CN110776086A - 用于降解有机污染物的光电催化-生物耦合装置及其工艺 - Google Patents
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Abstract
本发明公开了一种用于降解有机污染物的光电催化‑生物耦合装置及其工艺。所述装置由光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物区组成，光催化阳极反应区与生物阴极反应区采用折流板区分，光催化阳极与生物阴极通过电化学工作站连接，好氧生物区承接在生物阴极反应区之后。含有机污染物的废水进入光催化阳极反应区，紫外光照下进行初次降解，再进入生物阴极反应区，微生物对其再次降解，最后流入好氧生物反应区，将残留的有机物矿化去除，同时将氨氮转变为硝态氮，出水再回流至生物阴极反应区，经反硝化反应将硝态氮转变为氮气。本发明将光电催化技术与生物处理技术耦合，利用光电催化与微生物的协同反应加强对废水中有机污染物的强化降解。
Description
技术领域
本发明属于污水处理技术领域，涉及一种用于降解有机污染物的光电催化-生物耦合装置及其工艺。
背景技术
含难降解有机污染物废水具有产量多、处理难度大、具有三致效应等特点，是目前水环境治理、水安全保障领域亟待解决的重大难题。目前针对有毒、难降解有机污染物的处理方法通常采用“化学氧化预处理-好氧”组合工艺，利用紫外光照、臭氧氧化、电化学氧化等常规化学氧化技术去除废水中的难降解有机污染物，生成更易生化降解的中间产物，随后利用好氧生物处理技术实现对有机污染物的高效去除。然而常规物化-生化耦合技术存在工艺复杂、流程长、能耗大、效率低、费用高等不足。
近年来，为了提高常规物化-生化耦合技术的废水处理效率，研究学者构建了许多新型的反应装置，例如生物电化学(BES)装置和光催化生物耦合(ICPB)装置。BES装置其出众的污水处理效率及能够同时回收污水中能源的特性，被广泛应用于污水处理领域。BES装置现处于理论研究阶段，少有投入实际废水处理。若放大BES装置，则阴阳极距离增大，不利于质子和电子传递，且内阻增加，不利影响显著，这些因素极大地限制了BES装置的扩大化及工程化。光催化技术因其可以将光能转化为化学能和电能的特点，在杀菌、污水处理、光解水制氢和染料敏化太阳能电池等领域有广泛的应用前景。然而光催化技术发展至今仍然存在诸多问题，其中光催化剂的量子效率低、不易回收成为其大规模应用的主要障碍。ICPB装置将光催化技术和生物技术相结合，在多孔载体的表面负载光催化剂，内侧聚集微生物形成生物膜。由外侧的光催化剂将有机污染物降解为可生物降解的中间产物，再由微生物对中间产物进行进一步降解和矿化处理。但是由于光催化剂的除菌作用，在一定程度上限制微生物活性，不利于ICPB装置处理效果的提高，因此ICPB装置只适用于低负荷的污水处理，也无法进行工程放大。为此，近年来有研究者将光催化材料制成固体电极，与BES技术耦合，解决催化剂分离回收困难和装置处理负荷低的问题；采用电化学辅助的光催化方法(或称光电催化方法)促使光生电子和空穴分别向半导体内部与表面迁移，从而降低二者间的复合并提高反应的量子效率。光电催化方法可以有效减少BES装置中电子传递的能量损失。
发明内容
本发明的目的在于解决传统光催化技术在处理难降解有机污染物时存在污染物矿化率低、催化剂回收困难，以及生物降解技术处理效率低、稳定性差等问题，提供一种用于降解有机污染物的光电催化-生物耦合装置及其工艺。本发明将光电催化与生物技术相结合，构建光电催化-生物耦合装置，并且外加一定的电能耦合驱动有机污染物的降解。光电催化-生物耦合装置能够解决原有的光催化剂由于量子效率低、不易回收的问题，外加电场的存在可以促进光生电子-空穴对的分离，提高光催化剂对有机污染物的降解能力。同时光生电子在外加电场的导引下通过外电路传导至生物阴极，能够刺激微生物的生长代谢，提高酶的活性；强化生物脱氮性能，提高营养物质的利用率；促进微生物的氧化还原过程，强化降解性能。
