CN116354490A - 同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理方法和装置 - Google Patents

Abstract

本发明提出了一种同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理方法和装置，所述方法包括如下步骤：将废水、H₂O₂加入到含有光芬顿催化剂和厌氧氨氧化菌的反应器中，在光照条件下进行反应，去除废水中的氮素和难降解有机物。本申请通过光芬顿实现难降解有机物的去除，通过以Anammox为核心的多物种群落脱氮并强化降碳，提出了一种更可持续的方法用于处理高含氮量、难降解有机物废水。

Description

同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理方法和装置

技术领域

本发明属于水处理技术领域，具体涉及一种同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理方法和装置。

背景技术

废水中含有大量难降解有机物，如垃圾渗滤液、畜牧废水和制药废水，由于这些化合物的毒性和环境持久性在废水处理中引起了广泛的关注。芬顿反应结合生物法处理被认为是有效去除难降解有机物及氨氮的理想方法。在传统的芬顿反应中，Fe(II)被用作催化剂，与过氧化氢(H₂O₂)反应生成羟基自由基(·OH)，能将复杂的有机化合物降解为小分子物质，改善生物降解性和降低生物毒性。然而，以FeSO₄为催化剂的芬顿反应面临着Fe(III)去除、铁泥产生及pH调节的弊端。此外，传统生物脱氮工艺需要消耗大量的溶解氧、碳源，运行成本高昂。

基于固体铁催化剂的光芬顿结合生物处理技术无疑是上述问题的最佳解决方案。光芬顿技术可利用太阳能加快Fe(III)/Fe(II)氧化还原循环，实现低剂量催化剂持续催化H₂O₂生成·OH，提高催化效率并节约药剂成本。相比于溶解性FeSO₄，固体铁催化剂克服了pH调节和污泥处置的弊端，工业规模应用中可节约20-30％的运行成本。厌氧氨氧化(Anammox)是一种可供选择的脱氮策略，在生物脱氮领域得到了广泛的关注。与传统脱氮工艺相比，厌氧氨氧化工艺具有曝气需求量低、脱氮途径短、无需外加碳源和温室气体产量低等优势，可减少90％的运行费、节省50％的空间面积。

发明内容

为了结合光芬顿反应和厌氧氨氧化的优势，本发明提出了光芬顿-Anammox一段式脱氮降碳体系，通过光芬顿实现难降解有机物的去除，以Anammox为核心的多物种群落脱氮并强化降碳，形成了一种更可持续的方法用于处理高含氮量、难降解有机物废水。

本发明采用如下技术方案实现：

一种同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理方法，包括如下步骤：

将废水、H₂O₂通入光芬顿催化剂和厌氧氨氧化菌混合形成反应体系，反应体系在光照条件下进行反应，去除废水中的氮素和难降解有机物；

所述废水中的氨态氮与亚硝态氮的摩尔比值为1-1.3。

可选地，所述废水经过短程硝化处理和/或短程反硝化处理使所述废水中的氨态氮与亚硝态氮的摩尔比值达到1-1.3。

Anammox的基质为氨氮和亚硝酸盐，以氨氮为电子供体，亚硝酸盐为电子受体，两者以1:1.32的比例反应生成氮气(1NH₄ ⁺+1.32NO₂ ^-+0.066HCO₃ ^-+0.13H⁺→1.02N₂+0.26NO₃ ^-+0.066CH₂O_0.5N_0.15+2.03H₂O)，因此应维持氨氮和亚硝酸盐的摩尔比为1-1.3。然而，实际废水中的亚硝酸盐含量很低，所以要对废水进行短程硝化或者短程反硝化处理，以达到该比例。

