大量剩余污泥的產(chǎn)生是活性污泥工藝面臨的一個(gè)重要問題.自2003年開始，我國的剩余污泥產(chǎn)量就超過了1000萬t(國家統(tǒng)計(jì)局等，2010);隨著城市污水處理廠在“十一五”期間的大規(guī)模建設(shè)，2011年我國污泥產(chǎn)量約2188萬t，預(yù)估到2015年我國污泥產(chǎn)量將超過3000萬t(傅濤等，2010).剩余污泥若不經(jīng)有效處理處置將會(huì)產(chǎn)生二次污染，直接或間接威脅環(huán)境安全和公眾健康，同時(shí)使污水處理設(shè)施的環(huán)境效益大大降低.剩余污泥減量技術(shù)受到了國內(nèi)外研究者的廣泛關(guān)注，目前主要包括物理方法(如機(jī)械作用、熱處理、微波、超聲波、輻射等)、化學(xué)方法(如酸堿處理、臭氧氧化、Fenton試劑氧化、超臨界水氧化、化學(xué)制劑解偶聯(lián)等)和生物方法(如生物捕食、生物酶、多功能微生物制劑等).單一污泥減量技術(shù)的減量效果往往有限.葉芬霞等(2004)以3，3′，4′，5-四氯水楊酰苯胺(TCS)作為解偶聯(lián)劑，投加量為0.5 mg · g-1(以VSS計(jì))時(shí)，污泥減量約30%;諸一殊等(2008)將超聲波用于污泥的好氧消化中，使得污泥TSS減量40%左右.污泥減量技術(shù)與活性污泥處理系統(tǒng)相結(jié)合可以實(shí)現(xiàn)剩余污泥進(jìn)一步減量甚至零排放，其主要減量機(jī)制有溶解-隱性生長、解偶聯(lián)代謝、維持代謝等(Wei et al., 2003).

污泥臭氧減量技術(shù)是通過臭氧處理使活性污泥溶胞，然后將其回流至生物處理系統(tǒng)，系統(tǒng)內(nèi)微生物利用這部分物質(zhì)進(jìn)行隱性生長，從而達(dá)到減量的目的(Chu et al., 2009).Yasui等(1996)在日本某小型城市污水處理廠中對(duì)該技術(shù)進(jìn)行了為期9個(gè)月的研究，運(yùn)行期間無剩余污泥排放.同時(shí)，研究人員圍繞著臭氧處理對(duì)活性污泥的影響和臭氧處理后污泥回流對(duì)生物處理系統(tǒng)的影響等方面開展了一系列研究.研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過臭氧處理后，污泥濃度降低，溶解性COD增加(Yang et al., 2011);VSS/TSS、pH和結(jié)合水含量有所降低，Zeta電位有所增加(Bougrier et al., 2006)，較高的臭氧投加量使得污泥顆粒尺寸減小(Zhang et al., 2009);污泥的可生物降解性有所提高(Yeom et al., 2002)，較低的臭氧投加量對(duì)污泥微生物種類無明顯影響，而較高的臭氧投加量導(dǎo)致微生物種類逐漸減少甚至對(duì)污泥活性造成嚴(yán)重破壞(Yan et al., 2009).經(jīng)過臭氧處理的污泥回流至生物處理系統(tǒng)后，COD和氮仍然具有較高的去除率，但出水中COD和氨氮濃度略有上升(寇青青等，2012)，亞硝氮濃度保持很低的水平，硝氮濃度有所降低(孫德棟等，2006)，污泥回流對(duì)于生物處理系統(tǒng)的反硝化作用無明顯影響(Dytczak et al., 2006)，而且臭氧處理過程中產(chǎn)生的溶解性和難沉降顆粒有機(jī)物可以作為反硝化的碳源(Ahn et al., 2002)，SS保持較低水平(Lee et al., 2005).有研究表明(Saktaywin et al., 2005)，污泥臭氧處理與活性污泥工藝結(jié)合后，磷的去除效果下降，這是由于生物除磷是通過剩余污泥的排放實(shí)現(xiàn)的，污泥減量甚至零排放使得磷在生物處理系統(tǒng)內(nèi)逐步積累，導(dǎo)致出水中磷濃度升高，因此，污泥臭氧減量應(yīng)與除磷工藝相結(jié)合.

