CN104755431A - 自主式、pv供电的家用马桶和废水处理系统 - Google Patents

自主式、pv供电的家用马桶和废水处理系统 Download PDF

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Abstract

一种用于整治废水和人类废物的废水处理系统和方法是自主式的并且没有至城市废水系统的连接和至电网的连接。家用马桶和废水处理系统可以通过作为电力源的光伏板来发电。该系统包括电化学电池，该电化学电池允许废物流在几小时内被消毒至无活的细菌菌落可以被培养的情况。该系统产生适用于系统冲洗或适用于其中非饮用水是可接受的用途的液体流。该系统可以生成作为能够用于产生电力的产物的氢气。该系统可以生成用作肥料的硝酸盐、尿素、氨和磷酸盐。经消毒的残留的有机固体也被彻底消毒以用于作为农业的有机土壤改良剂的潜在用途。

Description

自主式、PV供电的家用马桶和废水处理系统
相关申请的交叉引用
本申请要求在2012年10月8日提交的共同未决的美国临时专利申请序号61/710,857的优先权和权益，该申请通过引用全部并入本文。
关于联邦政府资助的研究或开发的声明
不适用。
共同研究协议的团体名称
不适用。
通过光盘提交的材料的援引并入
不适用。
发明领域
本发明大体上涉及污水处理，并且具体地涉及一种与常规的集中污水处理系统断开的人类废物处理系统和方法。
发明背景
与常规的集中污水处理系统断开的常规的污水处理系统是污水明沟或包括人类废物的废物被沉积其中的流动或静止的水体。在第三世界的许多此类污水处理系统中，除了自然发生的那些过程，并没有采用刻意的处理。此类污水处理系统的某些问题在于疾病容易被转移到接触此类水体的任何人，并且污水能够污染并且经常确实污染了日常生活中使用的地下水补给。
近年来，主要在新兴国家的环境卫生方面存在越来越大的挑战，其表现是每年超过180万五岁以下的儿童死于水传播疾病(Corcoran等人，2010)。在发展中国家，包括电网和下水道连接的社会基础设施的不足需要用于水资源管理的卫生设施是独立于化石燃料的且自主式的。此外，突出水压力增加的全球水资源模型强调了水资源管理战略的重要性在于增加水的利用率(Alcamo等人，2007)。在发达国家的市区，水处理标准已变得更加严格以提高城市的可居住性，而人口密度的局部增加往往导致废水流量超过集中污水处理设施的处理能力。
现有技术中还已知的是Weres等人在1994年11月15日提交的美国专利序号5,364,508，据说该专利公开了用于生产羟自由基并且通过氧化来分解溶解于水中的化学物质的电化学法。该方法利用能够在充分正阳极电位下工作以产生羟自由基的新型电极。描述了用于氧化溶解于水中的化学物质的完整装置，并且讨论了有利于该方法的工作条件。提出了包括除草剂、杀虫剂、甲苯、甲酚和氟烷基表面活性剂的氧化的氧化反应的实施例。
现有技术中还已知的是Weres等人在1995年5月30日公布的美国专利号5,419,824，据说该专利公开了一种能够在充分正阳极电位下工作以产生羟自由基并将它们释放到溶液中的新型电极以及用于生产这些电极的工艺。该专利还提供利用这些电极的电化学电池以及包括在这些电极中的新材料。电极由钛金属或钛合金构成，该电极具有包括二氧化钛并且也包括氧化铌(Ⅳ)或氧化钽(Ⅳ)的氧化物涂层，该氧化物涂层足以在必要的阳极极化下给予二氧化钛充分的导电性。描述了电极制备工艺，该工艺允许氧化物涂层中的铌或钽被还原成+4价态，并使涂层呈现非常稳定的且不可溶的结晶结构。还提供了一种用于制备铌酸铵的工艺，铌酸铵是电极制造工艺中的铌的优选源化合物。
现有技术中还已知的是Weres等人在1995年8月8日公布的美国专利号5,439,577，据说该专利公开了用于生成羟自由基并且通过氧化来分解溶解于水中的化学物质的电化学水处理装置。该装置利用能够在充分正阳极电位下工作以产生羟自由基的新型电极。
现有技术中还已知的是Weres在2009年2月24日公布的美国专利号7,494,583，据说该专利公开了具有阀金属基质和电催化表面成分的电极以及利用该电极的电解水净化工艺，该电催化表面成分包括掺杂有铋的二氧化钛，其中，溶解或分散于水中的有机物质以非选择性方式和良好的电流效率被氧化和降解。
存在有用的而未连接到常规的集中污水处理系统的废水和固态人类废物处理设施的需求。
发明概述
根据一方面，本发明的特征是一种没有至城市废水处理系统的连接的自主式废水处理系统。该自主式废水处理系统包括：电化学电池，该电化学电池具有至少一个阳极和至少一个阴极，该电化学电池具有配置成接收液体形式的输入的液体输入端口、配置成输送液体形式的输出的液体输出端口以及配置成输送气体形式的输出的气体输出端口，该电化学电池具有阳极电气终端和阴极电气终端；气体积聚装置，所述气体积聚装置配置成接收和储存来自电化学电池的气体输出；液体积聚装置，所述液体积聚装置配置成接收和储存来自电化学电池的液体输出；电力源，该电力源没有至电网的连接，该电力源配置成借助于阳极电气终端和阴极电气终端向电化学电池提供电力，该电力源具有配置成接收控制信号的至少一个输入终端；至少一个输入端口，该至少一个输入端口配置成接收作为输入流的以尿液、粪便和废水中的一个或更多种形式的人为废物；存料罐，该存料罐具有至电化学电池的液体输入端口的可控输出连接，该存料罐配置成借助于液体输入端口接收来自至少一个输入端口的输入流、保存接收的输入流中的材料并且借助于液体输入端口转移如此保存的该材料的一部分用于在电化学电池中的处理；和控制器，该控制器具有配置成接收表示数据和指令中的一种或更多种的输入信号的至少一个控制器输入端口，该控制器具有配置成提供作为输出的控制信号的至少一个控制器输出端口，该控制器与电化学电池、气体积聚装置、液体积聚装置、电力源和存料罐通信并且配置成控制它们。
在一个实施方式中，电化学电池是光电化学电池。
在另一个实施方式中，电力源包括光伏板。
在又另一个实施方式例中，电力源包括蓄电池。
在还另一个实施方式中，气体积聚装置配置成储存氢气。
在又一个实施方式中，自主式废水处理系统还包括配置成接收来自气体积聚装置的氢气并且向电力源供应电力的氢-空气燃料电池。
在又另一个实施方式中，控制器是在记录于机器可读介质上的一组指令下工作的通用可编程计算机。
在另外的实施方式中，该系统还包括配置成测量自主式废水处理系统或其部件的工作参数的测量设备。
根据另一方面，本发明涉及一种废水处理工艺。该工艺包括步骤：提供一种没有至城市废水处理系统的连接的自主式废水处理系统的步骤，该自主式废水处理系统包括：电化学电池，该电化学电池具有至少一个阳极和至少一个阴极，该电化学电池具有配置成接收液体形式的输入的液体输入端口、配置成输送液体形式的输出的液体输出端口以及配置成输送气体形式的输出的气体输出端口，该电化学电池具有阳极电气终端和阴极电气终端；气体积聚装置，该气体积聚装置配置成接收和储存来自电化学电池的气体输出；液体积聚装置，该液体积聚装置配置成接收和储存来自电化学电池的液体输出；电力源，该电力源没有至电网的连接，该电力源配置成借助于阳极电气终端和阴极电气终端向电化学电池提供电力，该电力源具有配置成接收控制信号的至少一个输入终端；至少一个输入端口，该至少一个输入端口配置成接收作为输入流的以尿液、粪便和废水中的一种或更多种的形式的人为废物；存料罐，该存料罐具有至电化学电池的液体输入端口的可控输出连接，该存料罐配置成借助于液体输入端口接收来自至少一个输入端口的输入流、保存接收的输入流中的材料并且借助于所述液体输入端口转移如此保存的该材料的一部分用于在电化学电池中的处理；以及控制器，该控制器具有配置成接收表示数据和指令中的一种或更多种的输入信号的至少一个控制器输入端口，该控制器具有配置成提供作为输出的控制信号的至少一个控制器输出端口，该控制器与电化学电池、气体积聚装置、液体积聚装置、电力源和存料罐通信并且配置成控制它们。该工艺包括以下步骤：接收以尿液、粪便和废水中的一种或更多种的形式的人为废物；将接收的人为废物的一部分转移至电化学电池；操作电化学电池以电化学处理人为废物；和从电化学处理的人为废物回收经消毒的液体废物、气态产物和农业肥料产物中的至少一种，从而整治(remediating)接收的人为废物。
在一个实施方式中，废水包括来自洗澡和卫生、食品制作、洗涤衣物和洗涤其他所有物的流出物中的一种或更多种。
在还另一个实施方式中，氯浓度在电化学电池中的接收的人为废物中被控制。
在另一个实施方式中，电化学电池通过生成与接收的人为废物反应的活性氯类物质对接收的人为废物消毒。
在又另一个实施方式中，活性氯类物质是Cl2、HOCl、ClO-、氯自由基Cl·以及氯自由基Cl2·中的一种或更多种。
在又一个实施方式中，操作电化学电池以电化学处理人为废物的步骤导致氢气的生成。
在还又一个实施方式中，氢气被储存在气体聚积装置中。
