CN109626494B - 一种紫外强氧深度水处理方法及装置 - Google Patents

Abstract

本发明涉及一种紫外强氧深度水处理方法以及一种紫外强氧深度水处理装置。本发明基于电磁激励亲核界面上初级氧化态活性剂，诱导水中的有机污染物实现限域亲电加成，生成有机污染物的活性三重态自由基。进一步，紫外辐射激励纳晶尖峰锐位上中间态氧化态产生强氧化态活性位点和高活性氧团簇，实现对污染物活性三重态自由基的多点位攻击，并最终实现污废水中有机污染物的分解矿化。本发明的处理方法和装置解决了非理想水质导致氧化效率降低的实际问题，特别是AOP技术处理高浓度有机污废水的低效问题。

Description

一种紫外强氧深度水处理方法及装置

技术领域

本发明涉及环境保护行业水处理技术领域，特别涉及基于紫外强氧作用机理的深度水处理装置及方法。

背景技术

随着工农业的迅速发展，污废水的种类和数量迅猛增加，对水体的污染也日趋广泛和严重，污废水中往往含有大量的有毒物质，造成潜在的环境风险。为了维护人类及自然生态的健康安全，污废水的处理极为重要。目前，通常采用物理、化学、生物方法处理污废水，使污废水净化，减少污染程度，以至达到污废水回收、复用的目的，并可充分利用水资源。

污废水的处理方法包括生物法和物理化学法。生物法是污废水处理应用中的传统技术，一般包括好氧生物处理、厌氧生物处理以及二者的结合，具体可以细分为活性污泥法、曝气氧化池、好氧稳定塘、生物转盘、滴滤池、上流污泥床、厌氧固定化生物反应器、混合反应器及厌氧稳定塘等。生物法适用生活污废水和毒性较小的工业污废水的处理，而含高毒性的有机化合物由于可生化性差，难以通过生化法进行处理，则需要物理化学法处理或者借助物理化学法提高污废水的可生化性以便于后续的生物处理。

物理化学法主要包括物理和化学法两类，可细分为活性炭吸附、膜分离、絮凝沉淀、化学氧化、化学还原、离子交换、膜渗析、气提及湿式氧化法等多种方法。通常对COD为2000～4000mg/L的污废水有较好的处理效果，COD去除率可达50％～87％。和生物处理相比，物化处理对水质水量波动的影响不敏感，出水水质比较稳定，尤其是对BOD₅/COD比值(B/C比)较低的，可生化性差的污废水，有较好的处理效果。

高级氧化技术(Advanced Oxidization Process,AOP)是物理化学法的一种，主要用于难降解污废水的处理和深度处理。对于很多工业行业如化工、印染、炼油、制革产生的高浓高盐污水，以及农牧业行业产生的大量养殖污废水，以及污废物处理行业产生的二次污染废水，如反渗透浓水、垃圾渗滤液等，其中绝大部分的污染物是生物不可降解的有毒有机污染物，只能用可控制的AOP技术处理。不论是均相的AOP过程(如Fenton、UV/H₂O₂、UV/O₃等)还是异相的AOP反应(如光催化、电催化)，其原理均基于产生强氧化性的羟基自由基对污废水中的有机污染物进行氧化降解，快速地把有机物矿化为CO₂和水，是目前最为有效的污废水氧化处理技术。然而，国际上成熟的AOP技术目前大部分只能用到低浓度和较慢的氧化处理，如利用Fe²⁺/Fe³⁺及其复合物催化H₂O₂氧化有机污染物的方法等，或利用UV光激发的TiO₂半导体光催化技术，这些技术在处理含低浓度有机污染物(COD＜1000mg/L)的污废水时，能够显示很好的氧化速率和效率但是，对有些有机污染物，特别当污染物浓度超过1000mg/L时，则效率和氧化速率都非常低，能效迅速降低，而且氧化剂的投加量也将大幅度提升，AOP就成为很不经济的方法。

经研究发现，造成AOP技术难以处理高浓度有机污废水的关键瓶颈在于：

传统的AOP水处理技术是基于羟基自由基的氧化过程，而羟基自由基是一种氧化还原能力较强、但寿命短(10^-4～10^-9s)、容易猝灭的活性氧化剂，受到水动力学半径的限制，其作用距离十分有限，通常仅能在催化剂表面5～20μm的范围内起到氧化作用；