基于此，本研究考察了污泥臭氧減量效果、工藝控制參數(shù)及臭氧處理后回流污泥對(duì)生物處理系統(tǒng)的影響，同時(shí)探索了臭氧處理后污泥上清液化學(xué)除磷的優(yōu)化條件，以期為污泥臭氧減量技術(shù)的規(guī)模化應(yīng)用提供技術(shù)支持.

2 材料與方法

2.1 污泥臭氧處理實(shí)驗(yàn)

實(shí)驗(yàn)所用污泥取自北京清河污水處理廠A/A/O工藝二沉池的回流污泥，MLSS和MLVSS分別為8603和6185 mg · L-1.每次實(shí)驗(yàn)前取1400 mL污泥原樣，曝氣24 h，然后用去離子水稀釋至3500 mL.污泥臭氧處理實(shí)驗(yàn)采用半連續(xù)式反應(yīng)模式，即污泥序批式加入反應(yīng)器中，臭氧連續(xù)通入反應(yīng)器，共完成了2個(gè)批次的臭氧處理實(shí)驗(yàn).污泥樣品的體積均為500 mL，臭氧氣體的流速為0.2 L · min-1，采用砂芯曝氣.一批次實(shí)驗(yàn)中，初始pH為6.8，氧化時(shí)間為10 min，臭氧投加量分別為0、26、63、154、227、268 mg · g-1(以SS計(jì));二批次實(shí)驗(yàn)中，臭氧氣體濃度為50 mg · L-1，氧化時(shí)間為9 min，初始pH調(diào)節(jié)為3.0、5.0、7.0、9.0、11.0.

臭氧氣體濃度用碘量法測(cè)定.反應(yīng)結(jié)束后，用氮?dú)鈱⑾到y(tǒng)中殘留的臭氧吹出，并用1% KI溶液收集.實(shí)際消耗的臭氧由公式(1)計(jì)算.

式中，MO3，cons為臭氧消耗量(mg);CO3，gas，in為反應(yīng)器入口的臭氧濃度(mg · L-1);QO3，gas，in為臭氧氣體流速(L · min-1)，由氣體流量計(jì)測(cè)得;T為活性污泥臭氧氧化時(shí)間(min);MO3，gas，out為未參與反應(yīng)的臭氧量(mg).

采用污泥溶解率R表征其溶胞程度，計(jì)算公式如下：

式中，[MLSS]o和[MLSS]t表示未經(jīng)臭氧處理及經(jīng)臭氧處理t時(shí)后污泥的MLSS(mg · L-1).

2.2 臭氧處理后污泥回流對(duì)生物處理系統(tǒng)的影響實(shí)驗(yàn)

本實(shí)驗(yàn)采用兩套活性污泥法小試裝置，一套作為對(duì)照系統(tǒng)，采用傳統(tǒng)活性污泥法運(yùn)行;另一套增加了污泥臭氧處理單元，作為污泥減量系統(tǒng).每套裝置由一個(gè)曝氣池(5.2 L)和一個(gè)二沉池(2.6 L)構(gòu)成，放置在溫控20 ℃的水浴中.對(duì)照系統(tǒng)和減量系統(tǒng)的水力停留時(shí)間(HRT)15 h，溶解氧(DO)3~5 mg · L-1，pH=5~7，MLSS分別為(1690±50)mg · L-1和(1756±90)mg · L-1，對(duì)照系統(tǒng)的污泥齡(SRT)20 d.污泥臭氧處理單元的臭氧投加量為100 mg · g-1.

反應(yīng)裝置連續(xù)運(yùn)行60 d，分為兩個(gè)階段.一階段歷時(shí)15 d，兩套反應(yīng)器均采用傳統(tǒng)活性污泥法運(yùn)行;二階段歷時(shí)45 d，減量系統(tǒng)中的污泥臭氧處理單元啟動(dòng)，對(duì)照系統(tǒng)仍按照傳統(tǒng)活性污泥法運(yùn)行.二階段中，對(duì)照系統(tǒng)每日排泥量為0.25 L，減量系統(tǒng)每日取0.4 L污泥進(jìn)行臭氧處理，之后將處理后的污泥注入曝氣池，污泥減量系統(tǒng)運(yùn)行期間沒有剩余污泥排放.實(shí)驗(yàn)采用人工合成廢水，由蛋白胨、牛肉膏、硫酸銨、磷酸鉀、乙酸鈉、硫酸鎂、氯化鈣、氯化鐵和微量元素配制而成，主要水質(zhì)指標(biāo)為：COD 363 mg · L-1，TN 68.73 mg · L-1，NH3-N 21.2 mg · L-1，TP 9.6 mg · L-1，pH=6.2.在系統(tǒng)正式運(yùn)行前，接種污泥用人工合成廢水培養(yǎng)馴化30 d.對(duì)兩套系統(tǒng)的處理效果與活性污泥比耗氧速率(SOUR)進(jìn)行了監(jiān)測(cè).