在还又一个实施方式中，氢气在配置成向电力源供应电力的氢-空气燃料电池中被消耗。
在另外的实施方式中，电化学电池还包括参比电极。
在又一个实施方式中，电化学电池的工作电压被控制。
本发明的前述的和其他的目的、方面、特征和优点将依据下面的说明和权利要求而变得更加明显。
附图简述
参考下面描述的附图以及权利要求可以更好地理解本发明的目的和特征。所述附图不必按照比例绘制，而是通常将重点放在示出本发明的原理上。在附图中，同样的数字标号用于指示不同附图中的相同部件。
图1A是示出两个马桶(一个是西式马桶，一个是蹲式马桶)和无水小便池的示范平台的一部分的图像。
图1B示出了四个单元过程和电池组以及存储并调节太阳能光伏收集器的电输出的相关充电控制器。
图1C是电化学反应器的图像。
图1D是10个阳极和11个阴极的电极阵列的图像。
图1E是可以被集成到马桶设施的外壳中的、具有备份硅三结层压式太阳能收集器的GPS跟踪光伏板的图像。
图1F是填充有黑色废水的电化学反应器的图像。
图1G是示出在4小时的太阳能PV发电的电化学处理之后的废水的外观的图像。
图1H是示出系统中的材料的流动的示意性流程图。
图1I是使用串联的附加的电化学反应器的太阳能马桶系统的实施方式的示意性工艺流程图。
图1J是电化学反应器的一个实施方式的示意图。
图2A是示出用于一个实施方式的平面布置图的图，其示出按顺序连接的各种处理单元和装置。
图2B是示出马桶设施的一个实施方式的三维视图的图，其中处理系统被放置在地平面以下并且处理后的水被泵送回到盥洗室天花板上的冲洗水存料罐。
图3A是已被更改成容纳本发明的马桶和废水系统的装运集装箱的图像。
图3B是示出马桶、小便池、水槽的装运集装箱的内部隔间的图像。
图3C是装运集装箱的另一个视图，其示出了位于装运集装箱顶表面(有效顶棚)上的光伏太阳能电池，并且示出了每个隔间的后墙中的窗户。
图4A是四人社区马桶的平面布置图。
图4B是沿着截面A-A的四马桶系统的正视平面图。
图5A是以分解图示出部件级的40升反应器设计的图。
图5B是示出当40升反应器设计为空的时的图。
图5C是示出当40升反应器设计填充有废水并配备有5个阳极/6个阴极的电极阵列时的图。
图6A是示出模拟40升反应器中的流动特性的数值分析结果的图。
图6B是示出当出口位置从图6A的位置改变时模拟40升反应器中的流动特性的数值分析结果的正视图的图。
图6C是示出模拟如图6B中所装配的40升反应器中的流动特性的数值分析结果的后视图的图。
图7是用于实验室规模试验中的电化学电池的一个实施方式的示意图。
图8A、图8B和图8C是5个阳极6个阴极的电极阵列的图像。
图8D是以拆解形式示出两个阴极和一个双侧半导体涂覆阵列的台式规模的夹心电极组合的图像。
图8E是从夹心阴极分离的双涂层大电极阳极的图像。
图8F是电极阵列的呈侧视图的图像。
图9A是单个钛金属板的图像，其两侧涂覆有一系列具有平均粒径为15nm的BiOx-TiO2的顶层的半导体。
图9B是从侧向观察的10个阳极/11个阴极的阵列的图像。
图9C是透视地观察的该阵列的图像。
图10A是作为如图8E所示的单个半导体涂覆电极的深度的函数的化学元素分布图。
图10B是顺序涂覆过程的示意性表示，其包括每个层的摩尔比、沉积层的数量、用于使用一系列金属氧化物在钛金属板上的顺序涂覆所制备的阳极中每层的退火的温度和时间。
图10C是示出5个阳极6个阴极的阵列的接线顺序的图。
图11A是从Ti金属直接生长的TiO2纳米管阳极的图像。
图11B是在Ti丝网上生长的TiO2纳米线的图像。
图11C是示出具有18.2nm的直径的纳米线的图像。
图12A是示出电化学作用的示意图，由于界面氯化物氧化而在阳极与阴极之间通过该电化学作用产生了活性氯类物质。
图12B是示出夹心电极(阳极-阴极对)的俯视图的图像，该夹心电极在氧化期间示出H2气泡的释放。
图13A是示出在NaCl溶液的电解期间所测量的作为时间、[Cl-]和外加电位的函数的游离氯的释放的图。
图13B是示出在NaCl溶液的电解期间所测量的作为通过电池的电荷、[Cl-]和外加电位的函数的游离氯的释放的图。
图14A是在废水电解时，作为时间和氯化物浓度的函数的化学需氧量(COD)的演化的图(所施加的阳极电位：3V NHE)。
图14B是在废水电解时，作为具体通过的电荷和氯化物浓度的函数的化学需氧量(COD)的演化的图(所施加的阳极电位：3V NHE)。
图14C是示出在城市废水的电化学氧化期间发生的电化学过程同时伴有氢气生成的示意图。
图14D是示出在城市废水中作为外加电压和NaCl添加量的函数的COD去除效率的图。
图14E是示出当盐溶液和具有不同电导率的城市废水在施加电压为2V下被处理时的氢气生成速率与时间的变化的图。
图15A是示出在废水在台式反应器中的电化学处理期间，作为氯化物浓度、[Cl-]和外加电位E电池的函数，铵离子(NH4 +)浓度随时间变化的图。
图15B是示出在废水在台式反应器中的电化学处理期间，作为氯化物浓度、[Cl-]和外加电位E电池的函数，硝酸盐离子(NO3 -)浓度随时间变化的图。
图16是示出在使用有效电极面积＝5.4cm2时，作为废水电解中的平均电流的函数的氢气生成速率、气体生成速率和氢气的体积分数的图。
图17A是在未稀释的新鲜人类尿液的氧化期间的电解槽的图像。
图17B是当原始样品在台式电化学电池中被稀释4倍时在相同槽中的电解的图像。
图17C是示出在人类尿液的电解期间发生的电化学过程的示意图。
图18A是示出稀释后的新鲜尿液(4倍稀释)在6小时电解期间的蛋白质变化和碳水化合物浓度d的图，其中，电解液体积＝55ml，阳极的有效电极面积是5.4cm2并且外加阳极电位是3V NHE。
图18B是示出在经消化的尿液(即，化粪池)与具有废水的可变稀释液的电解期间以及用于相同工作条件的消化期间的蛋白质的降解率的图。
图19A是示出在20升的原型反应器中电化学处理加州理工学院的合成粪便72小时之后的COD的减少的图。60％的COD在6小时内被消除；然而，延长处理对彻底消除所有化学需氧量(COD)是必要的。残余的COD被主要携带在更小分子量的有机酸例如甲酸和乙酸中。
图19B是示出在20升的原型反应器中电化学处理加州理工学院的合成粪便168小时之后的COD的减少的图。
图19C是示出在168小时内存在的COD和氯类物质的图。
图19D是示出在168小时内存在的总有机碳的图。
图20A是示出在电化学尿素降解反应结束时硝酸和甲酸生产水平的图，其中标准BiOx-TiO2电极与包括黄铜和青铜的替代性金属阴极配对。
图20B是示出通过四极杆质谱在反应器的顶部空间测量的CO2生产水平的图。
图20C是作为金属阴极组成的函数的尿素降解率和铵离子生产水平的图。
图20D是示出通过四极杆质谱在反应器的顶部空间测量的作为金属阴极组成的函数的H2气体生产速率的图。
图21是示出本发明的某些特征部的示意图。
图22A是光电化学反应系统的图像。
图22B、图22C、图22D和图22E是光电化学反应室的不同视图。
图23A是可以用作原型太阳能马桶的屋顶材料或壁板的更高效率的、增加功率输出的包裹塑料层压三结结晶硅太阳能板的图像。
图23B是在较低的太阳能收集效率下工作的多晶硅常规光伏板太阳能电池阵列的图像。
图24是示出控制器的示意图，该控制器采用在记录于机器可读介质上的一组指令下工作的通用可编程计算机。
图25A是针对BiOx/TiO2阳极的以5mV/s的扫描速率在30mM NaCl溶液中的循环伏安图。
图25B是在30mM和50mM NaCl溶液中使用BiOx/TiO2阳极的准静止极化曲线。
图26是示出在利用家庭废水的恒电位废水电解槽的实验期间电流密度随着氯化物浓度变化的演化的图。
图27A是示出外加阳极电位对利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的伪一级动力学方程回归的COD浓度的时间分布的影响的图。
图27B是示出外部氯化物浓度对利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的伪一级动力学方程回归的COD浓度的时间分布的影响的图。
图28A是示出对利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验而言作为时间的函数的、活性氯类物质随着COD浓度而变化的演变的图。
图28B是示出对利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验而言作为时间的函数的、氯化物浓度随着COD浓度而变化的演变的图。
图29是示出用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的氯酸盐浓度的时间分布的图。插图示出了氯酸盐浓度随着H2、H3和H4的零级速率常数线性增加的区域。
