印染废水的处理方法及处理系统与流程

本发明属于废水处理的技术领域，尤其涉及一种印染废水的处理方法及处理系统。

背景技术：

H酸和T酸是两种常用的染料中间体，近年来很受国内外毛纺、棉织以及制药企业的青睐。但是H酸属于稠环芳烃，具有强烈的生物毒性；同时，芳香族磺酸化合物在水环境中具有很高流动性，容易造成水体污染。H酸母液生产废水污染物成分复杂、CODCr高、酸性强、色度深且毒性大。T酸母液生产废水具有高有机物浓度、高色度等特点。所以H酸和/或T酸废水若不经处理直接排放，将严重污染环境，对人体也有很大危害。这类废水大多数BOD5/CODCr极低，且对微生物有毒性，可生化性差，难以用一般生化方法处理。

H酸和/或T酸染料生产废水常见的处理方法有：活性炭或树脂吸附、混凝、萃取、光催化氧化或湿式催化氧化、芬顿高级氧化和电化学法等，这些方法可有效处理H酸和/或T酸染料生产废水，但是耗材投入量大，成本高，不利于大规模长期使用。

专利文献CN207031016U公开了一种H酸和/或T酸生产废水的处理装置及生产系统。该方法采取多个萃取塔依次连接,且萃取塔内填充有固相萃取吸附剂。通过多级萃取，得到的酸液纯净度高,处理后的废水可以达标排放或者回用,但是萃取塔要求密封性高，且固相萃取剂需要经常更换，成本高。

专利文献CN106745444B公开了一种T酸工业废水的处理方法。该方法向T酸工业废水中加入由稀释剂和络合剂组成的萃取剂进行萃取,向分离的有机相中加入反萃剂无机碱溶液,使有机相中的T酸以离子形式转移到反萃液中,同时将萃取剂再生；反萃水相中加入无机酸溶液进行酸化处理,使T酸析出，过滤后得到T酸产品。本发明使用的萃取剂具有高效性和高选择性,经过反萃处理后可循环使用，但该方法只能针对只含有T酸的相对简单的废水，不适用于成分复杂的废水。

专利文献CN1693219公开了一种H酸生产废水的净化和资源回收利用的方法,该方法通过树脂吸附柱吸附H酸、T酸,吸附分离后的出水即为无色透明的饱和硫酸钠溶液,该溶液可回用于原生产工艺的T酸、H酸滤饼冲洗工序；树脂用碱溶液进行洗脱再生；脱附下来的高浓度H酸、T酸的钠盐溶液返回原生产工艺的碱熔工序,低浓度脱附液可用于配制氢氧化钠水溶液套用于下一批脱附操作。本发明从H酸生产废水中分离回用硫酸钠饱和溶液,同时回收H酸、T酸,但是不适用于含有H酸和/或T酸成分复杂的废水。

技术实现要素：

本发明的目的在于克服相关技术的不足之处，提供一种能有效处理且耗材投入量小的印染废水的处理方法及处理系统。

为达到上述目的，本发明采用的技术方案为：一种含H酸染料生产废水的处理方法，

将H酸母液和/或T酸母液与碱性的缩合母液混合成待处理废水；

调节待处理废水pH值到2～4后向其投加芬顿试剂进行预氧化反应；

经过预氧化的废水加碱中和沉淀，上清液进行臭氧-生物曝气滤池耦合处理后排放或做深度处理。

作为一种优选方案，所述H酸母液和/或T酸母液的COD为17500mg/L～20000mg/L，氨氮浓度为30mg/L～38mg/L，含盐量为10％～13％；所述缩合母液的COD为43000mg/L-46000mg/L，氨氮浓度为1mg/L～5.5mg/L，含盐量为11％～14％。

作为一种更优选方案，所述H酸母液和/或T酸母液与缩合母液的配比为1:1～2.5:1。

作为一种优选方案，所述芬顿试剂包括硫酸亚铁和双氧水，其中硫酸亚铁和双氧水的质量比为1:5～1:10。

作为一种更优选方案，投加芬顿试剂前控制所述废水pH值在3～3.5。

作为一种更优选方案，预氧化反应时间为2～42h～4h。

作为一种优选方案，经过预氧化的所述废水加碱中和控制其pH为6.5-9.5。

作为一种优选方案，所述臭氧-生物曝气滤池耦合处理的具体方式为将废水上清液通入投加了臭氧的生物曝气滤池中进行处理；所述废水上清液在生物曝气滤池中的停留时间为15h～20h。