实际的高浓度有机污废水中，除典型污染物外，还含有大量的惰性或还原性物质(有机或无机)，这些物质也可以与羟基自由基反应，而真正能作用到污染物降解上的羟基自由基不足0.1％，造成大量的能源或资源浪费；

实际的污废水中，不可避免地存在非理想水质，如盐度、浊度、色度、粘度、含油率等，均可对羟基自由基的产生效率产生严重的影响，如Cl^-、NO₃ ^-等离子可抑制Fenton及类Fenton反应中90％以上的羟基产率；水中悬浮颗粒物(ss)浓度大于20mg/L时，UV-H2O2、UV-O3的效率将降低42～75％；而污油泥浆对电催化电极表面的钝化效果，可导致电极稳定性丧失，严重地可导致催化剂失活；

目前AOP技术工程应用的装置设计较为简单，往往借鉴传统的反应器形式，如罐状、桶状、槽状结构，而上述装置并不能充分发挥AOP技术处理效率高、深度大的特点，反而抑制了高活性的氧化性自由基活性剂的产生和存续。采取多个工艺段联合的AOP技术，在与其他高级氧化技术结合过程中，也多为简单的多个装置联用，未形成协同效果。

发明内容

为解决现有技术中的其中至少一问题，本发明的目的之一在于提供一种可以克服生物、物化及传统高级氧化技术的缺陷，用于污废水深度处理的紫外强氧深度水处理方法。本发明的另一目的是提供一种机械结构合理、水力分配平衡、能量利用效率高的紫外强氧深度水处理装置，该装置依赖上述的技术得以实现。

为了实现上述目的，本发明第一技术方案的紫外强氧深度水处理方法，包括如下过程：

在待处理水中加入初级氧化态活性剂，将待处理水与微孔亲电介质接触，对微孔亲电介质施加电磁场激励。由于采用初级氧化态活性剂作为电磁场的诱导激活对象，并且采用微孔亲电介质，可在电磁场激励下，稳定地激活初级氧化态活性剂，诱导水中的有机污染物实现限域亲电加成，生成污染物的活性三重态自由基。

在待处理水中加入中间氧化态活性剂，将待处理水与纳晶尖峰催化剂接触，对纳晶尖峰催化剂施加紫外辐照激励。中间氧化态活性剂穿透微孔亲电介质时，由于电磁场激励较弱，不足以激发中间氧化态活性剂。在紫外辐照激励下和中间氧化态活性剂作用下，纳晶尖峰催化剂表面产生强氧化态活性位点(SOAS)和高活性氧团簇(HROC)，实现对污染物活性三重态自由基的多点位攻击，并最终实现污废水中有机污染物的分解矿化。

本发明中，“初级氧化态活性剂”指的是氧化性较弱，但是可诱导污染物有机分子发生亲电加成反应(但没有发生彻底分解)的化合物。“微孔亲电介质”指的是能够催化发生亲电加成反应的一类具有微孔的物质，微孔亲电介质作为亲电加成反应发生的场所和催化剂。“限域亲电加成”是指反应是发生在微孔内部的亲电加成反应，由于有微孔造成的空间限制，导致反应效率和转化率可成倍增加，生成的“污染物活性三重态自由基”是一种分子处于激发的三重态的现象，即分子中含有两个自旋不配对的电子，相对于基态或其他中间态来说，这种状态一般具有较高的活性，有利于进一步分解反应。

本发明中，“中间氧化态活性剂”与“初级氧化态活性剂”类似，也是一类化学物质，是一种氧化性较强，可以诱导“纳晶尖峰催化剂”产生“强氧化态活性位点(SOAS)”和“高活性氧团簇(HROC)”的高效氧化剂。“纳晶尖峰催化剂”是指催化剂的形貌具有尖锐顶端的纳米阵列结构，在光照下可以产生类似尖端放电的效应，产生大量的“强氧化态活性位点(SOAS)”和“高活性氧团簇(HROC)”的一类催化剂。“强氧化态活性位点(SOAS)”特指氧化还原电位远远高于传统氧化剂，具有瞬间分解猝灭污染物能力的氧化反应位点；“高活性氧团簇(HROC)”是一种以团簇形式存在的多种氧化性自由基的集合，多种氧化性自由基可实现对污染物的密集攻击，与传统氧化剂只能攻击污染物的一个位点不同，“高活性氧团簇(HROC)”可同时攻击污染物的多个位置，实现高效快速的分解降解。

