CN109748352A - 基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法 - Google Patents

基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法 Download PDF

Info

Publication number
CN109748352A
CN109748352A CN201910139039.4A CN201910139039A CN109748352A CN 109748352 A CN109748352 A CN 109748352A CN 201910139039 A CN201910139039 A CN 201910139039A CN 109748352 A CN109748352 A CN 109748352A
Authority
CN
China
Prior art keywords
air
flow
section
flow control
photocatalysis
Prior art date
Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
Granted
Application number
CN201910139039.4A
Other languages
English (en)
Other versions
CN109748352B (zh
Inventor
范伟
霍明昕
Current Assignee (The listed assignees may be inaccurate. Google has not performed a legal analysis and makes no representation or warranty as to the accuracy of the list.)
Lversheng Chongqing Environmental Technology Co ltd
Original Assignee
Northeast Normal University
Priority date (The priority date is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the date listed.)
Filing date
Publication date
Application filed by Northeast Normal University filed Critical Northeast Normal University
Priority to CN201910139039.4A priority Critical patent/CN109748352B/zh
Publication of CN109748352A publication Critical patent/CN109748352A/zh
Application granted granted Critical
Publication of CN109748352B publication Critical patent/CN109748352B/zh
Active legal-status Critical Current
Anticipated expiration legal-status Critical

Links

Classifications

    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
    • Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
    • Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage

Abstract

本发明公开了基于流控微泡‑光催化耦合进行水处理的装置及水处理方法，其中，所述装置包括通过引流管(9)连接的供气源(1)、流控组件(5)和污水处理池(6)，其中，在所述污水处理池(6)内设置有光催化膜(7)，所述光催化膜为改性纳米二氧化钛膜。在本发明中，利用流控微泡曝气增加水中溶解氧含量、强化气液传质效能、进而促进光催化速率，与此同时光催化体系产生光生电子、可以同步促进微泡溃灭过程中羟自由基的产生，并可应用于水处理。

