硫化黑工艺母液--大苏打废水的处理研究（精选4篇）
硫化黑工艺母液--大苏打废水的处理研究 篇1
硫化黑工艺母液--大苏打废水的处理研究
染料废水造成的环境污染是目前难以解决的问题,本文对含硫废水中硫的.脱除与回收进行了研究.试验结果表明:采用铁屑过滤--混凝法,在最佳操作条件下:pH=5.0～5.5,t=30 min和搅拌速率为100 r/min,铁碳比等于1:1的条件下,总硫的去除率达到99%,中和沉淀出水清澈透明,各项指标均达到国家的排放标准.
作 者：晋日亚 胡双启 朱智钊 JIN Ri-ya HU Shuang-qi ZHU Zhi-zhao 作者单位：中北大学,环境与安全工程系,山西,太原,030051 刊 名：华北工学院学报 ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF NORTH CHINA INSTITUTE OF TECHNOLOGY 年，卷(期)： 26(1) 分类号：X788 关键词：染料废水 铁屑 混凝 过滤硫化黑工艺母液--大苏打废水的处理研究 篇2
吡唑酮母液废水若直接排放,将对附近水体水质和渔业生产造成影响,若与其他低浓度废水直接混合,则会增加工程造价和运行成本。因此,在进行生物处理前,必须进行预处理,以降低后续处理的难度和处理负荷。
本文采用微电解、Fenton氧化以及混凝沉淀的组合工艺对该废水进行处理,考察预处理工艺对吡唑酮母液废水COD的去除效果,为后续生化处理工艺的稳定运行提供条件。
1 试验材料与方法
1.1 试验用水水质
本次试验用废水取自长江沿岸的某化工制药企业,水质指标如表1。
1.2 各预处理工艺试验方法
(1)Fe-C微电解试验
在1 L烧杯内放置铁炭填料,铸铁铁屑与焦炭(焦炭粒径约2~4 mm,铸铁铁屑的粒度1~12 mm)重量比为1:1。将原水倒入装有铁炭填料的烧杯中,因原水pH=2.11,无需调节pH值,确保废水浸满填料。填料底部连续曝气,反应1 h、1.5 h、2 h、2.5 h、3 h后分别取上清液。
(2)Fenton氧化试验
以微电解出水作为Fenton氧化工艺的进水,分别改变H2O2投加量、FeSO4·7H2O:H2O2投加配比,反应3 h,取上清液。
(3)混凝沉淀试验
以Fenton氧化出水作为混凝沉淀的进水,往废水中投加Ca(OH)2,去除Fenton氧化工艺中引入的铁离子。调节pH至7.5,废水产生氢氧化铁沉淀,混凝时间为20 min,沉淀时间2 h,取上清液。
1.3 分析测试方法
试验所用重铬酸钾、FeSO4、H2O2均为分析纯,上海国药集团生产。铁屑采用工厂废铁屑,试验前对铁屑进行碱液浸泡和酸液活化处理,对焦炭进行原水浸泡处理[1]。pH值采用Jenco 6173型pH仪,上海任氏电子公司生产。本试验将CODCr作为主要测定研究项目,测定方法为重铬酸钾法[2]。
2 试验结果与讨论
利用原水的强酸性,先采用Fe-C微电解工艺,将原水中大分子难降解物质转化为小分子易降解物质,提高废水B/C比的同时,去除COD和色度。而微电解过程中生成的Fe2+可被后续Fenton氧化工艺利用,氧化生成的Fe3+逐渐水解而成聚合度大的Fe(OH)3胶体絮凝剂,有效吸附、凝聚水中的污染物,进一步去除COD,并改变污染物质的溶解性和可生化性。混凝沉淀工艺则利用溶液中生成的Fe2+和Fe3+,进一步去除COD和色度。
根据以上分析,确定吡唑酮母液废水预处理工艺流程如下:
2.1 Fe-C微电解试验
铁屑和炭颗粒浸没在酸性废水中时,由于铁和炭之间的电极电位差,废水中会形成无数个微原电池。铁炭通过原电池效应发生如下电极反应:
阳极(Fe):Fe-2e→Fe2+ (1)
阴极(C):2H++2e→2[H]→H2 (2)
反应过程中曝气时,可防止铁屑板结,发生的反应如下:
O2+4H++4e→2H2O (3)
O2+2H2O+4e→4OH- (4)
2Fe2++O2+4H+→2H2O+2Fe3+ (5)