可选地，所述光芬顿催化剂为NH₂-MIL-101(Fe)催化剂；

可选地，所述光芬顿催化剂通过自沉淀方式与厌氧氨氧化颗粒污泥结合。催化剂在启动反应前一次性加入反应器，与厌氧氨氧化颗粒污泥结合在一起。

可选地，反应过程中反应器内光芬顿催化剂的浓度为50～200mg/L。

可选地，向反应体系中通入的H₂O₂的质量分数为0.08～0.3‰。

可选地，所述反应过程中水力停留时间为3-5h。

可选地，所述反应过程中反应的温度为33-35℃。

可选地，所述反应过程中废水的pH为7.5-8.0。

可选地，所述反应过程中照明强度为8500-10000lux。

可选地，所述方法中在进行反应前还包括如下步骤：

接种污泥：将含有厌氧氨氧化菌的颗粒污泥注入反应器，使总污泥浓度为5000-6000mg/L；

进行污泥驯化：培养至总氮去除负荷到达到3.0kg/(m³·d)以上，且出水总氮去除率达85％以上后驯化结束。

污泥浓度根据CJ 221-2005城市污水处理厂污泥检验方法，采用烘箱法进行检测。

可选地，污泥驯化培养结束后，通过自沉淀方式实现NH₂-MIL-101(Fe)与厌氧氨氧化颗粒污泥结合，投加后以100ml/min的流速从反应器底部通入氮气，并维持1-2h，以实现NH₂-MIL-101(Fe)与厌氧氨氧化颗粒充分接触。

本发明还提出了一种同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理装置，包括：

光芬顿-Anammox反应器，其内设置有光芬顿催化剂和厌氧氨氧化菌；

H₂O₂储存池，通过H₂O₂加药泵与光芬顿-Anammox反应器连通；

光照系统，设置在光芬顿-Anammox反应器上用于为其提供光照条件；

中间进水箱，与所述光芬顿-Anammox反应器连接用于实现废水输入。

可选地，所述中间进水箱连接有短程硝化反应器和/或短程反硝化反应器用于将输入光芬顿-Anammox反应器的废水中氨态氮与亚硝态氮的摩尔比值调整为1-1.3。

可选地，所述短程硝化反应器内部设有曝气头、搅拌器、悬浮填料、加热器；所述悬浮填料为塑料圆柱形材料；悬浮填料直径为10-30mm，有效表面积300-800m²/m³，悬浮填料投加量占反应器有效体积的30-50％，短程硝化反应器内溶解氧含量在0.3mg/L以下。

可选地，所述短程反硝化反应器内部设有加热棒、搅拌器、聚氨酯生物海绵填料；所述聚氨酯生物海绵填料比表面积13000-15000m²/m³、比重为0.86-0.91g/cm³。

可选地，所述装置还包括污水进水箱，污水进水箱与短程硝化反应器和短程反硝化反应器连接；

所述污水进水箱和中间进水箱均设有水质检测装置。

与现有技术相比，本发明的有益效果为：

本发明首次构建光芬顿-Anammox一段式脱氮降碳体系，通过光芬顿实现难降解有机物的去除，通过以Anammox为核心的多物种群落脱氮并强化降碳，提出了一种更可持续的方法用于处理高含氮量、难降解有机物废水。

由于实际情况中废水中的亚硝酸盐含量很低，本发明提供的同步去除废水氮素与难降解有机物的装置，为实现Anammox反应稳定的亚硝酸盐供给，本发明装置在光芬顿-Anammox反应器前端设置有水质识别装置，通过水质判别进行分流，将高氨氮废水分流至短程硝化反应器，将高硝酸盐废水分流至短程反硝化反应器，通过在线检测数据实时控制流速，实现光芬顿-Anammox反应器进水氨氮与亚硝酸盐比例为1-1.3。