作为一种更优选方案，所述臭氧的投加量为40mg/L～50mg/L。

本申请的技术方案还包括一种适用于上述含H酸T酸染料生产废水处理方法的处理系统，包括依次通过管道连接的混合调节装置、芬顿反应装置、中和沉淀装置以及臭氧-生物曝气滤池耦合单元。

本发明的有益技术效果在于：提供了一种能有效处理且耗材投入量小的含H酸和/或T酸染料生产废水的处理方法及适用于该方法的处理系统；本方法通过结合原水水质特征，将芬顿氧化与臭氧-生物曝气滤池耦合处理工艺有效结合，实现了对废水的有效处理；同时本方法所用耗材投入量小，成本较低；经处理后的含H酸和/或T酸染料的废水的COD降至355mg/L，COD总去除率为98.8％；废水的氨氮浓度最终降低至13mg/L，达到排放标准。

附图说明

下面结合附图和实施例对本发明进一步说明。

图1为本发明实施例1的处理系统的结构示意图。

图中：1-混合调节装置；11-第一搅拌机；12-第一氢氧化钠加料罐；2-芬顿反应装置；21-硫酸亚铁加料罐；22-双氧水加料罐；3-中和沉淀装置；31-第二搅拌机；32-沉淀排料口；33-第二氢氧化钠加料罐；4-生物曝气滤池；41-臭氧发生器。

具体实施方式

现在结合附图和实施例对本发明作进一步详细的说明，以下实施例只是描述性的，不是限定性的，不能以此限定本发明的保护范围。

发明人研究中发现：印染过程中用到的中间体是H酸T酸，所以会排出H酸、T酸母液两股酸性的废水，另外一个缩合流程排出的缩合母液是碱性的。因为H酸、T酸母液的水质酸性太大不能直接处理，而缩合母液的碱性太大也不能处理，且两者的有机物浓度高，具有很强的生物毒性；在实际处理时，直接采用生化处理工艺不可行。

本发明的印染废水处理方法，包括如下步骤：

将H酸母液和/或T酸母液与碱性的缩合母液混合成待处理废水；

调节待处理废水pH值到2～4后向其投加芬顿试剂进行预氧化反应；

经过预氧化的废水加碱中和沉淀，上清液进行臭氧-生物曝气滤池耦合处理后排放或做深度处理。

该方法先将H酸母液和/或T酸母液与缩合母液以一定比例混合，免去了分别处理调酸调碱的成本和步骤，之后采用芬顿试剂法进行预氧化；芬顿试剂法是一种常见的高级氧化工艺，常用于污水预处理，能有效降低废水中的难降解有机物浓度，降低废水毒性，从而提高废水的可生化性能。芬顿预氧化之后采用臭氧-生物曝气滤池耦合处理；该方法是将臭氧高级氧化与生物曝气滤池生物处理有机结合起来的水处理工艺，实现了臭氧氧化和生物氧化的协同作用，提高了废水处理的效果。

实施例1

本实施例公开了一种印染废水的处理方法，包括以下步骤：

(1)将H酸母液和/或T酸母液与缩合母液按3:2的比例混合；其中：H酸母液和/或T酸母液COD为19000mg/L，氨氮浓度为38mg/L，pH为2.49，含盐量为11.45％；缩合母液COD为45200mg/L，氨氮浓度为1mg/L，pH为5.62，含盐量为13.7％。混合后废水的COD为29000mg/L，氨氮浓度为22mg/L，pH为2.8。

在该步骤中，通过H酸母液和/或T酸母液和缩合母液的混合调节，降低废水中的COD和氨氮浓度，提高了后续的处理效果。

(2)按0.6g/L的用量投加氢氧化钠，将废水pH值调节到3；之后在室温下，向废水投加由硫酸亚铁和30％双氧水组成的芬顿试剂，对废水进行2h的预氧化反应(芬顿反应)。其中：硫酸亚铁的投加量为8g/L，30％双氧水的投加量为200g/L，硫酸亚铁和双氧水的质量比为1:7.5；投加顺序为先加入硫酸亚铁之后再加入30％双氧水。