本发明的第一技术方案，基于电磁激励亲核界面上初级氧化态活性剂、紫外(特别是短波紫外)辐射激励纳晶尖峰锐位上中间态氧化态产生的强氧化态活性位点和高活性氧团簇，实现顽固的难降解有机污染物的彻底分解与矿化。

在第一技术方案的基础上，进一步地，在待处理水中加入初级氧化态活性剂之前，对待处理水进行过滤处理；如可通过超滤法去除待处理水中的直径在2nm以上的悬浮颗粒物；

在第一技术方案的基础上，进一步地，在待处理水中加入中间氧化态活性剂之前，对待处理水进行过滤处理；如可以通过微滤或超滤滤去限域亲电加成过程中生成的聚合物絮体。

在第一技术方案的基础上，进一步地，限定所述的初级氧化态活性剂为Na₂SO₄、K₂SO₄、H₂SO₄、HNO₃、NaClO₃、KClO₃、HClO₃中的至少一种，其添加量为0.05～0.1mmol/L。由于采用初级氧化态活性剂作为电磁场的诱导激活对象，可克服传统AOP技术仅能利用羟基自由基氧化，而无法提升有机污染物的亲核反应活性的缺点。

在第一技术方案的基础上，进一步地，微孔亲电介质的为Al₂O₃、Fe₂O₃、NiO、PbO₂、Ti₄O₇、RuO₂、IrO₂中的至少一种。由于采用微孔亲电介质，可在电磁场激励下，稳定地激活初级氧化态活性剂，诱导水中的有机污染物实现限域亲电加成，生成污染物的活性三重态自由基。同时，微孔亲电介质为穿透性介质，中间氧化态活性剂自由穿越其界面而不受影响。

在第一技术方案的基础上，进一步地，诱导水中的有机污染物实现限域亲电加成，需对微孔亲电介质施加电磁场激励。在电磁场选择使用电场进行激励时，电场可以选择直接施加于微孔亲电介质外部，所需电磁场的电场强度在220～8000V/m范围内，优选地电场强度在1000～6000V/m范围内。在电磁场选择使用磁场进行激励时，磁场可以选择施加于微孔亲电介质周围，所需电磁场的磁场强度应不低于200mT，优选地磁场强度应不低于400mT。

在第一技术方案的基础上，进一步地，中间氧化态活性剂为HClO、CH₃COOOH、H₂O₂、2Na₂CO₃·H₂O₂、Na₂S₂O₈、K₂S₂O₈、(NH₄)₂S₂O₈中的至少一种，其添加量为0.05～20mmol/L。该中间氧化态活性剂不能被电磁场激励，但可被紫外辐照激励。由于引入中间氧化态活性剂作为紫外辐照的激励对象，可产生强氧化态活性位点(SOAS)和高活性氧团簇(HROC)，实现对污染物活性三重态自由基的多点位攻击，并最终实现污废水中有机污染物的分解矿化。

在第一技术方案的基础上，进一步地，纳晶尖峰催化剂的化学组成为Cu₂O、Bi₂O₃、In₂O₃、Ag₂O、TiO₂、Ti₂O₃、Na₂BiO₃中的至少一种。其表面结构为纳米线阵列，纳米线长度为0.5～10μm，其顶端有尖锐顶端，即具有纳米尖峰，纳晶尖峰具有诱导产生强氧化态活性位点(SOAS)和高活性氧团簇(HROC)的能力。

在第一技术方案的基础上，进一步地，诱导中间氧化态活性剂在纳晶尖峰催化剂上生成SOAS和HROC需经紫外辐照激励，所需的紫外辐照光强应不低于200mW/cm²，优选地不低于300mW/cm²。另外，所需的紫外辐照波长范围应在185nm～390nm范围内。

为了实现上述目的，本发明第二技术方案的紫外强氧深度水处理装置，包括过滤器和紫外强氧反应器；过滤器的一端设置进水口，过滤器内部设置有过滤膜，过滤器的另一端附近设置有连通过滤器内部的初级氧化态活性剂加药口和过滤出口；紫外强氧反应器包括紫外强氧反应器壳体，电磁源、微孔亲电介质、中间氧化态活性剂加药口、净化水出口、紫外辐照源和纳晶尖峰催化剂；紫外强氧反应器壳体与微孔亲电介质间隙设置，形成外部水处理通道；紫外辐照源与纳晶尖峰催化剂间隙设置，形成内部水处理通道；过滤出口与紫外强氧反应器壳体连接，并与外部水处理通道连通；中间氧化态活性剂加药口与净化水出口均与内部水处理通道连通；电磁源设置在紫外强氧反应器壳体的外部。

