水中含有大量超细悬浮颗粒，这些颗粒具有高表面电荷和强胶体稳定性，使得使用单一絮凝剂进行高效澄清变得困难。本研究系统地研究了无机絮凝剂——聚合铝铁硫酸盐（PAFS）和聚合铝氯化物（PAC）与不同类型的聚丙烯酰胺（PAM）絮凝助剂的协同絮凝性能。通过对比实验确定了PAFS-CPAM组合为最有效的方案，并采用响应面法优化了关键操作参数。在优化条件下（温度28.8°C，PAFS投加量1.09 g/L，CPAM投加量8.72 mg/L），处理后的废水浊度降至6.7 NTU。这种改进的处理效果归因于序贯的混凝-絮凝机制：首先，水解的铁离子通过电荷中和作用破坏负电荷胶体的稳定性并促进絮凝；随后，CPAM通过聚合物桥接作用形成更大、更稳定的絮体。本研究为设计高效的无机-有机复合絮凝剂系统以处理煤泥水提供了实际指导和相关机理分析。

**1. 引言**
煤泥水是煤炭洗选和选矿过程中的典型副产品，其中含有大量超细煤颗粒、粘土矿物和有机物。由于这些颗粒粒径小、表面电荷高且具有亲水性，它们在水中保持稳定悬浮状态[1][2]，导致浊度较高且沉淀效果差[3][4]。未经处理的煤泥水如果持续循环或排放，会引发多种问题，包括工艺用水质量下降、浮选和过滤效率降低，以及周边地表水和地下水系统的污染[5]。在煤炭制备厂中，悬浮固体浓度通常达到每升几克到几十克，这些颗粒的胶体稳定性严重阻碍了水的快速澄清[6]。随着对清洁煤炭生产和可持续水资源管理的重视，提高煤泥水处理的效率和稳定性已成为紧迫的技术和环境问题[7]。
已开发出多种物理、化学和物理化学技术用于分离细小固体，包括沉淀、过滤、离心、电凝聚和膜分离等方法[8][9][10]。虽然物理方法简单，但对于高浊度和胶体稳定的悬浮液效果不佳[11]。膜技术和电化学技术虽然分离效率高，但往往受操作成本和污染问题的限制[12]。在现有方法中，化学混凝-絮凝因其操作简便性和适应性而成为最经济且应用广泛的策略[13][14]。无机絮凝剂如聚合铝氯化物（PAC）和聚合铝铁硫酸盐（PAFS）通过电荷中和和絮凝作用破坏负电荷颗粒的稳定性[15][16]。然而，单一无机絮凝剂形成的絮体往往脆弱且对溶液化学条件敏感。为提高聚集效率，常使用高分子量的聚丙烯酰胺（PAM）衍生物——阴离子型（APAM）、阳离子型（CPAM）和非离子型（NPAM）作为絮凝助剂[17][18]。这些聚合物通过吸附和聚合物桥接作用促进颗粒聚集，形成更大、更稳定的絮体[8][14][19]。尽管已有大量关于无机与有机组分协同效应的研究[20][21]，但其作用机制和参数相互作用仍不够明确，且在耦合操作条件下的系统优化仍有限。
为此，本研究系统地研究了PAFS和PAC与不同类型PAM（APAM、CPAM和NPAM）组合在煤泥水处理中的协同混凝-絮凝行为，对比评估了单一系统和复合系统的澄清效果，并采用响应面法（RSM）优化了关键操作参数（pH值、温度和投加量）。通过表征分析获得了机理上的认识，旨在阐明无机水解产物和聚合物桥接在颗粒聚集中的作用机制，为高效设计无机-有机复合絮凝剂系统提供指导。