2.3 臭氧處理后污泥上清液除磷實(shí)驗(yàn)

選用Ca(OH)2作為除磷劑，分別考察了不同鈣磷摩爾比(1.7、3.3、6.7、10.0、13.3)和對(duì)臭氧處理后污泥上清液的除磷效果以及SCOD、氮、pH的影響.

2.4 分析方法

污泥樣品混合均勻后測(cè)定其總COD(TCOD)，經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后測(cè)定污泥液相中的溶解性COD(SCOD)、總氮(TN)、氨氮(NH3-N)、硝酸鹽氮(NO-3-N)、亞硝酸鹽氮(NO-2-N)、總磷(TP)和活性磷(PO3-4-P)，上述各指標(biāo)所采用的Hach水質(zhì)分析法序號(hào)分別為：8000、10072、10031、8039、8507、8114及10127.活性污泥的比耗氧速率(SOUR)的測(cè)定參考文獻(xiàn)步驟進(jìn)行(王建龍等，1999).

3 結(jié)果與討論

3.1 污泥臭氧處理

在污泥臭氧處理過程中，臭氧投加量和活性污泥的初始pH會(huì)影響污泥的溶解率及有機(jī)質(zhì)、氮、磷等物質(zhì)的溶出，從而影響污泥臭氧減量的效果.故合理的臭氧投加量和污泥初始pH不僅對(duì)污泥臭氧減量有利，而且可以提高工藝的經(jīng)濟(jì)性.

3.1.1 臭氧投加量對(duì)污泥溶解率的影響

首先考察了不同臭氧投加量對(duì)污泥溶解率的影響.如圖 1所示，隨著臭氧投加量的增加，污泥的MLSS和MLVSS逐漸減小，污泥溶解率逐漸增大.當(dāng)臭氧投加量在0~154 mg · g-1時(shí)，溶解率增加較快，由0增加到26%;當(dāng)臭氧投加量在154~268 mg · g-1時(shí)，污泥溶解率增加較慢，由26%增加到33%.為了在獲得較好污泥減量效果的同時(shí)盡可能降低污泥臭氧處理的成本，建議合理的臭氧投加量為150 mg · g-1左右.

圖 1 臭氧投加量對(duì)污泥溶解率的影響

3.1.2 臭氧投加量對(duì)污泥中COD、氮、磷溶出的影響

圖 2考察了臭氧投加量對(duì)污泥中COD、氮、磷溶出的影響.隨著臭氧投加量的增加，污泥TCOD有一定程度的降低，液相中SCOD、TN、TP和PO3-4-P大幅增加，NH3-N、NO-3-N有所增加，NO-2-N維持在低濃度范圍內(nèi)(小于1.5 mg · L-1).這與Yang等(2011)報(bào)道的規(guī)律較吻合.當(dāng)臭氧投加量達(dá)到227 mg · g-1時(shí)，污泥TCOD減少了7.2%，SCOD增加了50.5倍，TN、NH3-N和NO-3-N分別增加了3.7、12.2和1.4倍，TP和PO3-4-P分別增加了11.1和10.4倍.這說明污泥經(jīng)過臭氧處理后，微生物細(xì)胞破裂，胞內(nèi)物質(zhì)釋放到污泥液相中，使得污泥SCOD、TN、TP大幅增加;隨著臭氧投加量的增加，部分有機(jī)物被臭氧礦化或吹脫，使得污泥的TCOD有所降低，部分有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為NH3-N，進(jìn)而被氧化為NO-2-N和NO-3-N，部分有機(jī)磷轉(zhuǎn)化為PO3-4-P.