经过2h的预氧化反应后，废水的COD降至3300mg/L，此时有机物降解率达88.6％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至405mg/L；另外，双氧水残留率接近于0。

在该步骤中，废水中的有机物被氧化分解，COD降低并且废水脱色；同时废水中的有机氮被转化成氨氮，使氨氮浓度增加；另外，由于废水在反应过程中产生部分有机酸，pH会显著降低。

在加入芬顿试剂之前调节废水的pH到3，有利于芬顿反应的高效进行。而先加入硫酸亚铁之后再加入30％双氧水的原因在于过量的双氧水会导致亚铁被氧化，从而降低芬顿反应的效果和效率。

(3)向经过预氧化的废水中加入氢氧化钠，调节其pH为7.5；此时出现沉淀；经过3h的中和沉淀后，滤走上清液并将沉淀收集，之后将沉淀压滤并做进一步深度处理或者再利用。

在该步骤中，废水中的铁以氢氧化铁的形式沉淀下来形成铁泥，并被排出体系之外。

(4)废水沉淀后得到的上清液用水稀释，控制其含盐量为3％；之后在室温下，将上清液通入投加了臭氧的生物曝气滤池(BAF)中并停留20h，进行臭氧-生物曝气滤池耦合处理。其中，臭氧的投加量为45mg；生物曝气滤池中采用城市污泥对生物填料进行接种挂膜，驯化培养出噬盐菌。

经过耦合处理后，废水的COD降至355mg/L，COD总去除率为98.8％；废水的氨氮浓度最终降低至13mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.8％。处理后得到的废水可直接排入市政污水系统或做深度处理。

本步骤中，臭氧氧化是以羟基自由基(·OH)为主要氧化剂与有机物反应，生成的有机自由基可以继续参加羟基自由基链式反应，也可以形成有机过氧化物自由基而进一步发生氧化分解反应，从而将大分子有机物氧化成小分子的中间产物，能够提高水中有机污染物的可生化性，进而为生物曝气滤池处理提供良好的基础。而生物曝气滤池处理是一种生物膜法处理。其利用滤料上所附生物膜中高浓度的活性微生物的作用以及滤料粒径较小的特点,充分发挥微生物的生物代谢、生物絮凝、生物膜和填料的物理吸附和截留以及反应器内沿水流方向食物链的分级捕食作用,实现污染物的高效清除。通过臭氧与微生物协同作用，进行强化处理，使污水有机物得到大部分降解。

另外，本步骤中臭氧利用率为1:10，远高于独立臭氧氧化工艺的臭氧利用率；表明：生物曝气滤池的处理反过来促进了臭氧参与到氧化反应中。

废水上清液采用水稀释以控制其含盐量为3％，是为了给生物曝气滤池中的微生物创造一个良好的生长环境，提高生物曝气滤池处理的效果。

参照图1，本实施例还公开了一种适用于上述含H酸染料生产废水处理方法的处理系统，其包括通过管道依次连接的混合调节装置1、芬顿反应装置2、中和沉淀装置3以及臭氧-生物曝气滤池耦合单元。

其中，混合调节装置1为一具有第一搅拌机11的混合池，第一氢氧化钠加料罐12通过管道与其相连通。芬顿反应装置2为一芬顿反应池，硫酸亚铁加料罐21和双氧水加料罐22通过管道与其相连通。中和沉淀装置3为一混合沉淀池，其具有第二搅拌机31；同时，中和沉淀装置3底部设有沉淀排料口32，第二氢氧化钠加料罐33通过管道与其相连通。臭氧-生物曝气滤池耦合单元包括生物曝气滤池4，生物曝气滤池4内设置有臭氧发生器41，以向生物曝气滤池4内提供足够的臭氧。本系统实现了在同一个反应器内部完成臭氧氧化和生物氧化的协同作用，节省了占地面积，简化了操作流程，更便于管理维护。

实施例2

本实施例公开了一种含H酸染料生产废水的处理方法，包括以下步骤：

(1)将H酸母液和/或T酸母液与缩合母液按1:1的比例混合；其中：H酸母液和/或T酸母液COD为17500mg/L，氨氮浓度为34mg/L，pH为2.32，含盐量为12.61％；缩合母液COD为44500mg/L，氨氮浓度为4mg/L，pH为5.75，含盐量为12.2％。混合后废水的COD为31000mg/L，氨氮浓度为19mg/L，pH为2.7。