本发明的有益之处在于：

1、本发明针对AOP在处理实际工业废水的中存在的问题，针对AOP技术的现状，提出以电磁场诱导及紫外辐照激励(即紫外强氧机理)产生新的高级氧化活性剂，提出了产生高密度强氧化态活性位点的方法，以代替羟基自由基的技术路线，同时抑制惰性物质与反应体系相互作用，解决了非理想水质导致氧化效率降低的实际问题，特别是AOP技术处理高浓度有机污废水的低效问题。

2、本发明提出的紫外强氧反应器结构设计设计结构合理，便于技术参数调整，充分发挥AOP技术处理效率高、深度大的特点，有利于高活性的氧化性自由基活性剂的产生和存续，同时有效地改善了水体与催化介质的接触与流动，从而提升处理效果，适用于紫外强氧深度水处理过程，可用于非羟基自由基AOP技术。

附图说明

通过阅读下文优选实施方式的详细描述，各种其他的优点和益处对于本领域普通技术人员将变得清楚明了。附图仅用于示出优选实施方式的目的，而并不认为是对本发明的限制。而且在整个附图中，用相同的参考符号表示相同的部件。在附图中：

图1为根据本发明具体实施方式的紫外强氧深度水处理方法的工艺流程图。

图2为根据本发明具体实施方式的紫外强氧深度水处理设备的装置图。

图3为根据本发明具体实施方式的紫外强氧深度水处理方法及其他处理技术处理焦化废水过程中COD浓度随时间的变化图。

图4为根据本发明具体实施方式的紫外强氧深度水处理方法及其他处理技术处理高盐废水过程中COD和氨氮浓度随时间的变化图。

图5为根据本发明具体实施方式的紫外强氧深度水处理方法及其他处理技术处理含聚废水过程中COD和氨氮浓度随时间的变化图。

图6为根据本发明具体实施方式的紫外强氧深度水处理方法处理坑塘污水过程中COD浓度随时间的变化图。

具体实施方式

下面将参照附图更详细地描述本公开的示例性实施方式。虽然附图中显示了本公开的示例性实施方式，然而应当理解，可以以各种形式实现本公开而不应被这里阐述的实施方式所限制。相反，提供这些实施方式是为了能够更透彻地理解本公开，并且能够将本公开的范围完整的传达给本领域的技术人员。

作为本发明的其中一实施方式，一种紫外强氧深度水处理方法，其大致流程图如图1所示，污废水经过沉渣(可选)后，进行微滤(可选)，微滤后的污废水加入初级氧化态活性剂，在电磁场的激励下进行限域亲电加成，进行污废水的初步处理，除去浮渣(可选)，经过微滤/超滤(可选)后，加入中间氧化态活性剂，穿透多孔亲电介质后进入紫外辐照区，在紫外辐照激励下进行强氧化态催化，进行污废水的深度处理，最后得到净化水。

作为本发明的其中另一实施方式，如图2所示，一种实现图1所示处理方法的紫外强氧深度水处理装置，包括过滤器和紫外强氧反应器。过滤器的一端设置进水口1，过滤器内部设置有过滤膜2，过滤器的另一端设置有连通过滤器内部的初级氧化态活性剂加药口3和过滤出口4。紫外强氧反应器包括由外至内设置的紫外强氧反应器壳体5，微孔亲电介质7，纳晶尖峰催化剂10和紫外辐照源9。紫外强氧反应器壳体5，微孔亲电介质7，纳晶尖峰催化剂10可设置成筒状结构。过滤出口4与紫外强氧反应器壳体5连接。紫外强氧反应器壳体5与微孔亲电介质7间隙设置，形成外部水处理通道。纳晶尖峰催化剂10与紫外辐照源9间隙设置，形成内部水处理通道。外部水处理通道的两端封闭，过滤出口4在一端附近与外部水处理通道连通。内部水处理通道的一端附近设置有连通内部水处理通道的中间氧化态活性剂加药口8。在内部水处理通道的另一端附近，设置有连通内部水处理通道的净化水出口11。电磁源6设置于紫外强氧反应器壳体的外部，优选地应使紫外强氧反应器置于电磁源磁通密度或电场能量密度最强处。

