处理造纸废水小结

图4.4　SBR流程图
Fig.4.4　The flow chart of SBR

反应器外侧分设5个排水管，底部设有排泥及放空管，内部设有5个烧结砂芯作为曝气头，外部连接空气压缩机。SBR反应器的进水量、曝气量可以通过阀门和流量计调节与计量，进水、搅拌、曝气、沉淀、排水及待机时间由微机自动控制。实验装置如图4.5所示。

图4.4　实验装置图
Fig.4.4　The photo of experiment equipment

4.2.1.2　试验方法

（1）实验运行操作条件

首先选定运行周期为13小时，即进水0.5 h（进水流量为0.2 L/ min），曝气6 h，沉降2.0 h，排水0.5 h，待机4 h。固定其他条件，改变条件之一，考察进水方式、pH值、曝气时间、沉降时间、冲击负荷等条件对造纸废水COD去除率的影响，确定最佳实验条件，并在最佳实验条件下，考察SBR作为改性粉煤灰处理造纸废水的后续处理工艺的效果。

（2）试验运行污泥指数

活性污泥法处理污水的关键是要有充足的、性能良好的活性污泥，性能良好的活性污泥应具有良好的絮凝结构及分解有机物、澄清浓缩时与水迅速分离的能力［127，128］。活性污泥的性能可以用下面污泥指数［129］表示：

（a）污泥沉降比（SV）∶SV是一定量的曝气池混合液，静置沉淀30 min后，沉淀物与原混合液的体积比（以百分数表示）。

即SV（%）＝混合液经30 min静置后的污泥体积/混合液体积

沉降比的大小与污泥的凝聚性和沉降性有关，凝聚性差时，上清液浑浊，污泥就难以下沉。

（b）污泥浓度（MLSS）：MLSS是1 L曝气池混合液所含悬浮固体的重量（mg/L）。MLSS值的大小，间接反映出曝气池混合液中所含微生物的数量。

（c）污泥容积指数（SVI）：SVI是曝气池混合液经30 min静置后，1 g干污泥所占沉淀污泥容积毫升数（ml/g），即

SVI（ml/g）＝污泥沉降比（%）×1000/污泥浓度（g/L）

通过实验确定运行指数如表4.1所示。

表4.1　实验运行参数
Table 4.1　The constants of run experiment

4.2.2　污泥的驯化与培养

驯化（Domestication）是一种定向选育微生物的方法与过程，它通过人工措施使微生物逐步适应某种特定条件，最后获得较高耐受力和代谢活性的菌种［131］。在环境生物学中常通过驯化获取对污染物具有较高降解效能的菌株，用于废水、废物的净化处理。

4.2.2.1　污泥的驯化

（1）驯化方法

实验中对取自沈阳某污水处理厂的活性污泥进行驯化，驯化方法是以造纸废水中的化合物为主要碳源培养微生物，在逐渐提高该废水浓度的条件下，经多代传种获得高效降解菌［81，82］。在驯化初期配加微量营养基质——氯化铵和磷酸二氢钾混合而成的、BOD∶N∶P＝100∶5∶1的营养液作为易降解目标物，而后逐步剔除，直到仅剩目标化合物。

（2）驯化条件

取一定量活性污泥作为泥种置于SBR反应器中，引入经改性粉煤灰处理过的污水、自来水及少量营养液，设定逐渐减少自来水及营养液的量，增加原污水的量，至第10天只引进原污水。驯化开始后的第一天，采取短时间曝气的方式，创造细菌对环境的适应能力。第二天起每天逐渐增加曝气时间直至第7天，曝气时间增加到8小时。以后曝气时间每天保持在8小时不再增加。在培菌过程中，曝气阶段溶解氧DO一直控制在5mg/L左右，水温控制在20～25℃之间。