本发明的目的通过以下技术方案实现：
用于降解有机污染物的光电催化-生物耦合装置，所述的装置由光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物区组成，光催化阳极反应区与生物阴极反应区采用折流板区分，光催化阳极与生物阴极通过电化学工作站连接，好氧生物区承接在生物阴极反应区之后。
光催化阳极室侧面镶嵌石英玻璃，采用紫外光源作为激发光源。所述的装置设有进水口和出水口，具体地在光催化阳极反应区设有进水口，好氧生物区设有出水口。所述的装置内部分别设有遮光挡板区分光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物反应区。
光催化阳极采用碳纸、碳毡、碳布等作为基底材料，以TiO2(或BiVO4、CdS、ZnO)作为光催化剂，通过涂覆法制得。在本发明具体实施例中，所述的光催化阳极为涂覆TiO2的碳纸、碳毡、碳布等，设置电压范围在0.1～0.5V之间，优选为0.4～0.5V。
生物阴极可以采用碳毡、碳刷、碳布等作为电极材料，便于微生物在电极上富集，以导线将生物阴极与电化学工作站相连。在生物阴极反应区中接种活性污泥，培养14～20天，使得微生物在碳基电极上附着并富集形成生物膜。
好氧生物区以聚氨酯、泡沫碳、多孔陶瓷作为填料，便于微生物在填料上附着和富集，减少污泥流失。将曝气泵头置于填料底部，与曝气泵相连，中间设置转子流量计控制曝气量。在好氧生物反应区中接种活性污泥，好氧条件下培养10～12天，使得微生物在填料上附着并富集形成生物膜。
本发明将光电催化技术与生物处理技术进行耦合，利用光电催化与微生物的协同反应加强对废水中有机污染物的强化降解。在紫外光照条件下，光催化阳极产生光生电子与空穴，在外加电场的作用下光生电子被导引至生物阴极。外加电场有效提高了光生电子与空穴的分离效率，这也使得光催化阳极的氧化能力更强，对难降解有机污染物有着更强的降解效果，降低废水的毒性也为后续生物阴极处理提供了方便。生物阴极结合光生电子，由于协同效应极大地提高了微生物对废水中的有机污染物的降解能力，同时也提高了废水的可生化性。好氧生物区负责矿化有机污染物，同时将废水中的氨氮通过硝化反应转换成硝态氮，再回流至生物阴极反应区，通过生物阴极的反硝化作用将硝态氮转变成氮气，达到对废水脱氮的效果。
与现有技术相比，本发明的特点：
(1)本发明采用固相光催化技术，将TiO2光催化剂固定在碳纸基底上制备得到光催化阳极。与传统的均相光催化技术相比，本发明解决了光催化剂回收困难、投加量大、成本高的问题。
(2)在外加电场的作用下，光生电子被导引至生物阴极，这促进了光生电子和空穴的分离，提高了光催化阳极降解有机污染物的能力。
(3)光生电子被导引到生物阴极，被阴极微生物利用，参与阴极微生物的还原反应，提高阴极微生物的还原能力，促进微生物降解有机污染物。
(4)本发明所采用的光电催化-生物耦合装置不仅对有机污染物有着较好的矿化去除能力，同时也可以去除废水含有的有机氮与氨氮等，达到降解有机污染物同步脱氮的效果。
附图说明
图1是光电催化-生物耦合装置的结构示意图，其中1：光催化阳极；2：导线；3：直流电源；4：生物阴极；5：遮光折流挡板；6：填料；7：曝气装置。
图2是光电催化-生物耦合装置运行期间，各功能区降解吡啶效果的示意图。