Description

基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法
技术领域
本发明涉及水处理领域，尤其涉及利用微泡技术进行水处理，具体地，涉及基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法。
背景技术
水资源再生处理及其循环利用是解决当前供水危机、遏制水环境恶化的重要途径，水处理技术研发是当前这一领域的关键。地表水体、地下水、污水、污水处理厂二级出水、再生水等各类水体中均残余大量难生物降解的溶解性有机物，传统物化方法或因需要添加持留性的化学品易引起二次污染、或因工艺复杂成本高昂受到各种限制。
光催化技术以产生氧化活性物种为基本原理，具有污染降解效率高、无二次污染、使用寿命长等特点而备受关注。
然而，尽管传统光催化剂如TiO2等催化性能已经得到许多研究的认可，但是仍存在两方面的不足：(1)在对太阳光利用方面，TiO2的禁带宽度较宽(3.2eV)，仅能在紫外光区间有光吸收，而紫外光区仅占太阳光的4％，大大限制了其对太阳光的实际应用；(2)由于光生电子-空穴对极易复合，导致光催化反应效率降低。此外，就应用而言，如何将微纳米颗粒态的光催化材料转变为体型材料、并与传统的曝气等处理工艺相耦合也是亟待突破的关键。
发明内容
为了解决上述问题，本发明人进行了锐意研究，提出一种基于流控微泡的光催化耦合处理技术，其中，利用流控微泡曝气增加水中溶解氧含量、强化气液传质效能、进而促进光催化速率，与此同时光催化体系产生光生电子、可以同步促进微泡溃灭过程中羟自由基的产生，从而完成本发明。
本发明一方面提供了一种基于流控微泡-光催化耦合进行水处理装置，具体体现在以下几方面：
(1)一种基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置，其中，所述装置包括通过引流管9连接的供气源1、流控组件5和污水处理池6，其中，在所述污水处理池6内设置有光催化膜7，所述光催化膜为改性纳米二氧化钛膜。
(2)根据上述(1)所述的装置，其中，
在所述供气源1与流控组件5之间还依次设置有控制阀2、调压过滤组件3和流量计4；和/或
在在所述污水处理池6的底部、与流控组件5连通处设置有散气元件8。
(3)根据上述(1)所述的装置，其中，所述改性纳米二氧化钛为氮掺杂改性二氧化钛，例如负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的改性纳米二氧化钛膜。
(4)根据上述(1)所述的装置，其中，所述改性纳米二氧化钛膜如下制备：
步骤a、利用将钛源、水、醇类溶剂和任选的酸性介质，混合，搅拌进行反应；
步骤b、加入氮源，搅拌，形成凝胶前驱体；
步骤c、对步骤b制得的凝胶前驱体涂抹于Ni基或Al基多孔泡沫膜上，然后进行后处理，得到所述负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的纳米二氧化钛。
(5)根据上述(1)至(4)之一所述的装置，其中，所述流控组件5具有中空内腔，用于气流流动；
沿气流流动方向，所述中空内腔依次包括进气段51、稳流段52、增速引入段53、初步自激脉冲段54和初步自激脉冲引出段55和缓冲过渡段56；和/或
沿气流流动方向，在缓冲过渡段56之后，所述中空内腔还依次包括射流段57、终极自激脉冲段58和脉冲分流段59。
(6)根据上述(5)所述的装置，其中，
所述进气段51、增速引入段53、初步自激脉冲段54、初步自激脉冲引出段55、缓冲过渡段56和射流段57均为圆柱形内腔；和/或
所述稳流段52为梭形内腔；和/或
所述终极自激脉冲段58为截面呈梯形的内腔。
(7)根据上述(6)所述的装置，其中，
自进气段51至稳流段52，所述中空内腔的内径逐渐增大；和/或
自稳流段52至增速引入段53，所述中空内腔的内径逐渐减小；和/或
自增速引入段53至初步自激脉冲段54，所述中空内腔的内径突然变大；和/或
所述射流段57包括两个或多个射流管571，优选地，所述射流管的内径与缓冲过渡段56的内径之比为(0.03～0.05)：1。
本发明另一方面提供了一种利用本发明第一方面所述装置进行水处理的方法，具体体现在以下方面：
(8)一种利用上述(1)至(7)之一所述装置进行水处理的方法，其中，所述方法包括以下步骤：
步骤1、利用供气源提供气流，所述气流为包括氧气和/或空气的气流；
步骤2、将所述气流引入流控组件进行流动控制，增强气流的波动性；
步骤3、将波动的气流在流控组件内分流引出，通过散气处理后通入污水处理池中，形成微气泡；
步骤4、利用污水处理池中的微气泡以及光催化膜对水中的有机污染物进行降解。
(9)根据上述(8)所述的方法，其中，在步骤1之前进行光催化膜的制备。
本发明第三方面提供了本发明第一方面所述装置用于进行水处理的用途，尤其用于对含有溶解性有机物的水体进行处理的用途。
附图说明
图1示出本发明所述水处理装置的示意图，其中，箭头表示氧气气流流动方向；
图2示出图1中流控组件的轴向剖视图，其中，箭头表示氧气气流流动方向；
图3示出本发明所述方法的水处理机理示意图；
图4示出实施例1制得的光催化膜的EDS/SEM表征结果；
图5示出实施例1制得的光催化膜的能谱图；
图6示出实施例1制得的光催化膜的XPS图；
图7-1和图7-2示出实验例1采用的装置示意图；
图8示出实验例1中流控组件对氧气溶解度的影响结果；
图9示出实验例2中经过采用本发明所述装置处理过程中目标水体COD，TOC及UV254历时变化；
图10示出实验例2中经过采用本发明所述装置对水体处理前后目标水体不同分子量有机物结构组成变化。
附图标记说明
1-供气源；2-控制阀；3-调压过滤组件；4-流量计；5-流控组件；51-进口段；52-稳流段；53-增速引入段；54-初步自激脉冲段；55-初步自激脉冲引出段；56-缓冲过渡段；57-射流段；571-射流管；58-终极自激脉冲段；59-脉冲分流段；591-出口管；5’-固定架；6-污水处理池；7-光催化膜；71-疝灯；8-散气元件；9-引流管。
具体实施方式
下面通过对本发明进行详细说明，本发明的特点和优点将随着这些说明而变得更为清楚、明确。
本发明一方面提供了一种基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置，如图1所示，所述装置包括通过引流管9连接的氧气供气源1、流控组件5和污水处理池6，其中，在所述污水处理池6内设置有光催化膜7。
其中，所述供气源1用于提供气流供给；所述流控组件6用于对气流进行流动控制，增强其波动性，进而促进气流在污水处理池内的传质和溃灭，产生羟基自由基；利用所述光催化膜7的光催化技术进一步促进有机污染物的降解。
在本发明中，所述气流为包括氧气和/或空气的气流。
根据本发明一种优选的实施方式，在所述供气源1与流控组件5之间还依次设置有控制阀2、调压过滤组件3和流量计4。
其中，供气源可通过空压机或气体钢瓶实现，工作压力不超过3bar；所述调压过滤组件2用于对气流进行过滤，去除气流中的水分和颗粒粉尘；所述流量计4用于根据实际曝气量需要调控气体的流量。