4.2.2.2　污泥的检测

（1）污泥状态

从污泥的颜色变化上看，最初引进的污泥为浅黄色，随着时间的推移颜色逐渐变深，且由最初的细碎分散的污泥逐渐增大，至第15天时，污泥已完全变成棕黄色的大泥团，污泥的体积增加了15%～20%。生物镜检发现有活跃的后生动物轮虫存在，由此可以初步判断活性污泥已基本驯化培养成功。

（2）污泥指数

取一定量的活性污泥作为泥种置于SBR反应器中，引入经改性粉煤灰处理过的污水、自来水及少量营养液后，取样分析反应器中活性污泥浓度MLSS为0.18 g/L。开始几天，MLSS较低，培养、驯化至第10天，MLSS增加到4.02时，调整污泥汇流比，保持活性污泥浓度，将多余污泥排出反应器。驯化期间污泥浓度MLSS、污泥的沉降比SV、污泥的容积指数SVI的变化情况如图4.5、图4.6及图4.7所示。

图4.5　MLSS每天的变化情况
Fig.4.5　Daily change of MLSS

图4.6　SV每天的变化情况
Fig.4.6　Daily change of SV

图4.7　SVI每天的变化情况
Fig.4.7　Daily change of SVI

由图4.5、图4.6及图4.7可见，至驯化期的后几天，MLSS可调整控制在3.5～4.0、SV稳定在40～45、SVI已经稳定在80～100mg/L的理想状态，驯化污泥已经具有良好的凝聚性、沉降性及分解有机物的能力［55］。

（3）分离与检测

取少量驯化后的污泥于培养皿中，加入少量无菌水摇匀，进行造纸废水降解菌的分离和检测［83～85］。

经培养分离后，在光学显微镜下观测到如下细菌及其菌胶团，并在不同放大倍数下拍摄到如图4.8、图4.9、图4.10、图4.11、图4.12、图4.13所示的细菌照片。

图4.8　杆细菌图
Fig.4.8　Bacilliw ith magnify 20thousands times

4.9　菌胶团
Fig.4.9　zoogloea

图4.10　丝状菌
Fig.4.10　Filiform bacterium

图4.11　菌胶团
Fig.4.11　Zoogloea

4.2.3　进水方式对造纸废水处理效果的影响

SBR的进水方式按进水时间长短分为瞬时进水和连续进水，连续进水又根据开始曝气的时间与充水过程时序的不同，分成三种不同的曝气方式：非限量曝气，即一边充水一边曝气；限量曝气，即充水完毕后再开始曝气；半限量曝气，即在充水阶段的后期开始曝气［86］。

根据具体污水水质的不同，曝气方式对废水中污染物的降解速率和处理效果有较大的影响，故本实验首先考察曝气方式的影响。

4.2.3.1　曝气的作用

SBR工艺中曝气的作用主要有两个方面：第一，通过曝气向反应器中充氧，为活性污泥微生物提供足够的溶解氧，以满足其在代谢中所需要的氧量。第二，通过曝气起到搅拌混合的作用，使活性污泥在曝气池内处于剧烈搅动的悬浮状态，能够与废水充分接触。

向废水中曝气充氧，能使各种能以该废水中的有机物为营养物质的活性污泥微生物大量生长繁殖，形成菌胶团的细菌逐渐形成絮状体，进而形成一颗颗悬浮于混合液中的一个个微生物群体的絮体颗粒，这种包含微生物群体的活性污泥颗粒与污水相接触，即可发挥对污水中污染物的吸附、分解、吸收等作用。经过适宜时间的曝气后，污水中的有机物大部分被同化为微生物有机体，然后进入沉淀状态。絮状化的活性污泥颗粒能很好地沉降至池底部，上清液可排出系统。

4.2.4.2　曝气充氧原理

空气中的氧向混合液中转移，是氧自气相向液相的传递（质）过程［87］。对此过程的理论探讨与工程应用，一般都以Lewis和Whitman的双膜理论为基础。双膜理论的主要论点是：当气、液两相接触并作相对运动时，接触界面的两侧存在着气体与液体的双界层，即气膜与液膜。如图4.12所示。

