穩定塘處理污水的機理研究及應用研究進展

 早在3000多年以前，人們就采用池塘處理污水。世界上第一個有記錄的穩定塘是1901年在美國得克薩斯州的圣安東尼奧市修建的(Sopper等,1973)。從上個世紀四五十年代開始，受全球能源危機的影響，國際上對這一能耗較低、運行穩定的穩定塘技術的研究給予了足夠的重視，并在實踐中大范圍推廣(劉華波等,2003)。

目前，全世界已有40多個國家和地區在使用穩定塘，而且氣候條件相差很大，從赤道到寒冷地帶，從北部的瑞典、加拿大到南部的新西蘭(北京市環境保護科學研究院等,2002)。我國也于20世紀50年代就開始了穩定塘技術的應用研究(劉華波等,2003)。

系統深入研究穩定塘污水有機物去除機理、氮去除機理、磷去除機理，開發新型穩定塘污水處理技術，形成穩定塘系統結構特征的整體框架，對整體了解和把握穩定塘污水處理機理和工程應用具有重要意義。本文通過分析穩定塘污水中污染物的去除機理，探討穩定塘污水處理技術的應用現狀和存在的不足，旨在探索穩定塘生態系統對污水處理機制，為進一步提高穩定塘的處理效率和廣泛應用提供科學依據。

1穩定塘處理污水的機理研究

1.1去除機理研究

污水在穩定塘中經過稀釋、沉淀和絮凝、厭氧微生物的作用、好氧微生物的作用、浮游生物的作用和水生植物的作用，使得有機物得到降解(曹蓉等,2004)。穩定塘對BOD5的去除率通常比較高，即使在三級處理塘中，BOD5的去除率也常高達80%，而在整個塘系統中BOD5的去除更高達90%以上，然而在高溫期的多級塘系統內常出現BOD5先降低再升高的現象(Maynard等,1999)。生態塘系統中BOD5含量的增長有50%～90%是由藻類的生長引起的(Mara等,1992)。三級處理塘出水BOD5增幅高達160%～240%，且BOD5含量的升高與水體內藻類等有機顆粒的增長有很大的相關性，因此BOD5的升高主要是由于藻類釋放有機物(Mayo,1996;ThÖrneby等,2006)。但目前關于藻類生長對穩定塘內BOD5變化貢獻的報道相對較少，因而藻類對有機物變化過程的具體影響不能確定。

1.2氮去除機理研究

氮在穩定塘內的去除，主要是通過以下幾種途徑：生物同化吸收轉化為自身有機氮、氨氮的吹脫作用、形成生物沉淀以及硝化/反硝化(Silva等,1995)。但由于隨溫度、pH等環境因子的變化，這幾種去除機理的變化規律相接近，很難確定何種去除機制在氮的去除過程中起決定性作用。由于穩定塘內缺乏微生物生長所需的基質且NO3-濃度偏低，以往研究認為硝化/反硝化對氮的去除貢獻較低，因而絕大部分對氮去除過程的研究集中于生物同化吸收和氨氮的吹脫作用機制兩方面。

長期以來，人們都認為藻類生長時會優先利用氨氮作為氮源而不是硝酸鹽。藻類的典型分子式為C106H181O45N16P，根據此分子式，氮占藻類無灰干重的9.22%，如果將藻類的灰分考慮在內的話，氮的含量也大于8%(Green等,1996)。

大量研究表明，藻類生物量與氮的去除量之間有很好的正相關性。在兼性塘靜態試驗中，光照塘氨氮去除率為87.5%，蔽光塘中氨氮去除率為3.2%，從而說明藻類對氨氮有著非常重要的去除作用(李建華等,1992)。研究顯示高溫期穩定塘水體表面pH值常高達10以上，NH3揮發速率迅速升高，NH3的揮發在氮的去除中占主導地位(Soares等,1996)。