下面，结合具体实施例对本发明的实施方式作进一步的说明。

实施例1

将焦化废水使用图2所示的紫外强氧反应装置进行处理时，首先将压力设备(如压力罐、输送泵等)与进水口1连接，将待处理焦化废水输送进过滤器，以过滤膜2，例如为超滤膜，用超滤法过滤去除焦化污废水中直径在2nm以上的悬浮颗粒物，超滤后净水经过滤出口4输出；同时，将初级氧化态活性剂以压力设备(如压力罐、输送泵等)输送进入过滤器和超滤后净水，同时经过过滤出口4进入紫外强氧反应器，过滤器与紫外强氧反应器以过滤出口4连接；本实施例中在过滤后的污废水中加入0.05mmol/L Na₂SO₄作为初级氧化态活性剂；待超滤后净水和初级氧化态活性剂均到达紫外强氧反应器后，启动电磁源6而启动磁场激励，控制场强为480mT，激励初级氧化态活性剂，诱导水中的有机污染物在微孔Al₂O₃亲电介质7上实现有机污染物的限域亲电加成，生成污染物的三重态自由基，此时完成初步处理；此时，将中间氧化态活性剂通过加药口8以压力设备(如压力罐、输送泵等)输送进入紫外强氧反应器，中间氧化态活性剂和污染物的三重态自由基同时穿透微孔亲电介质7进入内部紫外辐照区；微孔Al₂O₃亲电介质同时可充当微滤膜能够实现高效过滤，去除焦化废水亲电加成过程中生成的聚合物絮体；本实施例中将过滤后的焦化废水中加入0.05mmol/L HClO作为中间氧化态活性剂；在内部紫外辐照区内，紫外辐照源9用于激励纳晶尖峰催化剂，以250W汞灯为紫外辐照源，诱导Cu₂O纳晶尖峰催化剂表面产生强氧化态活性位点(SOAS)和高活性氧团簇(HROC)，实现对焦化废水中有机污染物活性三重态自由基的多点位攻击，最终实现焦化废水中有机污染物的分解矿化，完成污染物的彻底净化，最终出水经过净化水出口11排出系统。

以传统臭氧氧化技术、臭氧催化氧化、Fenton氧化、电催化、光催化和紫外强氧深度水处理方法分别对焦化废水进行深度处理，焦化废水的原水和出水水质如下表所示。

由表中可以得到，表征焦化废水的水质指标的COD_Cr、NH₃-N、含油量、SS的含量均有明显下降，焦化废水出水的电导率相对于原水也有下降。另外，如图3所示的紫外强氧深度水处理方法以及其他处理技术处理焦化废水过程中COD浓度随时间的变化曲线，可知焦化废水中的COD浓度经过本发明的方法处理后随时间迅速下降，在30分钟后浓度趋于稳定，并且比其他处理技术的COD浓度下降更迅速。表明经过本发明的该方法处理后，焦化废水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除，并且具有更高效的COD去除效率。另外自上表中可见，臭氧氧化和光催化对焦化废水中有机污染物的去除率较低，出水COD_Cr浓度高于100mg/L，臭氧催化氧化和Fenton氧化虽然相对较优，但依然高于50mg/L，无法满足“一级A”的水质排放标准，相比之下，电催化和紫外强氧出水均可达到较高的污染物去除效率，出水COD_Cr浓度小于50mg/L；紫外强氧不仅COD_Cr的去除效率高，氨氮的去除效率更佳(0.7mg/L)，而电催化出水中氨氮浓度依然较高(3.3mg/L)。表中电导率是表征污废水中离子强度的指标之一，造成水中离子强度改变的主要因素可能包括有机物的矿化(电导率升高)、硬度离子的软化(电导率下降)、氯离子的氧化(电导率下降)。表中可见，由于焦化废水中还有大量氯离子被紫外强氧高效氧化排出，导致电导率与原水相比略有下降。

通过对不同处理方法的出水进行对比，综合来看，经过本发明方法处理的出水，比臭氧氧化出水、臭氧催化氧化、Fenton氧化以及现有的电催化、光催化，在COD_Cr、NH₃-N、含油量等方面具有更好的综合指标。