图30A是用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的铵离子浓度的时间分布的图。
图30B是用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的硝酸盐浓度的时间分布的图。
图31是示出用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的阳极反应的一般电流效率的图，该阳极反应包括COD减少和气态氮、硝酸盐、氯酸盐和游离氯(FC)的形成。
图32是示出在光伏发电的废水电解槽实验期间总大肠菌群和粪便大肠菌群的标准化浓度的时间分布的图。
图33A到图33F是示出分别在0分钟、10分钟、15分钟、30分钟、180分钟和240分钟的环境阳光条件下在太阳能废水处理期间可见的颜色变化的一系列图像。
图33G到图33J是总粪便大肠菌群菌落形成单位对在0分钟、30分钟、100分钟和180分钟的时间的一系列图像。在处理180分钟之后，未能培养出可见的细菌菌落并且因此达到整体消毒。
图33K到图33O是随时间推移的粪便大肠菌群菌落形成的一系列图像。
图33P到图33T是随时间推移的大肠杆菌大肠菌群菌落形成的一系列图像。
图33U是作为时间的函数的、接种合成粪便的处理期间大肠杆菌消毒动力学的图。
图34A是使用根据本发明的原理的设备和方法在不同的氯化物浓度和外加电压下经历360分钟的处理的混合的尿液和废水样品的化学氧化需求(chemical oxidation demand,COD)的图。
图34B到图34G是示出液体的光学外观随时间推移的一系列图像。
图35示出有机酸、COD和蛋白质在包括家庭废水和尿液二者的模拟的化粪池流出物中的时间演变。
图36示出总氮(TN)、硝酸盐和铵离子在模拟的化粪池流出物中的时间演变。
图37示出作为电解时间的函数的、模拟的化粪池流出物的吸收率的时间演变。
图38是电解开始时的模拟的化粪池流出物的图像。
图39是电解6小时之后的模拟的化粪池流出物的图像。
图40A是示出改进的流量控制式批次电化学反应器的第一运行步骤的示意图。
图40B是示出改进的流量控制式批次电化学反应器的第二运行步骤的示意图。
图40C是示出改进的流量控制式批次电化学反应器的第三运行步骤的示意图。
图40D是示出改进的流量控制式批次电化学反应器的第四运行步骤的示意图。
图41是其中进行尿液和粪便的单独处理的流程图。在一个实施方式中，此类处理被设置在内置于图3A、图3B和图3C的装运集装箱的单元中。
详细描述
本发明具有如下的整体目的：通过使人类废物消毒来预防疾病传播并且另外地从废物流产生作为能量源的氢气。本发明有望被应用在固定的地点例如与常规的集中污水处理系统断开的村庄以及便携式系统诸如便携式马桶(“端口便壶”)、休闲车(RV)、飞机、帆船及其他移动运输工具，从而促进人类健康并能够净化人类废物。据相信，该马桶单元的新颖特征包括人类废物的消毒、脱电网运行并且提供自持续式系统。
本发明提供处理和加工包括人类粪便固体控制、尿液处理和液态废水处理的人类生活废水的可持续的、摆脱传统基础设施的方法。该处理方案结合了污泥消毒、处理和体积减少。太阳能马桶系统在其核心单元工艺具有产生H2的光伏发电(PV)的电化学化学反应器，H2作为在包括使最初存在的总培养基细菌完全消毒的缺氧废水和粪便物质处理期间所获得的潜在有用的副产品。该系统已设计成摆脱电网或地下城市基础设施。在各种实施方式中，可以被处理的废水包括诸如家庭废水、工业废水、医院废水、马桶废水、尿液、混合流出物之类的废水流和类似的废水流。
在一个实施方式中，太阳能马桶包括并入西式马桶、亚洲蹲式马桶和无水小便池的顺续废水工艺处理流。在一个实施方式中，该处理系统通过GPS编程自动装置自发电的太阳能跟踪系统来发电。废物处理的各个步骤包括腐烂废物和厌氧固体存料罐、太阳能发电的电化学反应器、后反应器储存罐、用于太阳能调节和存储的锂离子电池或传统电池储存系统、光伏-至-电池的充电控制装置、膜微滤单元和处理过的水储存罐。电化学反应器设计包括涂覆有连续系列的纳米颗粒半导体(例如，SnO2，IrO2，Ta2O5，Bi2O3和TiO2)的一系列钛金属板阳极并且各阳极与不锈钢阴极相匹配。该处理方案可以适用于单一的家庭，用作卫生马桶设施。据相信，该设计的尺寸可以被放大，从而，当通过其中能量存储成用于整个24小时的连续运行的光伏阵列来发电时，以预测盈亏平衡的运营成本处理500人的日常废物。已利用合成粪便、尿液、家庭废水和人类粪便按实验室规模和原型规模进行测试。基于台式实验室实验和更大规模的反应器系统(20升和40升的处理体积)两者并且在原型单元测试单元中，一般构思、具体的设计要素和处理方法已被证明对原始家庭废水、人类尿液、人类粪便和合成的人类废物类似物的处理是可行的。在几个小时的PV发电的电化学处理后，浑浊的黑色-水流入液可以通过原位活性氯物质的生成而被澄清，消除了悬浮颗粒，伴随化学需氧量(COD)的减少或彻底消除、肠大肠菌群的彻底消毒，并且在3到4小时的光伏发电处理之后消除可测量的蛋白质。预计可以提供另外的特征，诸如剩余污泥处理单元、氢气净化和过滤系统、闭式水回用循环以及通过来自光伏板输出的电阻加热所驱动的热水加热系统。
由于处理期间少量的蒸发的水分损失，可能需要适量的补充水。我们已经鉴定并且量化了一些有用的处理的副产物，该副产物包括可以被压缩以充当用于烹调或水加热的气体燃料的H2气体、以及用作肥料的硝酸盐、尿素、氨和磷酸盐。经消毒的残留的有机固体也被彻底消毒以用于作为农业的有机土壤改良剂的潜在用途。
系统的高级描述
在其他实施方式中，许多部分之中的废水流通过由高差引起的重力来驱动。在某些实施方式中，在过滤器之后使用泵将水提高到蓄水池高度。马桶具有如下所述的不同部件并且在图1A到图1H中的一个实施方式中示出。
如图1A所示，人类废物的入口的点由马桶102和/或小便池104提供。马桶102可以是通常在典型的美国浴室中找到的类型的马桶，或者它可以是如可以在其他国家中找到的蹲式马桶102'。用于冲洗马桶的水由再循环供给装置提供，如将在下文中解释。
转向图1B，来自马桶102、102’或小便池104的流出物流向化粪池106，该化粪池是用于保存、混合并缓冲流出物的蓄水池。化粪池106储存流出物并且可以包括用于厌氧消化的沉降池108。沉降池108具有允许材料被移动到电化学反应器110的出口。废水中的不可处理的材料例如固体可以在沉降池108中被沉淀。该材料可以从沉降池108的底部被输送并且可以用作肥料。
电化学反应器110使用通过电力发电的电极。在某些实施方式中，相信电极具有新的组成。在所描述的系统中，电力至少部分地通过使用具有相关控制器和电力储存系统例如电池的光伏模块转换太阳光来产生。电化学反应器允许人类废物的电化学降解和消毒，并且允许可以用作燃料的氢气的生成和可以用作肥料或用作化学前驱体的磷酸盐和硝酸盐产物的生成。
微滤单元112设置为作为提供来自电化学反应器110的流出物的额外净化的部件。
缓冲罐114设置成储存经处理的废水。泵120设置成使经处理的废水返回到例如在马桶装置的顶部上的存料罐(或液体积聚装置)进行再利用，例如作为冲洗马桶102的水。因为废水已被消毒，所以过多的经处理的流出物废水也可以用于诸如其中非饮用水是合适的并且其中不需要饮用水的农业灌溉之类的目的。
图1C是电化学反应器的图像。图1D是10个阳极和11个阴极的电极阵列的图像。下文中将更详细地描述这些装置。
图1E是可以被集成到马桶设施的外壳中的、具有备份硅三结层压式太阳能收集器的GPS跟踪光伏板的图像。
图1F是填充有黑色废水的电化学反应器的图像。
图1G是示出在4小时的太阳能光伏发电的电化学处理之后的废水的外观的图像。在其他实施方式中，取决于诸如待加工的废水的量和电能生成的速率之类的因素，可以需要更多或更少的时间。
图1H是示出系统中的废水的流动的示意性流程图。
图1I是使用串联的附加的电化学反应器的太阳能马桶系统的实施方式的示意性工艺流程图。在其他实施方式中，反应器布置基于处理条件可以是并联的、串联的或二者的混合。该实施方式允许尿液和粪便的单独处理路径，以作为废物处理和产物回收的可选择的方法。
图1J是试运行(subpilot)的电化学反应器的示意图。
在图1J的电化学反应器的操作中，样品等分试样在电解期间从溶液间歇地抽出。溶液颜色的消失或漂白通过测量紫外/可见分光光度计的吸收率来监测。苯酚、水杨酸和三氯生的浓度通过配备C18柱和紫外检测器的HPLC(安捷伦1100系列)来测量。HPLC混合物的流动相包含45％的乙腈、55％的Milli-Q水以及0.1wt.％的乙酸。对于实际的真正的废水样品而言，化学需氧量(COD)使用COD试剂瓶(Hach)来测量，在150℃下在酸性溶液中利用重铬酸盐作为氧化剂进行2小时。当NaCl用作电解液时，在测量COD之前，将AgNO3(Aldrich)添加到样品溶液中，以消除氯化物干扰。此外，其他测试基底的COD也被测量以确定阳极氧化的电流效率。