根据本发明一种优选的实施方式，在所述污水处理池6的底部、与流控组件5连通处设置有散气元件8。
其中，所述散气元件8用于在所述污水处理池6的底部进行微泡曝气产生气泡。
在进一步优选的实施方式中，所述散气元件为微孔板，优选其孔径为15～60μm。
在本发明中，所述散气元件也可以是市场上常见的曝气盘、散气管、细化器、微孔片等，需注意前端进气调压阀压力应不超过散气元件的耐受压力。
在本发明中，在散气元件之前设置流控组件，在所述流控组件内气流产生波动，导致自流控组件引出的气流不稳定，进而使压力呈现非水平状态、出现波动，将波动的气流进行分流后通入污水处理池中，这样，通入液相污水处理池中的多股气流之间为间歇式进气，缩短了孔口气泡形成的周期时长，降低气泡内入流体积、缩小生成气泡的尺寸，间歇波动行为亦能驱动气泡振荡破碎，进一步加剧生成气泡的微小化，形成微气泡，而越微小的气泡在液相中的传质效率以及溶解度越高。具体地，所述微气泡可以迅速提高氧气和/或空气在液相中的传质效率、提高氧气和/或空气溶解度，此外细小的微气泡由于内压较高，驱动气体散逸溶解，其直径逐渐减小最终在水内部溃灭，此过程中的高温高压微环境及界面化学能的释放，导致羟自由基的产生，可以用于降解水中的有机质。
在本发明中，采用流控组件以及散气元件的配合向污水处理池中通入氧气和/或空气微气泡，提高氧气和/或空气在污水处理池中的溶解度，这样，一方面，微气泡在水中会发生溃灭，产生羟基自由基，所述羟基自由基可以进行有机物降解，另一方面，高溶氧量的微气泡可以为光催化作用提供充足的氧气，提高光催化效果。
根据本发明一种优选的实施方式，所述光催化膜为纳米二氧化钛膜，例如负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的纳米二氧化钛膜。
其中，利用纳米二氧化钛的光催化效应对水中的有机污染物进行降解。
在进一步优选的实施方式中，所述光催化膜为改性纳米二氧化钛膜，例如负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的改性纳米二氧化钛膜。
其中，传统二氧化钛光催化仅能在紫外光区间有光吸收，而紫外光区仅占太阳光的4％，大大限制了其对太阳光的实际应用，因此，本发明采用改性二氧化钛，所述改性二氧化钛不仅可以在紫外下进行光催化，而且可见光下同样可以进行光催化，解决了能源消耗问题、提高了光催化反应效率。
在更进一步优选的实施方式中，所述改性纳米二氧化钛为氮掺杂改性二氧化钛。
其中，采用非金属氮(N)掺杂改善TiO2光催化性能，N掺杂能够缩小TiO2的禁带宽度，增强TiO2可见光下的光催化性能。将非金属元素掺杂到TiO2晶格中，可通过自身2p电子层与O2p电子层混合形成杂质能级，减小TiO2的禁带宽度，降低激发电子跃迁到导带需要的能量，促进TiO2吸收带的红移，提高对可见光的吸收，同时掺杂能够在晶体内部形成大量缺陷促进光生电子空穴对的分离，提高TiO2的光催化效应。
根据本发明一种优选的实施方式，所述改性纳米二氧化钛膜如下制备：
步骤a、利用将钛源、水、醇类溶剂和任选的酸性介质，混合，搅拌进行反应；
步骤b、加入氮源，搅拌，形成凝胶前驱体；
步骤c、对步骤b制得的凝胶前驱体涂抹于Ni基或Al基多孔泡沫膜上，然后进行后处理，得到所述负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的纳米二氧化钛。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤a中，所述钛源为钛酸烷基酯。
在进一步优选的实施方式中，在步骤a中，所述钛源选自钛酸四乙酯、钛酸四异丙酯、钛酸正四丁酯中的一种或几种，例如钛酸正四丁酯。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤a中，所述醇类溶剂为C1-C8脂肪醇，优选C1-C4脂肪醇，更优选无水醇类，例如选自无水甲醇、无水乙醇、无水正丙醇或无水异丙醇中的一种或几种。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤b中，所述氮源可以为尿素。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤c中，所述后处理包括干燥和煅烧处理。
在进一步优选的实施方式中，所述干燥于60～140℃下进行，优选80～120℃，例如100℃。
在更进一步优选的实施方式中，所述煅烧于300～500℃进行1～3h，优选于400℃进行2h。
其中，本发明将N掺杂二氧化钛前驱体凝胶与基底膜材料一起进行煅烧处理，直接在基底膜上反应得到纳米二氧化钛，这样，相较于单独制备纳米二氧化钛颗粒再负载于基底上，本发明所述方法二氧化钛与基底的结合力更大，不易脱落，增强了光催化膜的持久性。
根据本发明一种优选的实施方式，如图2所示，所述流控组件5具有中空内腔，用于气流流动。
其中，所述中空内腔的内径大小变化，用于对流过的气流进行控制。
在进一步优选的实施方式中，如图2所示，沿气流流动方向，所述中空内腔依次包括进气段51、稳流段52、增速引入段53、初步自激脉冲段54和初步自激脉冲引出段55和缓冲过渡段56。
其中，进气段51用于导入气流；稳流段52用于稳定气流；增速引入段53用于提高气流的速度；初步自激脉冲段54是初步自激脉冲发生的腔体空间；其中，增速引入段53、初步自激脉冲段54及初步自激脉冲引出段55共同作用形成初步脉冲紊动条件；缓冲过渡段56作用在于将初步自激脉冲段出口的压力波动传导给终极脉冲段的射流管，构成压力脉冲的边界条件，有利于强化终极脉冲段的腔体气流的紊动。
在更进一步优选的实施方式中，如图2所示，沿气流流动方向，在缓冲过渡段56之后，所述中空内腔还依次包括射流段57、终极自激脉冲段58和脉冲分流段59。
其中，射流段57将带有初始脉动特性的气流进一步提速，形成高速射流进入终极自激脉冲段58的腔体，在腔体内通过卷吸、附壁、碰撞反馈等过程形成涡流和气流偏转，周期脉动的偏转气流通过分流段59经出口流出，与散气元件相连。
根据本发明一种优选的实施方式，如图2所示，所述进气段51、增速引入段53、初步自激脉冲段54、初步自激脉冲引出段55、缓冲过渡段56和射流段57均为圆柱形内腔。
在进一步优选的实施方式中，如图2所示，所述稳流段52为梭形内腔。
在更进一步优选的实施方式中，如图2所示，所述终极自激脉冲段58为截面呈梯形的内腔。
其中，终极自激脉冲段58的腔体设置为梯形，是为了形成稳定的紊动脉冲射流，腔体深度不宜过深，对深度有限制，腔深(终极自激脉冲段58的腔体的腔体深度)与射流管入口宽比为(0.5-3)：1。
在本发明中，优选所述流控组件由不锈钢材料组成，当供气为特殊气体时需考虑其他材质。
根据本发明一种优选的实施方式，自进气段51至稳流段52，所述中空内腔的内径逐渐增大。
在进一步优选的实施方式中，进气段51的内径与稳流段52的最大内径之比为(0.4～0.6)：1。
在更进一步优选的实施方式中，进气段51的内径与稳流段52的最大内径之比为0.5：1。
其中，气流由进气段进入稳流段，由小空间进入大空间，气流逐渐稳定，进行稳流控制。其中，若比例过大则突扩管压力损失增加，若比例过小则起不到稳定均匀布流的作用。