(2)按0.8g/L的用量投加氢氧化钠，将废水pH值调节到3.3；之后在室温下，向废水投加由硫酸亚铁和30％双氧水组成的芬顿试剂，对废水进行3h的预氧化反应(芬顿反应)。其中：硫酸亚铁的投加量为7.5g/L，30％双氧水的投加量为250g/L，硫酸亚铁和双氧水的质量比为1:10；投加顺序为先加入硫酸亚铁之后再加入30％双氧水。

经过3h的预氧化反应后，废水的COD降至3800mg/L，此时有机物降解率达87.7％；同时，废水中氨氮浓度由19mg/L提高至400mg/L；另外，双氧水残留率接近于0。

(3)向经过预氧化的废水中加入氢氧化钠，调节其pH为6.5；此时出现沉淀；经过4h的中和沉淀后，滤走上清液并将沉淀收集，之后将沉淀压滤并做进一步深度处理或者再利用。

(4)废水沉淀后得到的上清液用水稀释，控制其含盐量为2.1％；之后在室温下，将上清液通入投加了臭氧的生物曝气滤池中并停留15h，进行臭氧-生物曝气滤池耦合处理。其中，臭氧的投加量为40mg；生物曝气滤池中采用城市污泥对生物填料进行接种挂膜，驯化培养出噬盐菌。

经过耦合处理后，废水的COD降至395mg/L，COD总去除率为98.7％；废水的氨氮浓度最终降低至13mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.7％。处理后得到的废水可直接排入市政污水系统或做深度处理。

本实施例还公开了一种适用于上述含H酸染料生产废水处理方法的处理系统，其结构和实施例1相同。

实施例3

本实施例公开了一种含H酸染料生产废水的处理方法，包括以下步骤：

(1)将H酸母液和/或T酸母液与缩合母液按2.5:1的比例混合；其中：H酸母液和/或T酸母液COD为20000mg/L，氨氮浓度为30mg/L，pH为2.52，含盐量为10.25％；缩合母液COD为43800mg/L，氨氮浓度为5.5mg/L，pH为5.59，含盐量为11.5％。混合后废水的COD为268000mg/L，氨氮浓度为23mg/L，pH为2.9。

(2)按0.9g/L的用量投加氢氧化钠，将废水pH值调节到3.5；之后在室温下，向废水投加由硫酸亚铁和30％双氧水组成的芬顿试剂，对废水进行3h的预氧化反应(芬顿反应)。其中：硫酸亚铁的投加量为9g/L，30％双氧水的投加量为150g/L，硫酸亚铁和双氧水的质量比为1:5；投加顺序为先加入硫酸亚铁之后再加入30％双氧水。

经过3h的预氧化反应后，废水的COD降至3300mg/L，此时有机物降解率达87.7％；同时，废水中氨氮浓度由23mg/L提高至410mg/L；另外，双氧水残留率接近于0。

(3)向经过预氧化的废水中加入氢氧化钠，调节其pH为9.5；此时出现沉淀；经过2h的中和沉淀后，滤走上清液并将沉淀收集，之后将沉淀压滤并做进一步深度处理或者再利用。

(4)废水沉淀后得到的上清液用水稀释，控制其含盐量为1.8％；之后在室温下，将上清液通入投加了臭氧的生物曝气滤池中并停留18h，进行臭氧-生物曝气滤池耦合处理。其中，臭氧的投加量为50mg；生物曝气滤池中采用城市污泥对生物填料进行接种挂膜，驯化培养出噬盐菌。

经过耦合处理后，废水的COD降至375mg/L，COD总去除率为98.6％；废水的氨氮浓度最终降低至14mg/L，达到排放的要求，而且步骤中氨氮去除率高达96.6％。处理后得到的废水可直接排入市政污水系统或做深度处理。

本实施例还公开了一种适用于上述含H酸染料生产废水处理方法的处理系统，其结构和实施例1相同。

实施例4

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：预氧化反应时投加的硫酸亚铁与双氧水的配比不同。具体为：硫酸亚铁投加量为6g/L，30％双氧水投加量为200g/L；硫酸亚铁和双氧水的质量比为1:10。