**2. 实验部分**
2.1. 材料
PAFS、PAC、APAM、CPAM和NPAM均由中国义乌新邦环保科技有限公司提供。盐酸（HCl）购自中国上海的中药试剂有限公司，氢氧化钠（NaOH）购自上海的阿拉丁生化科技有限公司。煤泥来自淮南矿业集团煤炭制备有限公司，用于配制固体浓度为10 g/L的煤泥水。所有试剂均为分析级，无需进一步纯化即可使用。
2.2. 单一絮凝剂的筛选
为了确定最有效的单一絮凝剂，使用无机和有机絮凝剂进行了系列Jar试验。PAFS和PAC作为无机絮凝剂，APAM、CPAM和NPAM作为有机絮凝剂。PAFS和PAC的储备溶液浓度为25 g/L，而APAM、CPAM和NPAM的溶液浓度为1 g/L。PAFS和PAC的投加量设定为0.25-1.875 g/L，APAM、CPAM和NPAM的投加量分别调整为2.5-10 mg/L。按照标准Jar试验程序，将200 mL煤泥水放入500 mL烧杯中，在20°C下使用恒温磁力搅拌器搅拌（见图1）。实验包括三个阶段：首先加入絮凝剂后，以200 rpm的速度快速搅拌2分钟以确保均匀分散；其次在低剪切条件下以60 rpm的速度轻轻搅拌5分钟以促进絮体生长；最后让处理后的悬浮液静置沉淀5分钟。然后从液面下约2 cm处小心抽取5 mL上清液，并用浊度计（ZD-1001，杭州启伟仪器有限公司）测量其浊度。根据浊度去除效率评估每种单一絮凝剂的絮凝效果，从而确定最适合后续复合絮凝试验的絮凝剂。

**2.3. 复合絮凝剂组合的优化**
基于单一絮凝剂的筛选结果，进一步研究了无机絮凝剂与有机聚丙烯酰胺组合的潜在协同效应。按照2.2节描述的程序进行絮凝实验。首先加入无机絮凝剂并充分搅拌1分钟（200 rpm）；然后加入有机絮凝剂并快速搅拌1分钟（200 rpm）；最后缓慢搅拌5分钟（60 rpm）。之后静置5分钟，再从液面下2 cm处收集液体并测量浊度。通过比较不同配方的浊度去除效果，确定最佳的无机-有机组合以进行后续优化研究。
2.4. 响应面法优化
确定最佳的无机-有机絮凝剂组合后，采用响应面法（RSM）系统优化控制浊度去除的关键操作参数。根据单因素实验结果，选择三个独立因素——无机絮凝剂投加量、有机絮凝剂投加量和温度——进行多变量优化。实验设计和统计分析使用Design-Expert 8.0软件和Box-Behnken设计（BBD）进行。构建了三因素三水平的矩阵，将浊度去除效率作为响应变量。实验数据拟合到二阶多项式模型，以描述独立变量的交互作用和二次效应。进行方差分析（ANOVA）以评估模型的显著性、适用性和预测能力。基于开发的回归模型通过数值优化确定最佳参数组合，以最大化复合絮凝剂的浊度去除效率。
2.5. 絮体的表征
为了阐明复合系统的絮凝机制并明确复合絮凝剂与悬浮颗粒之间的物理化学相互作用，对处理后的沉淀絮体进行了全面表征。分析前将收集的絮体样品在60°C下烘干至恒重。
采用热重分析（TGA/DSC2，METTLER TOLEDO）评估絮体的热稳定性和质量损失行为，从而评估有机聚合物和无机水解产物在聚集结构中的整合情况。使用傅里叶变换红外光谱（FTIR，INVENIO S，Bruker）识别煤泥颗粒与絮凝剂组分之间的特征官能团和可能的化学相互作用。通过X射线衍射（XRD，Smartlab，Rigaku）确定絮体样品的矿物组成和结晶特性，以评估复合絮凝后的结构变化。