微电解试验反应时间分别取1 h、1.5 h、2 h、2.5 h和3 h,具体结果见表2。
由表2可知,Fe-C微电解工艺对COD去除率为11.45%。反应出水pH升高,可能是由于式(4)生成的OH-所致。试验中发现,出水pH值随反应时间的增加而增加。当反应时间t=1 h、1.5 h、2 h、2.5 h和3 h时,出水pH分别为2.89,3.07,3.56,4.02和4.43。反应时间的延长,出水pH也逐渐升高。这是由于发生式(2)、式(3),溶液中H+逐渐被消耗,生成H2和H2O,溶液的pH升高,逐渐偏离微电解的最佳pH值范围。
以微电解出水作为Fenton氧化工艺的进水,诸多文献[3,4,5]及笔者试验表明,pH为3~4为Fenton氧化的最佳反应范围。兼顾工艺的反应时间和药剂投加量等因素,微电解反应时间取2 h。
2.2 Fenton氧化试验
亚铁盐和过氧化氢的组合称为Fenton试剂,可有效氧化去除废水中的难降解有机物。其氧化实质是H2O2在Fe2+的催化作用下生成具有高反应活性的羟基自由基(·OH)和更高活性的HO2·,自由基与大多数有机物作用使其降解[6]。
Fenton氧化产生自由基的机理为:
Fe2++H2O2→Fe3++·OH+OH- (6)
Fe3++H2O2→Fe2++HO2·+H+ (7)
Fe2++·OH→Fe3++OH- (8)
HO2·+ Fe3+→Fe2++O2+H+ (9)
·OH+H2O2→HO2·+H2O (10)
Fe2++HO2·→HO2+ Fe3+ (11)
以微电解出水作为Fenton氧化工艺的进水,利用进水的酸性条件,考察不同H2O2投加量和FeSO4·7H2O:H2O2投加比例下,Fenton氧化工艺对COD的去除效果。
(1)H2O2投加量试验
维持FeSO4·7H2O:H2O2=1:1,H2O2投加量分别为1000 mg/L、2000 mg/L、4000 mg/L、6000 mg/L、8000 mg/L,反应3 h后,试验结果见图1。
从图1可见,COD去除率随H2O2投量的增加而增加。当H2O2投量大于4000 mg/L时,COD去除率增加幅度明显减缓。H2O2投加量增加到8000 mg/L时,COD去除率变化不大。这可能是由于溶液中H2O2浓度过高时,Fe2+-H2O2体系发生如下反应:
·OH+H2O2→H2O+HO2· (12)
HO2·→O2+H+ (13)
O-2+ H2O2→O2+2OH- (14)
部分H2O2发生无效分解,释放出O2。
(2)FeSO4·7H2O:H2O2投加比例试验
固定H2O2投加量为4000 mg/L,FeSO4·7H2O:H2O2分别为1:4,1:2,1:1,2:1,4:1,反应时间3 h,试验结果如图2所示。
由图2可知,当FeSO4·7H2O:H2O2投加质量比为1:1时,COD去除效果最好。当FeSO4·7H2O:H2O2质量比<1:1时,COD去除率随FeSO4·7H2O用量的增加而增加,这是由于Fe2+浓度的增加,促进反应(6)的进行,产生的·OH增加,而所产生的·OH全部参与了和有机物的反应。而当FeSO4·7H2O:H2O2质量比>1:1时,随着FeSO4·7H2O用量的增加,观察到pH值降低。这可能是由于发生反应(8),消耗了·OH,阻碍了反应的进行所致。
综上所述,在pH=3.56,H2O2投加量为4000 mg/L,FeSO4·7H2O:H2O2投加质量比为1:1的试验条件下,Fenton氧化效果最佳,COD去除率为31.29%。
2.3 混凝沉淀试验
往Fenton氧化工艺出水中投加Ca(OH)2,去除Fenton氧化工艺中引入的铁离子。调节pH到7.5后,废水产生氢氧化铁沉淀,混凝时间为20 min,沉淀时间2 h。混凝沉淀试验结果如表3所示。