图3是光电催化-生物耦合装置运行期间，各功能区去除总有机碳效果的示意图。
图4是光电催化-生物耦合装置运行期间，各功能区去除总氮效果的示意图。
图5是光电催化、电催化、光催化与生物耦合对吡啶降解的影响。
图6是光电催化、电催化、光催化与生物耦合对总有机碳降解的影响。
图7是不同电压下光电极对紫外光的电流响应曲线。
具体实施方式
如图1所示，光电催化-生物耦合装置的结构包括光催化阳极反应区、生物阴极反应区和好氧生物反应区，三个反应区之间都设置有遮光折流挡板。光催化阳极反应区设置有光催化材料阳极，在具体实施例中，光催化材料可以采用TiO2(或BiVO4、CdS、ZnO)，光电极的具体制备步骤如下：将100mg光催化材料加入至1ml乙醇和聚乙二醇的混合溶液中(乙醇和聚乙二醇的体积比为1:1)，将混合溶液进行30min的超声震荡以混合均匀，再将得到的混合溶液滴加在碳纸基底上，在430℃下热处理2h得到光催化电极。光催化阳极反应区侧面为石英玻璃，可透过紫外光。生物阴极反应区的阴极材料可采用碳毡、碳刷、碳布等，作为电化学活性微生物的载体，好氧生物反应区以聚氨酯、泡沫碳、多孔陶瓷等作为好氧微生物的载体。
模拟废水组分：有机污染物若干、NaCl 1.17g/L、K2HPO4·3H2O 0.1g/L以及1mL/L微量元素混合溶液，微量元素混合溶液组分包括：ZnSO4·7H2O 0.01g/L、MnCl2·4H2O0.003g/L、H3BO3 0.03g/L、CoCL2·6H2O 0.02g/L、CuCl2·2H2O 0.001g/L、NiCl2·6H2O0.002g/L、Na2MoO4·2H2O 0.003g/L、EDTA 0.5g/L、FeSO4·7H2O 0.2g/L。光电催化-生物耦合装置中微生物生长代谢所需的碳、氮元素由有机污染物提供。
实施例1
在实际运行中，吡啶模拟废水通过蠕动泵依次流入光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物反应区，好氧生物反应区出水的一部分再回流至生物阴极反应区。吡啶模拟废水含有吡啶、电解质、无机盐、微量元素等。吡啶首先进入光催化阳极反应区反应，光催化阳极在紫外光照的激发下产生光生电子与空穴，在外加电场的作用下光生电子被导引至生物阴极参与微生物还原反应。空穴与水反应生成具有强氧化性的羟基自由基，吡啶被羟基自由基降解生成小分子有机物，毒性减弱，可生化性提高。废水经过光催化阳极反应后，进入生物阴极反应区。微生物对废水中的有机物进行再次降解，同时将废水中的有机氮转换成氨氮。最后，废水流入好氧生物反应区，好氧微生物进行好氧反应将残留的有机物矿化去除，同时利用好氧硝化反应将废水中的氨氮转变为硝态氮。将好氧生物反应区的出水再倒流回生物阴极反应区，阴极微生物利用光生电子进行反硝化反应，将硝态氮转变为氮气从而达到废水脱氮的目的。
在实际运行中，主要分为4个阶段，每个阶段只改变模拟废水中的吡啶含量。阶段1：吡啶浓度450mg/L；阶段2：吡啶浓度700mg/L；阶段3：吡啶浓度950mg/L；阶段4：吡啶浓度1150mg/L。光电催化-生物耦合装置运行期间，各功能区降解吡啶效果如图2所示。光催化阳极区在阶段1吡啶剩余170mg/L左右，随着进水吡啶浓度的提高，光催化阳极区在阶段2，阶段3和阶段4吡啶剩余量分别增加至250mg/L、350mg/L和450mg/L左右。而在阶段1至阶段4期间，光催化阳极区对于进水吡啶的去除率一直处于57％～63％，光催化阳极区对于不同浓度的吡啶废水都保持较好的去除率，并且去除率并不会随着进水吡啶浓度的变化而发生显著降低，说明光催化阳极对吡啶有着优异的降解能力，并且光催化阳极的催化降解能力不会随着进水吡啶浓度不同而受到抑制。