电解期间从水产生的分子氢(H2)通过四极质谱仪(MS，巴尔查斯)来检测。如图1J所示，将反应器密封，并且反应器的顶部空间的气体利用蠕动泵提取并且经由涡轮泵被推入具有70eV电子电离能量的四极质谱仪中(Pfeiffer；5.0910-6托)。H2的产生速率从H2在顶部空间的气体中的体积百分比来计算，该体积百分比被测量为假定其与通过MS测量的总离子电流中的H2的离子电流的百分比成正比。
本发明提供了一种光伏发电的废水电解槽(PWEC)，其作为结合家庭废水中的环境相关的污染物的电化学整治同时伴有氢气生成的双重功能的方法。PWEC的构思通过光伏(PV)板驱动的现场废水处理而允许无电网或无地下城市基础设施的操作。因此，作为离网技术的PWEC可以被并入水管理方案中，以便减少对容纳水的本体或废水处理厂的污染负荷，同时通过废水再利用而提高水利用率并且减少能源生产的水消耗。
当用于水分解的传统电解采用废水作为电解液时，废水电解槽(WEC)能够通过直接的(异相的)或间接的(均相的)氧化途径来降解环境污染物。已知金属氧化物阳极上的电化学水氧化产生物理吸附的羟自由基以及通过进一步转变被化学吸附到更高氧化态的金属的活性氧(Comninellis，1994)。这种表面结合的活性氧物质(ROS)充当用于析氧或用于水和颗粒污染物的异相氧化的中间物(Martinez-Huitle和Ferro，2006年)。此外，ROS也与存在于废水中的氯化物反应以产生活性氯类物质(RCS)，RCS包括作为有机或无机污染物的间接氧化剂的游离氯类物质(Cl2，HOCl，ClO-)和氯自由基(Cl·，Cl2·)(Panizza和Cerisola，2009；Park等人，2009)。因此，有机化合物主要转化为二氧化碳和低分子量有机酸，同时预期使形成细菌的菌落完全消毒。这种无外部化学物质的绿色化学可以完全通过光伏板驱动，这使得PWEC是自持续式实践(self-sustainable practice)。相对便宜的多晶光伏板将太阳光转换成穿过阳极-阴极对的足够大的直流电(DC)电位以氧化水(Park等人，2008)。经由水氧化的阳极析氧通常辅以从水或质子的还原来产生氢气。通过污染物和氯化物的ROS的消耗规避了由非化学当量的水分解产生的析氧(Choi等人，2012)。作为PWEC的主要副产物的气态氢可以用于提供PWEC夜间运行的备用能量源或用于其他目的。
硼掺杂的金刚石、SnO2和PbO2是公知的非活性电极，该非活性电极的在羟自由基与电极表面之间的弱相互作用优先导致污染物的直接氧化(Costa和Olivi，2009)。尽管文献中报道了用于污染物的氧化的优异的电流效率，但是，由于缺少对析氧的电催化活性，因此这些非活性电极不适合制氢和能源储存的目的(Panizza等人，2005)。另一方面，基于RuO2和IrO2的所谓尺寸稳定的阳极(DSA)已被广泛用于电解制氢以及电化学废物处理，这归因于它们的用于析氧的高活性和间接的氧化能力(Martinez-Huitle和Ferro，2006)。然而，这些活性电极的商业应用已经受到相对高的材料成本限制。如本文所述，PWEC设计的部件包括相继地涂覆有混合的半导体和廉价的不锈钢(SS，哈氏合金C-22)阴极的异质结的金属氧化物阳极。在实施按规模增大(20升)的PWEC户外实验之前，从本地废水处理厂收集的家庭废水在可控的实验室条件下被用于具有直流电位的小规模WEC中。去除化学需氧量(COD)的工作参数的效果基于简单的动力学模型来研究。实现了液体废物流的有效消毒，示出了该小规模WEC可以提供合格质量的经消毒的循环水。
马桶和废水处理系统设计的示例
图2A是示出用于马桶和废水处理系统的一个实施方式的平面布置图的图，其示出按顺序连接的各种处理单元和装置。
图2B是示出马桶设施的一个实施方式的三维视图的图，其中处理系统被放置在地平面以下并且处理后的水被泵送回到盥洗室天花板上的冲洗水存料罐。
如图3A、图3B、图3C、图4A和图4B所示，各种其他构造可以用于提供根据本发明的原理的人类废物处理系统。
图3A是已被更改成容纳本发明的马桶和废水系统的装运集装箱的图像。还示出的是一个男人和一个女人，以便提供该实施方式的规模。
图3B是示出马桶302、小便池304、水槽306的装运集装箱的内部隔间的图像。
图3C是装运集装箱的另一个视图，其示出了位于装运集装箱顶表面(有效顶棚)上的光伏太阳能电池308并且示出了每个隔间的后墙中的窗户310。
虽然在图3A、图3B和图3C中所示的实施方式被建造在装运集装箱中，例如在用于在海上运送货物的30英尺长的集装箱中，但是同样能够使用可以被预制并运输到预定位置的其他结构，例如建在卡车拖车上的结构，诸如个人的流动厕所(port-a-potties)之类的结构，或诸如其中房间仅设计成用于马桶用途、用于洗澡、用于洗衣用途或用于产生废水的其他用途的预制住宅单元之类的结构。
我们现在转向该系统的部件的更详细描述，以及在运行该系统时所获得结果的描述。
电化学反应器
图5A、图5B和图5C示出了化学反应器的特征部，该化学反应器在进行本系统中运行的光伏发电废水电解时是有用的。图5A是以分解图示出40升反应器设计的图。该反应器采用交错配置的不锈钢阴极和硼掺杂的TiO2阳极。图5B是示出当40升反应器设计为空的时的图。图5C是示出当40升反应器设计填充有废水并配备有5个阳极/6个阴极的电极阵列时的图。该反应器具有入口和出口，入口位于底表面上以允许液体废物被引入到槽中，出口用于除去位于槽的侧部上的经处理的液体。用于输送所生成的H2远离槽的出口位于顶表面上。
在反应器中的流动状态已被建模。内部混合流体流模型基于解决用于40升反应器中的3D流动轨迹和流线的Navier-Stokes方程，当这些模型由于废水连续流入和流出反应器而移动穿过反应器时跟踪流体的颗粒或小液包(small packet)。数值分析可以用于改进设计。我们希望使停留时间分布的分布宽度最小化，并且由此利用最小的处理使来自反应器的短路流(short-circuiting flow)最小化。这种分析可以帮助优化废水颗粒和可溶组分与反应性电极表面的接触时间。
图6A是示出模拟40升反应器中的流动特性的数值分析结果的图。在图6A中，液体废物入口位于反应器的底表面上且出口位于反应器的接近顶部的侧部上。图6B是示出当出口位置从图6A所示的位置改变时，即当出口位于比图6A所示的反应器侧部上的位置低的位置时，模拟40升反应器中的流动特性的数值分析结果的正视图。图6C是示出模拟如图6B所装配的40升反应器中的流动特性的数值分析结果的后视图的图。
如果反应器用作流动反应器，则该反应器将具有受限的处理效率。当反应器在泵开启时满运转(参见图1B，其中入口在反应器的左上角且出口在右下角)，通过化粪池中的入口的体积V1的增大将增加电化学反应器中的液体的量。这将诱使V1从反应器的顶部(空气-液体交界处)穿过多孔壁排出。即使当V1被加入反应器时泵是关闭的，不可忽略的量的污水也将在未被处理的情况下直接排出。
入口流和出口流的位置可以被改变以改进整体的反应器性能。例如，通过在设计中包括圆角，可以实现改进的混合、流体流动特性，并且增加与电极表面的接触时间。
对流动的另一个改进是将反应器入口移置到反应器的底部。因此，当人使用马桶时，泵可以通过开关计时器被关闭几分钟。在这种情况下，V1将到达反应器的底部并且将不与靠近表面的经处理的液体混合。因此经处理的水的清洁体积V1从反应器排出，而不与化粪池的废物接触。
已实施的但不存在于流动模拟和3维模型中的改进包括将泵的输出部放置在反应器的顶部。这改进了混合并且可以使用低能量消耗的泵(12伏，1.2安培对比110伏，1.65安培)。
图7是用于实验室规模试验中的电化学电池的一个实施方式例的示意图。图7的电化学电池具有容纳待处理的废水的外壳。所使用的电极包括不锈钢阴极和具有在钛金属上的BiOx-TiO2层的阳极。该电池利用恒电位仪和Ag/AgCl(氯化银)参比电极来运行。在电化学电池系统中，有机污染物的电化学氧化发生在阳极，而同时还原发生在阴极。从阴极到水或质子的电子转移导致氢气产生。图7的电化学电池包括端口，该端口允许电池中的流体被取样以用于化学分析。气体量管在废水的水平面上方的位置处被密封连接到电池以允许所产生的气体被收集和分析。在操作中，收集到的气体是氢气。在目前的工作中，我们已经证明了水中的多种化学污染物的完全氧化以及同时产生氢气。
常规电源和直接光伏电力已用于驱动各种电化学反应。与常规金属电极(即，阳极)相比，利用半导体电极获得的优势归因于直接产生反应类物质，例如半导体的表面处的羟自由基。羟自由基的形成是将水氧化成氧气的第一步。另外，在第二氧化步骤中，羟自由基的氧化产生了过氧化氢，这也是可以净化废水的强有力的氧化剂。
表1列出了家庭废水的成分。
表1
成分 平均值 转化率(％)
pH 6.6～7.3 ‐
COD(mg/L) 180.3 6.02
