早在3000多年以前，人们就采用池塘处理污水。世界上第一个有记录的稳定塘是1901年在美国得克萨斯州的圣安东尼奥市修建的(Sopper等,1973)。从上个世纪四五十年代开始，受全球能源危机的影响，国际上对这一能耗较低、运行稳定的稳定塘技术的研究给予了足够的重视，并在实践中大范围推广(刘华波等,2003)。

目前，全世界已有40多个国家和地区在使用稳定塘，而且气候条件相差很大，从赤道到寒冷地带，从北部的瑞典、加拿大到南部的新西兰(北京市环境保护科学研究院等,2002)。我国也于20世纪50年代就开始了稳定塘技术的应用研究(刘华波等,2003)。

系统深入研究稳定塘污水有机物去除机理、氮去除机理、磷去除机理，开发新型稳定塘污水处理技术，形成稳定塘系统结构特征的整体框架，对整体了解和把握稳定塘污水处理机理和188金宝博平台应用具有重要意义。本文通过分析稳定塘污水中污染物的去除机理，探讨稳定塘污水处理技术的应用现状和存在的不足，旨在探索稳定塘生态系统对污水处理机制，为进一步提高稳定塘的处理效率和广泛应用提供科学依据。

1稳定塘处理污水的机理研究

1.1去除机理研究

污水在稳定塘中经过稀释、沉淀和絮凝、厌氧微生物的作用、好氧微生物的作用、浮游生物的作用和水生植物的作用，使得有机物得到降解(曹蓉等,2004)。稳定塘对BOD5的去除率通常比较高，即使在三级处理塘中，BOD5的去除率也常高达80%，而在整个塘系统中BOD5的去除更高达90%以上，然而在高温期的多级塘系统内常出现BOD5先降低再升高的现象(Maynard等,1999)。生态塘系统中BOD5含量的增长有50%～90%是由藻类的生长引起的(Mara等,1992)。三级处理塘出水BOD5增幅高达160%～240%，且BOD5含量的升高与水体内藻类等有机颗粒的增长有很大的相关性，因此BOD5的升高主要是由于藻类释放有机物(Mayo,1996;ThÖrneby等,2006)。但目前关于藻类生长对稳定塘内BOD5变化贡献的报道相对较少，因而藻类对有机物变化过程的具体影响不能确定。

1.2氮去除机理研究

氮在稳定塘内的去除，主要是通过以下几种途径：生物同化吸收转化为自身有机氮、氨氮的吹脱作用、形成生物沉淀以及硝化/反硝化(Silva等,1995)。但由于随温度、pH等环境因子的变化，这几种去除机理的变化规律相接近，很难确定何种去除机制在氮的去除过程中起决定性作用。由于稳定塘内缺乏微生物生长所需的基质且NO3-浓度偏低，以往研究认为硝化/反硝化对氮的去除贡献较低，因而绝大部分对氮去除过程的研究集中于生物同化吸收和氨氮的吹脱作用机制两方面。

长期以来，人们都认为藻类生长时会优先利用氨氮作为氮源而不是硝酸盐。藻类的典型分子式为C106H181O45N16P，根据此分子式，氮占藻类无灰干重的9.22%，如果将藻类的灰分考虑在内的话，氮的含量也大于8%(Green等,1996)。

大量研究表明，藻类生物量与氮的去除量之间有很好的正相关性。在兼性塘静态试验中，光照塘氨氮去除率为87.5%，蔽光塘中氨氮去除率为3.2%，从而说明藻类对氨氮有着非常重要的去除作用(李建华等,1992)。研究显示高温期稳定塘水体表面pH值常高达10以上，NH3挥发速率迅速升高，NH3的挥发在氮的去除中占主导地位(Soares等,1996)。