图4.12　氧转移模式图
Fig.4.12　M ode charm of oxygen transfer

气相与液相间的相对运动属于层流，而在其外的两相体系中均为紊流。氧的转移是通过气、液膜间进行分子扩散和在膜外进行的对流扩散完成的。对于难溶于水的氧来说，分子扩散的阻力大于对流扩散，传递的阻力主要集中在液膜上：由气膜中存在的氧的分压梯度和液膜中存在的氧浓度梯度，形成了氧转移的推动力，其数学表达式为：

dm/dt＝KLA（gs－gL）（4.1）

式中dm/dt——氧的转移速率（mg/h）

A——气、液相界面面积（m2）

KL——液膜的氧转移系数（mg/L）

gs——液体内饱和溶解氧浓度（mg/L）

gL——液体的实际溶解氧浓度（mg/L）

将上式各项除以液体的体积（V），得：

dm/Vdt＝dρ/dt＝K L A（g s－g L）/V（4.2）

由于气液界面面积难于计算，以氧总转移系数（KLa）来代替K L（A/ V），则上式改写为：

dρ/dt＝K La（g s－g L）（4.3）

式中dρ/dt——单位体积内氧的转移速度［mg/（Lh）］

K La——氧的总转移系数（h－1），可由实验测定

由4.3式可知，单位时间内氧的转移速度是由液体内饱和溶解氧浓度与液体的实际溶解氧浓度的差值，即（gs－gL）决定的。而曝气的作用既是不断向废水中通入氧，以促使氧转移到废水中，从而提供微生物降解污染物所需的足够的氧。在曝气初期，g s－g L差值很大，氧转移速率高。随着曝气时间的延长，g s－g L差值会逐渐减小，但由于废水中的有机物在降解污染物过程中不断消耗氧，故g s－g L会保持一定的差值，从而保持一定的氧向水中的传递速率。但当废水中可降解性有机物降低到一定程度时，氧的消耗减少，则g s－g L差值减小，氧在水中的传递速率也减小。此时再无限制地延长曝气时间将会造成能源的浪费。由此可见，曝气方式和曝气时间是一个很重要的控制参数。

4.2.3.3　曝气方式对造纸废水处理效果的影响

采用非限量曝气，即在充水的同时进行曝气，使逐步向反应器中投入的污染物能及时得到吸附、吸收和生物降解，目的是限制混合液中污染物的积累，并能在较短的时间内获得较高的处理结果。

采用半限量曝气，是基于在充水起始阶段，混合液中污染物浓度不大，降解速度不大，耗氧量也不大。但随着污染物的投入，其在混合液中的积累逐渐增大，降解速度增大，耗氧量也增大，因而在充水的后半期开始逐渐加大供氧量。

采用限量曝气，是基于在充水前SBR反应器有一个沉淀、排水排泥及闲置的过程，混合液中的溶解氧接近于零，所投入的污染物仅能在厌氧条件下得到降解，从而会形成污染物的积累。充水结束后曝气，此时由于反应器混合液中的溶解氧浓度为零，故曝气供氧时的推动力会比平时高20%～30%，在一定程度上起供氧和耗氧量的平衡作用，提高氧的利用率。

选定运行周期为13小时，即进水0.5 h（进水流量为0.2 L/min，0.5 h进水6 L），曝气反应时间5 h，沉降时间2.0 h，排水排泥0.5 h，待机时间4 h。可变条件为曝气起始时间：非限量曝气是从进水的同时开始曝气，限量曝气是从进水完毕后再开始曝气，半限量曝气从进水15 min后开始曝气。

每种曝气方式皆运行1周时间，以保证循环次数在20次以上。运行稳定后，每天测定进、出水的CODCr值。测定结果见表4.2、表4.3、表4.4，处理效果如图4.14、图4.15及图4.16所示。