吡啶废水在光催化阳极区得到初步降解，废水的可生化性得到了提高，方便了后续的生物处理。生物阴极区在阶段1吡啶剩余40mg/L左右，随着进水吡啶浓度的提高，生物阴极区在阶段2，阶段3和阶段4吡啶剩余量分别增加至70mg/L、88mg/L和115mg/L左右。而在阶段1至阶段4期间，生物阴极区对于进水吡啶的去除率一直处于89％～92％，说明在阶段1至阶段4期间，生物活性并没有因为吡啶浓度的变化而受到影响。好氧生物反应区在阶段1至阶段4期间一直都未有监测到吡啶的存在，说明好氧生物反应将废水中的残留吡啶完全去除了。光电催化-生物耦合装置对不同浓度的吡啶废水都可以完全去除废水中的吡啶，尤其对于高浓度的吡啶废水，其处理能力也没有发生降低，光电催化-生物耦合装置有着优异的抗冲击负荷能力。
光电催化-生物耦合装置各功能区对总有机碳(TOC)的去除效果与吡啶的去除效果相类似。如图3所示，阶段1：进水TOC浓度450mg/L；阶段2：进水TOC浓度700mg/L；阶段3：进水TOC浓度950mg/L；阶段4：进水TOC浓度1150mg/L。光催化阳极区在阶段1TOC剩余150mg/L左右，随着进水吡啶浓度的提高，光催化阳极区在阶段2，阶段3和阶段4吡啶剩余量分别增加至210mg/L、250mg/L和350mg/L左右。而在阶段1至阶段4期间，光催化阳极区对于进水吡啶的去除率一直处于58％～61％。生物阴极区在阶段1吡啶剩余60mg/L左右，随着进水吡啶浓度的提高，生物阴极区在阶段2，阶段3和阶段4吡啶剩余量分别增加至78mg/L、88mg/L和118mg/L左右。而在阶段1至阶段4期间，生物阴极区对于进水TOC的去除率从82％增加到了89％，说明在阶段1至阶段4期间，生物活性并没有因为吡啶浓度的变化而受到影响，并且阴极的生物活性在阶段1至阶段4期间内得到了提高。在阶段1至阶段4期间，好氧生物反应区对于进水TOC的去除率从89％增加到了97％，好氧生物的生物活性也在不断提高。光电催化-生物耦合装置对于吡啶废水有着优异的矿化能力，极大地降低了废水的毒性。
光电催化-生物耦合装置对于模拟废水中总氮(TN)的脱除效果如图4所示。阶段1：进水TN浓度82mg/L；阶段2：进水TN浓度125mg/L；阶段3：进水TN浓度168mg/L；阶段4：进水TN浓度205mg/L。在阶段1至阶段4期间，出水TN浓度分别为2mg/L、45mg/L、34mg/L和40mg/L，光电催化-生物耦合装置对废水中TN的脱除率分别为98％、60％、75％和80％。在阶段1期间，光电催化-生物耦合装置的脱氮效率高达98％左右，但是在阶段2，由于吡啶浓度的增加，废水毒性增大以及进水中TN的增加，导致装置的脱氮效率降低至60％左右。然而，后续生物活性的提高，使得装置的脱氮效果得到提高，虽然阶段3和阶段4的吡啶浓度进一步提高，但是装置的脱氮效果反而提高到了75％和80％左右。上述结果证明了光电催化-生物耦合装置即便对于高负荷的吡啶废水也可以维持较高的脱氮能力且具有较高的运行稳定性。
综上，本发明对吡啶废水有着优异的降解能力，同时也表现出了极高的抗冲击负荷性，即便在处理高浓度吡啶废水时也可以达到完全降解的效果。本发明不仅对吡啶的去除率达到了100％，TOC去除率和脱氮率也高达97％和80％，证明了本发明对吡啶废水有着优异的矿化去除能力的同时能够同步脱氮，为高浓度难降解有机污染物废水的处理提供了理论和实际依据。
实施例2