但近年來，隨著對NH3揮發速率的測定成為可能，越來越多的研究者對揮發作用持否定態度，而更認同NH3的去除主要來源于有機氮沉降和硝化/反硝化作用(Babu等,2011;Leite等,2011)。在藻類塘和浮萍塘中NH3的揮發速率在6.4～37.4mgm-2d-1之間，對NH3的去除貢獻不超過1.5%，而水生植物吸收/沉降和生物硝化/反硝化才是氮的主要去除機制(Zimmo等,2003,2004;Martins等,2013)。在東經39°13′北緯6°48′的達累斯薩拉姆模擬廢水穩定塘，該地月平均氣溫為23℃～28℃，研究也顯示有機氮沉降在氮的去除中占主導地位(Senzia等,2002)。但目前對穩定塘內氮的主導去除機制仍尚無定論。

1.3磷去除機理研究

在穩定塘系統中，磷是生物生長所必需的元素。磷在自然水體和污水中一般都以磷酸鹽的形式存在，這些磷酸鹽包括有機磷、聚磷酸鹽和正磷酸鹽。磷元素去除涉及有機磷在微生物作用下分解氧化，菌藻及其他生物吸收無機磷合成新細胞，以及可溶性磷與不可溶性磷之間的轉化等多種機制的共同作用。

正磷酸鹽容易被水生生物利用，一些生物可以以聚磷酸鹽的形式貯存過量的磷用于將來的運用(Surampalli等,1995)。藻類和細菌同化吸收磷用于自身的生長需要，同時，一些磷可以以沉淀的形式從水中去除，主要是由于正磷酸鹽以磷酸鈣的形式形成沉淀(Picot等,1992;Karine,2014)。

高效藻類塘中磷的去除主要由pH和Ca2+的濃度決定，磷酸鈣在pH為8左右時開始形成，因此，白天由于光合作用pH上升而使磷酸根離子更易和鈣結合生成沉淀而去除(Wang等,2003)。在含鈣豐富的水體中這一沉淀過程由pH來控制，而在硬度不高的水體中則由鈣離子的濃度來決定(Picot等,1992)。研究認為水生植物及底泥類型對磷去除過程影響較大，但對于系統中磷的主要去除機制為生物吸收還是化學沉降存在分歧(Wang等,2003)。

2穩定塘污水處理技術的應用現狀

采用經過改良的生物穩定塘系統對滇池流域

大清河的水質凈化產生了良好的效果，系統對TN、TP、NH4+-N、BOD5和COD的去除率分別達到29.29%、48.68%、33.68%、68.14%和71.25%，這表明通過對其進行改良出現的許多新型塘系統是一種行之有效的廢水處理系統(趙學敏等,2010)。不僅如此，研究者們還更多地關注組合塘的工藝，進而提高污水的處理效率(何小蓮等,2007)。

下面介紹的新型塘和組合塘工藝，強化了穩定塘的優勢或彌補了原有技術的不足。

2.1新型穩定塘技術

針對穩定塘存在的諸如水力停留時間較長、占地面積過大、積泥嚴重和散發臭味等缺點，人們不斷地對穩定塘進行改良，出現了許多新型塘。

2.1.1高效藻類塘

美國加州大學伯克利分校的OSWALD教授提出并發展的高效藻類塘(HighRageAlagePond)是對傳統穩定塘的改進。其工作原理是利用藻類的大量增殖形成有利于微生物生長和繁殖的環境，形成更緊密的藻菌共生系統。塘中藻類光合作用產生的氧有助于硝化作用的進行，藻類的生長繁殖過程中的藻菌共生系統。塘中藻類光合作用產生的氧有助于硝化作用的進行，藻類的生長繁殖過程中吸收氮、磷等營養鹽，可提高氮、磷等污染物的去除效率(Oswald,1990)。

正因其最大限度地利用了藻類產生的氧氣，塘內的一級降解動力學常數值比較大，故稱之為高效藻類塘(蔣克彬等,2009)。試驗表明高效藻類塘對COD的平均去除率可達70%，對氨氮的平均去除率>90%，對總磷和磷酸鹽的去除率約為50%(黃翔峰等,2006)。高效穩定塘與傳統穩定塘相比具有四點優勢：塘深較淺、可進行連續攪拌、停留時間較短和可以安裝攪拌裝置(Christian等,2012)。