本发明中Anammox菌通过改善电子空穴分离促进Fe(II)/Fe(III)循环，实现低H₂O₂剂量的难降解有机物高效去除，并保证氧化环境中Anammox的高代谢活性。光芬顿反应通过Fe(II)/Fe(III)氧化还原循环来激活H₂O₂，以产生高活性自由基来有效地攻击和降解目标污染物。具体的，光激发NH₂-MIL-101(Fe)产生的光生电子将Fe(III)还原为Fe(II)，生成的Fe(II)作为活性中心与H₂O₂反应生成·OH，而Fe(II)本身被氧化为Fe(III)。然而，电子空穴快速复合限制了光芬顿过程中Fe(II)/Fe(III)氧化还原。但在本发明中，通过Anammox菌与光芬顿反应配合，光生电子可通过电子传递链转移至细胞内部，在还原电子和氧化空穴之间形成较大的空间间隔，促进长寿命的电荷分离；同时，胞外聚合物中的氧化还原活性官能团可作为电子穿梭体发挥电子传递作用，增加细胞对外部电子的接受能力。此外，Anammox菌具有分泌大量胞外聚合物(EPS)的特性，而研究表明EPS提取物中的还原性蛋白质和多糖可作为空穴清除剂提高光催化效率。因此，本发明中的Anammox菌对光生电子摄取能力和分泌的EPS空穴清除作用能够改善光芬顿过程中电子空穴的分离，使得Fe(II)的生成速率远大于消耗速率，可以达到强化H₂O₂活化效率，实现低H₂O₂剂量的难降解有机物高效去除的目的；而低H₂O₂剂量不仅降低了光芬顿反应的运行成本，更重要的是将H₂O₂对Anammox的毒害作用降至最低。综上，光芬顿-Anammox一段式脱氮降碳体系，既能满足光芬顿低成本高效率的分解难降解有机物，又可保证Anammox的脱氮活性，实现同步脱氮降碳。

本发明中充分发挥Anammox为核心的多种群协同作用，实现“化学氧化+生物还原+异养代谢”有机物分级处理，并提高脱氮效率。光芬顿能将复杂的有机化合物降解为小分子物质，改善生物降解性和降低生物毒性，促进Anammox群落中异养反硝化菌生长，有利于Anammox硝酸盐副产物的进一步去除，提高脱氮效率。与此同时，低氧化还原点位且充足的光生电子有利于Anammox菌与反硝化菌共存时候Anammox-DNRA得电子能力，从而击败异养反硝化细菌，既保证了anammox菌优势地位，又原位消除了Anammox硝酸盐副产物。Thaueraspp.是污水处理中常见的微生物，具有腐殖质还原能力。研究表明，Thauera spp.可在电极刺激下很好地生长和富集且具有产电特性和胞外电子转移能力。NH₂-MIL-101(Fe)中Fe(II)/Fe(III)氧化还原循环产生的低氧化还原点位可以激发Thauera spp.的电化学特性，刺激Thauera spp.原位富集。Thauera spp.(例如Thauera humireducens)驱动的呼吸过程可实现芳香族、多卤代化合物等多种有机物的还原转化，与光芬顿和异养反硝化菌形成“化学氧化+生物还原+异养代谢”互补优势，实现多种群共生下的脱氮降碳体系平衡运行。

本发明中利用Anammox致碱特性，克服光芬顿反应pH波动，实现组合工艺pH自平衡。光芬顿反应中产生的量子产率在很大程度上取决于反应过程中使用的pH值。研究表明，pH从2到7，·OH的含量随着pH的增加而增加。然而，芬顿反应用于处理炼油厂、石化、制药等废水时经常会面临小分子酸的产生，这将导致出水pH降低，削弱中性光芬顿反应的处理效率。Anammox是一个致碱反应,反应会造成pH升高。因此，光芬顿与Anammox结合，Anammox菌代谢可维持光芬顿反应高效去除难降解有机物所需的中性pH，同时避免出水调整pH值相关的环境和经济不利因素。