为了进一步探究电催化、光催化以及光电催化与生物的协同作用，本发明在不同条件下对吡啶进行降解实验。整个降解过程分为3个阶段，即光电催化-生物耦合、电催化-生物耦合以及光催化-生物耦合，降解过程中吡啶浓度变化如图5所示。整个实验过程中，吡啶进水浓度维持在250mg/L左右，在光电催化-生物耦合阶段，光催化氧化区的吡啶剩余量降低至20mg/L左右，去除率达到了92％，而在生物阴极区则几乎监测不到吡啶的存在。与此相对，在电催化-生物耦合和光催化-生物耦合阶段，光催化氧化区的吡啶剩余量有140mg/L和40mg/L左右，去除率只有44％和84％，生物阴极区的吡啶剩余量同样也还有40mg/L和15mg/L。吡啶的降解效果说明，与电催化和光催化相比，光电催化与生物的协同效果明显，可以显著提高耦合装置对吡啶的去除效果。
总有机碳(TOC)的去除效果与吡啶的去除效果相类似，如图6所示。整个降解过程中，进水的TOC浓度保持在180mg/L左右，在光电催化-生物耦合阶段，光催化氧化区的TOC剩余量降低至60mg/L左右，去除率达到了67％，而在生物阴极区TOC剩余量进一步降低至20mg/L，去除率达到了89％。与此相对，在电催化-生物耦合和光催化-生物耦合阶段，光催化氧化区的TOC剩余量有120mg/L和90mg/L左右，去除率只有33％和50％，生物阴极区的吡啶剩余量同样也还有60mg/L和40mg/L。TOC的降解效果说明光电催化与生物的协同作用极大地提高了耦合装置对吡啶的矿化能力，提高对难降解有机废水的无害化处理。
综上所述，光电催化与生物耦合装置对难降解有机废水有着显著的降解效果，光电催化与生物的协同作用是耦合装置表现出优异处理效果的重要原因。
实施例3
为了探究阳极电位对于光电催化-生物耦合装置的影响，在不同电位下对吡啶模拟废水的降解效果进行比较。分别设置5组不同的电位(0.5、0.4、0.3、0.2和0.1V)，图7是光电极以0.5M的NaCl溶液为电解质，在不同电位下的光电流响应曲线。从图中可以发现，在0.5V下，光电极表现出最高的光电流，伴随着紫外光的照射，电流迅速增加，当紫外光停止照射，电流也迅速降低并回复光照之前的水平。随着电位减小，光电流也相应轻微减弱，但是，当电位减小至0.2V时，光电流显著减弱。当电位进一步减小至0.1V时，电流变为负值，电子流向反向。说明当电位小于0.3V时，光电极的催化性能明显受到抑制。在不同电位下光电极对模拟废水进行降解，在0.5、0.4、0.3、0.2和0.1V电位下，光电极对吡啶的去除率分别为91％、92％、88％、84％和83％。可以发现在0.5V和0.4V下，吡啶的去除率最高，之后随着电位下降，吡啶去除率也相应减小。
综上所述，阳极电位的变化对光电极去除吡啶有着较大影响，在0.4V时吡啶的去除率达到最大，但是进一步增加电位也无法提高吡啶去除。若电位小于0.3V，则光电极的催化性能被显著抑制，吡啶的降解效果显著降低。
实施例4
对三氮唑模拟废水进行降解实验，三氮唑模拟废水含有三氮唑、电解质、无机盐、微量元素等。三氮唑模拟废水通过蠕动泵依次流入光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物反应区进行反应，好氧生物反应区出水的一部分再回流至生物阴极反应区。三氮唑在光催化阳极反应区被初步降解之后，废水的可生化性提高，再进入生物阴极反应区和好氧生物反应区进行进一步处理。
本发明在实际运行中，模拟废水含有200mg/L的三氮唑，经过光催化阳极初步降解后，废水中三氮唑浓度降低为88mg/L左右，去除率达到了56％。说明光催化阳极对三氮唑表现出了优异的降解能力，经过光催化阳极区的初步降解，废水的可生化性得到了提高，方便了后续的生物处理。在生物阴极区三氮唑被进一步降解，生物阴极区三氮唑的浓度降低至10mg/L左右，去除率达到了95％，说明阴极微生物对三氮唑有着优异的降解能力和较高的生物活性。在运行期间并没有在好氧生物反应区监测到三氮唑的存在，说明本发明可以完全去除废水中三氮唑，具有广阔的发展空间和应用价值。