从表3可以看出,COD去除率为15.68%。混凝沉淀去除有机物是由于水中粒径小的悬浮物和胶体物质,由于微粒的布朗运动,胶体颗粒间的静电斥力和胶体表面的水化作用,使水中这种含浊状态趋向稳定。此外,高分子混凝剂的吸附架桥作用和网捕作用,也可达到颗粒的凝聚,使胶体粘结[7]。向水中投加混凝剂后,可降低颗粒间的排斥能峰,降低胶粒的ξ电位,实现胶粒“脱稳”。
3 结论与建议
3.1 结论
(1)利用原废水的酸性条件,通过Fe-C微电解反应2
h,其COD去除率为11.45%,出水pH为3.56。
(2)利用微电解出水的酸性条件,无需调节pH值,当H2O2投加量为4000
mg/L,FeSO4·7H2O:H2O2质量比为1:1的试验条件下反应3 h,Fenton氧化效果最佳,COD去除率为31.29%。
(3)往Fenton氧化工艺出水中投加Ca(OH)2,调节pH到7.5
后,混凝20 min,沉淀2 h。混凝沉淀工艺对COD的去除率为15.68%。
通过铁炭微电解、Fenton氧化和混凝沉淀等工艺预处理后,废水的COD总去除率达48.70%,有效降低了后续生化处理系统的处理负荷。
3.2 建议
实际工程中,上述预处理出水COD依然很高,而排放要求较严,可考虑将预处理出水与车间其它低浓度废水混合(或引入附近湖水),再进入生化处理系统,可大大降低处理负荷,降低投资和运行成本。
此外,该类废水含盐量非常高,会对微生物产生抑制和毒害作用,使脱氢酶活性降低,引发细胞原生质分离。而且高盐度会使废水密度增加,活性污泥容易上浮流失,从而严重影响生物处理系统的处理效果。可考虑采用特殊的耐盐菌技术降低盐度,并在生化池内投加钾源(如磷酸二氢钾等),提高菌种的耐盐性能。
摘要：采用铁炭微电解+Fenton氧化+混凝沉淀的组合工艺对吡唑酮母液废水进行预处理试验,探讨各反应条件和工艺参数对COD去除效果的影响。结果表明:组合工艺对COD的总去除率为48.70%。可大幅减轻后续生化处理负荷,为系统的稳定运行创造条件。
关键词：微电解,Fenton氧化,混凝沉淀,吡唑酮母液废水,预处理
参考文献
[1]任健,马宏瑞,王宝和,等.Fe/C微电解-Fenton氧化-混凝沉淀-生化法处理染料母液废水[J].环境工程学报,2010,4(7):1457-1462.
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[6]Enric Brillas,Roser Sauleda,Juan Casado.Degradation of 4-Chloro-phenol by Anodic Oxidation,Electro-Fenton,Photoelectro-Fenton,and Peroxi-Coagulation Processes[J].Journal of the ElectrochemicalSociety,1998,145(3):759-765.
抗生素废水的处理工艺研究 篇3
【关键词】抗生素; 废水; 处理
中图分类号:X703 文献标识码:A 文章编号:1009-8283(2009)05-0254-01
上世纪40年代,随着抗生素大规模的生产,人们开始对抗生素废水的处理进行究。美国、日本等国家于50、60年代几乎全部采用好氧生物处理技术,但随着对抗素废水处理研究的不断深入,逐渐出现了厌氧一好氧、流化床、接触氧化、气浮一好气浮等多种生物处理工艺。也出现了化学氧化法处理技术如超临界水氧化法和物理理技术如膜处理技术,以及各种处理方法的综合处理技术等。现就生物处理方法介绍下:
1 好氧生物处理技术