但近年来，随着对NH3挥发速率的测定成为可能，越来越多的研究者对挥发作用持否定态度，而更认同NH3的去除主要来源于有机氮沉降和硝化/反硝化作用(Babu等,2011;Leite等,2011)。在藻类塘和浮萍塘中NH3的挥发速率在6.4～37.4mg˙m-2˙d-1之间，对NH3的去除贡献不超过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机制(Zimmo等,2003,2004;Martins等,2013)。在东经39°13′北纬6°48′的达累斯萨拉姆模拟废水稳定塘，该地月平均气温为23℃～28℃，研究也显示有机氮沉降在氮的去除中占主导地位(Senzia等,2002)。但目前对稳定塘内氮的主导去除机制仍尚无定论。

1.3磷去除机理研究

在稳定塘系统中，磷是生物生长所必需的元素。磷在自然水体和污水中一般都以磷酸盐的形式存在，这些磷酸盐包括有机磷、聚磷酸盐和正磷酸盐。磷元素去除涉及有机磷在微生物作用下分解氧化，菌藻及其他生物吸收无机磷合成新细胞，以及可溶性磷与不可溶性磷之间的转化等多种机制的共同作用。

正磷酸盐容易被水生生物利用，一些生物可以以聚磷酸盐的形式贮存过量的磷用于将来的运用(Surampalli等,1995)。藻类和细菌同化吸收磷用于自身的生长需要，同时，一些磷可以以沉淀的形式从水中去除，主要是由于正磷酸盐以磷酸钙的形式形成沉淀(Picot等,1992;Karine,2014)。

高效藻类塘中磷的去除主要由pH和Ca2+的浓度决定，磷酸钙在pH为8左右时开始形成，因此，白天由于光合作用pH上升而使磷酸根离子更易和钙结合生成沉淀而去除(Wang等,2003)。在含钙丰富的水体中这一沉淀过程由pH来控制，而在硬度不高的水体中则由钙离子的浓度来决定(Picot等,1992)。研究认为水生植物及底泥类型对磷去除过程影响较大，但对于系统中磷的主要去除机制为生物吸收还是化学沉降存在分歧(Wang等,2003)。

2稳定塘污水处理技术的应用现状

采用经过改良的生物稳定塘系统对滇池流域

大清河的水质净化产生了良好的效果，系统对TN、TP、NH4+-N、BOD5和COD的去除率分别达到29.29%、48.68%、33.68%、68.14%和71.25%，这表明通过对其进行改良出现的许多新型塘系统是一种行之有效的废水处理系统(赵学敏等,2010)。不仅如此，研究者们还更多地关注组合塘的工艺，进而提高污水的处理效率(何小莲等,2007)。

下面介绍的新型塘和组合塘工艺，强化了稳定塘的优势或弥补了原有技术的不足。

2.1新型稳定塘技术

针对稳定塘存在的诸如水力停留时间较长、占地面积过大、积泥严重和散发臭味等缺点，人们不断地对稳定塘进行改良，出现了许多新型塘。

2.1.1高效藻类塘

美国加州大学伯克利分校的OSWALD教授提出并发展的高效藻类塘(HighRageAlagePond)是对传统稳定塘的改进。其工作原理是利用藻类的大量增殖形成有利于微生物生长和繁殖的环境，形成更紧密的藻菌共生系统。塘中藻类光合作用产生的氧有助于硝化作用的进行，藻类的生长繁殖过程中的藻菌共生系统。塘中藻类光合作用产生的氧有助于硝化作用的进行，藻类的生长繁殖过程中吸收氮、磷等营养盐，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类产生的氧气，塘内的一级降解动力学常数值比较大，故称之为高效藻类塘(蒋克彬等,2009)。试验表明高效藻类塘对COD的平均去除率可达70%，对氨氮的平均去除率>90%，对总磷和磷酸盐的去除率约为50%(黄翔峰等,2006)。高效稳定塘与传统稳定塘相比具有四点优势：塘深较浅、可进行连续搅拌、停留时间较短和可以安装搅拌装置(Christian等,2012)。