在該批次實(shí)驗(yàn)中，SCOD、TN在臭氧投加量為227 mg · g-1時(shí)達(dá)到高值(1081和104 mg · L-1)，TP在臭氧投加量為268 mg · g-1時(shí)達(dá)到高值(25.7 mg · L-1)，污泥液相中增加的TN以有機(jī)氮為主(約占68%)，增加的TP以PO3-4-P為主(約占86%).活性污泥脫氮系統(tǒng)(如A/A/O工藝)中往往存在碳源不足的問題，如果將臭氧處理后的污泥回流至生物處理系統(tǒng)中，或許可達(dá)到改善脫氮效果和實(shí)現(xiàn)污泥零排放的雙重目的.但是，在污泥減量甚至零排放的情況下，臭氧處理后的污泥回流至生物處理系統(tǒng)會(huì)增加系統(tǒng)的磷負(fù)荷，導(dǎo)致磷在系統(tǒng)中的逐步累積，終使出水磷濃度超標(biāo)，因此需要考慮增加額外的除磷措施.

圖 2 臭氧投加量對(duì)污泥中COD、N和P溶出的影響

3.1.3 初始pH對(duì)污泥溶解率的影響

圖 3考察了不同初始pH對(duì)污泥溶解率的影響.隨著初始pH的升高，污泥溶解率呈現(xiàn)先增加(pH=3~9)后降低(pH=9~11)的趨勢(shì).這可能是因?yàn)閴A可以破壞微生物細(xì)胞，導(dǎo)致胞內(nèi)物質(zhì)溶出，與臭氧產(chǎn)生協(xié)同作用，而且偏堿性條件有利于臭氧反應(yīng)過程中具有強(qiáng)氧化能力的·OH的形成，從而提高臭氧的氧化效率.但是，過高的初始pH不利于污泥臭氧氧化反應(yīng)，因?yàn)檫^多的氫氧根離子會(huì)使污泥發(fā)生褐變反應(yīng)(氨基化合物與羰基化合物之間的反應(yīng)，反應(yīng)產(chǎn)物具有一定的抗氧化性(Abraham et al., 2007).

圖 3 初始pH對(duì)污泥溶解率的影響

3.1.4 初始pH對(duì)臭氧處理后污泥中COD、氮和磷溶出的影響

圖 4顯示了初始pH對(duì)臭氧處理后污泥中COD、氮和磷溶出的影響.臭氧處理前，污泥的TCOD和SCOD分別為4245和18 mg · L-1，TN、NH3-N、NO-2-N和NO-3-N分別為12.00、0.25、0.05、5.05 mg · L-1，TP和PO3-4-P分別為0.68和0.60 mg · L-1.

圖 4 初始pH對(duì)臭氧處理后污泥中COD、N、P溶出的影響

隨著初始pH的升高，臭氧處理后污泥TCOD基本不變，SCOD和TN先快速增加(pH=3~7)而后緩慢增加(pH=7~9)后有所降低(pH=9~11)，NO-3-N逐漸增加，NH3-N和NO-2-N在TN中所占比例很小(分別為0.4%~3.1%和0.1%~0.7%)，沒有明顯變化.因此，偏堿性條件更有利于污泥臭氧減量.這可能是由于偏堿性條件下臭氧的氧化效率較高，對(duì)污泥的溶胞作用增強(qiáng)，有利于胞內(nèi)物質(zhì)的溶出，部分有機(jī)氮被進(jìn)一步氧化成NO-3-N.但如前所述，由于過高的初始pH使污泥發(fā)生褐變反應(yīng)，反而不利于污泥的臭氧處理.隨著初始pH的升高，TP和PO3-4-P先逐漸降低(pH=3~9)然后有所升高或維持穩(wěn)定(pH=9~11)，表明酸性條件更有利于污泥細(xì)胞內(nèi)的含磷物質(zhì)釋放到污泥液相中.因此，初始pH中性或弱堿性條件有利于污泥的臭氧處理.