目前,常用的抗生素废水的好氧处理方法有:由传统活性污泥法发展起来的深井气法、延时曝气和序批式活性污泥法(SBR)等新方法,以及生物膜法中的生物接觸化法和生物流化床法等。目前,好氧生物处理成功应用于多种抗生素废水的处理中,如:江苏某制药厂采深井曝气法后续组合填料接触氧化法来处理高浓度有机废水,全流程对COD的去除在90%以上。某制药厂采用SBR处理系统对全厂生产废水和生活污水进行处理,进水质:BOD 650 mg/L;COD 800mg/L; ss 120mg/ L,出水水质:BOD≤60mg/L ;COD≤100mg/ L;ss ≤20mg/L,处理效果完全达到设计要求。李勇智采用序批式生物应器(SBR)探索了对米菲司酮、孕三烯酮生产废水进行短程生物脱氮的可行性,成地对其进行了短程生物脱氮,脱氮率达99%以上。S.Vansever在常规活性污泥法处青霉素废水系统中加入含有絮凝物质(Fe2+和Mn2+)和营养物质的复合体50S,并控m(COD):m(N):m(P)=100:5:2,在低温操作条件下(<10℃),COD可降至100mg/L以下,系统的污泥沉降性能、COD去除率及硝化作用都有明显的提高。
2 厌氧生物处理技术
目前,国内外处理高浓度有机废水主要是以厌氧法为主。用于抗生素废水处理的厌氧工艺包括:上流式厌氧污泥床(UASB)、厌氧复合床(UBF)、一体化两相厌氧反应器和厌氧折流板反应器(ABR)等。
买文宁等将UASB和UBF进行了对比试验,结果表明,UBF具有反应液传质和分离效果好、生物量大和生物种类多、处理效率高和运行稳定性强的特征,是实用高效的厌氧生物反应器。将UBF运用到处理乙酞螺旋霉素生产废水(有机废水量为310m3/d)中的结果表明,试验COD容积负荷为6.0kg/m3.d,进水coD为9173mg/L时,出水COD可降至8llmg/ L,去除率可达91%。一体化两相厌氧反应器中可分为产酸相和产甲烷相,在产酸相厌氧反应器中,借助硫酸盐还原菌和产酸菌的作用,去除废水中大部分硫酸盐和有机物,在产甲烷相厌氧反应器中,借助甲烷菌的作用使废水中大部分有机物转化为甲烷。
利用一体化两相厌氧反应器处理含高浓度硫酸盐的抗生素废水时能够充分利用产酸相的优势,避免SO2-4对产甲烷相的不利影响。
目前常用的UASB或UASB+AF复合厌氧反应器处理制药废水。UASB+AF处理维C废水,进水COD为7000~13000mg/L时,COD去除率大于80%,容积负荷12kgCOD/ms•d,并具有启动速度快和较强的耐冲击负荷的能力;而采用常温以UASB反应器处理VC,SD和葡萄糖废水,COD去除率也可大于80%,且形成颗粒污泥,利于系统长期稳定的运行。高浓度有机废水经厌氧处理后,其出水COD仍大于1000mg/L,必须接好氧生化理以达到排放标准。
3 组合式废水处理流程
由于好氧处理需大量的稀释水来降低进水COD浓度,增大了基建费用,而厌氧理则由于高的COD进水浓度,即使在较高的COD去除率的情况下,也会造成处理后水COD浓度超标,仍然不能满足废水处理的需要,单独的好氧处理或厌氧处理有时能达到要求,因而需要把好氧和厌氧处理组合起来应用。目前广泛使用的是厌氧一好氧组合处理工艺,其基本处理工艺如下:
陈业钢等经过试验得出:采用水解酸化一厌氧工艺处理高浓度含硫酸盐的青霉素生产废水是可行的,利用水解酸化的优势,能够避免SO42对厌氧反应器的不利影响。使在50护质量浓度达1352mg/ L,系统仍表现出良好的适应性。其水解酸化反应器co容积负荷可达16.84kg/m3•d,厌氧反应器coD容积负荷达8.75kg/m3•d。
目前已实现的组合处理工艺还有:混凝+兼氧一好氧生物接触氧化法+氧化脱色处理扑热息痛废水,水解一好氧法处理青霉素、庆大霉素、链霉素等十多种产品的生产废水,厌氧一好氧生物处理一絮凝沉淀法综合治理医药中间体生产废水,臭氧氧化一铁屑烟道灰过滤一混凝一吸附组合沉淀法处理扑热息痛废水,均取得了良好的处理效果。
总之,生物法处理抗生素废水己经成为该类废水处理的主要处理方法,而这种方法的主体是驯化可以耐受抗生素毒性,并能分解这些高浓度有机物的微生物,因此除了开发经济、有效的复合水处理单元之外,还要利用分子生物学技术开发出更多的基因工程菌来处理这些有毒有害废水。
参考文献:
[1]杨军,陆正禹,胡纪萃,顾夏声. 抗生素工业废水生物处理技术的现状与展望[J]环境科学, 1997,(03) .