本发明中原位刺激Anammox大量分泌EPS，提高其氧化环境耐受性及脱氮代谢活性。光芬顿体系中EPS用于空穴清除造成的消耗及H₂O₂氧化刺激等原因可增强EPS组装并促进其耐久性。此外，光生电子通过诱导微生物膜脂组成的物理化学反应，包括脂类脂的重定向和不饱和脂的过氧化，可增强细菌膜的通透性，也会导致EPS分泌增加。因此，光芬顿与Anammox结合，Anammox菌可生产大量的EPS用于空穴清除和抵御氧化环境，保障其在H₂O₂氧化胁迫下的脱氮能力。此外，EPS的大量分泌有利于增强氧化还原活性官能团电子传递效果，加速光生电子转移，进而提高Anammox菌代谢活性。

附图说明

为了更清楚地说明本发明具体实施方式或现有技术中的技术方案，下面将对具体实施方式或现有技术描述中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图是本发明的一些实施方式，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图。

如图1所示是本发明所述的同步去除废水氮素与难降解有机物的新型装置结构示意图；

其中附图标记为：

1-水质识别装置、2-污水进水箱、3-短程硝化反应器、4-短程反硝化反应器、5-中间进水箱、6-光芬顿-Anammox反应器、7-出水箱、8-第一水质检测装置、9-短程硝化进水泵、10-曝气泵、11-气体流量计、12-悬浮填料、13-加热棒、14-曝气头、15-磁力搅拌器、16-短程反硝化进水泵、17-机械搅拌器、18-聚氨酯生物海绵填料、19-第二水质检测装置、20光芬顿-Anammox进水泵、21-恒温水套、22-光照系统、23-H₂O₂加药泵、24-H₂O₂储存池。

具体实施方式

提供下述实施例是为了更好地进一步理解本发明，并不局限于所述最佳实施方式，不对本发明的内容和保护范围构成限制，任何人在本发明的启示下或是将本发明与其他现有技术的特征进行组合而得出的任何与本发明相同或相近似的产品，均落在本发明的保护范围之内。

实施例中未注明具体实验步骤或条件者，按照本领域内的文献所描述的常规实验步骤的操作或条件即可进行。所用试剂或仪器未注明生产厂商者，均为可以通过市购获得的常规试剂产品。

各实施例中使用光芬顿催化剂均为常规固体铁催化剂，优选为NH₂-MIL-101(Fe)，该NH₂-MIL-101(Fe)合成制备方法包括如下步骤：FeCl₃·6H₂O(3.22g，11.92mmol)首先溶解在144mL N，N-二甲基甲酰胺(DMF)中。在上述混悬液中加入2-氨基对苯二甲酸(NH₂-BDC)(1.08g，5.96mmol)，在室温下超声1h，直至NH₂-BDC溶解。随后，将混合物在110℃的反应釜(200mL)中保持24h。冷却至室温后，用离心法(4000r/min)将沉淀物从反应混合物中分离出来，并用DMF和乙醇分别彻底洗涤三次，以去除未反应的原料。最后，将得到的固体在80℃的真空炉中干燥12h。

实施例1

本实施例提供了一种同步去除废水氮素与难降解有机物的方法。该方法构建了光芬顿-Anammox一段式脱氮降碳体系，包括如下步骤：将废水、光芬顿催化剂、H₂O₂加入到含有厌氧氨氧化菌的反应器中，在光照条件下进行反应，去除废水中的氮素和难降解有机物。

本实施例中控制方法包括如下步骤：

1)采用模拟废水，在自来水中以1：1.15的摩尔比例投加硫酸铵和亚硝酸钠配制废水，配制废水总氮浓度在500-600mg/L(以N计)；以富里酸模拟难降解有机物，难降解有机物浓度为50-100mg/L(以C计)；CaCl₂·2H₂O 30mg/L，MgSO₄·7H₂O 25mg/L，FeSO₄·7H₂O 20mg/L。时，每升模拟废水中添加1mL微量元素：H₃BO₃ 0.05g/L，ZnCl₂ 0.05g/L，CuCl₂ 0.03g/L，MnSO₄·H₂O 0.05g/L，(NH₄)₆MoO₂₄·4H₂O 0.05g/L，AlCl₃ 0.05g/L，CoCl₂·6H₂O 0.05g/L，NiCl₂ 0.05g/L。采用KHCO₃调节污水pH为7.0-7.5。