预氧化反应后，废水的COD降至3500mg/L，此时有机物降解率达87.9％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至403mg/L。

经过耦合处理后，废水的COD降至375mg/L，COD总去除率为98.7％；废水的氨氮浓度最终降低至14mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.5％。

实施例5

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：预氧化反应时投加的硫酸亚铁与双氧水的配比不同。具体为：硫酸亚铁投加量为12g/L，30％双氧水投加量为200g/L；硫酸亚铁和双氧水的质量比为1:5。

预氧化反应后，废水的COD降至3800mg/L，此时有机物降解率达86.9％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至400mg/L。

经过耦合处理后，废水的COD降至395mg/L，COD总去除率为98.6％；废水的氨氮浓度最终降低至14mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.5％。

实施例6

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：预氧化反应前控制废水pH值不同。具体为：投加芬顿试剂前控制废水pH值为2。

预氧化反应后，废水的COD降至3500mg/L，此时有机物降解率达87.9％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至402mg/L。

经过耦合处理后，废水的COD降至375mg/L，COD总去除率为98.7％；废水的氨氮浓度最终降低至13mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.7％。

实施例7

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：预氧化反应前控制废水pH值不同。具体为：投加芬顿试剂前控制废水pH值为3.5。

预氧化反应后，废水的COD降至3300mg/L，此时有机物降解率达88.6％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至406mg/L。

经过耦合处理后，废水的COD降至350mg/L，COD总去除率为98.8％；废水的氨氮浓度最终降低至14mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.5％。

实施例8

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：预氧化反应前控制废水pH值不同。具体为：投加芬顿试剂前控制废水pH值为4。

预氧化反应后，废水的COD降至3600mg/L，此时有机物降解率达87.6％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至402mg/L。

经过耦合处理后，废水的COD降至380mg/L，COD总去除率为98.7％；废水的氨氮浓度最终降低至13mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.7％。

实施例9

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：臭氧-生物曝气滤池耦合处理时臭氧的投加量不同。具体为：臭氧的投加量为40mg/L。

预氧化反应后，废水的COD降至3300mg/L，此时有机物降解率达88.6％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至400mg/L。

经过耦合处理后，废水的COD降至365mg/L，COD总去除率为98.7％；废水的氨氮浓度最终降低至14mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.5％。

实施例10

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：臭氧-生物曝气滤池耦合处理时臭氧的投加量不同。具体为：臭氧的投加量为50mg/L。

预氧化反应后，废水的COD降至3350mg/L，此时有机物降解率达88.4％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至400mg/L。

经过耦合处理后，废水的COD降至355mg/L，COD总去除率为98.8％；废水的氨氮浓度最终降低至13mg/L，达到排放的要求，而且耦合处理的氨氮去除率高达96.8％。

对比例1

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：不进行预氧化反应步骤。具体为：

(1)将H酸母液和/或T酸母液与缩合母液按3:2的比例混合成待处理废水；其中：H酸母液和/或T酸母液COD为19000mg/L，氨氮浓度为38mg/L，pH为2.49，含盐量为11.45％；缩合母液COD为45200mg/L，氨氮浓度为1mg/L，pH为5.62，含盐量为13.7％。混合后废水的COD为29000mg/L，氨氮浓度为22mg/L，pH为2.8。

(2)废水用水稀释，控制其含盐量为3％；之后在室温下，将上清液通入投加了臭氧的生物曝气滤池(BAF)中并停留20h，进行臭氧-生物曝气滤池耦合处理。其中，臭氧的投加量为45mg；生物曝气滤池中采用城市污泥对生物填料进行接种挂膜，驯化培养出噬盐菌。

经过耦合处理后，废水的COD降至8600mg/L，COD总去除率为70.3％；废水的氨氮浓度最终降低至16mg/L。

对比例2

本实施例与实施例1基本相同，不同之处在于：生物曝气滤池中不投加臭氧。具体为：

(1)将H酸母液和/或T酸母液与缩合母液按3:2的比例混合；其中：H酸母液和/或T酸母液COD为19000mg/L，氨氮浓度为38mg/L，pH为2.49，含盐量为11.45％；缩合母液COD为45200mg/L，氨氮浓度为1mg/L，pH为5.62，含盐量为13.7％。混合后废水的COD为29000mg/L，氨氮浓度为22mg/L，pH为2.8。