根据本发明一种优选的实施方式，自稳流段52至增速引入段53，所述中空内腔的内径逐渐减小。
在进一步优选的实施方式中，增速引入段53的内径与稳流段52的最大内径之比为(0.2～0.3)：1。
其中，增速引入段53的内径主要与初步自激脉腔体54及其引出段55匹配，初步自激脉段54的腔体内径与稳流段52的内径相同，按照初步自激脉段特点，设置增速引入段53的内径与稳流段52的最大内径之比为(0.2～0.3)：1条件下压力振幅差较高、振荡特性较好。
并且，自稳流段至增速引入段，内径减小，尤其增速引入段的内径非常小，这样气流由大空间进入极小空间，速度增大实现气流加速。
根据本发明一种优选的实施方式，稳流段52与增速引入段53的长度之比为(2～3)：1。
其中，稳流段两侧渐变段及中间固定内径段设置略长、减小突扩角度可以使进入气体形成渐变流过渡到恒定流，有利于气体的稳定流动。
在进一步优选的实施方式中，稳流段52与增速引入段53的长度之比为(2.4～2.8)：1。
其中，增速引入段如果太短，局部突缩形变较大，则不能从渐变流转变为恒定流，影响气流分布和增速效果。
根据本发明一种优选的实施方式，自增速引入段53至初步自激脉冲段54，所述中空内腔的内径突然变大。
在进一步优选的实施方式中，增速引入段53的内径与初步自激脉冲段54的内径之比1:(3.5～5)。
其中，自增速引入段至初步自激脉冲段，腔体的内径突然增大，增速后的气流射入自激腔室，与腔内流体发生动量交换，形成一定厚度的不稳定剪切层，剪切层被射流夹带产生漩涡，向下游传播。当具有初始振荡的射流与不断生产的漩涡一起到达下游碰撞壁时，在碰撞区诱发出一定频率的压力扰动波，该扰动波又以高速向上反射至腔室入口，此过程不断重复、最终初步自激脉冲段出口处形成迭加放大的振荡射流增速引入段。
在更进一步优选的实施方式中，增速引入段53的内径与初步自激脉冲段54的内径之比1:(4～4.5)。
按照初步自激脉段特点以及发明人的大量实验发现，此条件下压力振幅差较高、振荡特性较好。
根据本发明一种优选的实施方式，初步自激脉冲段54与增速引入段53的长度之比为(0.3～0.8)：1。
在进一步优选的实施方式中，初步自激脉冲段54与增速引入段53的长度之比为(0.5～0.6)：1。
其中，增速引入段53的长度一般为内径的3～4倍以上，以保证由突缩渐变流过渡为恒定流；初步自激脉冲段长度宜为增速引入段直径的3～5倍以形成较好的自激振荡效果。
根据本发明一种优选的实施方式，初步自激脉冲引出段55和增速引入段53的内径之比(1.1～1.8):1。
在进一步优选的实施方式中，初步自激脉冲引出段55和增速引入段53的内径之比(1.2～1.5):1。
根据本发明一种优选的实施方式，所述初步自激脉冲段54与缓冲过渡段56的内径比为(0.8～1.2)：1。
在进一步优选的实施方式中，所述初步自激脉冲段54与缓冲过渡段56的内径比为1：1。
根据本发明一种优选的实施方式，所述初步自激脉冲段54、初步自激脉冲引出段55和缓冲过渡段56的内径比为1:(0.2～0.5):1。
在进一步优选的实施方式中，所述初步自激脉冲段54、初步自激脉冲引出段55和缓冲过渡段56的内径比为1:(0.2～0.3):1。
在本发明中，增速引入段53、初步自激脉冲段54和初步自激脉冲引出段55共同构成自激脉冲组件，设置增速引入段53形成高速进入射流、初步自激脉冲引出段55导出初步脉动射流，缓冲过渡段56作用在于将初步自激脉冲段出口的压力波动传导给终极脉冲段的射流管，构成压力脉冲的边界条件，有利于强化终极脉冲段的腔体气流的紊动。初步自激脉冲引出段55内径与增速引入段53内径比值宜在1.2:1左右。
根据本发明一种优选的实施方式，所述射流段57包括两个或多个射流管571。
其中，通过射流管将气流分为两股或多股射流。
在进一步优选的实施方式中，所述射流管的内径与缓冲过渡段56的内径之比为(0.03～0.05)：1。
其中，通过设置小内径的射流管导出初步紊动的气流，并进一步提高射流速度，使其便于达到较高的雷诺数(～105)。
根据本发明一种优选的实施方式，自射流管571至终极自激脉冲段58，所述中空内腔的内径变大。
所述射流管571的内径与终极自激脉冲段58的内径之比为(0.03～0.06)：1。
在进一步优选的实施方式中，所述射流管的内径与终极自激脉冲段58的梯形截面的上底宽、终极自激脉冲段58的梯形截面的下底宽之比为1:(12～22):(28～35)。
在更进一步优选的实施方式中，终极自激脉冲段58的梯形截面的下底宽与所述梯形截面的高之比为(1～1.3):1，例如1.125:1。
其中，终极自激脉冲段58设置为梯形，是为了形成稳定的紊动脉冲射流，腔体深度不宜过深，对深度有限制，腔深与射流管入口宽比一般在(0.5-3)：1。
中，具有一定压强的射流射出进入体积变大的腔体(终极自激脉冲段58内，流束两侧的腔内原静止流体介质被高速射流带动，形成卷吸现象，由于两个或多个射流管已经经过初步自激脉冲干预、流动特征必然存在差异，还因为腔体尺寸微观尺度上的不严格均一性，同一喷嘴主射流两侧、不同喷嘴射流之间在同一时间卷吸到的外界流体不相等，基于维持射流平衡所产生的附壁效应也存在差异，进而各射流两侧的压力差必然使射流产生偏转，在此过程中气流亦碰撞腔体内壁然后返回、不断震荡，综合形成两侧附壁的及各喷嘴射流间的涡流湍动，造成出口气流持续的周期性偏转波动，因而终极自激脉冲腔出口射流管的压力流量均呈现充分紊动的脉冲特性。
根据本发明一种优选的实施方式，所述脉冲分流段59包括两个或多个出口管591。
在进一步优选的实施方式中，所述脉冲分流段59包括两个出口管591。
在更进一步优选的实施方式中，所述出口管591通过引流管9与散气元件8联通。
这样，将气流在出口处分为两股，由于步骤2的流动控制，使流体具有波动性，因此，当将两股引出至一个腔体(污水处理池)内时，两个出气口的气流呈现间歇紊动式出气，有利于降低气泡内入流体积、缩小生成气泡的尺寸，同时，间歇波动行为亦能驱动气泡振荡破碎，进一步加剧生成气泡的微小化。
在本发明中，采用流控组件对气流进行流动控制，使通入污水处理池内后形成微气泡，细小的微气泡由于内压较高，驱动气体散逸溶解，其直径逐渐减小最终在液体(水)内部溃灭，此过程中的高温高压微环境及界面化学能的释放，导致羟自由基的产生，因此，在本发明中，流控组件结合散气元件形成的单独的微气泡溃灭即可进行有机物的降解，而不需要采用臭氧。但是，如果不采用流控组件进行控制，直接由散气元件进行曝气(相当于传统曝气)，产生的是相对较大的气泡，这类气泡会从水池的底部上升至水面、气泡直径逐渐变大而不会在水中溃灭，不会产生羟基自由基，故而不能降解有机物。
发明人经过研究发现，本发明微气泡与光催化之间还具有协同增效的作用，如图3所示，微气泡强化水中的溶解氧传质，为光催化提供足够的氧气，进而促进光催化反应的效率；同时，光催化产生的电子也有利于微气泡溃灭过程中化学反应(氧自由基接受电子和氢离子向羟自由基转变)的进行，促进微气泡形成羟基自由基。
根据本发明一种优选的实施方式，所述装置任选地还包括超声组件。
在进一步优选的实施方式中，所述超声组件包括超声波发生器以及与其连接的多个侧式超声波震板。