**3. 结果与讨论**
3.1. 单一絮凝剂的处理效果
制备的悬浮液代表了典型的煤洗选废水，其特征是浊度高、含有大量超细悬浮固体以及由于细煤颗粒和粘土矿物的存在而具有强胶体稳定性。这种废水在煤炭制备厂中常见，给固液分离和水回收带来挑战。在絮凝实验前，首先检测了悬浮液的物理化学性质。静置5分钟后，初始浊度约为2000 NTU，pH值接近中性。
选择PAFS和PAC作为代表性的无机絮凝剂，因为它们应用广泛且具有强的电荷中和能力。使用不同离子性质的聚丙烯酰胺类絮凝剂（APAM、CPAM和NPAM）作为絮凝助剂，以评估其在吸附和桥接中的作用。这种组合有助于研究协同混凝-絮凝行为，并确定有效的煤泥水处理系统。图2展示了絮凝剂类型、投加量和温度对浊度的影响。
**图2**清楚地表明，两种无机絮凝剂都在一定程度上降低了煤泥水的浊度，其中PAFS在相同投加量下的效果明显优于PAC。当PAFS投加量从0.25 g/L增加到0.875 g/L时，处理后水的浊度显著降低，表明有效破坏了悬浮颗粒的稳定性。相比之下，PAC在研究范围内的澄清效率较低。PAFS的优异性能归因于其较高的聚合度和形成的聚合铁水解产物，这些产物增强了电荷中和和絮凝作用[22][23]。
图2b展示了有机聚丙烯酰胺絮凝剂的效果。在三种聚合物中，CPAM的浊度降低效果最好，其次是NPAM，而APAM的絮凝能力较弱。随着CPAM投加量的增加，浊度急剧下降，在7.5 mg/L时达到最低值，表明通过静电吸引和聚合物桥接有效促进了颗粒聚集[24][25]。CPAM的改进效果与其阳离子官能团有关，这些官能团可以强吸附在煤泥悬浮液中的负电荷矿物表面[26][27][28]。相比之下，NPAM主要通过聚合物桥接促进聚集，而不依赖于强烈的静电作用[29][30]；而APAM由于静电排斥作用在负电荷颗粒上的吸附作用有限[31][32]。
图2c显示了温度对浊度去除的影响。实验中以7.5 mg/L的CPAM作为絮凝剂，改变温度以评估其对絮凝过程的影响。随着温度从5°C升至约30°C，处理后水的浊度逐渐降低，表明絮凝效率提高。这种改善可能与水粘度降低和颗粒碰撞频率增加有关，从而促进了絮体的形成和生长[33]。然而，当温度超过30°C时，浊度开始上升，可能是由于聚合物桥接稳定性减弱或絮体在高温下破裂[34][35]。因此，适中的温度更有利于高效絮凝。
尽管单一絮凝剂具有一定的澄清能力，但处理后水的浊度仍然较高，形成的絮体相对松散。这些结果表明，单一絮凝剂无法完全解决含有细小矿物颗粒和稳定胶体的煤泥水的复杂性。因此，进一步研究了结合无机絮凝剂和有机聚合物的复合絮凝系统，以探索潜在的协同效应。

**3.2. 复合絮凝剂组合的协同效应**
根据单一絮凝剂的筛选结果，由于CPAM具有更好的浊度去除效果，选择它进行后续的复合絮凝实验。进行了两种复合系统的进一步评估——PAFS与CPAM的组合（A组）和PAC与CPAM的组合（B组）。根据单因素实验，PAFS的最佳浊度降低剂量为0.875克/升，PAC为1.5克/升，CPAM为7.5毫克/升。当这两种系统联合使用时，表现出显著不同的澄清性能。使用PAFS-CPAM系统处理的煤泥水的残余浊度约为60 NTU，而使用PAC-CPAM系统处理的浊度仍高达185 NTU，表明PAFS-CPAM组合在浊度去除方面取得了显著更好的效果。PAFS-CPAM系统性能的提高可以归因于无机混凝和聚合物辅助絮凝之间的协同作用[20]。PAFS水解产物通过电荷中和和初始混凝作用使悬浮颗粒失稳[36]，而CPAM通过聚合物桥接促进颗粒聚集[37]，从而形成更大、更稳定的絮体。与PAC相比，PAFS通常具有更强的电荷中和能力，这增强了其与CPAM的相互作用，并提高了整体絮凝效率[38]。这些结果证实了PAFS-CPAM组合在处理煤泥水方面产生了明显的协同效应。

3.3. 通过响应面方法优化絮凝条件
响应面方法（RSM）被用来优化混凝-絮凝过程的操作参数。与传统的单因素实验相比，RSM允许同时评估多个变量及其相互作用，同时减少了实验次数。这种方法提高了过程优化的效率和可靠性。基于单因素实验的结果，选择了三个因素——温度（A）、PAFS剂量（B）和CPAM剂量（C）来评估它们对浊度去除的影响。实验结果总结在表1中。

表1. 响应面设计的因素和水平。

因素代码 水平
A 5 2 2.5 4
PAFS（克/升） 0 0.5 1.25
CPAM（毫克/升） 5 7.5 10

3.3.1. 响应面实验设计和结果
使用三因素、三水平的Box-Behnken设计（BBD）构建了一个二次回归模型。根据初步实验的结果，因素A、B和C被编码为三个水平：-1、0和+1。相应的设计表显示在表1中。浊度（Y）被选为响应变量。共进行了17次实验，实验设计和结果总结在表2中。中心点实验重复了五次，并计算了平均值、标准差（SD）和相对标准差（RSD）。RSD值表明对于非均匀悬浮系统来说具有可接受的可重复性。