表4.2　采用限量曝气时对造纸废水的处理效果
Table 4.2　Effect on CODCr in wastewater on the condition of lim it aerating

图4.13　限量曝气时造纸废水中CODCr的去除效果
Fig.4.13　Effect on CODCr in wastewater on the condition of lim it aerating

表4.3　采用半限量曝气时对造纸废水的处理效果
Table 4.3　Effect on CODCr in wastewater on the condition of sem ilim it aerating

图4.14　半限量曝气时造纸废水中CODCr的去除效果
Fig.4.14　Effect on CODCr in wastewater on the condition of sem ilim it aerating

表4.4　采用非限量曝气时对造纸废水的处理效果
Table 4.4　Effect on CODCr in wastewater on the condition of non-lim it aerating

图4.15　非限量曝气时造纸废水中CODCr的去除效果
Fig.4.15　Effect on CODCr in wastewater on the condition of non-lim it aerating

由表4.2、表4.3及表4.4数据可知，采用非限量曝气、半限量曝气及限量曝气对造纸废水中CODCr的去除效果有所不同，比较三种情况的去除率如图4.16所示：

图4.16　三种曝气方式对废水中CODCr去除率的影响
Fig.4.16　Effect of three kinds of aerating way toremoval rate of CODCr in wastewater

由图4.16可见，采用限量曝气的进水方式对造纸废水中CODCr的去除效果较好。由于经改性粉煤灰处理后的造纸废水中CODCr的浓度比较低，有机物难降解，而限量曝气因其进水阶段的厌氧状态有利于难降解有机物的分解［135］，且可节省动力能源，故本实验采用限量曝气的进水方式。

4.2.4　曝气时间对造纸废水处理效果的影响

选定限量曝气方式、进水时间0.5 h、污泥沉降2 h、排水排泥0.5 h、闲置4小时，改变曝气时间分别2 h、4 h、6 h、8 h、10 h、12 h，每一种曝气时间运行8～10天，运行稳定后测得试验结果如图4.17、图4.18、图4.19、图4.20、图4.21、图4.22所示。

图4.17　2小时曝气时间对废水中CODCr的处理效果
Fig.4.17　Treatment result to COD in wastewater on theconditi on of 2 hours’aerating

图4.18　4小时曝气时间对废水中CODCr的处理效果
Fig.4.18　Treatment resu lt to COD in wastewater on the conditi on of 4 hours’aerating

图4.19　6小时曝气时间对废水中CODCr的处理效果
Fig.4.19　Treatment result to COD in wastewater on the conditi on of 6 hours’aerating

图4.20　8小时曝气时间对废水中CODCr的处理效果
Fig.4.20　Treatment result to COD in wastewater on the conditi on of 8 hours’aerating

图4.21　10小时曝气时间对废水中COD的处理效果
Fig.4.21　Treatment resu lt to COD in wastewater on the conditi on of 10 hours’aerating

图4.22　12小时曝气时间对废水中COD的处理效果
Fig.4.22　Treatment resu lt to COD in wastewater on the conditi on of 12 hours’aerating

由上述各图可见，随着曝气时间的延长，废水中CODCr的去除率不断增加，曝气时间在8小时以上CODCr的去除率增加不明显。不同曝气时间对废水中CODCr去除率的影响如图4.23所示。

图4.23　曝气时间对废水中CODCr去除率的影响
Fig.4.23　Effect of difference aerating time to rem oval rate of COD in wastewater

当曝气时间为8h时，CODCr的去除率已达71.83%，而继续延长曝气时间对CODCr去除率的影响不是很大，用8h限量曝气已基本达到处理废水的目的，故试验选用曝气时间为8h。