这样，所述侧式超声波震板在超声波发生器的作用下可以产生超声波。在本发明中，所述侧式超声波震板优选由超声波换能器粘装在全密封的不锈钢震盒内形成。
在更进一步优选的实施方式中，所述多个侧式超声波震板设置于所述污水处理池内。
其中，将所述侧式超声波震板设置于所述污水处理池内，为污水处理池提供超声波，在超声波在作用下可以进一步促进水池中的氧气和/或空气微气泡震荡溃灭，提高其在水中的溶解度，并促进产生羟基自由基的进一步产生。
本发明第二方面提供了利用本发明第一方面所述装置进行水处理的方法，所述方法包括以下步骤：
步骤1、利用供气源提供气流；
在步骤1中，所述气流为包括氧气和/或空气的气流。
步骤2、将所述气流引入流控组件进行流动控制，增强气流的波动性；
其中，在步骤2中，气流通过流控组件产生波动，导致引出的气流不稳定，进而使压力呈现非水平状态、出现波动，将波动的气流进行分流后通入污水处理池中，这样，通入液相污水处理池中的多股气流之间为间歇式进气，缩短了孔口气泡形成的周期时长，降低气泡内入流体积、缩小生成气泡的尺寸，间歇波动行为亦能驱动气泡振荡破碎，进一步加剧生成气泡的微小化，而越微小的气泡在液相中的传质效率以及溶解度越高。
步骤3、将波动的气流在流控组件内分流引出，通过散气处理后通入污水处理池中，形成微气泡；
步骤4、利用污水处理池中的微气泡以及光催化膜对水中的有机污染物进行降解。
其中，利用本发明所述装置，所述气流通入污水处理池后会产生微气泡，所述微气泡溃灭时可以产生自由基，促进氧化污染物的效能。另外，任选地利用超声处理可以进一步促进水池中的微气泡的震荡溃灭，促进产生羟基自由基的进一步产生。同时，污水处理池中的光催化膜可以利用光催化技术对有机污染物进行降解。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤1之前进行光催化膜的制备。
在进一步优选的实施方式中，所述光催化膜为负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的纳米二氧化钛或负载在氧化石墨烯膜上的纳米二氧化钛。
根据本发明一种优选的实施方式，所述负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的纳米二氧化钛如下制备：
步骤a、利用将钛源、水、醇类溶剂和任选的酸性介质，混合，搅拌进行反应；
步骤b、加入氮源，搅拌，形成凝胶前驱体；
步骤c、对步骤b制得的凝胶前驱体涂抹于Ni基或Al基多孔泡沫膜上，然后进行后处理，得到所述负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的纳米二氧化钛。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤a中，所述钛源为钛酸烷基酯。
在进一步优选的实施方式中，在步骤a中，所述钛源选自钛酸四乙酯、钛酸四异丙酯、钛酸正四丁酯中的一种或几种，例如钛酸正四丁酯。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤a中，所述醇类溶剂为C1-C8脂肪醇，优选C1-C4脂肪醇，更优选无水醇类，例如选自无水甲醇、无水乙醇、无水正丙醇或无水异丙醇中的一种或几种。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤b中，所述氮源可以为尿素。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤c中，所述后处理包括干燥和煅烧处理。
在进一步优选的实施方式中，所述干燥于60～140℃下进行，优选80～120℃，例如100℃。
在更进一步优选的实施方式中，所述煅烧于300～500℃进行1～3h，优选于400℃进行2h。
其中，本发明将N掺杂二氧化钛前驱体凝胶与基底膜材料一起进行煅烧处理，直接在基底膜上反应得到纳米二氧化钛，这样，相较于单独制备纳米二氧化钛颗粒再负载于基底上，本发明所述方法二氧化钛与基底的结合力更大，不易脱落，增强了光催化膜的持久性。
特别地，发明人发现，本发明得到的微气泡与光催化之间还具有协同增效的作用，如图3所示，微气泡强化水中的溶解氧传质，为光催化提供足够的氧气，进而促进光催化反应的效率；同时，光催化产生的电子也有利于微气泡溃灭过程中化学反应(氧自由基接受电子和氢离子向羟自由基转变)的进行，促进微气泡形成羟基自由基。
本发明第三方面提供了本发明第一方面所述装置用于进行水处理的用途，尤其用于对含有溶解性有机物的水体进行处理的用途。
其中，主要应用于处理残留有溶解性有机物的地表水体、地下水、污水、污水处理厂二级出水、再生水等各类水体，用于去除水体中的溶解性有机物。
本发明所具有的有益效果：
(1)本发明所述装置和方法采用流控微气泡技术与光催化技术耦合，利用微气泡破灭产生自由基及同步光催化技术进行有机物降解，应用于城市污水厂二级出水的深度处理，降低其有机质含量，改变其有机物结构，提高其可生化性；
(2)本发明所述装置产生的微气泡与光催化之间具有协同增效的作用，微气泡强化水中的溶解氧传质，为光催化提供足够的氧气，进而促进光催化反应的效率；同时，光催化产生的电子也有利于微气泡溃灭过程中化学反应(氧自由基接受电子和氢离子向羟自由基转变)的进行，促进微气泡形成羟基自由基；
(3)本发明所述装置和方法对微气泡还进行了任选地超声处理，加速微气泡甚至是较大气泡的溃灭，进一步促进羟基自由基的产生；
(4)与传统散气式技术相比，本发明所述方法或装置采用了流控组件对气流进行波动控制，能够缩小所形成的气泡大小，增加气泡在水中的驻留时间与气液接触面积，从而提高其在水中的溶解，进一步促进羟基自由基的产生；
(5)采用本发明所述装置和方法对水体进行处理后，COD去除率达到54.5％，UV254去除率达到61.4％。
实施例
实施例1 N掺杂TiO2光催化膜的制备
首先量取15mL钛酸正四丁酯，逐滴加入到100mL超纯水中，同时逐滴加入3mL浓HNO3使其酸化，磁力搅拌器剧烈搅拌4h，再加入30mL正丙醇，在此过程中胶体溶液由半透明逐渐变得完全透明，再加入尿素(25％w/v)，形成凝胶前驱体。
选取厚度为1毫米的铝合金基片，利用无水乙醇和去离子水进行超声清洗，干燥。用刮刀将凝胶前驱体均匀地涂抹在铝基体上，在100℃条件下烘干，进而在400℃条件下煅烧2h，最终制得N掺杂TiO2光催化膜。
所制得的N/TiO2纳米粉末材料表征如图4所示。图4中(A)为膜材料的EDS-SEM图，(B)为SEM图，小图中标尺为200nm，(C)～(F)依次为C元素、Ti元素、N元素和O元素的元素分布图。
通过观察氮掺杂的二氧化钛粉末材料EDS分层图像，可以发现氮在材料中的分布较为均匀，分散性较好；通过扫描电镜图可知材料均为疏松多孔性结构。
由图5的材料能谱图可以看出，氮元素的比例较高，含量百分比为35.85％，且C1s，O 1s，Ti 2p均存在于光催化剂材料中，又如图6可知，N 1s扫描图中有三个峰，分别对应398.9eV、400eV和401eV，其中398.9eV和400eV对应N-O-Ti-O结合键，401eV对应了O-Ti-N结合键，N以间隙氮的形式存在于晶体的间隙位。