表2. 响应面实验方案和结果。

数字 温度（°C） PAFS（克/升） CPAM（毫克/升） 浊度（NTU）
1 2 2.5 0.875 7.5 14
2 2 2.5 0.875 7.5 13
3 2 2.5 0.5 10 36
4 5 1.25 7.5 40
5 2 2.5 0.5 5 19
6 4 0 0.5 7.5 25
7 2 2.5 0.875 7.5 12
8 4 0 0.875 5 9
9 5 0.875 5 38
10 2 2.5 1.25 5 8
11 2 2.5 0.875 7.5 13
12 5 0.5 7.5 5 8
13 4 1.25 7.5 8
14 2 2.5 1.25 10 17
15 5 0.875 10 6
16 2 2.5 0.875 7.5 16
17 4 0 0.875 10 10

中心点（n=5）：平均浊度 = 12 NTU，SD=2.24，RSD = 18.7%

Design Expert 13软件被用来对实验数据进行统计分析，并将数据拟合到二次多项式模型。得到的回归模型如下：
Y = 12 - 18A - 8.13B + 6.13C + 0.25AB - 5.25AC - 2BC + 15A2 + 5.75B2 + 2.25C2
其中Y代表浊度，A、B和C分别代表温度、PAFS剂量和CPAM剂量。

3.3.2. 模型开发和方差分析
使用回归模型，进行了方差分析（ANOVA）来评估模型的显著性以及因素与响应之间的关系。ANOVA的结果显示在表3和表4中。从分析中可以看出，自变量与浊度去除效率之间存在显著相关性。

表3. 响应面方差分析的结果。

来源 方差和 自由度 均方 F值 p值
空单元 47 23.7 29 5 24.8 67 2.39 <0.0001 显著
A-Temp. 25 9 21 25 9 23 57.5 2 <0.0001 显著
B-PAFS 52 8.1 15 28.1 3 7 2.8 <0.0001 显著
C-CPAM 30 0.1 13 0 0.1 3 4 1.4 0.0004 不显著
AB 0.25 10 0.2 5 0.03 0.8 5 不显著
AC 11 0.2 11 0.2 5 1 0.005 9 显著
BC 16 11 6 2.2 10 1 0.1 8 不显著
A2 94 7.3 19 47 3 7 13 0.6 <0.0001 显著
B2 13 9.2 11 3 9 2 19 2 0.003 2 显著
C2 21 3 21 1 3 2 1.3 2 0.1 3 0.1 0
残差 50 7 7 7.2 5 缺乏拟合 28.7 39 5 8 3 1.7 4 不显著
纯误差 22 4 5 5 总计 47 74 4.4 7

注：P<0.05表示显著，P>0.05表示不显著。

表4. 响应面变量的方差分析结果。

R2 R2Adj 调整后的R2 预测精度
0.989 0.975 0.896 5 1 1.8 0.3 0 25.3 0 1 2

模型的决定系数（R2）为0.9894，调整后的R2（R2Adj）为0.9757，表明模型具有很强的拟合度，两者之间的差异很小。这表明模型能够准确表示实际情况，具有良好的精度和较低的实验误差。模型的充分性进一步通过25.3012的充分精度值得到证实，该值大于4，表明模型具有出色的预测能力。因此，回归模型可以有效分析和预测PAFS、CPAM和温度对浊度去除的影响，为优化絮凝条件提供了可靠的框架。

3.3.3. 响应面交互作用分析
使用响应面图和相应的等高线图进一步分析了温度（A）、PAFS剂量（B）和CPAM剂量（C）对浊度的交互作用，如图2、图3和图4所示。在这些图中，响应面的曲率反映了两个变量的联合影响，而等高线形状表示它们交互作用的强度。

下载：下载高分辨率图像（433KB）
下载：下载全尺寸图像

图3. (a) 温度和PAFS剂量之间交互作用的响应面和(b) 等高线。

下载：下载高分辨率图像（421KB）
下载：下载全尺寸图像

图4. (a) 温度和CPAM剂量之间交互作用的响应面和(b) 等高线。

如图3a和3b所示，当CPAM剂量固定时，温度和PAFS剂量之间的交互作用显著影响处理后煤泥水的浊度。响应面显示出明显的二次曲率，表明在研究范围内这两个变量都影响澄清性能[39]。随着PAFS剂量的增加，浊度降低，这表明需要适量的铁水解产物来使悬浮颗粒失稳并启动絮体形成。然而，进一步增加PAFS剂量会导致浊度逐渐增加，表明过量的混凝剂添加可能会降低处理效率。同时，温度也对系统有明显影响。在适中的温度范围内，浊度在响应面上达到最小值，表明絮凝条件更为有利。椭圆等高线图案进一步表明温度和PAFS剂量在控制浊度去除方面有显著的交互作用。