2.1.2水生植物塘和養殖塘

水生植物塘在塘中種植一些高等水生植物，主要是水生維管束植物，通過它們的生物作用處理污水，同時植物可進行回收，因此具有較好的經濟價值。水生植物塘可去除水體中的懸浮泥沙，改善透明度;可有效去除水中有機物和難降解物質;可有效地抑制藻類的生長;可去除微量重金屬等。水生植物能通過“克藻效應”抑制有害水藻的生長，從而凈化水環境(郭家驊等,2010)。

養殖塘通過在塘中放養各種經濟魚類，通過魚類捕食水體中懸浮大顆粒有機物、藻類和菌類而進一步去除有機物(何小蓮等,2007)?；谂月穬艋乃悸吩O計并構建的包括水生植物塘和養殖塘在內的生物穩定塘系統，考察了對氮、磷的去除效果。結果表明，系統對TN、TP、NO3--N和NH4+-N的平均去除率分別為25.3%、50.6%、38.4%和35.6%，其中，養殖塘對TN、NO3--N

和NH4+-N的去除效果好于植物塘，而植物塘對TP的去除效果要優于養殖塘(黃亮等,2008)。依據對污染物降解過程的分析，植物塘與養殖塘之間具有較強的互助和互補性，使得整個系統能夠充分發揮處理功效，從而具有較高的氮、磷去除效率。

2.1.3高效復合厭氧塘

高效復合厭氧塘主要由底部的污泥消解區和上部的生物膜載體填料區組合而成，通過均勻進水系統和均勻出水系統，使污水在厭氧塘中進行上向和下向折流翻騰式流動，使其與底部污泥層和上部生物膜層進行充分的接觸，對污水中有機物進行有效的厭氧生物降解。

填料安裝方式采用懸浮框架結構，頂部設有浮筒，依靠其浮力將單元體懸浮在水中，單元體下部設有混凝土重錘，依靠其重量控制單元體高度。高效復合厭氧塘具有彈性填料掛膜快，生物膜更新周期時間長;懸浮框架結構運行穩定，抑制臭氣作用明顯，個別浮筒有上浮現象(張東生等,2003;Cruddasa等,2014;Heubeck等,2010)。

2.1.4超深厭氧塘

與普通厭氧塘相比，超深厭氧塘在停留時間不變的條件下具有較小的占地面積，同時塘中有機物的需氧量超過了光合作用的產氧量和塘面復氧量，使塘內處于厭氧狀態，改善了塘中厭氧微生物的生存條件，因此厭氧菌大量生長并消耗有機物。從保溫角度看，減少表面積還可以減少冬季塘表面熱量的散失，塘中溫度變化較小，從而減少季節溫度變化對處理效率的影響。因此，與其它種類穩定塘相比，加大厭氧塘的深度有更多好處(汪慧貞等,1997)。美國的Oswald提出的“高級綜合塘系統”(AdvancedIntegratedPondSystems，簡稱AIPS)中，在兼性塘內設置6m深的厭氧坑，污水從坑底進入塘內，坑內污水上升流速很小，大約污水中的全部SS和70%BOD5在坑中被去除(向連城,1995)。

英國的Mara(1992)提出使用深15m的厭氧儲留塘在非灌季節儲存污水，用厭氧—厭氧超深儲留塘系統將污水處理至含糞便大腸桿菌1000個/100mL的灌溉水標準，比一般的厭氧—兼性—熟化塘系統節約占地52%(Mara,1992)。我國武漢工大在擬建日處理量1萬t的武漢墨水湖穩定塘系統方案比較時，推崇在系統首端建一深8m的厭氧塘作為預處理手段(龔輝等,1992)。

2.1.5生物濾塘

人們從穩定塘結構與凈化機理出發，結合厭氧生物膜法、吸附過濾法和穩定塘技術，提出了穩定塘工藝改良技術—生物濾塘。該塘對單塘塘底增設卵石層和濾層，增加微生物附著面積，使塘體形成厭氧—好氧交替帶，有利于氮和磷的去除;采用底部分散式進水，提高單塘的去除能力，也能減少塘體的短路現象，一定程度上減短了水力停留時間，有利于塘體占地面積的減小。研究結果表明，當水力停留時間相同時，生物濾塘較傳統穩定塘具有較高的COD、NH4+-N和TP去除效率，有機負荷調試試驗中，當COD質量濃度達800mgL-1時，生物濾塘仍然保持較好的運行狀態，COD平均去除率較穩定塘提高了28.8%(楊潔等,2012)。