2.1.2水生植物塘和养殖塘

水生植物塘在塘中种植一些高等水生植物，主要是水生维管束植物，通过它们的生物作用处理污水，同时植物可进行回收，因此具有较好的经济价值。水生植物塘可去除水体中的悬浮泥沙，改善透明度;可有效去除水中有机物和难降解物质;可有效地抑制藻类的生长;可去除微量重金属等。水生植物能通过“克藻效应”抑制有害水藻的生长，从而净化水环境(郭家骅等,2010)。

养殖塘通过在塘中放养各种经济鱼类，通过鱼类捕食水体中悬浮大颗粒有机物、藻类和菌类而进一步去除有机物(何小莲等,2007)。基于旁路净化的思路设计并构建的包括水生植物塘和养殖塘在内的生物稳定塘系统，考察了对氮、磷的去除效果。结果表明，系统对TN、TP、NO3--N和NH4+-N的平均去除率分别为25.3%、50.6%、38.4%和35.6%，其中，养殖塘对TN、NO3--N

和NH4+-N的去除效果好于植物塘，而植物塘对TP的去除效果要优于养殖塘(黄亮等,2008)。依据对污染物降解过程的分析，植物塘与养殖塘之间具有较强的互助和互补性，使得整个系统能够充分发挥处理功效，从而具有较高的氮、磷去除效率。

2.1.3高效复合厌氧塘

高效复合厌氧塘主要由底部的污泥消解区和上部的生物膜载体填料区组合而成，通过均匀进水系统和均匀出水系统，使污水在厌氧塘中进行上向和下向折流翻腾式流动，使其与底部污泥层和上部生物膜层进行充分的接触，对污水中有机物进行有效的厌氧生物降解。

填料安装方式采用悬浮框架结构，顶部设有浮筒，依靠其浮力将单元体悬浮在水中，单元体下部设有混凝土重锤，依靠其重量控制单元体高度。高效复合厌氧塘具有弹性填料挂膜快，生物膜更新周期时间长;悬浮框架结构运行稳定，抑制臭气作用明显，个别浮筒有上浮现象(张东生等,2003;Cruddasa等,2014;Heubeck等,2010)。

2.1.4超深厌氧塘

与普通厌氧塘相比，超深厌氧塘在停留时间不变的条件下具有较小的占地面积，同时塘中有机物的需氧量超过了光合作用的产氧量和塘面复氧量，使塘内处于厌氧状态，改善了塘中厌氧微生物的生存条件，因此厌氧菌大量生长并消耗有机物。从保温角度看，减少表面积还可以减少冬季塘表面热量的散失，塘中温度变化较小，从而减少季节温度变化对处理效率的影响。因此，与其它种类稳定塘相比，加大厌氧塘的深度有更多好处(汪慧贞等,1997)。美国的Oswald提出的“高级综合塘系统”(AdvancedIntegratedPondSystems，简称AIPS)中，在兼性塘内设置6m深的厌氧坑，污水从坑底进入塘内，坑内污水上升流速很小，大约污水中的全部SS和70%BOD5在坑中被去除(向连城,1995)。

英国的Mara(1992)提出使用深15m的厌氧储留塘在非灌季节储存污水，用厌氧—厌氧超深储留塘系统将污水处理至含粪便大肠杆菌1000个/100mL的灌溉水标准，比一般的厌氧—兼性—熟化塘系统节约占地52%(Mara,1992)。我国武汉工大在拟建日处理量1万t的武汉墨水湖稳定塘系统方案比较时，推崇在系统首端建一深8m的厌氧塘作为预处理手段(龚辉等,1992)。

2.1.5生物滤塘

人们从稳定塘结构与净化机理出发，结合厌氧生物膜法、吸附过滤法和稳定塘技术，提出了稳定塘工艺改良技术—生物滤塘。该塘对单塘塘底增设卵石层和滤层，增加微生物附着面积，使塘体形成厌氧—好氧交替带，有利于氮和磷的去除;采用底部分散式进水，提高单塘的去除能力，也能减少塘体的短路现象，一定程度上减短了水力停留时间，有利于塘体占地面积的减小。研究结果表明，当水力停留时间相同时，生物滤塘较传统稳定塘具有较高的COD、NH4+-N和TP去除效率，有机负荷调试试验中，当COD质量浓度达800mg˙L-1时，生物滤塘仍然保持较好的运行状态，COD平均去除率较稳定塘提高了28.8%(杨洁等,2012)。