2)接种污泥:从运行稳定的厌氧氨氧化厌氧反应器取颗粒污泥注入光芬顿-Anammox反应器，向反应器中通入废水将光芬顿-Anammox反应器总污泥浓度维持至5000-6000mg/L范围内。

3)污泥驯化阶段：在污泥驯化阶段，光芬顿-Anammox反应器采用连续流运行，通过控制水力停留时间(HRT)调整装置总氮去除负荷，当整个装置的总氮去除负荷到达到3.0kg/(m³·d)时，且出水总氮去除率高达85％以上后，污泥驯化培养结束，进行下一步骤。

4)光芬顿阶段：污泥驯化培养结束后，投加NH₂-MIL-101(Fe)和H₂O₂，通过自沉淀方式实现NH₂-MIL-101(Fe)与厌氧氨氧化颗粒污泥结合，投加后以100ml/min的流速从反应器底部通入氮气，并维持1-2h，以实现NH₂-MIL-101(Fe)与颗粒污泥中的厌氧氨氧化菌充分接触。光芬顿-Anammox反应器采用连续流运行，内回流比在500％-600％，HRT为3h，NH₂-MIL-101(Fe)投加量为150mg/L，H₂O₂投加质量分数为0.1‰。

对实施例2中的反应器进水和出水中NO₃ ^--N、NO₂ ^--N、NH₄ ⁺-N的含量进行每天检测，结果见表1。结果表明，本发明提出的MOF光芬顿耦合Anammox处理难降解有机物废水的一段式装置可实现高含氮量、难降解有机物废水高效处理，具有广泛的应用范围。

表1光芬顿-Anammox反应器进水和出水中氮化合物含量

对实施例2中的反应器出水中TOC含量进行检测，结果见表2。

表2光芬顿-Anammox反应器出水中TOC含量

在Anammox反应器中投加150mg/L的NH₂-MIL-101(Fe)和0.1‰H₂O₂启动光芬顿-Anammox反应器，光芬顿-Anammox反应器连续稳定运行20天。光芬顿-Anammox反应器进水和出水中氮化合物含量如表1所示，反应器进水氨氮为201.5±8.6mg/L、亚硝酸盐为230.6±5.6mg/L、硝酸盐为4.2±1.2mg/L，出水氨氮为14.8±5.9mg/L、亚硝酸盐为7.7±5.8mg/L、硝酸盐为33.1±4.0mg/L，脱氮效率为87.3±1.9％，接近89％的理论去除率，反应器脱氮性能良好。结果表明厌氧氨氧化菌活性未受到光芬顿体系内H₂O₂以及·OH等氧化自由基的影响。光芬顿-Anammox反应器出水中TOC含量如表2所示，进水TOC浓度为23.9±1.0mg/L,出水为3.5±0.6mg/L，TOC去除率为85.4±2.2％，结果表明光芬顿-Anammox反应器具有良好的难降解有机物去除能力。对光芬顿-Anammox反应器连续20天脱氮性能及难降解有机物去除能力研究表明该工艺具有高效的同步脱氮降碳性能。

实施例2

本实施例中通过调节光芬顿催化剂的用量以及H₂O₂的投加量，确定光芬顿催化剂和H₂O₂的最佳使用量。本实施例在150ml的血清瓶进行污水处理实验，从厌氧氨氧化厌氧反应器取颗粒污泥，接种污泥体积占反应器总容积的20％，实验期间温度维持在35±1℃。本实施例利用去离子水配制含有60mg/L NH₄ ⁺-N、80mg/L NO₂ ^--N、1000mg/LKHCO₃的人工废水加入血清瓶，将人工废水的pH保持在7.5。