2.2組合塘工藝

組合塘工藝可分為兩大類型：一是與傳統生物法組合，作為二級處理的補充;二是各類塘型的組合。

2.2.1與傳統生物法組合

(1)UNITANK工藝+生物穩定塘。

UNITANK工藝是基于三溝式氧化溝結構提出的一種活性污泥法污水處理新工藝，自20世紀80年代初開發成功，已廣泛應用于城市廢水和各類工業廢水的處理(張忠祥等,2004)采用UNITANK串聯生物穩定塘處理生活污水，是利用UNITANK工藝處理負荷高、投資省的優點，以及生物塘出水水質穩定的優點，達到降低污水處理建設投資，提高出水水質的目的。將該工藝應用于閩南某企業生活污水處理站，

實際運行表明，UNITANK對污水的COD、SS和TN均可獲得較好的去除效果，去除率均穩定在58%~68%、80%~91%和77%~86%，TP的去除率一直維持在16%~29%。經生物塘進一步處理后，出水水質完全達標(施建臣等,2010)。

(2)水解酸化+穩定塘工藝。

通常，在污水處理設計時采用水解酸化+穩定塘串聯的工藝，色譜-質譜聯機測定結果表明，水解酸化池能將大分子難降解有機物轉化為小分子物質，從而加速了污水在后續穩定塘中的降解。故而采用水解酸化池+穩定塘工藝可以較傳統工藝減少停留時間50%，相應的占地面積減少50%以上(陶濤等,1993)。該工藝對三氯甲烷、二氯乙烯、二氯乙烷、四氯乙烷和四氯化碳的去除情況的實驗表明，水解酸化池中存在還原脫鹵過程，而揮發是穩定塘去除鹵代烴的主要途徑。

(3)折流式曝氣生物濾池+穩定塘工藝。

針對傳統曝氣生物濾池容易發生堵塞、對進水懸浮物濃度要求較高(ρ(SS)≤60mgL-1)、運行周期較短等問題，在原有上向流和下向流曝氣生物濾池的基礎上開發出了新型折流式曝氣生物濾池(BBAF)(張涵等,2005)。以BBAF作為去除污染物的主體構筑物，穩定塘進一步凈化BBAF出水，從而在整個系統中起到良好的出水水質保障作用。以三峽庫區某小城鎮污水處理廠為例，介紹了折流式曝氣生物濾池+穩定塘工藝的設計特點和運行效果(翟俊等,2011)。

當進水量為800m3d-1，進水COD、NH4+-N、TN和TP值分別為14～315、1.00～41.72、4.90～50.16、0.30～3.79mgL-1時，出水水質優于GB18918—2002的一級B標準,該工藝對低濃度進水水質與水質的波動具有良好的適應性,季節和溫度變化對系統去除COD和TP的影響不明顯，但冬季的NH4+-N和TN去除率明顯偏低。

2.2.2各類塘型組合

(1)多級串聯塘系統。目前，國內外穩定塘運行方式已由單塘轉為多級串聯或并聯等，但在穩定塘設計上大多仍以經驗方法為主。Mara和R.S.Ramalho等人提出串聯氧化塘可以提高水處理效率，即串聯氧化塘在整體結構上較同體積的單塘去污效率高，這一點已被實踐所證實(區尹正等,1985)。多級串聯穩定塘與單塘相比，不僅出水菌藻濃度低，BOD、COD、TN和TP等去除率高，同時水力停留時間較短

。多級串聯塘流態接近于推流反應器的形式，從而有效地減少了單塘中常出現的短流現象。其次，多級串聯有助于污染濃度的逐漸減少，有利于降解過程的穩定進行。串聯穩定塘各級水質在遞變過程中，各自的優勢菌種會出現，從而具有更好的處理效果。采用多級串聯生物穩定塘法處理草漿造紙廢水獲得了可喜成果(張江山等,1996)。