2.2组合塘工艺

组合塘工艺可分为两大类型：一是与传统生物法组合，作为二级处理的补充;二是各类塘型的组合。

2.2.1与传统生物法组合

(1)UNITANK工艺+生物稳定塘。

UNITANK工艺是基于三沟式氧化沟结构提出的一种活性污泥法污水处理新工艺，自20世纪80年代初开发成功，已广泛应用于城市废水和各类工业废水的处理(张忠祥等,2004)采用UNITANK串联生物稳定塘处理生活污水，是利用UNITANK工艺处理负荷高、投资省的优点，以及生物塘出水水质稳定的优点，达到降低污水处理建设投资，提高出水水质的目的。将该工艺应用于闽南某企业生活污水处理站，

实际运行表明，UNITANK对污水的COD、SS和TN均可获得较好的去除效果，去除率均稳定在58%~68%、80%~91%和77%~86%，TP的去除率一直维持在16%~29%。经生物塘进一步处理后，出水水质完全达标(施建臣等,2010)。

(2)水解酸化+稳定塘工艺。

通常，在污水处理设计时采用水解酸化+稳定塘串联的工艺，色谱-质谱联机测定结果表明，水解酸化池能将大分子难降解有机物转化为小分子物质，从而加速了污水在后续稳定塘中的降解。故而采用水解酸化池+稳定塘工艺可以较传统工艺减少停留时间50%，相应的占地面积减少50%以上(陶涛等,1993)。该工艺对三氯甲烷、二氯乙烯、二氯乙烷、四氯乙烷和四氯化碳的去除情况的实验表明，水解酸化池中存在还原脱卤过程，而挥发是稳定塘去除卤代烃的主要途径。

(3)折流式曝气生物滤池+稳定塘工艺。

针对传统曝气生物滤池容易发生堵塞、对进水悬浮物浓度要求较高(ρ(SS)≤60mg˙L-1)、运行周期较短等问题，在原有上向流和下向流曝气生物滤池的基础上开发出了新型折流式曝气生物滤池(BBAF)(张涵等,2005)。以BBAF作为去除污染物的主体构筑物，稳定塘进一步净化BBAF出水，从而在整个系统中起到良好的出水水质保障作用。以三峡库区某小城镇污水处理厂为例，介绍了折流式曝气生物滤池+稳定塘工艺的设计特点和运行效果(翟俊等,2011)。

当进水量为800m3˙d-1，进水COD、NH4+-N、TN和TP值分别为14～315、1.00～41.72、4.90～50.16、0.30～3.79mg˙L-1时，出水水质优于GB18918—2002的一级B标准,该工艺对低浓度进水水质与水质的波动具有良好的适应性,季节和温度变化对系统去除COD和TP的影响不明显，但冬季的NH4+-N和TN去除率明显偏低。

2.2.2各类塘型组合

(1)多级串联塘系统。目前，国内外稳定塘运行方式已由单塘转为多级串联或并联等，但在稳定塘设计上大多仍以经验方法为主。Mara和R.S.Ramalho等人提出串联氧化塘可以提高水处理效率，即串联氧化塘在整体结构上较同体积的单塘去污效率高，这一点已被实践所证实(区尹正等,1985)。多级串联稳定塘与单塘相比，不仅出水菌藻浓度低，BOD、COD、TN和TP等去除率高，同时水力停留时间较短

。多级串联塘流态接近于推流反应器的形式，从而有效地减少了单塘中常出现的短流现象。其次，多级串联有助于污染浓度的逐渐减少，有利于降解过程的稳定进行。串联稳定塘各级水质在递变过程中，各自的优势菌种会出现，从而具有更好的处理效果。采用多级串联生物稳定塘法处理草浆造纸废水获得了可喜成果(张江山等,1996)。