图4a和4b显示了温度和CPAM剂量对浊度去除的交互作用。图3a中的响应面表明两个因素之间存在二次关系，随着温度从5°C升高到大约30°C，浊度降低，表明絮凝效率提高。这种改善主要是由于在较高温度下颗粒碰撞频率增加和聚合物链流动性增强[40]。然而，在过高的温度下，浊度再次增加，如图4b所示。这可能是因为非常高的温度削弱了聚合物桥的稳定性或在混合过程中加速了絮体的破裂，从而降低了整体澄清效率[41]。图4b中的椭圆等高线图案进一步表明温度和CPAM剂量在控制浊度去除方面有强烈的交互作用，最佳絮凝条件出现在适中的温度和CPAM剂量范围内。

图5a和5b显示了PAFS和CPAM剂量的联合效果，其中温度保持在中心水平。响应面表明混凝剂和聚合物剂量在浊度降低中起着重要作用。当CPAM剂量太低时，聚合物桥接不足，絮体形成受限。相反，过量的CPAM剂量可能导致胶体颗粒部分重新稳定，降低絮凝效率[42]。因此，需要适当平衡无机混凝和聚合物桥接，以实现最佳的澄清性能。

RSM结果表明，温度、PAFS剂量和CPAM剂量这三个因素对浊度去除都有显著影响。其中，PAFS剂量由于其对电荷中和和初始颗粒失稳的贡献而起主导作用。PAFS和CPAM之间的交互作用也很明显，表明适当匹配无机混凝剂和聚合物剂量对于有效的絮体形成至关重要。基于RSM和数值优化，确定了最佳操作条件为：PAFS剂量1.09克/升，CPAM剂量8.72毫克/升，温度28.8°C。进行了三组实验，通过无机和有机絮剂的协同作用处理的矿井水的平均浊度为6.7 NTU。实验结果与预测结果基本一致，上清液浊度指数的误差很小，表明使用响应面方法优化矿井水处理实验是合理且可行的。

进行了初步的成本分析，基于化学消耗量。最佳PAFS–CPAM系统的估计处理成本约为1.26人民币/立方米，使用典型的市场价格计算得出，PAFS为0.001人民币/克，CPAM为0.02人民币/克。相比之下，单独使用PAFS的化学成本较低，但浊度去除效率明显较差。这表明，当考虑处理性能和成本时，复合系统提供了更有效且经济上更有利的解决方案。

3.4. 絮凝机制研究
通过XRD分析了絮凝前后煤泥的晶体结构，如图6所示。原始煤泥的衍射图显示了与煤制备废水中常见矿物相相关的几个特征峰，包括石英（SiO2）和粘土矿物如高岭石和伊利石。在2θ ≈ 26.6°附近观察到的显著峰对应于石英，这通常是煤泥中的主要矿物成分[43]。在12-25°和35-40°范围内出现的额外峰归因于来自细小矸石颗粒的粘土矿物结构[44]、[45]。

下载：下载高分辨率图像（106KB）
下载：下载全尺寸图像

图6. 絮凝前后煤泥的XRD图谱。

絮凝后，主要衍射峰的位置基本保持不变，表明煤泥颗粒的矿物组成和晶体结构在处理过程中没有显著变化。然而，在处理样品中可以观察到峰强度的轻微降低和峰宽度的部分增加。这种变化可能是由于PAFS水解产生的铁物种和CPAM聚合物链吸附在颗粒表面，以及PAFS水解过程中形成的非晶态氢氧化铁沉淀[46]。这些非晶态成分部分覆盖了矿物表面，降低了衍射强度。结果表明，絮凝过程主要涉及表面吸附、电荷中和和聚合物桥接，导致细颗粒聚集，而不改变原始矿物晶体相[47]、[48]。