3.1.5 臭氧處理后污泥pH的變化

表 1為不同初始pH條件下臭氧處理后污泥的pH.當(dāng)初始pH偏酸性時(shí)，處理后污泥的pH略有上升;當(dāng)初始pH中性或者偏堿性時(shí)，處理后污泥的pH有較大幅度的降低.有機(jī)物在臭氧作用下會(huì)分解成多種小分子有機(jī)酸，堿性條件有利于·OH的形成，增強(qiáng)了臭氧氧化作用，產(chǎn)生的有機(jī)酸較多，導(dǎo)致反應(yīng)后pH有較大幅度的降低;酸性條件下，反應(yīng)產(chǎn)生的有機(jī)酸對(duì)pH的貢獻(xiàn)不大，而且部分有機(jī)碳礦化后以CO2的形式逸出，故反應(yīng)后pH沒有明顯降低反而有所增加.

表 1 臭氧處理后污泥pH的變化

3.2 臭氧處理后污泥回流對(duì)生物處理系統(tǒng)的影響

以上實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，污泥經(jīng)臭氧處理后，有機(jī)質(zhì)、氮、磷等物質(zhì)會(huì)釋放到污泥液相中，實(shí)現(xiàn)一定程度的污泥減量.如果將臭氧處理后的污泥回流至生物處理系統(tǒng)中，利用微生物的隱性生長可以實(shí)現(xiàn)進(jìn)一步污泥減量，甚至達(dá)到污泥零排放的目的.下述實(shí)驗(yàn)綜合評(píng)估了臭氧處理后的污泥回流對(duì)生物處理系統(tǒng)產(chǎn)生的影響.

3.2.1 臭氧處理后污泥回流對(duì)生物處理系統(tǒng)中COD、氮、磷和SS去除效果的影響

圖 5顯示了污泥減量系統(tǒng)和對(duì)照系統(tǒng)中COD、TN和TP的去除率.一階段(前15 d)，污泥減量系統(tǒng)和對(duì)照系統(tǒng)采用相同的運(yùn)行方式，因此兩系統(tǒng)的COD、TN和TP去除率很接近.二階段(后45 d)，污泥減量系統(tǒng)啟動(dòng)臭氧處理工藝，其COD、TN去除率與對(duì)照系統(tǒng)基本保持一致，而TP去除率明顯下降，其他學(xué)者的研究結(jié)果也證明了這一點(diǎn)(Lee et al., 2005;寇青青等，2012).在整個(gè)運(yùn)行期間，兩系統(tǒng)出水COD在15~35 mg · L-1之間，去除率在90%以上;出水TN在50~60 mg · L-1之間，去除率約為20%.二階段，污泥減量系統(tǒng)出水中NH3-N略有升高，NO-3-N約為30 mg · L-1，NO-2-N小于2 mg · L-1.

圖 5 污泥減量系統(tǒng)與對(duì)照系統(tǒng)中COD、TN和TP的去除率

本研究采用傳統(tǒng)活性污泥法，生物反應(yīng)器內(nèi)不能進(jìn)行反硝化過程，但由于二沉池的水力停留時(shí)間較長(約7.5 h)，可以進(jìn)行部分反硝化反應(yīng)，因此具有一定的脫氮功能.在兩個(gè)運(yùn)行階段及兩個(gè)處理系統(tǒng)之間，出水中各種形態(tài)氮的濃度基本保持一致，說明臭氧處理后污泥回流對(duì)硝化過程影響并不明顯.兩個(gè)系統(tǒng)出水中各種形態(tài)無機(jī)氮濃度之和約等于TN濃度，表明經(jīng)過生物處理系統(tǒng)后絕大部分有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成無機(jī)氮;NH3-N仍然保持一定的濃度水平，表明系統(tǒng)內(nèi)的硝化過程不完全.污泥減量系統(tǒng)和對(duì)照系統(tǒng)出水的SS分別為7.5和15 mg · L-1，表明臭氧處理后污泥回流對(duì)于活性污泥系統(tǒng)出水SS具有一定的改善作用.這是由于臭氧處理后污泥回流至生物系統(tǒng)后，可以改變生物反應(yīng)器內(nèi)污泥粒徑分布平衡(Bohler et al., 2004)，增加生物反應(yīng)器中微生物的有機(jī)負(fù)荷(即F/M 比率升高)，有利于微生物產(chǎn)生更多的胞外聚合物(EPS)(Dytczak et al., 2006)，從而改善污泥沉降性能.污泥減量系統(tǒng)的除磷能力下降，說明需要將污泥減量工藝與除磷工藝相結(jié)合，才能實(shí)現(xiàn)污泥減量系統(tǒng)的長期穩(wěn)定運(yùn)行.