实施例2

实施例2与实施例1的区别在于，处理对象为高盐废水，其中选用的初级氧化态活性剂为0.10mmol/L的K₂SO₄，微孔亲电介质为Fe₂O₃，中间氧化态活性剂为0.08mmol/L的CH₃COOOH，纳晶尖峰催化剂化学组成为Bi₂O₃，其他处理过程与实施例相同1。传统臭氧氧化技术和紫外强氧技术的处理效果如下表所示：

高盐废水	COD<sub>Cr</sub>	NH<sub>3</sub>-N	含油量	SS	电导率
						原水	3258.8	150.4	125	58	1258
臭氧氧化出水	1520	120.8	189.0	52	1260
						紫外强氧出水	69.74	16.5	0.57	14	665

由表中可以得到，表征高盐废水的水质指标的COD_Cr、NH₃-N、含油量、SS的含量均有明显下降，高盐废水出水的电导率相对于原水也有下降。另外，如图4所示的紫外强氧深度水处理方法和传统臭氧氧化技术处理高盐废水过程中COD以及NH₃-N浓度随时间的变化曲线，可知焦化废水中的COD和NH₃-N经过本发明的方法处理后随时间，特别是在0～20分钟内迅速下降，在40分钟后浓度趋于稳定，并且COD以及NH₃-N浓度比传统臭氧氧化技术下降更迅速。表明经过本发明的该方法处理后，高盐废水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除，并且具有更高效的COD以及NH₃-N去除效率。另外本发明方法处理的出水与经过臭氧氧化处理的出水对比可知，本发明的处理方法在COD_Cr、NH₃-N、含油量、SS等方面具有更好地处理效果。

实施例3

实施例3为与实施例1的区别在于，处理对象为含聚废水，其中选用的初级氧化态活性剂为0.07mmol/L的H₂SO₄，微孔亲电介质为NiO，中间氧化态活性剂为0.22mmol/L的H₂O₂，纳晶尖峰催化剂化学组成为In₂O₃，电磁场激励源为12V交变电场；紫外辐照激励源为20W UV-C紫外灯。其他处理过程与实施例1相同。传统的Fenton氧化技术和紫外强氧技术的处理效果如下表所示：

含聚废水	COD<sub>Cr</sub>	NH<sub>3</sub>-N	含油量	SS	电导率
						原水	6280.4	10.5	-	-	2276
Fenton氧化出水	3381	2.4	-	-	2221
						紫外强氧出水	125.8	1.25	-	-	3254

由表中可以得到，表征含聚废水的水质指标的COD_C具有明显下降，表明经过本发明的该方法处理后，含聚废水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除。另外，如图5所示的紫外强氧深度水处理方法以及Fenton氧化技术处理含聚废水过程中COD和NH₃-N浓度随时间的变化曲线，可知含聚废水中的COD和NH₃-N经过本发明的方法处理后随时间迅速下降，在90分钟后降解完全，并且COD以及NH₃-N浓度Fenton氧化技术下降更迅速。表明经过本发明的该方法处理后，含聚废水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除，并且具有更高效的COD以及NH₃-N去除效率。另外本发明方法处理的出水与经过Fenton氧化处理的出水对比可知，本发明的处理方法在COD_Cr以及NH₃-N等方面具有更好地处理效果。由于含聚废水中有机污染物被大量矿化为盐类物质，导致电导率相对于原水升高。

实施例4

实施例4与实施例1的区别在于，处理对象为生活污水，其中选用的初级氧化态活性剂为0.05mmol/L的HNO₃，微孔亲电介质为PbO₂，中间氧化态活性剂为2.47mmol/L的2Na₂CO₃·H₂O₂，纳晶尖峰催化剂化学组成为Ag₂O，电磁场激励源为24V恒流电场；紫外辐照激励源为50W UV-B紫外灯。其他处理过程与实施例1相同。传统的电催化技术和紫外强氧技术的处理效果如下表所示：

生活污水	COD<sub>Cr</sub>	NH<sub>3</sub>-N	含油量	SS	电导率
						原水	126.2	3.5	-	15	1170
电催化出水	65.2	1.62	-	0.5	2249
						紫外强氧出水	<40	1.5	-	0.2	1245

由表中可以得到，表征生活污水的水质指标的COD_C、NH₃-N、SS具有明显下降。表明经过本发明的该方法处理后，生活污水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除。另外将本发明方法处理的出水与经过电催化处理的出水对比可知，本发明的处理方法在COD_Cr、NH₃-N、SS等方面具有更好地处理效果。由于生活污水中有机污染物被大量矿化为盐类物质，导致电导率相对于原水升高。