葡萄酒废水处理工艺研究 篇4
【关键词】葡萄酒；废水；处理
葡萄酒厂在生产中会产生大量的废水，并且随着季节的变化，在废水水质和水量上都有所不同，根据资料显示，一般生产一吨葡萄酒，大约会产生3～5吨的废水，葡萄酒的废水色度高、浓度高、悬浮物含量高且不易沉淀，多年来我们研究开发了很多污水处理工艺，如UASB工艺、SBR工艺、CASS工艺等等，各工艺处理葡萄酒废水均有优缺点，由于葡萄酒季节性废水水质成分的不同，对于污水处理系统会产生一定的影响，再加上国家对于环境问题的日益重视，废水排放标准逐渐提高，外排的葡萄酒生产废水必须达到《污水综合排放标准》 （GB8978—1996）中二级标准以上。单一的废水处理工艺无法满足排放标准的要求，选择合适的工艺结合或者对废水进行预处理来提高效果成为废水处理的关键。
1.葡萄酒废水的形成及特点
以产量最多的干红葡萄酒为例，其生产工艺流程一般为分选除梗→破碎→酒精发酵→压榨→苹乳发酵→调配→陈酿→稳定→灌装→成品，排放的废水主要来源是发酵废水、清洗废水、灌装废水。葡萄酒的废水因不同葡萄品种、不同生产工艺、不同贮存方式而各有区别，但是整体特点大致相同，废水中的有机物含量高、色度高、固体颗粒含量高，其中可溶性颗粒在75～85%之间，可沉淀的部分在15～25%，许多固体颗粒在沉淀池中得不到沉淀而直接进入反应池。葡萄酒生产过程中的废水产生主要有以下环节：
破碎压榨：葡萄收集起来以后首先进行破碎压榨获得葡萄汁，分离后产生大量的葡萄皮、梗、籽，葡萄混合液经澄清后进入发酵环节，在此阶段中产生的废水主要来源于对压榨机的清洗、生产车间的清洗、发酵罐的预清洗以及转入发酵罐时损失的少量葡萄汁，这一阶段的废水约占总废水量的30%，并且COD含量很高，是废水中污染最为严重的一部分。
倒罐阶段：这一环节是将发酵后的葡萄酒上清液泵入稳定罐中，然后将底部的残液排放，这一阶段的废水来源主要是发酵罐的清洗、稳定罐的预清洗、生产车间的清洗和残留的废液，废液中的固体悬浮物含量很高，这一阶段的废水排放量约占19%。
过滤阶段：稳定后的葡萄酒需要用硅藻土作为助滤剂进行过滤以提高其品质，然后再将葡萄酒液转入储存罐中。这阶段的废水来源主要是各罐的清洗废水和酒水损失，废水特点是含有大量硅藻土颗粒，虽然该颗粒容易沉淀，但是粘性很大，所以需要设置初沉池来去除硅藻土。此环节的废水排放量最大，约占35%。
灌装阶段：此环节是将生产完成的葡萄酒进行瓶装，然后即可进入市场销售。这阶段的废水来源主要是罐、瓶的清洗，泵、车间清洗以及酒液损失。废水量约占16%左右，这一环节的污染相对较低。
2.葡萄酒废水对环境的影响
葡萄酒废水的有机物含量很高，清洗过程中使用的清洗剂会使废水含有大量的K+或Na+，废水有一定的臭味，会使人们的感官不良，对于环境有极大的污染，经过处理后的废水可以降低COD达到排放要求，用于灌溉或者绿化，但是长远来说废水中的金属离子对土壤依然有不利影响。
3.葡萄酒废水典型处理工艺分析
3.1厌氧处理工艺
系统在无氧或者缺氧的环境中通过兼性菌和专性厌氧菌的新陈代谢对有机物进行降解，从而去除有机物，最终代谢的产物为甲烷和二氧化碳气体，甲烷可以作为能源加以再利用。对于高浓度的有机废水往往采用厌氧工艺作为预处理工艺，先去除部分有机物，提高后续工艺处理效率，降低后续处理负荷。一般厌氧降解过程如下：（1）把大分子的有机物水解成小分子。在水解与发酵细菌的作用下，将碳水化合物、蛋白质、脂肪转化成单糖、氨基酸、脂肪酸、甘油等；（2）在产氢产乙酸菌的作用下把上一阶段的醇类、简单有机酸转化成产甲烷菌能够利用的氢、乙酸、二氧化碳等；（3）前两步会产生大量的氢，氢浓度过高会阻碍厌氧系统正常进行，需要在同型产乙酸菌的作用下将氢和二氧化碳转化为乙酸；（4）产甲烷菌利用前三步产生的甲醇、乙醇、甲酸、甲胺等形成甲烷。
