地球上的水資源非常豐富，但能夠供人類直接飲用和農業灌溉的淡水資源卻非常稀缺，淡水資源僅占地球上所有水資源的2. 5% ，而且有超過半數的地表水存在于超過地下深度800 m 的地下蓄水層中，其開采和利用都是極其困難的，另外淺層地表水和淡水湖、淡水河的水資源僅占地球上所有水資源的0. 2% ，全世界有將近五億人面臨淡水資源緊缺的嚴峻形勢。中國大部分城市和地區也面臨淡水資源稀缺的困境，由于經濟發展和技術研發等多方面限制因素，使得中國諸多企業在排放污水時通常只注重COD 的深度處理，忽略了低濃度氨氮的有效處理，導致低濃度氨氮廢水被隨意排放到生態環境中，引發河流、湖泊等水體中藻類植物營養含量過剩出現富營養化現象造成水質污染; 與此同時，工業廢水循環殺菌再利用過程中，低濃度氨氮的存在會大大增加殺菌時氯的使用量，在這種形勢下研究一種低濃度氨氮廢水的脫氮方法可以解決生態環境保護面臨的一大難題。根據國內外諸多資料顯示，目前用于低濃度氨氮廢水脫氮的方法主要有離子交換法、吸附法、氯化脫氮法、硝化反硝化法等，研究并總結這些方法應用過程中的優缺點，提出了基于電化學處理的低濃度氨氮廢水脫氮方法，為今后低濃度氨氮廢水脫氮提供有效指導。1 氨氮廢水的來源與危害1. 1 氨氮廢水來源氨氮廢水具有來源廣泛、排放量較大的特點，其主要來源包括市政污水、化肥廠排放廢水、焦化廢水、垃圾滲濾液、煤氣廢水、農業污染廢水等，其中市政污水具有生化性較好的水質特征，市政污水中COD 含量約為300 ～500 mg /L，氨氮濃度水平約為30 ～50mg /L，市政污水水量超過4. 6 × 104 × 106 m3 /year; 化肥廠排放的廢水中含有砷、酚等大量有毒物質，且廢水中固體懸浮物較多，pH 值極不穩定， COD 含量約為 400 ～500 mg /L，氨氮濃度水平約為500 ～700 mg /L，水量超過2. 6 × 102 × 106 m3 /year;焦化廢水中通常含有大量難以降解的有機化合物，COD 含量約為1 200 ～1300 mg /L，氨氮濃度水平約為200 ～ 700mg /L，水量超過2. 85 × 102 × 106 m3/ year; 垃圾滲濾液中金屬含量較高，且水質COD 含量變化較大，約為2 000 ～ 60 000mg /L，水量波動也較大，通常情況下大于 25 × 106 m3 /year，氨氮濃度水平約為1000 ～ 2000 mg /L; 煤氣廢水中成分比較復雜，多數為有毒物質，且很難降解，COD 含量約為1 200 ～1 400 mg /L，氨氮濃度水平約為 900 ～1 000 mg /L，水量波動較大; 農業污染廢水具有較好的生化性能，COD含量較大，氨氮濃度水平也較高，水量約為10 × 106 m3/year。

　　1. 2 氨氮廢水的危害氨氮廢水的危害包括: 氨離子的氧化過程會消耗水體中的氧氣，致使水質發黑發臭，水體質量嚴重下降，影響水生動物和水生植物的生存; 水體中氨氮元素超標會加速水體富營養化程度; 另外，廢水中的氨離子和氮離子游離均會對水生動物和水生植物產生極大的危害。

　　2 實驗材料與方法

　　2. 1 實驗試劑的選取如表1 和表2 所示給出了基于電化學處理的低濃度氨氮廢水脫氮方法實際應用過程中需要的實驗試劑和實驗儀器

　　2. 2 實驗裝置實驗裝置為自制低濃度氨氮廢水脫氮電解裝置，其中采用6 mL 的玻璃燒杯作為低濃度氨氮廢水電解槽; 采用析氯電極和鈦網分別作為低濃度氨氮廢水電解電極板陽極和陰極; 電極板面積為14 cm × 7 cm，其中陽極和陰極的極板面積比例為 1∶1;采用揚州凱弘電源科技有限公司生產的型號為KH - DK 的直流穩壓電源作為裝置電源，具體裝置示意圖如圖 1 所示。

　　3 低濃度氨氮廢水的脫氮結果分析3. 1 初始濃度對氨氮降解的影響利用上述實驗儀器和實驗試劑配置成濃度 0、 10、20、50、100 mg /L 的氨氮廢水溶液，溶液初始pH值為5. 9，調節圖1 實驗裝置的直流穩壓電源電流密度為5 mA/c㎡，實驗分析的是氨氮廢水初始濃度不同條件下電化學氧化脫氮方法的性能( 包括氨氮和總氮的去除效果) 。如圖 2( a) 和( b) 所示給出了電化學氧化脫氮過程中的氨氮濃度和總氮濃度變化情況。