4.2.5　pH对造纸废水处理效果的影响

在生物处理过程中，微生物的生化反应是在酶的催化作用下进行的，酶的基本成分是蛋白质，是具有离解基团的两性电解质，pH对微生物生长繁殖的影响体现在酶的离解过程中，电离形式不同，催化性质也就不同。此外，酶的催化作用还决定于基质的电离状况，pH对基质电离状况的影响也进而影响到酶的催化作用。生物处理过程中，适宜微生物生长的最大pH范围一般为4～9，细菌在pH呈弱碱性的环境中增长最好，而藻类和真菌在环境呈弱酸性时增长最好。

由于在废水生物处理中通常为微生物的混合群体，所以可以在较宽的pH范围内进行，但要取得较好地处理效果，则需控制在较窄的pH范围内。造纸废水的pH范围在6.0～8.0之间，本试验通过加酸、加碱来调节进水的pH。考虑到活性污泥对进水pH的适应和驯化，为使测定结果稳定且具有代表性，每种pH的进水保持6个处理周期以上，整个研究过程的pH由中性分别扩散到酸性及碱性。进水pH由7.0逐渐降至4.0左右，由pH＝7.0驯化后逐渐升高至pH＝9.0，并选定限量曝气方式、进水时间0.5 h、污泥沉降2 h、排水排泥0.5 h、闲置4小时，曝气时间为8 h，测定不同pH条件下的CODCr去除率，考察pH对废水处理效果的影响。结果如图4.24、图4.25、图4.26、图4.27、图4.28、图4.29。

图4.24　pH为6.0时对废水中CODCr的去长效果
Fig.4.24　Treatment result to COD in wastewater on the condition that pH is 6.0

图4.25　pH为6.5时对废水中CODCr的去长效果
Fig.4.25　Treatment result to COD in wastewater on the condition that pH is 6.5

图4.26　pH为7.0时对废水中CODCr的去长效果
Fig.4.26　Treatment result to COD in wastewater on the condition that pH is 7.0

图4.27　pH为7.5时对废水中CODCr的去长效果
Fig.4.27　Treatment result to COD in wastewater on the condition that pH is 7.5

图4.28　pH为8.0时对废水中CODCr的去长效果
Fig.4.28　Treatment result to COD in wastewater on the condition that pH is 8.0

图4.29　pH为8.5时对废水中CODCr的去长效果
Fig.4.29　Treatment result to COD in wastewater on the condition that pH is 8.5

图4.30　pH对废水中CODCr去除率的影响
Fig.4.30　Effect of difference pH to removal rate of CODCr in wastewater

从图4.30的废水反应过程pH变化情况来看，进水pH≤5.0时，CODCr的去除率比较小，而当进水5.0＜pH＜8.0时，CODCr去除率较高，大于71%；当pH> 8.0时，CODCr的去除率又略有下降。

我们知道，混合液中的pH对活性污泥中微生物的生命活动及代谢过程影响很大。过高或过低的pH会严重影响外酶及存在于细胞质和细胞壁里酶的催化作用。因为H＋和OH－不能穿透细胞壁，故外部介质H＋的改变不影响细胞质中H＋浓度，但由于有机底物中有机化合物的离子化作用能引起细胞膜电荷的变化，从而影响了微生物对营养物质的吸收，影响代谢过程中酶的活性，改变生长环境中营养物质的可给性以及有害物质的毒性。因此，活性污泥中不同微生物都有不同的pH适应范围。同时活性污泥中微生物的代谢活动，也可改变混合液的pH，而混合液的pH也可能通过有选择地去除某些底物或中间分解物而改变，并且同一种微生物由于混合液的pH不同可能积累不同的代谢产物。