(2)生态综合塘系统。生态塘是将污水处理与利用相结合，实现污水资源化的一种废水生物处理设施，它具有基建投资省、年运行费用低、管理维护方便、运行稳定可靠等诸多优点，不足之处就是占地面积比较大(张立秋等,2000)。目前生态塘工艺的研究从以下两个方面人手：筛选、培育高效水生净化植物(营建诸如水葫芦塘、芦苇塘、等水生植物塘);组合曝气、水生植物、水产养殖多个生物处理单元的综合功能，营建生化一体化水生动植物复合生态体系(种云霄等,2003)。东营生态塘污水处理系统由厌氧塘、曝气塘、曝气养鱼塘、鱼塘、藕塘以及芦苇组成的人工湿地等几部分构成。该系统对BOD、COD、SS的去除率分别为78.6%、68.6%、90.8%，对细菌及大肠杆菌的去除率分别为99.8%及99.99%(曹蓉等,2003)。

(3)高级综合塘系统(AIPS)。该系统由高级兼性塘、高负荷藻类塘、藻类沉淀塘和熟化塘组成。高级兼性塘上部好氧，底部有一个厌氧坑进行沉淀和厌氧发酵。高负荷藻类塘装有搅拌桨，使藻类通过光合作用释放大量的氧气，从而供微生物降解有机物。藻类沉淀塘用来沉淀高负荷藻类塘出水中的藻类。熟化塘一方面用来对出水进行消毒，一方面将出水存储用于灌溉。二级处理可以由位于最前的高级兼性塘及后面的高负荷藻类塘完成，营养物的去除及生物回收由各塘间的优化组合实现。高级综合塘系统几乎不需要污泥处理，较传统塘占地面积小，水力负荷率和有机负荷率较大，而水力停留时间较短，基建和运行成本较低，能实现水的回收和再用(Oswald等,1990)。采用高级综合稳定塘工艺对广州市某养猪场的废水进行处理，实际运行结果表明，在废水CODCr为15899mg˙L-1、BOD5为10840mg˙L-1、氨氮为1283mg˙L-1和SS为3024mg˙L-1的条件下，出水CODCr为7115mg˙L-1、BOD5为23mg˙L-1、氨氮为66.5mg˙L-1、SS为34mg˙L-1，达到畜禽养殖业污染物排放标准(GB185962—2001)的要求(潘涌璋等,2004)。

3结论与研究展望

综上所述，可以看出目前稳定塘系统处理污水的不足之处主要表现在以下几个方面：水力停留时间较长，效率低下;占地面积大，基建费用高;环境条件较差，散发臭味;污泥淤积，使有效池容减小;处理效果受气候条件影响大;悬浮的藻类使出水COD较高，导致稳定塘在我国的应用处于停滞不前的状态。针对上述不足，笔者认为要解决稳定塘技术目前存在的问题，应该主要从以下几个方面入手：

(1)在稳定塘系统的研究中，以菌、藻的活动为主体，以主要营养元素C、N、P的迁移为线索，建立系统内各种生物、化学反应之间的联系，全面认识稳定塘的机理，提高稳定塘设计的合理性，必使稳定塘技术有更大的发展。

(2)通过减小塘深、机械搅拌、跌水坡等方法改善供氧条件;对天然塘型进行精确修整、分隔组合，使之更加符合高效反应器的合理构造，加入人造载体提高塘内微生物浓度，从而大大提高有机负荷，有效的减少了占地面积。

(3)通过回流、分步进水、缺氧塘、鱼塘等方法来改善环境条件;配备包括预处理、附属设备等其它常规设施，来克服塘中的污泥淤积问题，改善处理效果和环境卫生条件;还可以通过前置沉淀池、内置消化坑来保证稳定塘长期有效地运行。

(4)组合沉淀池、间歇砂滤、砾石滤墙、微滤、气浮、土地处理、人工湿地系统、加入化学药剂等其它处理工艺或方法，以去除出水中的藻类，满足不同出水水质的要求。