实施例5

实施例5与实施例1的区别在于，处理对象为医药污水，其中选用的初级氧化态活性剂为0.10mmol/L的NaClO₃，微孔亲电介质为Ti₄O₇，中间氧化态活性剂为10.9mmol/L的Na₂S₂O₈，纳晶尖峰催化剂化学组成为TiO₂，电磁场激励源为12V交变电场；紫外辐照激励源为20W UV-C紫外灯。其他处理过程与实施例1相同。传统的光催化氧化技术和紫外强氧技术的处理效果如下表所示：

医药污水	COD<sub>Cr</sub>	NH<sub>3</sub>-N	含油量	SS	电导率
						原水	857.5	12.4	-	50	857
光催化出水	52.6	8.3	-	-	665
						紫外强氧出水	26.4	2.3	-	2	574

由表中可以得到，表征医药污水的水质指标的COD_Cr、NH₃-N、SS的含量均有明显下降，医药污水出水的电导率相对于原水也有下降。表明经过本发明的该方法处理后，医药污水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除。另外将本发明方法处理的出水与经过光催化处理的出水对比可知，本发明的处理方法在COD_Cr、NH₃-N、SS等方面具有更好地处理效果。

实施例6

实施例6为与实施例1的区别在于，处理对象为坑塘污水，其中选用的初级氧化态活性剂为0.09mmol/L的KClO₃，微孔亲电介质为RuO₂，中间氧化态活性剂为15.5mmol/L的K₂S₂O₈，纳晶尖峰催化剂化学组成为Ti₂O₃，其他处理过程与实施例1相同，在此不做赘述。传统的电催化技术和紫外强氧技术的处理效果如下表所示：

坑塘污水	COD<sub>Cr</sub>	NH<sub>3</sub>-N	含油量	SS	电导率
						原水	1155	166	-	42	7920
电催化出水	245.6	33.7	-	-	8264
						紫外强氧出水	189	16	-	12	9091

由表中可以得到，表征坑塘污水的水质指标的COD_Cr、NH₃-N、SS的含量均有明显下降。另外，如图6所示的紫外强氧深度水处理方法处理坑塘污水过程中COD浓度随时间的变化曲线，可知坑塘污水中的COD经过本发明的方法处理后随时间迅速下降，在60分钟后浓度趋于稳定。表明经过本发明的该方法处理后，坑塘污水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除。另外将本发明方法处理的出水与经过电催化处理的出水对比可知，本发明的处理方法在在COD_Cr、NH₃-N等方面具有更好地处理效果。由于坑塘污水中有机污染物被大量矿化为盐类物质，导致电导率相对于原水升高。

实施例7

实施例7与实施例1的区别在于，处理对象为高毒污水，其中选用的初级氧化态活性剂为0.055mmol/L的HClO₃，微孔亲电介质为IrO₂，中间氧化态活性剂为20mol/L的(NH₄)₂S₂O₈，纳晶尖峰催化剂化学组成为Na₂BiO₃，电磁场激励源为440mT交变磁场；紫外辐照激励源为20W UV-C紫外灯。其他处理过程与第一实施例相同，在此不做赘述。传统的臭氧催化氧化技术和紫外强氧技术的处理效果如下表所示：

高毒污水	COD<sub>Cr</sub>	NH<sub>3</sub>-N	含油量	SS	电导率
						原水	156	1.64	-	-	624
臭氧催化氧化出水	6.7	0.26	-	-	626
						紫外强氧出水	0	0.72	-	-	558

由表中可以得到，表征高毒污水的水质指标的COD_Cr、NH₃-N、SS的含量均有明显下降，高毒污水出水的电导率相对于原水也有下降，表明经过本发明的该方法处理后，高毒污水中的污染物，特别是有机污染物实现有效分解矿化去除。将本发明方法处理的出水与经过臭氧催化氧化处理的出水对比可知，本发明的处理方法在COD_Cr等方面具有更好地处理效果。

以上所述，仅为本发明较佳的具体实施方式，但本发明的保护范围并不局限于此，任何熟悉本技术领域的技术人员在本发明揭露的技术范围内，可轻易想到的变化或替换，都应涵盖在本发明的保护范围之内。因此，本发明的保护范围应以所述权利要求的保护范围为准。