实施例2
连接供应源1(在该实施例2中提供空气)、控制阀2、调压过滤组件3、流量计4、图2所示流控组件，在污水处理池下方设置散气元件8，并连接通过引流管连接流控组件和污水处理池。其中供应源工作压力不超过3bar，流量为0.2-0.3L/min。所述污水处理池为石英反应器，其外套管直径9cm，内套管直径5cm，反应器总高度约6.5cm，总体积约300mL。实际处理水样体积约200mL。
在污水处理池中心设置中空管，中空管设置光强度为100mW/cm2的300-W氙灯作为模拟太阳光光源。氙灯管直径2.5cm，氙灯长度约3.5cm。室内研究过程中为了实验条件可控，选用了强度稳定氙灯，实际工程中可以直接利用太阳光。
氙灯所在中空管外包覆实施例1制备的光催化膜，形成光源-光催化膜/目标水体复合结构。
对比例
对比例1
首先准确量取15mL钛酸正四丁酯，逐滴加入到100mL超纯水中，同时逐滴加入3mL浓HNO3使其酸化，磁力搅拌器剧烈搅拌4h，再加入30mL正丙醇，在此过程中胶体溶液由半透明逐渐变得完全透明，再加入尿素(25％w/v)。最后，在100℃条件下烘干，进而在400℃条件下煅烧2h，最终制得N/TiO2纳米材料。进一步以铝基溶胶-凝胶制备体型光催化膜，选取厚度为1毫米的铝合金基片，利用无水乙醇和去离子水进行超声清洗，干燥。将N/TiO2纳米粉末与酸性玻璃胶搅拌均匀，用刮刀将其均匀的涂抹在铝基体上，自然干燥，制得薄膜。
实验例
实验例1流控组件对溶氧量的影响
以图7-1所述装置为对象1，其中，在对象1中，自左至右依次为供气源(在该实验例1中提供空气)、控制阀、调压过滤组件、流量计、流控组件和水池，在水池底部设置有纳米散气盘，所述流控组件如图2所示。以图7-2所示装置为对象2，其中，在对象2中，自左至右依次为供气源(在该实验例1中提供空气)、控制阀、调压过滤组件、流量计和水池，在水池底部设置有纳米散气盘，在对象2中没有设置流控组件。以空气为气源，以水为液相环境，利用亚硫酸钠去掉水池中溶解氧、营造实验起始状态(初始溶解氧<1mg/L)，以水中溶解氧浓度为指标来衡量传质效率。
在固定压力(1bar)和流量(1VVM)的情景下，分析对象1和对象2的溶氧效能，通过对比试验来说明本发明所述装置的增效传质能力。结果如图8所示。
结果如图8所示，相对于对象2，对象1的复氧效能有了大幅提升。具体地，相对于对象2(无流控组件)，对象1的溶解氧从0.8mg/L提升至9mg/L所需的时间从5.07min减少到了1.70min，复氧速率提高了2.98倍。
实验例2溶解性有机物的去除效果
实验原水为污水处理厂二级出水，分析处理过程中二级出水水质指标(DO、pH、TDS、COD、UV254)的变化，揭示其净化改良效能。
结果显示：(1)随着试验时间的增加，DO在30分钟左右达到9.35±0.25mg/L，并在曝气四小时内稳定在9.17mg/L；(2)二级出水中的TDS在试验中无明显变化；(3)pH有所上升，由原始二级出水的7.34±0.20，上升到8.40±0.36。
其中，微泡曝气对水体有冲击作用，氧分解生成氧自由基(·O)，与水中的质子反应生成·OH，生成羟基自由基的过程不断消耗H+，使水中pH升高，同时光催化反应反应过程会消耗H+，使pH上升，所以水中pH会略有上升。
TOC、COD及UV254的处理结果如图9所示，本发明提出的处理方法积极改善了各项水质指标，污染因子的去除效果较为明显，在4小时内，COD去除率达到54.5％，TOC略有降低(有机物由大分子变为小分子，但未被彻底氧化)，UV254去除率达到61.4％。
同时处理前后分子量测试结果显示(如图10所示)，大量大分子有机物被去除，转化为小分子物质(<1k Da)，该部分小分子物质的占比从41.4％变为60.0％，上升了18.6％，水体经处理后可生化性大大提升。
其中，以化学需氧量COD(Chemical Oxygen Demand)和总有机碳TOC(TotalOrganic Carbon)作为评价其有机污染程度的综合指标。UV254是用紫外分光光度计测得的波长254nm时的吸光值，反映的是水中天然存在的腐殖质类大分子有机物以及含C＝C双键和C＝O双键的芳香族化合物的含量。
实验例3待处理水中羟基自由基含量检测
本技术利用流控微泡曝气增加水中溶解氧含量、强化气液传质效能、进而促进光催化速率，与此同时光催化体系产生光生电子、可以同步促进微气泡溃灭过程中羟自由基的产生，共同促进氧化污染物的效能。实验过程中采用APF(3′-p-(aminophenyl))荧光试剂作为羟基自由基捕捉剂，APF本身没有荧光强度，与羟自由基结合后会产生强烈的荧光。采集反应池内特定时刻的水样(10mL)，快速加入APF捕捉剂(2uL)，利用荧光分光光度计对荧光进行检测。特别说明的是：对于涉及微气泡的实验情境，考虑到气泡自由溃灭较慢，测定APF响应相对耗时，利用短时超声(5s，40kHz)对加入APF的样品进行处理加快气泡溃灭(全程避光操作)，然后再测定荧光强度(其他无气泡情境采用相同的步骤保障其可比性)。利用过氧化氢对APF进行标定，发现荧光强度y与氧化物质毫摩尔数x之间存在良好的线性关系y＝134.61x(R2＝0.9954)。
我们测得了本发明所提出的反应装置处理过程中的羟自由基含量。
(1)单独氮掺杂光催化体系下荧光强度最高值为10.5a.u.；
(2)单独空气流控微气泡体系下荧光强度最高值为6.1a.u.；(烦请补充此处数据)
(2.1)去除本发明所述装置中的微控组件，单独空气产生微气泡，该体系下荧光强度最高值为0a.u.；
(3)流控微气泡以及光催化结合后，荧光值最高值可达25.33a.u.。
与单独光催化相比，引入流控微泡协同比单独光催化产生的荧光强度提高了14.83a.u.、增加了1.41倍。与空气单独微气泡相比，引入光催化后产生的荧光强度提高了19.23a.u.、增加了3.15倍。同时，流控微气泡以及光催化结合后产生的羟基自由基大于单独空气微气泡以及光催化的简单加和，说明，微气泡产自由基以及光催化之间具有协同增效作用。
由于羟自由基具有很高的氧化还原电位(2.8eV)，可以通过包括电子转移反应、抽氢反应、加成反应等多种途径氧化有机物，对于有机物的反应速率基本都在108～1010M-1·s-1之间，对有机物的反应几乎没有选择性，正是羟自由基的产生，才使得本技术具有良好的水处理效能。
实验例4持久催化性研究
采用实施例1和对比例1制备的光催化膜进行持久催化性能研究，具体地，将同一光催化膜放入多个污水处理池中，依次分别进行多次污水处理。
发现，实施例1制备的光催化膜在6～7次(4h/次)催化后，每次的催化效率相差无几，说明连续催化多次后，光催化膜仍然具有很好的光催化性，具有持久光催化效果。
而对比例1制备的光催化膜在4次(4h/次)催化之后，其催化活性缓慢下降。
以上结合具体实施方式和范例性实例对本发明进行了详细说明，不过这些说明并不能理解为对本发明的限制。本领域技术人员理解，在不偏离本发明精神和范围的情况下，可以对本发明技术方案及其实施方式进行多种等价替换、修饰或改进，这些均落入本发明的范围内。本发明的保护范围以所附权利要求为准。