首先，设置NH₂-MIL-101(Fe)浓度梯度实验，NH₂-MIL-101(Fe)向血清瓶中的投加剂量分别为50、100、150和200mg/L，以无NH₂-MIL-101(Fe)添加的光照组作为空白对照组，同一实验条件设置重复组(实验组1和实验组2)。对不同血清瓶出水中NH₄ ⁺-N和NO₂ ^--N的含量进行检测，结果见表3。

表3不同血清瓶出水中NH₄ ⁺-N和NO₂ ^--N含量

由以上实验结果可知，投加NH₂-MIL-101(Fe)剂量对厌氧氨氧化脱氮效率表现出低剂量促进高浓度抑制的现象。投加50、100、150mg/L的NH₂-MIL-101(Fe)后，随着投加浓度的提高，厌氧氨氧化脱氮效率逐渐提高，在150mg/L浓度下达到最高的脱氮效率，厌氧氨氧化菌可利用光催化NH₂-MIL-101(Fe)激发的光生电子优化自身能力代谢，提高脱氮效率。当继续增加投加量(200mg/L)后，厌氧氨氧化脱氮效率显著下降，这可能与NH₂-MIL-101(Fe)的生物毒性有关，高投加剂量的NH₂-MIL-101(Fe)可能会造成细胞活力下降。因此，NH₂-MIL-101(Fe)最佳投加剂量为150mg/L。

然后进行H₂O₂的投加量实验，从厌氧氨氧化厌氧反应器取颗粒污泥，接种污泥容积占反应器总容积的20％，实验期间温度维持在35±1℃。本实施例利用去离子水配制含有60mg/L NH₄ ⁺-N、80mg/L NO₂ ^--N、1000mg/L KHCO₃的人工废水加入血清瓶，将人工废水的pH保持在7.5。设置光芬顿H₂O₂投加质量分数梯度实验，分别为0、0.08‰、0.1‰、0.3‰和0.5‰，NH₂-MIL-101(Fe)投加剂量为150mg/L，难降解有机物浓度为15mg/L，同一实验条件设置重复组(实验组1和实验组2)。

对不同血清瓶出水中TOC含量进行检测，结果见表4。表中MOF表示添加150mg/L的NH₂-MIL-101(Fe)。

表4不同血清瓶出水中TOC含量

由以上实验结果可知，采用Anammox对TOC的去除率为14.7±1.63％，投加NH₂-MIL-101(Fe)后，TOC去除率提高至25.87±5.67％。当光芬顿与Anammox结合后，H₂O₂投加质量分数为0.08‰、0.1‰、0.3‰和0.5‰时，TOC去除率分别为60.03±4.83％、78.17±10.57％、61.96±7.63％和44.63±5.43％，相比于单独的Anammox处理TOC去除率提高了3.0-5.3倍，相比于单独的光芬顿处理TOC去除率提高了2.9-4.5倍。NH₂-MIL-101(Fe)投加剂量为150mg/L，H₂O₂投加质量分数为0.1‰时，MOF光芬顿耦合Anammox对难降解有机物去除率最高，是相同条件下单独光芬顿处理的3.7-4.3倍。相比于单独的Anammox生物处理，MOF光芬顿结合Anammox对难降解有机物去除率提高了3.1-3.3倍。因此，MOF光芬顿结合Anammox具有较高的难降解有机物去除能力，可成为一种经济有效的难降解有机物的技术。