SCOD(mg/L) 99.4 ‐
TN(mMN) 2.594 7.96
NH4+(mM) 1.910 5.19
NO3 -(mM) <0.01 ‐
Cl‐(mM) 3.880 ‐
ClO3 -(mM) <0.01 ‐
有机酸(mM) <0.01
Mg(mM) 0.6387 1.96
Ca(mM) 1.287 1.38
蛋白质(mg/L) 70.55 34.3
碳氢化合物(mg/L) 29.47 52.1
表2列出了针对各种目标的若干分析方法。
表2
表3列出了已被检查过的若干电解液成分。
表3
表4列出了已被使用的若干工作条件，这些条件对应于图34A中示出的数据。利用添加的30mM氯化物以3V的NHE外加电位的操作给予操作的最高电流/功率/空间-时间效率。
表4
电极系统
多层的BIOX-TiO2电极可以用于纯水分解或用于伴有H2产生的化学污染物的氧化，其特征在于协同增强。金属负载的纳米粒子电极由混合金属氧化物阵列构成，该混合金属氧化物阵列包含底层的TaOx-IrOx，接着是中层的BiOx-SnO2，以及连续地沉积在钛箔两面的顶层BiOx-TiO2。层厚度分别是约6.5μm、1.5μm和2μm。循环伏安图示出了混合金属氧化物BiOx-TiO2对水中的苯酚的氧化具有电催化活性，该电催化活性在AM 1.5光照下提高了70％。当BiOx-TiO2阳极与不锈钢阴极在具有苯酚的氯化钠电解质溶液中配对并且在外加DC电压下利用光(λ>320nm)辐照时，与每种光辐照和直流DC电解的总和相比，阳极苯酚氧化速率和阴极H2产生速率被分别提高了大于4倍和3倍。观察到的协同效应取决于特定的电极组成，并且在不存在BiOx-TiO2的顶层时降低关于TaOx-IrOx和BiOx-TiO2的协同效应。这些结果表明BiOx-TiO2层起重要的光电催化剂的作用。TiO2中的铋的重掺杂水平(即，25mol％)增大了母体TiO2的电导率。此外，用λ>320nm的紫外可见光直接照射BiOx-TiO2生成光致空穴-电子对，这进一步增大了所测量的导电率。
复合半导体阳极与不锈钢(SS，哈氏合金C-22)阴极配对。阳极使用一系列金属氧化物在钛金属板上的连续涂覆来制备：阳极载体基质是钛金属，其随后涂覆有由IrO2和Ta2O5的混合物组成的防钝化层。在高温退火后，SnO2和Bi2O3的中间层(即，密封涂层)被沉积在Ti/IrO2/Ta2O5基质上并随后被退火。SnO2/Bi2O3层进一步涂覆有选择性掺杂有铋(Bi)的TiO2纳米粒子的悬浮物(底涂层)。最终的顶部涂层(上涂层)采用纳米微粒状的TiO2和Bi2O3的混合物。底涂层和上涂层一起形成阳极的电催化活性外层，并且每个涂层步骤需要在不同温度和持续时间下的退火工艺的特定热处理。
在一个实施方式中，钛箔(0.5mm厚)用SiC纸清洗并且涂覆有一系列层基质。含有摩尔比为Ir:Ta＝0.73:0.27的Ir和Ta的最底层涂层(第一涂层)被沉积到钛基底并且用摩尔比为Bi:Sn＝0.1:0.9的BiOx-SnO2的混合氧化物(第二涂层)密封。随后，摩尔比为Bi:Ti＝0.04:0.96的BiOx-TiO2被沉积为第三涂层；最后，不同摩尔比的Bi:Ti的BiOx-TiO2氧化层被涂覆(第四涂层)。每个连续的涂覆步骤需要在不同温度和持续时间的特定热处理状态(第一涂层、第二涂层、第三涂层和第四涂层分别为在525℃持续1小时、在425℃持续10分钟、在250℃持续5小时、以及在425℃持续5小时)。
图8A、图8B和图8C是5个阳极和6个阴极的电极阵列的图像。
图8D是以拆解形式示出两个阴极和一个双侧半导体涂覆阵列的台式规模的夹心电极组合的图像。
图8E是从夹心阴极分离的双涂层大电极阳极的图像。
图8F是电极阵列的呈侧视图的图像。
第二电极阵列已用于进一步的研究。该阵列具有10个半导体涂覆的阳极和11个不锈钢阴极。该阵列已设计成适合更大体积的反应器。阳极基质通过丝网印刷被连续涂覆，以如上所述的按顺序沉积每种半导体的薄膜。半导体颗粒的平均粒径为15nm或更小。
图9A是单个钛金属板的图像，其两侧涂覆有一系列具有平均粒径为15nm的BiOx-TiO2的顶层的半导体。
图9B是从侧向观察的10个阳极/11个阴极的阵列的图像。
图9C是透视地观察的该阵列的图像。
图10A是作为如图8E所示的单个半导体涂覆电极的深度的函数的化学元素分布图。Ti基质构成了钛基质内的为2.0μm厚的100％的元素组成。随涂覆深度改变的其他元素的浓度在实际的电极-水界面向外被探测。深度分布使用深度探测纳米SIMS电子显微镜来确定。
图10B是顺序涂覆过程的示意性表示，其包括每个层的摩尔比、沉积层的数量、用于使用一系列金属氧化物在钛金属板上的顺序涂覆所制备的阳极中每层的退火的温度和时间。
图10C是示出5个阳极6个阴极的阵列的接线顺序的图。产生的阳极已示出具有优异的稳定性和长使用寿命。每个电极板的表面积是800cm2；20升原型试验性规模反应器包括以2mm的电极间距离彼此面对的5个阳极和6个阴极。
定量元素微分析使用Windows软件的探针以聚焦光束模式利用在15kV和10nA下操作的JEOL 8200电子微探针来进行。X射线光电子显微镜(XPS)分析在M-探针表面光谱仪(VG仪器)中使用单色Al K-αX射线(1486.6eV)来进行。扫描电子显微镜(SEM)测量由工作电压为3kV的场发射扫描电子显微镜(日立，S-4800)来进行。电极样品相对于BaSO4颗粒或纯Ti箔(未涂覆的)的紫外可见光漫反射吸收光谱用紫外可见光吸收光谱仪(Shimadzu-2450)来记录。
BiOx-TiO2电极的循环伏安图用连接到在具有或不具有1mM苯酚的0.1M氯化钠中的饱和甘汞电极(SCE，参比电极)和铂丝网(反电极)的恒电位仪(Versastat 3-400)来获得。对于BiOx-TiO2电极的照明而言，采用配备有AM 1.5空气质量过滤器的150瓦氙弧灯(Ushio I50-MO)。苯酚及其反应中间体通过使用用于分离的C18柱的高效液相色谱法(HPLC，安捷伦1100系列)来分析。洗脱液由55％的Milli-Q水(0.1wt％乙酸)和45％的乙腈组成，流速为0.7毫升/分钟。在光解期间释放的H2的量通过具有分子筛柱(30m×0.32mm×12.00μm)的GC/TCD(HP 5890，N2载体)来分析。
我们已开发出通过对Ti金属板和Ti金属网的高电位氧化所生长的较小规模的电极。在图11A和图11B中示出了两个示例。图11A是从Ti金属直接生长的TiO2纳米管阳极的图像。图11B是在Ti丝网上生长的TiO2纳米线的图像。图11C是示出具有18.2nm的直径的纳米线的图像(由箭头间的距离界定)。预计半导体纳米管或纳米线的阵列将增大用于直接接触待氧化的废物组分的总反应表面积，并因此增大总的转化率和反应器的效率。
我们已看到，在当我们用黄铜、青铜、铜或其他金属替代不锈钢时的特定实例中的改进的反应性。然而，这些金属的长期稳定性还未进行评估。
电极组成/电化学
图12A是示出电化学作用的示意图，由于界面氯化物氧化而在阳极与阴极之间通过该电化学作用产生了活性氯类物质(或负载氯的部分)。活性氯用于在处理期间使水和废水消毒。氯化物经由活性氯类物质在裸金属阳极处的还原来再循环。图12A提供了发生在每对夹心的阳极-阴极对之间的主要化学反应的化学反应网络概述。表面结合的氢氧根离子(表示为>TiOH)被氧化成羟自由基(·OH)，羟自由基进而导致活性氯类物质的形成。活性氯类物质随后在裸金属阴极处被再循环。
图12B是示出夹心电极(阳极-阴极对)的俯视图的图像，该夹心电极在氧化期间示出H2气泡的释放。
在电化学反应器中，游离氯类物质起作为主氧化剂和作为强效消毒剂的双重作用(即，HOCl)。
图13A是示出在NaCl溶液的电解期间所测量的作为时间、氯离子浓度([Cl-])和外加电位的函数的游离氯的释放的图。
图13B是示出在NaCl溶液的电解期间所测量的作为通过电池的电荷、[Cl-]和外加电位的函数的游离氯的释放的图。游离氯类物质起作为主氧化剂和作为强效消毒剂的双重作用(即，HOCl)。
化学需氧量(或COD)是水中有机化合物的量的间接量度。COD的大多数应用确定在地面水(例如，湖泊和河流)或废水中发现的有机污染物的量，使得COD成为水质量的有用量度。该量度以毫克每升(mg/L)表示，指示每升溶液消耗的氧的质量。由于一升水的重量为一千克，毫克每升也可以被表示为ppm(每百万份)。
图14A是在废水电解时，作为时间和氯化物浓度的函数的化学需氧量的演变的图(外加阳极电位：3V NHE)。
图14B是在废水电解时，作为具体通过的电荷和氯化物浓度的函数的化学需氧量(COD)的演变的图(外加阳极电位：3V NHE)。
图14C是示出在城市废水的电化学氧化期间发生的电化学过程同时伴有氢气生成的示意图。
图14D是示出在城市废水中作为外加电压和NaCl添加量的函数的COD去除率的图。