对于制浆造纸废水，因其主要含有磺酸盐、糖类及糖类衍生物（糖磺酸盐和糖醛酸盐）、挥发性有机酸等，在混合液中pH较低时（pH＜5.0），绝大多数适应较高pH环境的微生物的代谢受到抑制，个别的甚至死亡，不能很好地将以上底物快速完全地降解，只产生大量乳酸、氨基酸等中间产物，只有少数低pH型微生物（如氧化硫杆菌、嗜酸乳杆菌等）活跃起来，将底物较彻底地氧化成CO2、H2 O、NO－3－N等。CO2因表面浮有大的黏性泡沫，不能及时带走，这些产物也会使pH略微降低，从而使处理过程混合液的pH都在很低的条件下运行。当5.0＜pH＜8.0时，绝大多数的活性污泥微生物都具有较高的活性，可将绝大多数底物较彻底地降解成CO2、H2O、－N等，CODCr去除率在71%以上，CO2被及时的曝气吹脱，降低水中酸度，从而使pH略有升高。在进水pH> 8.0值时，只有大豆根瘤菌、放线菌等少数几种嗜碱性微生物的代谢活动正常。绝大多数嗜中性和酸性微生物的活动受到抑制，甚至死亡，不能彻底氧化分解底物，CODCr去除率也有所下降。故SBR处理造纸废水适宜的pH范围为5.0 ＜pH＜8.0。

4.2.6　优化条件下对造纸废水处理的效果

通过试验选定SBR作为改性粉煤灰处理造纸废水的后续工艺的优化运行方式如表4.5所示。

表4.5　SBR优化运行方式
Table 4.5　The optimal running condition of SBR

在优化条件下，引用经改性粉煤灰处理后的造纸废水运行7天，取得了稳定的实验效果。结果如表4.6所示。

表4.6　优化条件下SBR的处理结果
Table 4.6　The result of SBR in the optimal running condition

由表4.6可知，SBR作为改性粉煤灰处理造纸废水的后续工艺，对造纸废水具有较好的处理能力。当进水的CODCr的浓度为355～144 mg/L时，CODCr的去除率可达到71.89～72.78%，BOD5、色度及悬浮物的平均去除率分别可以达到92.81%、77.6%、71.0%。比较《城市污水回用设计规范》（CECS 61∶94）给出的水质标准见表4.7［88］可见，经改性粉煤灰吸附混凝—SBR二段法处理的造纸废水的出水水质基本上达到回用水的标准。该方法为造纸废水的资源化利用提供了一条行之有效、切实可行的途径。

表4.7　再生水用做冷却用水的建议水质标准
Table 4.7　The rese water standard for cooling water

4.2.7　SBR对废水水质冲击负荷的耐受性检验

由4.2.6的试验结果可以得知，在优化条件下运行，SBR作为改性粉煤灰吸附混凝处理造纸废水的后续工艺，出水水质基本达到了工业回用水的标准，并且SBR工艺对这种造纸废水的处理效果稳定，CODCr去除率高。鉴于废水排放的不可预测性，生产中极有可能对废水处理工程产生冲击。故此，在前二段法处理造纸废水的基础上，继续做SBR工艺直接处理造纸废水的试验，目的有二：一是验证冲击负荷对SBR工艺的影响，二是检验用SBR工艺直接处理造纸废水的效果。

采用4.2.6中的优化试验条件作为实验参数，即选用限量曝气方式、进水pH＝6～7、进水时间0.5 h、曝气时间为8 h、污泥沉降2 h、排水排泥0.5 h、闲置4小时。将取自造纸厂污水总排放口的造纸废水直接引入SBR反应器进行处理。造纸废水的CODCr值范围在905～1987 mg/L，试验废水在反应器中运行6天，实验结果如图4.31及图4.32。

图4.31　SBR工艺直接处理造纸废水的结果
Fig.4.31　The experiment result of paper wastewater treateddirectly by SBR

试验结果表明，当引入废水的CODCr值远远超过SBR原已适应的CODCr值时，冲击负荷对SBR工艺影响不大，SBR工艺对造纸废水CODCr的去除率仍能达到64%左右，证明SBR工艺对废水水质有极强的耐冲击性。这是因为：