(2)生態綜合塘系統。生態塘是將污水處理與利用相結合，實現污水資源化的一種廢水生物處理設施，它具有基建投資省、年運行費用低、管理維護方便、運行穩定可靠等諸多優點，不足之處就是占地面積比較大(張立秋等,2000)。目前生態塘工藝的研究從以下兩個方面人手：篩選、培育高效水生凈化植物(營建諸如水葫蘆塘、蘆葦塘、等水生植物塘);組合曝氣、水生植物、水產養殖多個生物處理單元的綜合功能，營建生化一體化水生動植物復合生態體系(種云霄等,2003)。東營生態塘污水處理系統由厭氧塘、曝氣塘、曝氣養魚塘、魚塘、藕塘以及蘆葦組成的人工濕地等幾部分構成。該系統對BOD、COD、SS的去除率分別為78.6%、68.6%、90.8%，對細菌及大腸桿菌的去除率分別為99.8%及99.99%(曹蓉等,2003)。

(3)高級綜合塘系統(AIPS)。該系統由高級兼性塘、高負荷藻類塘、藻類沉淀塘和熟化塘組成。高級兼性塘上部好氧，底部有一個厭氧坑進行沉淀和厭氧發酵。高負荷藻類塘裝有攪拌槳，使藻類通過光合作用釋放大量的氧氣，從而供微生物降解有機物。藻類沉淀塘用來沉淀高負荷藻類塘出水中的藻類。熟化塘一方面用來對出水進行消毒，一方面將出水存儲用于灌溉。二級處理可以由位于最前的高級兼性塘及后面的高負荷藻類塘完成，營養物的去除及生物回收由各塘間的優化組合實現。高級綜合塘系統幾乎不需要污泥處理，較傳統塘占地面積小，水力負荷率和有機負荷率較大，而水力停留時間較短，基建和運行成本較低，能實現水的回收和再用(Oswald等,1990)。采用高級綜合穩定塘工藝對廣州市某養豬場的廢水進行處理，實際運行結果表明，在廢水CODCr為15899mgL-1、BOD5為10840mgL-1、氨氮為1283mgL-1和SS為3024mgL-1的條件下，出水CODCr為7115mgL-1、BOD5為23mgL-1、氨氮為66.5mgL-1、SS為34mgL-1，達到畜禽養殖業污染物排放標準(GB185962—2001)的要求(潘涌璋等,2004)。

3結論與研究展望

綜上所述，可以看出目前穩定塘系統處理污水的不足之處主要表現在以下幾個方面：水力停留時間較長，效率低下;占地面積大，基建費用高;環境條件較差，散發臭味;污泥淤積，使有效池容減小;處理效果受氣候條件影響大;懸浮的藻類使出水COD較高，導致穩定塘在我國的應用處于停滯不前的狀態。針對上述不足，筆者認為要解決穩定塘技術目前存在的問題，應該主要從以下幾個方面入手：

(1)在穩定塘系統的研究中，以菌、藻的活動為主體，以主要營養元素C、N、P的遷移為線索，建立系統內各種生物、化學反應之間的聯系，全面認識穩定塘的機理，提高穩定塘設計的合理性，必使穩定塘技術有更大的發展。

(2)通過減小塘深、機械攪拌、跌水坡等方法改善供氧條件;對天然塘型進行精確修整、分隔組合，使之更加符合高效反應器的合理構造，加入人造載體提高塘內微生物濃度，從而大大提高有機負荷，有效的減少了占地面積。

(3)通過回流、分步進水、缺氧塘、魚塘等方法來改善環境條件;配備包括預處理、附屬設備等其它常規設施，來克服塘中的污泥淤積問題，改善處理效果和環境衛生條件;還可以通過前置沉淀池、內置消化坑來保證穩定塘長期有效地運行。

(4)組合沉淀池、間歇砂濾、礫石濾墻、微濾、氣浮、土地處理、人工濕地系統、加入化學藥劑等其它處理工藝或方法，以去除出水中的藻類，滿足不同出水水質的要求。