　　圖 2 氨氮初始濃度對氨氮和總氮的降解影響

　　從圖 2( a) 中可以看出，氨氮廢水初始濃度與電解反應時間表現出了良好的線性相關，當配置好的氨氮廢水初始濃度從 100 mg /L 稀釋變化為 10 mg / L 時，氨氮廢水初始濃度與電解反應時間之間的線性相關系數分別為0. 987 5、0. 996 2、0. 996 3、 0. 996 8、0. 999 9，符合反應動力學準零級標準，但溶液中氨氮的初始濃度值為10 mg /L 時，經過 6 min左右的電化學氧化反應即可達到工業廢水一級A的排污標準; 經過 20 min 左右的電化學氧化反應，溶液中氨氮的濃度僅為0. 03 mg /L，遠遠小于地表水Ⅰ級標準; 當溶液初始濃度為 20 mg /L 時，經過40 min 左右的電化學氧化反應溶液中氨氮的濃度即可達到 5 mg /L，即工業廢水一級 A 的排污標準，由此說明，研究采用的電化學氧化脫氮方法對低濃度氨氮廢水具有較好的脫氮效果，能夠達到規定的排放標準。從圖 2( b) 中可以清楚地看出，電化學氧化脫氮方法對于氨氮廢水溶液中的總氮同樣具有較好的降解效果，除了濃度為 100 mg /L 的氨氮廢水溶液中的總氮沒有被完全降解去除外，其余三組濃度為 10、 20、50 mg /L 的氨氮廢水溶液經過脫氮處理后總氮濃度均小于1. 085 mg /L，根據電化學氧化脫氮方法的反應機理可知，低濃度氨氮廢水中氨氮大部分被氧化為氮氣降解掉，其中小部分被轉化為硝酸鹽氮等物質，這種脫氮方法能夠減少二次污染。如圖 3 所示展示了氨氮廢水初始濃度對電解反應中電流效率和能量消耗的影響。根據圖 3 實驗結果可以看出，隨著初始濃度增加，電化學氧化脫氮裝置的電流效率發生了明顯下降，說明電化學氧化脫氮方法適合低濃度氨氮廢水脫氮，實驗裝置的能耗變化波動較大，當氨氮廢水初始濃度水平為100 mg /L 時，實驗裝置能耗迅速上升，降解廢水中每克氨氮需要消耗1. 7 kWh; 當氨氮廢水初始濃度水平為20 mg /L 時，實驗裝置能耗最小，降解廢水中每克氨氮僅需要消耗 0. 87kWh。

　　圖 3 氨氮初始濃度對電流效率和能量的影響3. 2 實驗裝置電流密度對廢水中氨氮的影響為了分析實驗裝置電流密度對廢水中氨氮的降解影響，配置氨氮初始濃度為20 mg /L 的溶液，在實驗裝置電流密度分別為3、6、9、12 mA/cm2 的條件下進行電化學氧化脫氮測試，結果如圖 4 所示。

　　圖 4 電流密度大小對脫氮的影響觀察圖 4( a) 可以發現，溶液中氨氮濃度的降解效果線性相關系數按照實驗裝置電流密度從大到小排序依次為0. 990 3、0. 996 6、0. 992 3、0. 995 8，同樣符合反應動力學準零級標準; 圖 4( b) 顯示溶液中總氮濃度的降解效果也與實驗裝置電流密度具有較好的線性相關關系，符合反應動力學準零級標準，當實驗裝置電流密度分別為12、9、6、3 mA/c㎡ 時，溶液中氯離子濃度為200 mg /L 時，對濃度為 20 mg /L的溶液做脫氮處理時氨氮濃度需要達到一級 B 的排放標準( 即 8 mg /L) ，分別需要 16 min、22 min、36 min 和 43 min; 達到一級 A 的排放標準( 即5 mg /L) ，則分別需要23 min、31 min、44 min 和 60 min，溶液中總氮濃度在相同的電解反應時間內也可達到一級 B 和一級A 的排放標準，上述實驗結果充分證明了實驗裝置電流密度較低時低濃度氨氮廢水脫氮效果更好。

　　3. 3 溶液中氯離子濃度對氨氮降解效果的影響實驗配置氨氮初始濃度為 20 mg /L 的溶液作為樣品測試對象，使用裝置電流密度為6 mA/c㎡，在氨氮廢水溶液濃度分別為100、200、300、400 mg /L的實驗條件下進行電化學氧化脫氮測試，分析溶液中不同氯離子濃度對氨氮降解效果的影響，測試結果如圖 5 所示。

　　根據圖 5( a) 可知，隨著溶液中氯離子濃度水平的不斷增加，在相同電解反應時間內溶液中氨氮濃度和總氮濃度顯著下降，處理氨氮濃度為 20 mg /L的溶液時，按照溶液中氯離子濃度由高到低氨氮降解達到一級 A 排放標準分別需要 25、27、38、67 min;根據圖 5( b) 可知，在相同的電化學氧化脫氮反應時間內，總氮降解同樣能夠達到一級 A 排放標準，且溶液中氨氮和總氮的降解均符合反應動力學準零級標準，說明采用電化學氧化脫氮方法在低濃度氨氮廢水處理過程中能夠取得較好的效果，且降解速度較快。

　　4 結論針對提出的基于電化學處理的低濃度氨氮廢水脫氮方法，通過三組測試得到了以下結論: 廢水中氨氮的降解與溶液初始濃度具有線性相關關系，在廢水初始氨氮濃度為 20 mg /L 時，電解能耗最小，降解廢水中每克氨氮僅需要消耗 0. 87kWh; 廢水中氨氮和總氮降解能耗隨著電流密度的增大而上升，電流效率則隨著電流密度的增大而下降; 電化學氧化脫氮過程中廢水中氨氮和總氮的降解基本符合反應動力學準零級標準。電化學氧化脫氮方法對低濃度氨氮廢水具有較好的脫氮效果。