实施例3

本实施例基于实施例1的同步去除废水氮素与难降解有机物的方法，提供了一种同步去除废水氮素与难降解有机物的装置，采用连续流反应工艺处理污水，该装置包括中间进水箱5、中间进水箱5连接有光芬顿-Anammox反应器6，光芬顿-Anammox反应器6包括光芬顿-Anammox进水泵20、恒温水套21、光照系统22、H₂O₂加药泵23、H₂O₂储存池24。其中，中间进水箱5通过光芬顿-Anammox进水泵20与光芬顿-Anammox反应器6的底部进水阀门相连；H₂O₂储存池24通过H₂O₂加药泵23与光芬顿-Anammox反应器6的底部进水阀门相连；光芬顿-Anammox反应器6中接种的污泥来自于厌氧氨氧化厌氧反应器；光芬顿-Anammox反应器6设置有内回流泵提供剪切力维持颗粒污泥的稳定。光芬顿-Anammox反应器外部还设置有恒温水套21用于控制反应器内部温度。光照系统22为光芬顿反应的光源，其光照强度为8500-10000lux。

反应过程中需要维持中间进水箱5氨氮与亚硝氮的比例为1-1.3，以使光芬顿-Anammox反应器稳定高效的进行反应。为了使系统处理的废水达到该比例，所述装置还设有短程硝化反应器3和短程反硝化反应器4，如图1所示，中间进水箱5与短程硝化反应器3和短程反硝化反应器4连接。

短程硝化反应器3包括短程硝化进水泵9、曝气泵10、气体流量计11、悬浮填料12、加热棒13、曝气头14和磁力搅拌器15；其中，曝气头14通过气体流量计11与外部的曝气泵10通过输气管连接。悬浮填料为塑料圆柱形材料，直径为10-30mm，有效表面积300-800m²/m³，投加量占反应器有效体积的30-50％，溶解氧含量在0.3mg/L以下。

短程反硝化反应器4包括短程反硝化进水泵16、加热棒13、机械搅拌器17、聚氨酯生物海绵填料18。短程反硝化反应器：反应器内垂直放置4组填料。聚氨酯生物海绵填料比表面积15000m²/m³、比重为0.91g/cm³ _.

污水进水箱2和中间进水箱5分别配备第一水质检测装置8、第二水质检测装置19。水质识别装置1通过第一水质检测装置8、第二水质检测装置19进行水质分析，将高氨氮废水(氨氮/总氮>90％)分流至短程硝化反应器，将高硝酸盐废水(硝酸盐/总氮>90％)分流至短程反硝化反应器，通过在线检测数据实时控制分流流速，实现中间进水箱5中的氨氮与亚硝摩尔比为1-1.3。

使用上述装置进行废水处理的步骤如下：

1)短程硝化反应器：悬浮填料为塑料圆柱形材料，直径为10-30mm，有效表面积300-800m²/m³，投加量占反应器有效体积的30-50％，初始污泥浓度为3500-4000mg/L，采用低溶解氧缺好氧交替策略抑制NOB活性，溶解氧含量在0.5mg/L以下，缺好氧交替时间比为2-2.3；

2)短程反硝化反应器：反应器内垂直放置4组填料，聚氨酯生物海绵填料比表面积15000m²/m³、比重为0.91g/cm³，接种污泥为异养短程反硝化，初始污泥浓度5000-6000mg/L，接种污泥体积占反应器总容积的30-40％，pH控制在7.0-7.5；

3)光芬顿-Anammox反应器：

接种污泥:从运行稳定的厌氧氨氧化厌氧反应器取颗粒污泥注入光芬顿-Anammox反应器，总污泥浓度提高至5000-6000mg/L范围内。

污泥驯化阶段：在污泥驯化阶段，光芬顿-Anammox反应器采用连续流运行，通过控制水力停留时间(HRT)调整装置总氮去除负荷，当整个装置的总氮去除负荷到达到3.0kg/(m³·d)时，且出水总氮去除率高达85％以上后，污泥驯化培养结束，进行下一步骤。

光芬顿阶段：污泥驯化培养结束后，通过自沉淀方式实现NH₂-MIL-101(Fe)与厌氧氨氧化颗粒污泥结合，投加后以100ml/min的流速从反应器底部通入氮气，并维持1-2h，以实现NH₂-MIL-101(Fe)与厌氧氨氧化颗粒充分接触。光芬顿-Anammox反应器采用连续流运行，HRT为3-5h，NH₂-MIL-101(Fe)投加量为150mg/L，H₂O₂投加质量分数为0.1‰。