Claims (13)

1.一种紫外强氧深度水处理方法，其特征在于，该处理方法包括：

在待处理水中加入初级氧化态活性剂，将待处理水与微孔亲电介质接触，对微孔亲电介质施加电磁场激励；

在待处理水中加入中间氧化态活性剂，将待处理水与纳晶尖峰催化剂接触，对纳晶尖峰催化剂施加紫外辐照激励；

所述初级氧化态活性剂为Na₂SO₄、K₂SO₄、H₂SO₄、HNO₃、NaClO₃、KClO₃、HClO₃中的至少一种；

所述微孔亲电介质为Al₂O₃、Fe₂O₃、NiO、PbO₂、Ti₄O₇、RuO₂、IrO₂中的至少一种；

所述中间氧化态活性剂为HClO、CH₃COOOH、H₂O₂、2Na₂CO₃·H₂O₂、Na₂S₂O₈、K₂S₂O₈、(NH₄)₂S₂O₈中的至少一种；

所述纳晶尖峰催化剂的组成为Cu₂O、Bi₂O₃、In₂O₃、Ag₂O、TiO₂、Ti₂O₃、Na₂BiO₃中的至少一种。

2.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于：在待处理水中加入初级氧化态活性剂之前，对待处理水进行过滤处理。

3.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于：在待处理水中加入中间氧化态活性剂之前，对待处理水进行过滤处理。

4.根据权利要求1或2所述的处理方法，其特征在于：所述初级氧化态活性剂的添加量为0.05～0.1mmol/L。

5.根据权利要求1或2所述的处理方法，其特征在于：所述电磁场激励为电场激励时，电场强度为220～8000V/m；所述电磁场激励为磁场激励时，磁场强度应不低于200mT。

6.根据权利要求5所述的处理方法，其特征在于：电场强度为1000～6000V/m。

7.根据权利要求5所述的处理方法，其特征在于：磁场强度应不低于400mT。

8.根据权利要求1或2所述的处理方法，其特征在于：所述中间氧化态活性剂的添加量为0.05～20mmol/L。

9.根据权利要求1或2所述的处理方法，其特征在于：紫外辐照的光强不低于200mW/cm²。

10.根据权利要求9所述的处理方法，其特征在于：紫外辐照的光强不低于300mW/cm²。

11.根据权利要求9所述的处理方法，其特征在于：紫外辐照的波长范围为185nm～390nm。

12.根据权利要求1或2所述的处理方法，其特征在于：所述纳晶尖峰催化剂的表面结构为纳米线阵列，纳米线长度为0.5～10μm，顶端有尖峰结构。

13.一种紫外强氧深度水处理装置，其特征在于：该处理装置包括过滤器和紫外强氧反应器；所述过滤器的一端设置进水口，所述过滤器的内部设置有过滤膜，所述过滤器的另一端附近设置有连通过滤器内部的初级氧化态活性剂加药口和过滤出口；所述紫外强氧反应器包括紫外强氧反应器壳体、电磁源、微孔亲电介质、中间氧化态活性剂加药口、净化水出口、紫外辐照源和纳晶尖峰催化剂；所述紫外强氧反应器壳体与所述微孔亲电介质间隙设置，形成外部水处理通道；所述紫外辐照源与所述纳晶尖峰催化剂间隙设置，形成内部水处理通道；所述过滤出口与所述紫外强氧反应器壳体连接，并与所述外部水处理通道连通；所述中间氧化态活性剂加药口与所述净化水出口均与所述内部水处理通道连通；所述电磁源设置在紫外强氧反应器壳体的外部；

所述初级氧化态活性剂为Na₂SO₄、K₂SO₄、H₂SO₄、HNO₃、NaClO₃、KClO₃、HClO₃中的至少一种；

所述微孔亲电介质为Al₂O₃、Fe₂O₃、NiO、PbO₂、Ti₄O₇、RuO₂、IrO₂中的至少一种；

所述中间氧化态活性剂为HClO、CH₃COOOH、H₂O₂、2Na₂CO₃·H₂O₂、Na₂S₂O₈、K₂S₂O₈、(NH₄)₂S₂O₈中的至少一种；

所述纳晶尖峰催化剂的组成为Cu₂O、Bi₂O₃、In₂O₃、Ag₂O、TiO₂、Ti₂O₃、Na₂BiO₃中的至少一种。

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