(2)按0.6g/L的用量投加氢氧化钠，将废水pH值调节到3；之后在室温下，向废水投加由硫酸亚铁和30％双氧水组成的芬顿试剂，对废水进行2h的预氧化反应(芬顿反应)。其中：硫酸亚铁的投加量为8g/L，30％双氧水的投加量为200g/L，硫酸亚铁和双氧水的质量比为1:7.5；投加顺序为先加入硫酸亚铁之后再加入30％双氧水。

经过2h的预氧化反应后，废水的COD降至3350mg/L，此时有机物降解率达88.4％；同时，废水中氨氮浓度由22mg/L提高至404mg/L；另外，双氧水残留率接近于0。

(3)向经过预氧化的废水中加入氢氧化钠，调节其pH为7.5；此时出现沉淀；经过3h的中和沉淀后，滤走上清液并将沉淀收集，之后将沉淀压滤并做进一步深度处理或者再利用。

(4)废水沉淀后得到的上清液用水稀释，控制其含盐量为3％；之后在室温下，将上清液通入生物曝气滤池中并停留20h，进行生物曝气滤池处理。其中，生物曝气滤池中采用城市污泥对生物填料进行接种挂膜，驯化培养出噬盐菌。

经过耦合处理后，废水的COD降至1300mg/L，COD总去除率为95.5％；废水的氨氮浓度最终降低至56mg/L，耦合处理的氨氮去除率为86.1％；但是由于步骤2的预氧化反应(芬顿反应)将废水中的有机氮被转化成氨氮，而使废水氨氮浓度增加；故经过处理后废水中的氨氮浓度反而增加了。

实施例1、实施例4-5考察了预氧化反应时硫酸亚铁与双氧水的投加配比对对废水预氧化反应效果的影响。对比结果可以发现：实施例1(硫酸亚铁与双氧水质量比为1:7.5)中经预氧化反应处理后的废水的COD要小于实施例5(硫酸亚铁与双氧水质量比为1：5)，表现出更好的处理效果；说明双氧水的增加有利于芬顿反应的进行。同时实施例1(硫酸亚铁与双氧水质量比为1:7.5)中经预氧化反应处理后的废水的COD也小于实施例4(硫酸亚铁与双氧水质量比为1：10)，这是由于过量的双氧水会导致亚铁被氧化，从而降低芬顿反应的效果。

实施例1、实施例6-8考察了预氧化反应前废水的pH值对废水预氧化反应效果的影响。由结果可以发现，pH为3(实施例1)和3.5(实施例7)时，经过预氧化反应的废水的COD要小于pH为2(实施例6)和4(实施例8)时的COD；说明：pH在3～3.5时，更有利于芬顿反应的进行。

实施例1、实施例9-10考察了臭氧-生物曝气滤池耦合处理时臭氧的投加量对废水处理结果的影响。对比实验结果可以发现：当臭氧的投加量由40mg/L(实施例9)上升到45mg/L(实施例1)时，处理后的废水的COD由365mg/L变为355mg/L，处理效果变得更好；当臭氧的投加量继续增加到50mg/L(实施例10)时，处理后的废水的COD变化不大；表明臭氧的投加量控制在45mg/L较为合适。

对比实施例1和对比例1，可以发现：不经过预氧化反应明显影响了臭氧-生物曝气滤池耦合处理的效果；这是由于芬顿反应(预氧化反应)能有效降低废水中的难降解有机物浓度，降低废水毒性，从而提高废水的可生化性能。

对比实施例1与对比例2，能够发现：单纯的生物曝气滤池处理的处理效果远比臭氧-生物曝气滤池耦合处理的效果要差；表明臭氧对于提高水中有机污染物的可生化性，进而促进生物曝气滤池高效处理具有积极的影响。

以上依据本发明的理想实施例为启示，通过上述的说明内容，相关人员完全可以在不偏离本项发明技术思想的范围内，进行多样的变更以及修改。本项发明的技术性范围并不局限于说明书上的内容，必须要根据权利要求范围来确定技术性范围。