图14E是示出当盐溶液和具有不同电导率的城市废水在施加电压为2V下被处理时的氢气生成速率与时间的变化的图。
图15A是示出在废水在台式反应器中的电化学处理期间，作为氯化物浓度、[Cl-]和外加电位E电池的函数，铵离子(NH4 +)浓度随时间变化的图。
图15B是示出在废水在台式反应器中的电化学处理期间，作为氯化物浓度、[Cl-]和外加电位E电池的函数，硝酸盐离子(NO3 -)浓度随时间变化的图。
图16是示出在使用有效电极面积＝5.4cm2时，作为废水电解中的平均电流的函数的氢气生成速率、气体生成速率和氢气的体积分数的图。
图17A是在未稀释的新鲜人类尿液的氧化期间的电解槽的图像。发现，实际尿液的电解同时连同H2的生成一起成功地操作，即使是在没有外部添加的电解液时。就从水协同析氢而言，尿素和尿液的电解是非常有前途的工艺并且是技术可行的，即使是在没有外部添加的电解液时。在氯化钠电解液的存在下，尿素的电解处理产生了作为主产物的硝酸盐和铵盐，伴随TOC的去除。
图17B是当原始样品在台式电化学电池中被稀释4倍时在相同槽中的电解的图像。
图17C是示出在人类尿液的电解期间发生的电化学过程的示意图。
图18A是示出稀释后的新鲜尿液(4倍稀释)在6小时电解期间的蛋白质变化和碳水化合物浓度d的图，其中，电解液体积＝55ml，阳极的有效电极面积是5.4cm2并且外加阳极电位是3V NHE。
图18B是示出在经消化的尿液(即，化粪池)与具有废水的可变稀释液的电解期间以及用于相同工作条件的消化期间的蛋白质的降解率的图。
图19A是示出在20升的原型反应器中电化学处理加州理工学院非合成粪便72小时之后的COD的减少的图。60％的COD在6小时内被消除；然而，延长处理对彻底消除所有化学需氧量(COD)是必要的。残余的COD被主要携带在更小分子量的有机酸例如甲酸和乙酸中。
图19B是示出在20升的原型反应器中电化学处理加州理工学院的合成粪便168小时之后的COD的减少的图。
表5示出了加州理工学院的合成粪便的化学组成。
表5
图19C是示出在168小时内存在的COD和氯类物质的图。
图19D是示出在168小时内存在的总有机碳的图。
图20A是示出在电化学尿素降解反应结束时硝酸和甲酸生产水平的图，其中，标准BiOx-TiO2电极与包括黄铜和青铜的替代性金属阴极配对。
图20B是示出通过四极杆质谱在反应器的顶部空间测量的CO2生产水平的图。
图20C是作为金属阴极组成的函数的尿素降解率和铵离子生产水平的图。
图20D是示出通过四极杆质谱在反应器的顶部空间测量的作为金属阴极组成的函数的H2气体生产速率的图。
光电化学系统
图21是示出本发明的某些特征的示意图，这些特征包括作为电力源的光伏装置的用途，作为产物的H2的储存，以及H2在燃料电池中产生电力的用途(例如，氢-空气燃料电池)，电力可以被储存在电池中或根据需要而使用。具体地，图21记录从液态水形成2H2+O2的吉布斯自由能(ΔG0＝+237千焦/摩尔)以及从CO2和液态水形成CH4+2O2的吉布斯自由能(ΔG0＝+1135千焦/摩尔)。这表明其对于试图生成烃和氧气比生成作为燃料的氢气更不利。
图22A是光电化学反应系统的图像。图22A中示出了光电化学电池2210(其使用电位和直接照明二者作为输入)、控制光电化学电池2210的功率的控制器2220、产生电力的光伏组件2230、用于观察电化学反应器2210的工作参数的万用表2240、以及辐射强度计2250，该辐射强度计2250用于测量落在系统上的太阳能的量以便进行效率计算。
图22B、图22C、图22D和图22E是光电化学反应室的不同视图。
BiOx-TiO2阳极某种程度上不同于常规Bi掺杂的TiO2光催化剂。例如，Bi掺杂的TiO2可以以几种不同方式分类。三种不同的铋掺杂类型包括：1)Bi2O3-TiO2，2)BixTiyO1-x-y，其也起光催化剂的作用，或3)Bi掺杂的TiO2，其同样起可见光的光催化剂的作用。上述材料用相对少量的Bi(约1mol％)来制备，主要目的是开发在可见光激励下起作用(即，没有光就不起作用)的新的TiO2光催化剂。然而，BiOx-TiO2初始作为意图专用于水处理应用的电催化剂来制备。Bi掺杂级的TiO2设计成高达最外电极涂层中的25～33mol％，以便增加传导性。因此，在无DC电源(即，无电化学偏流(electrochemical bias))的情况下对BiOx-TiO2的光辐照未产生可测量的电池电流和或氢气。然而，在苯酚氧化的情况下，BiOx-TiO2颗粒阵列似乎对苯酚具有一些光催化活性，并且这种活性是TaOx-IrO2和BiOx-SnO2的电极活性的3倍到4倍。由于BiOx-TiO2在λ<395nm的范围内具有高消光系数(图4)，阳极的辐照原则上可能产生电子-空穴对。然而，在不存在外部电位偏压(potential bias)时，大部分激子(电子-空穴对)迅速重组。
光伏系统
图23A是可以用作原型太阳能马桶的屋顶材料或壁板的更高效率的、增加功率输出的包裹塑料层压三结结晶硅太阳能板的图像。
图23B是在较低的太阳能收集效率下工作的多晶硅常规光伏板太阳能电池阵列的图像。
可以采用商购获得的光伏板。具体地，只要功率的量是足够的，光伏板的精确性质就是不重要的。换言之，可以是任何便利类型的光伏板(例如，晶体硅、非晶硅、薄膜、III-V、或其他类型的光伏板)。
在其他实施方式中，其他形式的可再生能源，例如风能或太阳热能可以被替代成或用于增加光伏太阳能电池电力供给。已知风能或太阳热能二者任一均可以转换成电能，并且此类能量转换的细节不需要在这里阐述。当可能方便时，任何传统的风能到电力的系统或太阳热能到电力的系统在原则上均可以被采用。
计算机控制系统
图24是示出控制器2402的示意图，该控制器采用在记录于机器可读介质上的一组指令下工作的通用可编程计算机。控制器2402被连接至测量设备2404、两个反应器2306、2408、电池2410和泵送系统2412。一般来说，测量设备配置成测量自主式废水处理系统或其部件的工作参数。
在一个实施方式中，控制器是个人计算机。在其他实施方式中，控制器是基于微处理器的控制器。在其他实施方式中，该控制器被设置成多路控制器，诸如例如，在通用可编程计算机上运行的多个虚拟机，每个虚拟机处理一个或更多个离散的控制功能。在其他实施方式中，多个离散的控制器可以用于不同的控制目的。
液体废物流系统
流量控制式批次反应器
如图40A到图40D所示，该系统的改进使用重力流将来自化粪池4002的体积V1的废水排空到体积V2的电化学反应器4004中，其中该过程根据步骤1到步骤4来处理。一旦在化粪池4002中达到限值，则V1就通过重力流迅速地转移到电化学反应器4004(参见步骤2)。存料罐4006被设置并且通过由泵4012驱动的管道被连接到冲水箱4008。在步骤1期间，未发生从电化学反应器4004至存料罐4006的流动。同时，在反应器底部的泵4010开始混合电化学反应器4004中的液体。通过利用V2>V1，废水可以在电化学反应器4004中进行历时t小时的停留时间的处理，在步骤3进行该处理。
来自冲水箱4008的软管可以被连接到电化学反应器4004，以输送所需流量q，以使废水体积达到V2＝V1+q×t。如在步骤4所示，一旦达到这个体积，则在t小时后，经处理的水通过重力流被迅速地从电化学反应器4004转移到至存料罐4012。当电化学反应器4004被排空时，在电化学反应器4004下方的泵4010停止。类似于原始设计，冲水箱4008也被连接到马桶以用于冲洗，并且水的一部分也可以用于灌溉。
V1、V2和q可以容易地调节以控制停留时间t。例如，对于4小时的停留时间而言，流量q＝1毫升/分钟，体积差V2-V1＝240毫升，该体积差在可以在一个批次(～18L)处理的废水体积的1％-2％的范围内。
示例系统运行的结果
在本文所讨论的工作中，用来研究微生物生长的所有实验室玻璃器皿和工具均在121℃高压灭菌20分钟以实现无菌条件。在实验室和原型试验中，前面培养的细菌往往被添加到待处理的废水中。大肠杆菌(即，E.coli)用作水和废水质量的重要指标。对于微生物测试实验而言，识别为DH5α的大肠杆菌的菌株被使用，其基因型为“F-Φ801acZΔM15Δ(lacZYA-argF)U169recAl endAl hsdR17(rK-,mK+)phoA supE44λ-thi-1gyrA96relAl”。槽内部未携带任何质粒。使用培养普通细菌菌株的LB琼脂板。一旦获得了稳定生长相，则将经培养的大肠杆菌添加到容纳10克/升的消毒的合成粪便的电化学反应器中。大肠杆菌的浓度达到106至107CUF/mL(每毫升菌落形成单位)，这与原废水中的浓度近似。
chen等人的量化废水中大肠杆菌浓度的‘6x 6’滴液电镀法(dropplating method)被采用。在图33U中示出了大肠杆菌对比时间的钝化。
微生物计数程序的照片示出了电化学处理期间的整体的废水消毒。在180分钟的处理之后，未培养出细菌。