需要指出的是，虽然本实施例中同时使用了短程硝化反应器、短程反硝化反应器。但在实际工作中，对于成分保持稳定的废水，只需采用短程硝化反应器或短程反硝化反应器中的一种，将废水中的氨氮与亚硝比例为调整为1-1.3即可，无须同时使用两种。

显然，上述实施例仅仅是为清楚地说明所作的举例，而并非对实施方式的限定。对于所属领域的普通技术人员来说，在上述说明的基础上还可以做出其它不同形式的变化或变动。这里无需也无法对所有的实施方式予以穷举。而由此所引伸出的显而易见的变化或变动仍处于本发明创造的保护范围之中。

Claims (10)

1.一种同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理的方法，其特征在于，包括如下步骤：

将废水、H₂O₂通入光芬顿催化剂和厌氧氨氧化菌混合形成反应体系，反应体系在光照条件下进行反应，去除废水中的氮素和难降解有机物；

所述废水中的氨态氮与亚硝态氮的摩尔比值为1-1.3。

2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述废水经过短程硝化处理和/或短程反硝化处理使所述废水中的氨态氮与亚硝态氮的摩尔比值达到1-1.3。

3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述光芬顿催化剂为固体铁催化剂，优选为NH₂-MIL-101(Fe)催化剂；

和/或，反应过程中反应器内光芬顿催化剂的浓度为50～200mg/L。

4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，向反应体系中通入的H₂O₂的质量分数为0.08～0.3‰。

5.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，反应过程中水力停留时间为3-5h；

和/或，反应过程中反应的温度为33-35℃；

和/或，反应过程中废水的pH为7.5-8.0；

和/或，反应过程中照明强度为8500-10000lux。

6.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，在进行反应前还包括如下步骤：

接种污泥：将含有厌氧氨氧化菌的颗粒污泥注入反应器，使总污泥浓度为5000-6000mg/L；

进行污泥驯化：培养至总氮去除负荷到达到3.0kg/(m³·d)以上，且出水总氮去除率达85％以上后驯化结束。

7.一种同步脱氮去除难降解有机物的光芬顿废水处理装置，其特征在于，包括：

光芬顿-Anammox反应器，其内设置有光芬顿催化剂和厌氧氨氧化菌；

H₂O₂储存池，通过H₂O₂加药泵与光芬顿-Anammox反应器连通；

光照系统，设置在光芬顿-Anammox反应器上用于为其提供光照条件；

中间进水箱，与所述光芬顿-Anammox反应器连接用于实现废水输入。

8.根据权利要求7所述的装置，其特征在于，所述中间进水箱连接有短程硝化反应器和/或短程反硝化反应器用于将输入光芬顿-Anammox反应器的废水中氨态氮与亚硝态氮的摩尔比值调整为1-1.3。

9.根据权利要求8所述的装置，其特征在于，所述短程硝化反应器内部设有曝气头、搅拌器、悬浮填料、加热器；所述悬浮填料为塑料圆柱形材料；悬浮填料直径为10-30mm，有效表面积300-800m²/m³，悬浮填料投加量占反应器有效体积的30-50％，短程硝化反应器内溶解氧含量在0.3mg/L以下；

和/或，所述短程反硝化反应器内部设有加热棒、搅拌器、聚氨酯生物海绵填料；所述聚氨酯生物海绵填料比表面积13000-15000m²/m³、密度为0.86-0.91g/cm³。

10.根据权利要求8所述的装置，其特征在于，还包括污水进水箱，污水进水箱与短程硝化反应器和短程反硝化反应器连接；

所述污水进水箱和中间进水箱均设有水质检测装置。

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