第一，SBR反应器是集调节池、曝气池和沉降池于一体的污水处理工艺，能承受较大的水质、水量的波动。理论分析表明，完全混合式曝气池比推流式曝气池具有更强的耐冲击负荷和抗有毒物质的能力。SBR是一个在同一运行周期内具有完全混合、在不同的运行周期间具有理想推流式特性的工艺，虽然它对于时间来说是理想的推流式处理过程，但反应器本身的混合状态又保持了典型的完全混合式特性，因此，它具有较强的耐冲击负荷能力。SBR的进水期兼具贮存污水和混合的双重功能，污水进入反应器后，与上一运行周期存留在反应器中的污泥混合，实际上充水容积成了调节池容积，因此，即使在充水时间中污水出现浓度的急剧波动，最终池内的污水浓度仍然处于充水时间内的平均浓度的水平上，使短时间的浓度冲击负荷得到了缓解。

图4.32　冲击负荷对废水中CODCr去除率的影响
Fig.4.32　Effect of difference im pact load to removal rate of CODCr in wastewater

第二，SBR工艺在沉降阶段属于静止沉降，污泥沉降性能好且不需要进行污泥回流，使反应器中维持较高的MSLL浓度。在同样条件下，较高的MSLL浓度具有较好的抗冲击负荷的能力。活性污泥之所以能去除有机污染物，是源于活性污泥对于有机污染物的吸附、吸收以及随之而发生的生物降解作用。有机物被微生物氧化降解的程度取决于活性污泥的吸附和吸收能力，即污泥活性的高低，从而决定了污染物被处理的程度。污泥的活性越高，其吸附、吸收的能力越强，反之亦反［89］。在SBR工艺系统中，同一曝气池同一运行周期由于经过一定时间的闲置过程，使污泥的活性得到了充分的恢复，从而使其在下一个运行周期内具有较强的吸附、吸收能力。此外，同一曝气池在不同的运行周期间，若上一周期的污染物负荷较高，而下一周期的污染物负荷较低，则污泥的活性也可以得到良好的恢复，从而保持稳定的处理效果。

但是，从试验结果看，在此运行参数下，尽管SBR工艺表现了极强的抗冲击负荷的能力，对废水中CODCr的去除率也达到了64%左右，但处理后的造纸废水仍未达到国家级排放标准，故需要改变参数或与其他处理方法联合使用，以达到更好的处理效果。

4.3　SBR处理造纸废水小结

（1）SBR作为改性粉煤灰吸附混凝处理造纸废水的后续工艺，对造纸废水的处理效果稳定，CODCr去除率高。该方法为造纸废水的资源化利用，提供了一条切实可行的途径。

（2）由于经改性粉煤灰处理后的造纸废水中CODCr的浓度比较低，有机物难降解，采用限量曝气的进水方式对造纸废水中CODCr的去除效果较好，因限量曝气进水阶段的厌氧状态有利于难降解有机物的分解，且可节省动力能源。

（3）作为改性粉煤灰处理造纸废水的后续工艺，试验确定SBR系统的优化试验条件为：进水水质的pH为6～7、进水时间为0.5h、曝气时间为8 h、污泥沉降时间为2 h、排水排泥时间为0.5 h、闲置时间4小时。

（4）在优化试验条件下，当进水的CODCr的浓度为355～144 mg/L时，CODCr的去除率可达到71.89～72.78%，BOD5、色度及悬浮物的平均去除率分别可以达到92.81%、77.6%、71.0%。比较《城市污水回用设计规范》给出的水质标准可知，经改性粉煤灰吸附混凝—SBR二段法处理的造纸废水的出水水质基本上达到回用水的标准，可以作为造纸厂的循环冷却水。

（5）冲击负荷耐受能力试验证明，当引入废水的CODCr值远远超过SBR原已适应的CODCr值时，冲击负荷对SBR工艺影响不大，SBR工艺对造纸废水CODCr的去除率仍能达到64%左右，证明SBR工艺废水水质有极强的耐冲击性。