图25A是针对BiOx/TiO2阳极的以5mV/s的扫描速率在30mM NaCl溶液中的循环伏安图。
图25B是在30mM和50mM NaCl溶液中使用BiOx/TiO2阳极的准静止极化曲线。
图26是示出在利用家庭废水的恒电位废水电解槽的实验期间电流密度随着氯化物浓度变化的演变的图。
图27A是示出外加阳极电位对利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的伪一级动力学方程回归的COD浓度的时间分布的影响的图。
图27B是示出外部氯化物浓度对利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的伪一级动力学方程回归的COD浓度的时间分布的影响的图。
图28A是示出对利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验而言作为时间函数的、活性氯类物质随着COD浓度而变化的演变的图。
图28B是示出对利用家庭废水的恒电位废水电解废实验而言作为时间的函数的、氯化物浓度随着COD浓度而变化的演变的图。
图29是示出用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的氯酸盐浓度的时间分布的图。插图示出了氯酸盐浓度随着H2、H3和H4的零级速率常数线性增加的区域。
图30A是用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的铵离子浓度的时间分布的图。
图30B是用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的硝酸盐浓度的时间分布的图。
图31是示出用于利用家庭废水的恒电位废水电解槽实验的阳极反应的一般电流效率的图，该阳极反应包括COD减少和气态氮、硝酸盐，氯酸盐和游离氯(FC)的形成。
图32是示出在光伏发电的废水电解槽实验期间总大肠菌群和粪便大肠菌群的标准化浓度的时间分布的图。
图33A到图33F是示出分别在0分钟、10分钟、15分钟、30分钟、180分钟和240分钟的环境阳光条件下在太阳能废水处理期间可见的颜色变化的一系列图像。
图33G到图33J是总粪便大肠菌群菌落形成单位对在0分钟、30分钟、100分钟和180分钟的时间的一系列图像。在处理180分钟之后，无活的细菌菌落可以被培养并且因此达到整体消毒。
随时间变化的实际家庭(人类)废水的处理程度的示例可以参见图33A到图33J。测试废水从位于洛杉矶县的常规废水处理厂获得。总反应时间是4小时。在此时间框架内，由于在阳极表面生成的羟自由基的作用而使废水完全氧化；在电极-水的界面的关键材料是铋掺杂的二氧化钛。通过羟自由基生成活性氯类物质例如经由氯化物的氧化的HOCl导致大肠杆菌细菌、总大肠菌群和粪便大肠菌群的整体消毒，如图33G到图33J所示。
图33K到图33O是随着时间的粪便大肠菌群菌落形成的一系列图像。
图33P到图33T是随着时间的大肠杆菌大肠菌群菌落形成的一系列图像。
图33U是作为时间的函数的、接种合成粪便的处理期间大肠杆菌消毒动力学的图。
化学需氧量
图34A是使用根据本发明的原理的设备和方法在不同的氯化物浓度和外加电压下经历360分钟的处理的混合的尿液和废水样品的化学氧化需求(COD)的图。当使用30mM的氯离子浓度以及外加电位是3V时，COD似乎减少最快。由于速率似乎取决于背景氯化物浓度，因此监测该浓度并在需要时添加NaCl盐形式的氯化物以维持有利的值(例如，控制氯化物浓度)是有用的。
图34B到图34G是示出液体的光学外观随时间推移的一系列图像。
模拟化粪池流出物
化粪池中将存在不同废物流的组合的识别促进了此类组合的废物流的分析。据观察，化粪池中的组合可以调节氯化物浓度和污染物组成，以便有效和经济处理马桶废水。化粪池的内容物通过组合3份废水与一份人类尿液来模拟，并且允许该液体在厌氧条件下在35℃消化几天(例如，2到7天)。模拟的化粪池流出物随后进行电化学反应。
图36示出总氮(TN)、硝酸盐和铵离子在模拟的化粪池流出物中的时间演变。
图37示出作为电解时间的函数的、模拟的化粪池流出物的吸收率的时间演变。
图38是电解开始时的模拟的化粪池流出物的图像。
图39是电解6小时之后的模拟的化粪池流出物的图像。
在电解6小时之后，COD、蛋白质和颜色几乎完全消除，这表明经处理的水被重新用作冲洗水的可行性。结果示出，尿液可以是用于活性氯类物质生成的氯化物源。从电化学反应器得到的产物包括无机富氮液体、富磷固体和富氢气体。
表6中列出了用于确定在模拟的化粪池流出物中的各种感兴趣目标的值的分析方法，各种感兴趣目标包括COD、有机酸浓度、蛋白质含量、氮化合物含量、总氮、颜色和氢气。
表6
分析目标 分析方法
COD(化学需氧量) 铬酸消化法
有机酸(甲酸盐、草酸盐、乙酸盐) 离子色谱法
蛋白质 Lowry法(STD：牛血清白蛋白)
NH4 +，NO3 - 离子色谱法
TN(总氮) 过硫酸盐消化法
颜色 紫外可见光光谱法
氢气 气相色谱/热导检测器
表7中示出了用于电解模拟的化粪池流出物的参数及其平均值。
表7
平均电解6小时(55mL体积)
电位 阳极：3.0V(NHE)，总：5.65V
电流 185.9±24.7mA(340A/m2)
功率消耗 1.05W
H2产生 65.7μmol/min
表8中示出了模拟的化粪池流出物的各种成分的时间演化。
表8
氢处理和存储
关于氢气生成，预计顶部空间的气体将穿过合适的陶瓷膜过滤器(例如，美国安捷伦公司的HP-MOLSIEVE柱19091P-MS4)，该陶瓷膜过滤器允许H2气体选择性通过，同时有效阻止水、氨、氧以及可能存在于反应器顶部空间体积中的其他蒸汽的输送。这种部分纯化的气体流接下来将被压缩并存储在合适的较高压力金属储存罐(或气体积聚装置)中，以最终用作烹饪燃料或PEM H2燃料电池的原料以提供备用电源中任一或二者。
分离的流处理
图41是其中进行尿液和粪便的单独处理的流程图。在一个实施方式中，此类处理被设置在内置于图3A、图3B和图3C的装运集装箱的单元中。
在一个实施方式中，在如图41的线4110上所示的过程中，来自马桶的流出物被连接到40加仑储存槽。该储存槽被连接到500加仑的沉积池，以用于从上清液分离较高分子量的固体以及厌氧消化。沉积池的流出物被连接到至少两个电化学反应器EC1和EC2。如图41所示，EC1和EC2串联连接，但是它们也可并联连接，或如果存在两个以上的反应器，则EC1和EC2呈用于顺序批式反应器的并联构造和串联构造的组合。来自该连接中的最后反应器的流出物被引导至存料罐中。来自最后处理反应器的流出物将具有足够减少的COD以被向上泵送到蓄水池进行冲洗。
在回收水可能用于洗手的并行处理过程中，来自线4120上示出的小便池的流出物预计最初在任选的微生物燃料电池(MFC)中被处理，并预计被连接到来自线4130上示出的水槽的流出物(或喷淋，或其他灰水源)，以用于在个别的电化学反应器EC3中处理。不含有可能的残留固体的经处理的水可能用于洗手，或可以被直接连接到第一过程的蓄水池以用于下接下来的冲洗。
定义
如本文使用的，术语“废水”一般意图描述家庭人为废物，或者是可以包含人体废物例如尿液和粪便的废物流以及来自家庭操作的其他废物，例如来自洗澡和卫生、食品制作、洗涤衣物以及洗涤其他所有物的一种或更多种流出物。一般来说，术语“废水”还可以包含将在城市废水处理系统中发现的其他人为废物材料。
除非本文另有明确陈述，任何提及的电子信号或电磁信号(或其等同物)应理解为是指非暂时电子信号或非暂时电磁信号。
记录来自操作或数据采集的结果，诸如例如特定频率或波长的记录结果应理解为平均值并且在本文中被定义为以非暂时方式向存储元件、向机器可读存储介质或向存储装置写入输出数据。可用于本发明的非暂时计算机可读存储介质包括：电子存储介质、磁存储介质和/或光存储介质，诸如磁软盘和硬盘；在某些实施方式中可以采用DVD光盘、任何CD-ROM盘(即，只读光存储盘)、CD-R盘(即，一次写入多次读出的光存储盘)和CD-RW盘(即，可重写的光学存储盘)的DVD驱动器、光盘驱动器；以及电子存储介质，诸如RAM、ROM、EPROM、闪存卡，PCMCIA卡或可选择的SD或SDIO存储器；以及容纳存储介质以及读取和/或写入存储介质的电子部件(例如，软盘驱动器，DVD驱动器，CD/CD-R/CD-RW驱动器或闪存/PCMCIA/SD适配器)。除非另外明确陈述，本文任何提及“记录(record)”或“记录(recording)”应被理解为非暂时记录或非短暂记录。