3.2.2 臭氧處理后污泥回流對(duì)于生物處理系統(tǒng)中微生物活性的影響

圖 6為活性污泥的耗氧速率曲線，根據(jù)耗氧速率和MLSS得到活性污泥的比耗氧速率SOUR.臭氧污泥減量系統(tǒng)的SOUR約為0.19 mg · g-1 · min-1(以SS計(jì))，對(duì)照系統(tǒng)的SOUR約為0.23 mg · g-1 · min-1，二者相差不大，表明臭氧處理后的污泥回流對(duì)生物系統(tǒng)的生物活性影響并不顯著.兩系統(tǒng)活性污泥SVI很接近，大約為82 mL · g-1，表明兩系統(tǒng)中活性污泥的沉降性能良好.

圖 6 減量系統(tǒng)與對(duì)照系統(tǒng)中活性污泥耗氧速率曲線

3.3 臭氧處理后污泥上清液除磷初步研究

如前所述，當(dāng)生物處理系統(tǒng)剩余污泥零排放時(shí)，出水中磷濃度將逐步升高，因此，需要增加除磷工藝，使出水TP達(dá)標(biāo).圖 7初步考察了鈣磷摩爾比對(duì)除磷效果的影響.由圖可知，隨著鈣磷摩爾比的增大，上清液中的TP和PO3-4-P逐漸降低，鈣磷摩爾比在3.3~10.0時(shí)，磷去除率增加較快，在0~3.3和10.0~13.3時(shí)，去除率增加較緩.鈣磷摩爾比在10.0以上時(shí)，TP和PO3-4-P的去除率均超過80%.

圖 7 鈣磷摩爾比對(duì)除磷效果的影響

圖 8考察了鈣磷摩爾比對(duì)除磷后污泥上清液中SCOD、氮和pH的影響.由圖可知，隨著鈣磷摩爾比的增大，SCOD、TN和NO-3-N有所降低，NH3-N和NO-2-N保持在低濃度范圍內(nèi)(分別小于1.7和0.2 mg · L-1).鈣磷摩爾比為10.0時(shí)，SCOD、TN和NO-3-N分別減少了20.2%、11.2%和48.6%.除磷后污泥上清液回流至生物處理系統(tǒng)可為微生物提供脫氮所需的碳源.隨著鈣磷摩爾比的增大，污泥上清液的pH先快速上升而后緩慢上升，逐漸穩(wěn)定在12~13之間，這是因?yàn)殁}磷摩爾比較大時(shí)，磷大部分已沉淀，上清液中Ca(OH)2過量.這種堿性的污泥上清液可能需要回調(diào)pH后，才能回流到生物處理系統(tǒng)中.除磷后污泥上清液的pH值對(duì)生物處理系統(tǒng)的影響。

圖 8 鈣磷比對(duì)除磷后污泥上清液SCOD、N和pH的影響

4 結(jié)論

1)污泥經(jīng)臭氧處理后，減量效果較為顯著.隨著臭氧投加量的增加，污泥的MLSS和MLVSS逐漸降低，污泥溶解率逐漸增加，微生物細(xì)胞中的有機(jī)質(zhì)、氮、磷等物質(zhì)釋放到污泥液相中.建議合理的臭氧投加量為150 mg · g-1左右，污泥溶解率可達(dá)約26%.初始pH偏堿性條件下，污泥溶解率較高，而且有利于有機(jī)質(zhì)和氮的溶出，而偏酸性條件有利于磷的溶出.綜合考慮初始pH的影響，應(yīng)在初始pH中性或者弱堿性條件下進(jìn)行污泥臭氧處理.

2)臭氧處理后的污泥回流到生物處理系統(tǒng)后，對(duì)微生物活性、COD和氮的去除效果無顯著影響;由于系統(tǒng)沒有剩余污泥排出，使得磷在系統(tǒng)中逐步累積，導(dǎo)致磷的去除效果下降，需要增加除磷工藝.

3)采用Ca(OH)2作為臭氧處理后污泥上清液的除磷劑，高鈣磷摩爾比有利于上清液除磷，建議將其值控制在10.0左右，此時(shí)TP和PO3-4-P的去除率均在80%以上;隨著鈣磷摩爾比的增大，上清液中的SCOD和TN有所降低，pH逐步上升.