Claims (10)

1.一种基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置，其特征在于，所述装置包括通过引流管(9)连接的供气源(1)、流控组件(5)和污水处理池(6)，其中，在所述污水处理池(6)内设置有光催化膜(7)，所述光催化膜为改性纳米二氧化钛膜；其中，所述供气源用于提供气流供给，所述流控组件用于对气流进行波动控制，所述气流为包括氧气和/或空气的气流。
2.根据权利要求1所述的装置，其特征在于，
在所述供气源(1)与流控组件(5)之间还依次设置有控制阀(2)、调压过滤组件(3)和流量计(4)；和/或
在在所述污水处理池(6)的底部、与流控组件(5)连通处设置有散气元件(8)。
3.根据权利要求1所述的装置，其特征在于，所述改性纳米二氧化钛为氮掺杂改性二氧化钛，例如负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的改性纳米二氧化钛膜。
4.根据权利要求3所述的装置，其特征在于，所述改性纳米二氧化钛膜如下制备：
步骤a、利用将钛源、水、醇类溶剂和任选的酸性介质，混合，搅拌进行反应；
步骤b、加入氮源，搅拌，形成凝胶前驱体；
步骤c、对步骤b制得的凝胶前驱体涂抹于Ni基或Al基多孔泡沫膜上，然后进行后处理，得到所述负载在Ni基或Al基多孔泡沫膜上的纳米二氧化钛。
5.根据权利要求1至4之一所述的装置，其特征在于，所述流控组件(5)具有中空内腔，用于气流流动；
沿气流流动方向，所述中空内腔依次包括进气段(51)、稳流段(52)、增速引入段(53)、初步自激脉冲段(54)、初步自激脉冲引出段(55)、缓冲过渡段(56)、射流段(57)、终极自激脉冲段(58)和脉冲分流段(59)。
6.根据权利要求5所述的装置，其特征在于，
所述进气段(51)、增速引入段(53)、初步自激脉冲段(54)、初步自激脉冲引出段(55)、缓冲过渡段(56)和射流段(57)均为圆柱形内腔；和/或
所述稳流段(52)为梭形内腔；和/或
所述终极自激脉冲段(58)为截面呈梯形的内腔。
7.根据权利要求6所述的装置，其特征在于，
自进气段(51)至稳流段(52)，所述中空内腔的内径逐渐增大；和/或
自稳流段(52)至增速引入段(53)，所述中空内腔的内径逐渐减小；和/或
自增速引入段(53)至初步自激脉冲段(54)，所述中空内腔的内径突然变大。
8.一种利用权利要求1至7之一所述装置进行水处理的方法，其特征在于，所述方法包括以下步骤：
步骤1、利用供气源提供气流，所述气流为包括氧气和/或空气的气流；
步骤2、将所述气流引入流控组件进行流动控制，增强气流的波动性；
步骤3、将波动的气流在流控组件内分流引出，通过散气处理后通入污水处理池中，形成微气泡；
步骤4、利用污水处理池中的微气泡以及光催化膜对水中的有机污染物进行降解。
9.根据权利要求8所述的方法，其特征在于，在步骤1之前进行光催化膜的制备。
10.权利要求1至9之一所述装置用于进行水处理的用途，尤其用于对含有溶解性有机物的水体进行处理的用途。
CN201910139039.4A 2019-02-25 2019-02-25 基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法 Active CN109748352B (zh)