正如对于在机器可读存储介质领域中的技术人员是已知的，用于数据存储的新介质和格式经过不断设计，任何便利的、商业可用的存储介质和将来变得可用的相应的读/写装置可能适于使用，尤其是如果它提供了更大存储容量、更高访问速度、更小尺寸以及存储信息的更低的每比特的成本中的任一种的话。公知的较老的机器可读介质在某些条件下也可以使用，例如穿孔的纸带或卡、在带或线上的磁记录、印刷字符的光学或磁读取(例如，OCR和磁性编码符号)以及诸如一维条形码和二维条形码的机器可读符号。记录供以后使用的图像数据(例如，向存储器或数字存储器写入图像)可以被执行，以使记录的信息能够用作输出、用作向用户显示的数据或用作被制成供以后使用的数据。此类数字存储元件或芯片可以是独立的存储装置，或可以被并入感兴趣的装置内。“写入输出数据”或“向存储器写入图像”在本文被定义为包括向微计算机内的寄存器写入变换数据。
“微计算机”在本文被定义为微处理器、微控制器以及数字信号处理器(“DSP”)的同义词。应理解，由微计算机使用的存储器包括例如用于数据处理的被编码为“固件”的指令，该指令可以物理地驻留在微计算机芯片内部的存储器中或在微计算机外部的存储器中，或在内部和外部存储器的组合中。类似地，模拟信号可以被独立的模拟-数字转换器(“ADC”)数字化，或一个或更多个ADC或多路复用ADC通道可以驻留在微计算机包内。还应理解，现场可编程阵列(“FPGA”)芯片或专用集成电路(“ASIC”)芯片可以以微计算机的硬件逻辑、软件仿真或二者的组合来执行微计算机的功能。具有本文所述的任何特征的设备可以在微计算机上完全运行或可以包括多于一个微计算机。
根据本描述的可用于控制仪器、记录信号和分析信号或数据的通用可编程计算机可以是个人计算机(PC)、基于微处理器的计算机、便携式计算机或其他类型的处理装置中的任何。通用可编程计算机通常包括中央处理单元、可以使用机器可读存储介质记录和读取信息并编程的存储单元或存储器单元、通信终端例如有线通信装置或无线通信装置、输出装置例如显示终端以及输入装置例如键盘。显示终端可以是触摸屏显示器，在这种情况下，其可同时起显示装置和输入装置的作用。不同和/或附加的输入装置可以呈现为例如定点装置例如鼠标或操纵杆，且不同或附加的输出装置可以呈现为诸如发声装置之类，例如扬声器、第二显示器或打印机。计算机可以运行各种操作系统中的任一种，例如，Windows或MacOS或UNIX或Linux的几种版本中的任一种。通用计算机的运行所获得的计算结果可以被存储以备后用，和/或可以显示给用户。最起码，每个基于微处理器的通用计算机具有在微处理器内存储各计算步骤的结果的寄存器，该结果通常随后被存储在高速缓存器中供以后使用，使得该结果可以被显示、记录到非易失性存储器中，或用于进一步的数据处理或分析。
理论讨论
虽然本文给出的理论描述被认为是正确的，但是本文描述和要求保护的各装置的操作不依赖理论描述的准确性和有效性。也就是说，在与本文呈现的理论不同的基础上可以解释观察结果的后续理论发展不应有损于本文描述的本发明。
在本说明书中确定的任何专利、专利申请、专利申请出版物、期刊文章、书籍、发表的论文或其他公开可用的材料通过引用全部并入本文。任何材料或其部分，即所述通过引用并入本文的但是与现有定义、陈述冲突的任何材料，或在本文明确阐述的其他公开材料仅被并入到该并入材料与本公开材料之间不产生冲突的程度。在冲突的情况下，冲突以有利于本公开作为优选公开的方式解决。
尽管本发明已经参考如附图所示的优选模式被具体示出和说明，但是本领域的技术人员应理解，在不偏离如权利要求限定的本发明的精神和范围的情况下，倾向于各种细节更改。

Claims (18)

1.一种自主式废水处理系统，所述自主式废水处理系统没有至城市废水处理系统的连接，包括：
电化学电池，所述电化学电池具有至少一个阳极和至少一个阴极，所述电化学电池具有配置成接收液体形式的输入的液体输入端口、配置成输送液体形式的输出的液体输出端口以及配置成输送气体形式的输出的气体输出端口，所述电化学电池具有阳极电气终端和阴极电气终端；
气体积聚装置，所述气体积聚装置配置成接收和储存来自所述电化学电池的气体输出；
液体积聚装置，所述液体积聚装置配置成接收和储存来自所述电化学电池的液体输出；
电力源，所述电力源没有至电网的连接，所述电力源配置成借助于所述阳极电气终端和所述阴极电气终端向所述电化学电池提供电力，所述电力源具有配置成接收控制信号的至少一个输入终端；
至少一个输入端口，所述至少一个输入端口配置成接收作为输入流的以尿液、粪便和废水中的一种或更多种的形式的人为废物；
存料罐，所述存料罐具有至所述电化学电池的所述液体输入端口的可控输出连接，所述存料罐配置成接收来自所述至少一个输入端口的所述输入流、保存所述接收的输入流中的材料并且借助于所述液体输入端口转移如此保存的所述材料的一部分用于在所述电化学电池中的处理；和
控制器，所述控制器具有配置成接收表示数据和指令中的一种或更多种的输入信号的至少一个控制器输入端口，所述控制器具有配置成提供作为输出的控制信号的至少一个控制器输出端口，所述控制器与所述电化学电池、所述气体积聚装置、所述液体积聚装置、所述电力源和所述存料罐通信并且配置成控制它们。
2.根据权利要求1所述的自主式废水处理系统，其中所述电化学电池是光电化学电池。
3.根据权利要求1所述的自主式废水处理系统，其中所述电力源包括光伏板。
4.根据权利要求1所述的自主式废水处理系统，其中所述电力源包括蓄电池。
5.根据权利要求1所述的自主式废水处理系统，其中所述气体积聚装置配置成储存氢气。
6.根据权利要求5所述的自主式废水处理系统，还包括配置成接收来自所述气体积聚装置的氢气并且向所述电力源供应电力的氢-空气燃料电池。
7.根据权利要求1所述的自主式废水处理系统，其中所述控制器是在记录于机器可读介质上的一组指令下工作的通用可编程计算机。
8.根据权利要求1所述的自主式废水处理系统，其中所述系统还包括配置成测量所述自主式废水处理系统或其部件的工作参数的测量设备。
9.一种废水处理工艺，包括以下步骤：
提供没有至城市废水处理系统的连接的自主式废水处理系统，所述自主式废水处理系统包括：
电化学电池，所述电化学电池具有至少一个阳极和至少一个阴极，所述电化学电池具有配置成接收液体形式的输入的液体输入端口、配置成输送液体形式的输出的液体输出端口以及配置成输送气体形式的输出的气体输出端口，所述电化学电池具有阳极电气终端和阴极电气终端；
气体积聚装置，所述气体积聚装置配置成接收和储存来自所述电化学电池的气体输出；
液体积聚装置，所述液体积聚装置配置成接收和储存来自所述电化学电池的液体输出；
电力源，所述电力源没有至电网的连接，所述电力源配置成借助于所述阳极电气终端和所述阴极电气终端向所述电化学电池提供电力，所述电力源具有配置成接收控制信号的至少一个输入终端；
至少一个输入端口，所述至少一个输入端口配置成接收作为输入流的以尿液、粪便和废水中的一种或更多种的形式的人为废物；
存料罐，所述存料罐具有至所述电化学电池的所述液体输入端口的可控输出连接，所述存料罐配置成接收来自所述至少一个输入端口的所述输入流、保存所述接收的输入流中的材料并且借助于所述液体输入端口转移如此保存的所述材料的一部分用于在所述电化学电池中的处理；和
控制器，所述控制器具有配置成接收表示数据和指令中的一种或更多种的输入信号的至少一个控制器输入端口，所述控制器具有配置成提供作为输出的控制信号的至少一个控制器输出端口，所述控制器与所述电化学电池、所述气体积聚装置、所述液体积聚装置、所述电力源和所述存料罐通信并且配置成控制它们；
接收以尿液、粪便和废水中的一种或更多种的形式的人为废物；
将所述接收的人为废物的一部分转移至所述电化学电池；
操作所述电化学电池以电化学处理所述人为废物；和
从所述电化学处理的人为废物回收经消毒的液体废物、气体产物和农业肥料产物中的至少一种，从而整治所述接收的人为废物。
10.根据权利要求9所述的废水处理工艺，其中所述废水包括来自洗澡和卫生、食品制作、洗涤衣物和洗涤其他所有物的流出物中的一种或更多种。
11.根据权利要求9所述的废水处理工艺，其中氯浓度在所述电化学电池中的所述接收的人为废物中被控制。
12.根据权利要求9所述的废水处理工艺，其中所述电化学电池通过生成与所述接收的人为废物反应的活性氯类物质对所述接收的人为废物消毒。
13.根据权利要求12所述的废水处理工艺，其中所述活性氯类物质是Cl2、HOCl、ClO-、氯自由基Cl·和氯自由基Cl2·中的一种或更多种。
14.根据权利要求12所述的废水处理工艺，其中操作所述电化学电池以电化学处理所述人为废物的所述步骤导致氢气的生成。
15.根据权利要求14所述的废水处理工艺，其中所述氢气被储存在所述气体聚积装置中。
16.根据权利要求14所述的废水处理工艺，其中所述氢气在配置成向所述电力源供应电力的氢-空气燃料电池中被消耗。
17.根据权利要求9所述的废水处理工艺，其中所述电化学电池还包括参比电极。
18.根据权利要求17所述的废水处理工艺，其中所述电化学电池的工作电压被控制。
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