本发明在实际运行中对模拟废水表现出了优异的矿化能力。模拟废水中总有机碳(TOC)浓度为82mg/L，经过光催化阳极区的初步降解之后，TOC浓度为78mg/L左右，降解率仅为5％左右。说明光催化阳极区对三氮唑废水虽然有着较高的降解能力，但是无法将三氮唑矿化。然而，在生物阴极区TOC浓度仅为40mg/L左右，其TOC去除率达到了51％左右，证明了阴极微生物对三氮唑有着较好的矿化能力。生物好氧区TOC浓度进一步降低至10mg/L左右，TOC去除率提高至88％左右，证明本发明在高效降解三氮唑废水的同时也能完全矿化三氮唑，不会产生其他有机中间产物，体现了本发明优异的实际处理能力。
本发明对在三氮唑废水降解处理过程中表现出了优异的脱氮能力，模拟废水中总氮(TN)含量为122mg/L，光电催化-生物耦合装置出水TN含量为20mg/L左右，耦合装置的脱氮效率高达84％左右，说明本发明能有效地脱除三氮唑废水中氮元素。
综上，本发明对三氮唑废水有着优异的降解能力。本发明不仅对三氮唑的去除率达到了100％，TOC去除率和脱氮率也高达88％和84％，证明了本发明对三氮唑废水有着优异的矿化去除能力的同时能够同步脱氮，为高浓度难降解有机污染物废水的处理提供了理论和实际依据。
实施例5
对三环唑模拟废水进行降解实验，三环唑模拟废水含有三环唑、电解质、无机盐、微量元素等。三环唑模拟废水通过蠕动泵依次流入光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物反应区进行反应，好氧生物反应区出水的一部分再回流至生物阴极反应区。三环唑首先进入光催化阳极反应区反应，初步降解之后进入生物阴极反应区和好氧生物反应区反应，达到对三环唑高效去除的目的。
本发明在实际运行中，模拟废水含有200mg/L的三环唑，经过光催化阳极初步降解后，废水中三环唑浓度降低为102mg/L左右，去除率达到了49％左右。说明光催化阳极对三环唑表现出了较高的降解能力，经过光催化阳极区的初步降解，废水的可生化性得到了提高，方便了后续的生物处理。在生物阴极区三环唑被进一步降解，生物阴极区三环唑的浓度降低至30mg/L左右，去除率达到了85％，说明阴极微生物对三环唑有着优异的降解能力和较高的生物活性。在运行期间并没有在生物好氧区监测到三环唑的存在，说明本发明可以完全去除废水中三环唑，具有广阔的发展空间和应用价值。
本发明在实际运行中对模拟废水表现出了优异的矿化能力。模拟废水中总有机碳(TOC)浓度为117mg/L，经过光催化阳极的初步降解之后，TOC浓度为106mg/L左右，降解率仅为9％左右。说明光催化阳极区对三环唑废水虽然有着较高的降解能力，但是无法将三环唑矿化。然而，在生物阴极区TOC浓度仅为60mg/L左右，其TOC去除率达到了48％左右，证明了阴极微生物对三环唑有着较好的矿化能力。生物好氧区TOC浓度进一步降低至15mg/L左右，TOC去除率提高至87％左右，证明本发明在高效降解三环唑废水的同时也能完全矿化三环唑，不会产生其他有机中间产物，体现了本发明优异的实际处理能力。
本发明对在三环唑废水降解处理过程中表现出了优异的脱氮能力，模拟废水中总氮(TN)含量为45mg/L，光电催化-生物耦合装置出水TN含量为5mg/L左右，耦合装置的脱氮效率高达88％左右，说明本发明能有效地脱除三环唑废水中氮元素。