Priority Applications (1)

Application Number Priority Date Filing Date Title
CN201910139039.4A CN109748352B (zh) 2019-02-25 2019-02-25 基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法

Applications Claiming Priority (1)

Application Number Priority Date Filing Date Title
CN201910139039.4A CN109748352B (zh) 2019-02-25 2019-02-25 基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法

Publications (2)

Publication Number Publication Date
CN109748352A true CN109748352A (zh) 2019-05-14
CN109748352B CN109748352B (zh) 2020-09-01

Family

ID=66407705

Family Applications (1)

Application Number Title Priority Date Filing Date
CN201910139039.4A Active CN109748352B (zh) 2019-02-25 2019-02-25 基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法

Country Status (1)

Country Link
CN (1) CN109748352B (zh)

Citations (9)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JPH11128749A (ja) * 1997-11-05 1999-05-18 Toyota Central Res & Dev Lab Inc 光触媒反応の制御方法
DE10209898A1 (de) * 2002-03-05 2003-09-25 Univ Schiller Jena Photoreaktor zur Durchführung von heterogen-photokatalysierten chemischen Reaktionen
CA2268469C (en) * 1998-04-10 2004-03-23 University Of Central Florida Apparatus and method for photocatalytic and thermocatalytic pollution control
US6893559B2 (en) * 2001-12-12 2005-05-17 Industrial Technology Research Institute System and method for removing organic compounds from waste water by oxidation
CN201010560Y (zh) * 2007-03-06 2008-01-23 江苏省环境科学研究院 流化床光催化氧化水处理反应器
CN102653419A (zh) * 2012-04-25 2012-09-05 上海交通大学 孔板射流强化TiO2薄膜光催化处理养鱼污水的装置
CN104016511A (zh) * 2014-05-27 2014-09-03 轻工业环境保护研究所 用于废水深度处理的臭氧/光催化氧化-膜分离集成方法及集成装置
CN104193082A (zh) * 2014-07-25 2014-12-10 张列宇 一种餐厨垃圾废水的快速处理装置和方法
CN108067166A (zh) * 2016-11-17 2018-05-25 中国石油化工股份有限公司 一种光催化反应装置

Patent Citations (9)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JPH11128749A (ja) * 1997-11-05 1999-05-18 Toyota Central Res & Dev Lab Inc 光触媒反応の制御方法
CA2268469C (en) * 1998-04-10 2004-03-23 University Of Central Florida Apparatus and method for photocatalytic and thermocatalytic pollution control
US6893559B2 (en) * 2001-12-12 2005-05-17 Industrial Technology Research Institute System and method for removing organic compounds from waste water by oxidation
DE10209898A1 (de) * 2002-03-05 2003-09-25 Univ Schiller Jena Photoreaktor zur Durchführung von heterogen-photokatalysierten chemischen Reaktionen
CN201010560Y (zh) * 2007-03-06 2008-01-23 江苏省环境科学研究院 流化床光催化氧化水处理反应器
CN102653419A (zh) * 2012-04-25 2012-09-05 上海交通大学 孔板射流强化TiO2薄膜光催化处理养鱼污水的装置
CN104016511A (zh) * 2014-05-27 2014-09-03 轻工业环境保护研究所 用于废水深度处理的臭氧/光催化氧化-膜分离集成方法及集成装置
CN104193082A (zh) * 2014-07-25 2014-12-10 张列宇 一种餐厨垃圾废水的快速处理装置和方法
CN108067166A (zh) * 2016-11-17 2018-05-25 中国石油化工股份有限公司 一种光催化反应装置

Also Published As

Publication number Publication date
CN109748352B (zh) 2020-09-01

Similar Documents

Publication Publication Date Title
Song et al. Degradation of CI Direct Black 168 from aqueous solution by fly ash/H2O2 combining ultrasound
CN101402484B (zh) 一种自由基深度氧化反应器
CN203284223U (zh) 一种射流式臭氧光催化-膜处理有机废水装置
CN104828926A (zh) 一种催化臭氧膜反应器废水深度处理设备及方法
CN105363433B (zh) 石墨烯基钨酸铋复合光催化剂及其制备方法和应用
CN201648093U (zh) 一种利用光催化氧化反应的污水处理装置
CN104150698B (zh) 一种m型人工湿地深度处理农村生活污水的装置和方法
KR101634774B1 (ko) 펜톤산화반응 효율이 향상된 제트루프 유동층 펜톤 반응기, 오폐수 처리 시스템 및 그 방법
CN207451708U (zh) 一种紫外光催化氧化-臭氧微纳米氧化污水处理装置
CN104876375A (zh) 一种深度氧化水处理方法及装置
CN104724852A (zh) 一种吹脱氧化降解含高浓度硝基苯废水的方法及装置
CN206680241U (zh) 一种利用光催化膜分离技术处理废水的装置
CN101618918B (zh) 光磁污水处理装置及方法
CN109748353A (zh) 基于流控微泡-臭氧耦合进行水处理的装置及水处理方法
CN112978898A (zh) 一种水力-超声空化协同旋流微气泡强化臭氧传质装置
CN207330486U (zh) 一种臭氧-芬顿氧化-非均相紫外光催化降解污水处理装置
CN106673170A (zh) 利用半导体材料钨酸镁催化超声降解有机染料金橙ⅱ的方法
CN2791033Y (zh) 一种造流曝气灭藻装置
CN201530743U (zh) 一种处理反渗透浓水达标排放的系统
JP4884737B2 (ja) 液体処理装置
CN106694013A (zh) 海泡石‑碱式碳酸铋催化剂及其在处理有机废水中的应用
CN109748352A (zh) 基于流控微泡-光催化耦合进行水处理的装置及方法
CN109231416A (zh) 一种煤气化废水深度处理装置及方法
CN205953760U (zh) 多频声能发生器和超微声能一体化污水处理系统
CN204550271U (zh) 一种吹脱氧化降解含高浓度硝基苯废水的装置

Legal Events

Date Code Title Description
PB01 Publication
PB01 Publication
SE01 Entry into force of request for substantive examination
SE01 Entry into force of request for substantive examination
GR01 Patent grant
GR01 Patent grant
TR01 Transfer of patent right

Effective date of registration: 20231026

Address after: 400000 No. 4-5, building 1, No. 66, Kecheng Road, Jiulongpo District, Chongqing

Patentee after: Lversheng (Chongqing) Environmental Technology Co.,Ltd.

Address before: Northeast Normal University Jingyue Campus Environmental College, No. 2555 Jingyue Street, Changchun City, Jilin Province, 130117

Patentee before: Northeast Normal University

TR01 Transfer of patent right