FTIR进一步研究了絮凝剂与煤泥颗粒之间的化学相互作用。原始煤泥、絮凝污泥和单个絮凝剂的光谱显示在图7中。在原始煤泥的光谱中，大约3400 cm-1处的宽吸收带对应于与吸附的水和粘土矿物相关的羟基（–OH）的伸缩振动[49]。1600 cm-1附近的带对应于水分子的弯曲振动[50]，而1000-1100 cm-1和911 cm-1区域的强吸收带分别与石英的Si–O伸缩振动和粘土中的Al–OH弯曲振动相关[51]。

下载：下载高分辨率图像（136KB）
下载：下载全尺寸图像

图7. 样品的FTIR图像。

絮凝后，整体光谱轮廓与原始煤泥基本相似，表明在处理过程中没有生成新的化学键或矿物相。只能观察到峰强度的轻微变化，这可能与絮凝剂成分结合到絮体结构中有关[52]。存在与聚丙烯酰胺的酰胺基团（1550-1620 cm-1）和铁水解产物中的Fe–O振动（500-700 cm-1）相关的弱吸收带，表明絮凝剂被吸附在颗粒表面[46]。这些结果表明，絮凝过程主要涉及物理吸附、电荷中和和聚合物桥接，而不是矿物成分的化学转化。

此外，还进行了TGA来评估絮凝前后煤泥的热行为，结果显示在图8中。两个样品显示出相似的整体热分解趋势，表明煤泥的主要矿物组成在絮凝过程后没有变化。在大约200°C以下发生的轻微质量损失可归因于物理吸附的水和与粘土矿物相关的水分的蒸发[53]。随着温度升高到400-500°C，质量减少更为明显，这主要与有机成分的分解和矿物羟基的脱水有关[54]。

下载：下载高分辨率图像（94KB）
下载：下载全尺寸图像

图8.煤泥絮凝前后的热重分析表明，与原煤泥相比，絮凝样品在400-600°C的温度范围内质量损失略大。这种行为可能与絮凝过程中引入的聚合物絮凝剂成分有关，尤其是聚丙烯酰胺链的热分解[55]。同时，PAFS的水解产物也可能有助于形成在高温下发生脱水的氢氧化铁物种[56]。这些结果表明，絮凝后的污泥中含有来自絮凝剂系统的额外有机成分和水解产物，证实絮凝剂已成功融入到聚集的污泥结构中。根据实验结果，可以提出PAFS-CPAM复合体系用于煤泥废水处理的絮凝机制。该体系的澄清效果提升源于无机混凝剂和有机聚合物的协同作用。如图9所示，PAFS水解产生带正电荷的物种，中和颗粒表面的负电荷并引发初始絮凝[57]；随后，CPAM通过静电吸引和氢键作用吸附到不稳定的颗粒表面，其长聚合物链有助于颗粒间的桥接[58]，从而形成更大、更密的絮体。此外，水解金属物种的扫集絮凝作用进一步增强了颗粒的捕获效果。虽然没有形成新的化学键，但絮凝过程受到多种物理化学作用的影响，包括电荷中和、吸附-桥接、氢键作用和范德华力，这些作用共同促进了细小悬浮颗粒的快速聚集和沉淀。

**结论**
本研究系统地探讨了无机和有机絮凝剂在煤泥废水处理中的絮凝性能。在测试的絮凝剂中，PAFS和CPAM的复合体系表现出最佳的澄清效果。响应面法进一步优化了操作条件，使处理后的废水浊度显著降低至6.7 NTU，证明了该复合絮凝剂系统的高效率。尽管最佳温度为28.8°C，但在较低温度下也能观察到可接受的处理效果，表明其具有实际应用性。表征分析表明，絮凝过程主要涉及颗粒聚集，且不会改变矿物晶体结构。处理效率的提升归因于电荷中和、聚合物桥接和扫集絮凝的协同效应，这些效应促进了细小悬浮颗粒的快速聚集和沉淀。这些特性表明，所提出的系统适用于高流量煤洗废水处理，并可方便地集成到传统的混凝-沉淀工艺中以实现大规模应用。这些结果为改善煤泥废水处理提供了实用且有效的策略。

**作者贡献声明**
胡丽芳：撰写、审阅与编辑、监督、概念构思。
郑丹：撰写、审阅与编辑、资源管理、项目协调、概念构思。
邢宇：撰写初稿、验证、实验设计、数据管理。
张林江：撰写初稿、方法学设计、数据管理。
张倩：撰写、审阅与编辑、概念构思。