应用厌氧工艺处理葡萄酒废水主要有几点优势：厌氧生物处理适合高浓度的有机废水；厌氧处理对氮、磷的需要量少于好氧工艺，与葡萄酒废水的特点相适合；厌氧处理不需要曝气，厌氧反应器在停止运行后亦可快速启动，这一点非常适合葡萄酒废水的季节性变化。常用的葡萄酒废水厌氧处理工艺主要有上流式厌氧污泥床（UASB）、厌氧固定接触床反应器和厌氧流化床反应器。UASB是一种高效的厌氧处理系统，这种反应器有厌氧过滤和厌氧活性污泥法的双重特点，其结构简单、便于操作、不需要沉淀池和回流装置、污水适应性强、能适应大幅度的温度和PH值变化、运行费用低、处理效果好，在污水处理领域应用十分广泛。
有研究显示，我国葡萄酒废水处理运用厌氧—好氧工艺，UASB对于COD的去除率在80%左右，使用UASB联合接触氧化工艺可以使出水COD控制在100mg/L以下，处理效果稳定。
3.2好氧处理工艺
好氧处理法是在有氧条件下，利用微生物的新陈代谢来分解废水中的有机物，将有机物降解为微生物基质和微生物活动所需的能量。根据微生物的不同存在方式，好氧法可以分为活性污泥法和生物膜法，活性污泥法是应用较为广泛的工艺之一，其是向废水中注入空气曝气，保留沉淀物，每天加入污水，经过一定时间后，因好氧性微生物的繁殖而产生污泥状絮体，絮体上生存着大量微生物群，具有很强的吸附、氧化有机物的能力。生物膜法是使微生物附着在滤料或者载体上，并在上面形成膜状生物污泥，将生物膜与污水接触，膜上的微生物就会以废水中的有机物为食促进自身繁殖，同时分解有机物，净化废水。研究表明，利用好氧塘处理葡萄酒废水操作相对简单，对COD的处理效果可达91%；利用喷射环流好氧反应器处理葡萄酒废水，对于季节性变化的废水可以稳定运行超过12个月，并且可以有效处理负荷在0.4～5.9kg COD/m3·d之间波动的废水，去除率均在90%以上；采用周期循环活性污泥系统（CASS）处理葡萄酒废水，可使出水平均COD、SS分别为49mg/L和41mg/L。
3.3物理吸附法
膨润土主要由蒙脱石等粘土矿物质组成，粘度、热稳定性好，膨胀容大，吸水率高，有研究表明，采用新疆有机膨润土处理葡萄酒废水可以使CODcr、BOD5去除率到60%和79%，但是由于葡萄酒废水浓度较高，如果要达到国家一级排放标准，还需要后续的生物处理。
4.废水的高级氧化处理
4.1Fenton试剂氧化法
Fenton试剂是 Fe2+离子与 H2O2溶液混合而成，其氧化过程为链式反应，生成具有很强氧化性的·OH，其氧化电极电位为 2.80V，能够将绝大多数的有机物氧化成为CO2和H2O，或者将其转化为易降解的小分子有机物，大大提高了废水的可生化性。应用Fenton试剂预氧化—SBR处理葡萄酒废水，可以对COD的去除率达到54%。Fenton 试剂反应快无污染，初始的有机物浓度和反应时间对于处理效率几乎没什么影响，Fe3+与 H2O2的用量对去除率起决定性作用。在实际应用中因为H2O2的价格昂贵成本较高，所以经常将Fenton试剂与其他工艺联合使用，将其用做废水的预处理或者深度处理。
4.2臭氧氧化法
臭氧是一种强氧化剂，其对废水的氧化途径分为直接氧化和间接氧化，臭氧溶于水、易得、反应的产物没有副产物，所以常用于各种有机废水的处理。 多种研究表明，在一定的条件下，臭氧对于COD的去除能够达到50%，对于色度的处理率接近100%，处理效果十分显著。
5.结语
通过对现今葡萄酒废水处理工艺的分析，研究各工艺的原理与优势，根据葡萄酒生产废水的特点来选取合适的处理工艺，可以灵活使用高级氧化预处理+厌氧—好氧工艺或者厌氧+高级氧化预处理+好氧工艺，能够有效提高处理效率，极大的改善了出水水质。
参考文献：
[1]张晓.Fenton氧化及生物处理实践研究[D].青岛理工大学，2015，6.
[2]张旭.葡萄酒生产废水处理工艺研究[D].青岛理工大学，2013，6.