综上，本发明对三环唑废水有着优异的降解能力。本发明不仅对三环唑的去除率达到了100％，TOC去除率和脱氮率也高达87％和88％，证明了本发明对三环唑废水有着优异的矿化去除能力的同时能够同步脱氮，为高浓度难降解有机污染物废水的处理提供了理论和实际依据。
本发明将光电催化技术与生物处理技术相结合，构建了光电催化-生物耦合装置。本发明对含氮杂环化合物表现出了高效的去除能力，同时也能达到同步去除废水中TOC和TN，具有广阔的应用前景。本发明并不是简单地将光电催化技术和生物处理技术组合在一起，光电催化技术与生物处理技术通过协同机制同步提高装置的处理能力，同时耦合装置还克服了光催化技术催化剂固有的回收困难，量子效率低，矿化能力低和生物处理技术耐受负荷低，运行周期长等问题。本发明具有成本低、去除效果高、环境友好等特点，有重要的研发和实际价值。
上述的实施方案为了更加方便地理解本发明，但并非限制本发明。熟悉本领域的技术人员显然可以容易地对这些实施案例做出各种修改，并把在此说明的一般原理应用到其他实施案例而不经过创造性的劳动。因此，凡是在本发明的原理和原则之内，做出的任何修改、等同替换、改进等，都应包含在本发明的保护范围之内。
Claims (10)
1.用于降解有机污染物的光电催化-生物耦合装置，其特征在于，所述的装置由光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物区组成，光催化阳极反应区与生物阴极反应区采用折流板区分，光催化阳极与生物阴极通过电化学工作站连接，好氧生物区承接在生物阴极反应区之后。
2.根据权利要求1所述的光电催化-生物耦合装置，其特征在于，所述的装置内部分别设有遮光挡板区分光催化阳极反应区、生物阴极反应区以及好氧生物反应区。
3.根据权利要求1所述的光电催化-生物耦合装置，其特征在于，所述的装置在光催化阳极反应区设有进水口，好氧生物区设有出水口。
4.根据权利要求1所述的光电催化-生物耦合装置，其特征在于，所述的光催化阳极反应区的光催化阳极室侧面镶嵌石英玻璃，采用紫外光源作为激发光源。
5.根据权利要求1所述的光电催化-生物耦合装置，其特征在于，所述的光催化阳极采用碳纸、碳毡或碳布作为基底材料，以TiO2、BiVO4、CdS或ZnO作为光催化剂，通过涂覆法制得。
6.根据权利要求1所述的光电催化-生物耦合装置，其特征在于，所述的生物阴极采用碳毡、碳刷或碳布作为电极材料，以导线将生物阴极与电化学工作站相连；所述的生物阴极反应区中接种活性污泥。
7.根据权利要求1所述的光电催化-生物耦合装置，其特征在于，所述的好氧生物区以聚氨酯、泡沫碳或多孔陶瓷作为填料；所述的好氧生物区设有曝气装置，曝气泵头置于填料底部，与曝气泵相连，中间设置转子流量计控制曝气量。
8.基于权利要求1至7任一所述的光电催化-生物耦合装置的光电催化-生物耦合工艺，其特征在于，步骤如下：含有有机污染物的废水进入光催化阳极反应区，紫外光照下，通过电化学工作站施加电压，废水经过光催化阳极反应进行初次降解，再进入生物阴极反应区，微生物对废水中的有机物进行再次降解，同时将废水中的有机氮转换成氨氮，最后，废水流入好氧生物反应区，曝气，好氧微生物进行好氧反应将残留的有机物矿化去除，同时利用好氧硝化反应将废水中的氨氮转变为硝态氮；将好氧生物反应区的出水再回流至生物阴极反应区，阴极微生物利用光生电子进行反硝化反应，将硝态氮转变为氮气，进行废水脱氮。
9.根据权利要求8所述的电催化-生物耦合工艺，其特征在于，光催化阳极反应过程中，设置电压为0.1～0.5V。
10.根据权利要求9所述的电催化-生物耦合工艺，其特征在于，设置电压为0.4～0.5V。
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