技术：低氨氮废水处理工艺
氨氮废水常用处理方法
氨氮废水常用处理方法氨氮废水是指废水中含有氨氮化合物的废水。
氨氮废水的处理是保护环境、减少对生活水源、地下水和环境的污染的重要过程。
以下是常用的氨氮废水处理方法。
一、化学法处理1. 氧化法氧化法是将含有氨氮化合物的废水中的氨氮氧化为硝酸盐，进而使得氨氮被转化为无害物质。
常用的氧化剂有氯和臭氧。
此外，还可以利用高锰酸钾氧化废水中的氨氮。
2. 硫酸铵沉淀法硫酸铵沉淀法是一种将氨氮转化为与之反应生成固体沉淀的方法。
该方法中，硫酸铵与废水中的氨氮发生反应，生成可溶性的硫酸铵、硫酸铁、硫酸铵铁等盐类沉淀，从而将氨氮从废水中去除。
二、生物法处理1. 厌氧处理法厌氧处理法是利用厌氧条件下的微生物，将有机废物和氨氮一起去除。
在厌氧生物反应器中，废水中的氨氮会被微生物利用作为能源和氮源，通过微生物代谢的产物来将氨氮去除掉。
2. 高效曝气活性污泥法高效曝气活性污泥法是一种通过生物氧化反应将氨氮去除的方法。
在高效曝气活性污泥法中，通过添加活性污泥，在适宜的温度和pH条件下，利用曝气设备对污水进行充分曝气，促使废水中的氨氮通过厌氧-好氧反应达到去除的目的。
三、物理法处理1. 吸附法吸附法是通过吸附剂表面的孔隙结构和化学性质，将废水中的氨氮物质吸附到吸附剂上，使氨氮物质从废水中转移到吸附剂上，并通过后续的处理将吸附剂中的氨氮去除。
2. 膜分离法膜分离法是利用半透膜将废水中的氨氮物质分离出来的方法。
通过调整操作条件，如压力差、温度等，使得废水中的氨氮物质能够透过半透膜，从而达到去除的目的。
四、辅助方法1. 灭活法灭活法是指通过添加酸、碱等化学物质，改变废水中的pH值，使得废水中的氨氮化合物发生离子化反应，从而改变其活性，达到去除氨氮的目的。
2. 稀释法稀释法是指通过将废水与其他水源进行混合，降低废水中氨氮的浓度，以达到减少氨氮的目的。
上述是常用的氨氮废水处理方法，具体选择何种方法应根据废水中氨氮浓度、处理效果要求和经济成本等多方面因素综合考虑。
污水及废水氨氮去除处理工艺液膜法分析与设计实施方案(附：14种氨氮污水处理方法优缺点与选择原则)
污水及废水氨氮去除处理工艺液膜法分析与设计实施方案（附：14种氨氮污水处理方法优缺点与选择原则）一．液膜法1、概述：许多人认为液膜分离法有可能成为继萃取法之后的第二代分离纯化技术,尤其适用于低浓度金属离子提纯及废水处理等过程。
乳状液膜法去除氨氮的机理是:氨态氮(NH3-N)易溶于膜相(油相),它从膜相外高浓度的外侧,通过膜相的扩散迁移,到达膜相内侧与内相界面,与膜内相中的酸发生解脱反应,生成的NH4+不溶于油相而稳定在膜内相中,在膜内外两侧氨浓度差的推动下,氨分子不断通过膜表面吸附,渗透扩散迁移至膜相内侧解吸,从而达到分离去除氨氮的目的。
通常采用硫酸为吸收液,选用耐酸性疏水膜,NH3在吸收液-微孔膜界面上为H2SO4吸收,生成不挥发的(NH4)2SO4而被回收。
已经对膜吸收法中膜的渗漏问题进行了研究,并发现较高的氨氮和盐量能有效抑制水的渗透蒸馏通量。
该法具有投资少、能耗低、高效、使用方便和操作简单等特点,此外膜吸收法还有传质面积大的优点和没有雾沫夹带、液泛、沟流、鼓泡等现象发生。
2、土壤灌溉：土壤灌溉是把低浓度的氨氮废水( < 50mg/ L)作为农作物的肥料来使用,既为污灌区农业提供了稳定的水源,又避免了水体富营养化,提高了水资源利用率。
西红柿罐头废水与城市污水混合并经氧化塘处理至11mg 氨氮/ L 后用于灌溉,氨氮可完全被吸收;马铃薯加工厂废水也用于喷淋灌溉,经测定25mg 氨氮/ L 的排放水中有75%的氨氮被吸收。
只需占总面积5%的水稻田就可以吸收该地区所有排污渠中一半的氨氮负荷。
但用于土壤灌溉的废水必须经过预处理,去除病菌、重金属、酚类、氰化物、油类等有害物质,防止对地面、地下水的污染及病菌的传播。
二．氨氮污水处理技术分析与选择原则1、氨氮污水的处理技术都有各自的优势与不足:生物法处理氨氮污水较稳定,但一般要求氨氮浓度在400 mg/L以下,总氮去除率可达70%～95%，是目前运用最多的一种方法。
低浓度氨氮废水处理实验研究
C henm i cal I nt er m edi at e422013年第01期鲁璐祁贵生王焕（中北大学化工与环境学院，山西太原030051）摘 要：采用化学沉淀法和折点氯化法对低浓度氨氮废水进行处理，分别考察了两种方法中不同pH 、反应时间、氨氮初始浓度以及反应物投加量对氨氮去除率的影响。
结果表明，化学沉淀法的最佳操作条件为pH =10.5，反应时间在30m i n 左右，n(N H 4+):n(M g 2+):n(PO 43-)=1:1.2:1.2；折点氯化法的最佳操作条件为pH =7，反应时间以10~15m i n 为宜，m (C l -):m (N H 4+)在6~7之间均可；在处理低浓度氨氮废水方面两种方法去除率均可达到80%以上，但化学沉淀法对中高浓度氨氮废水的处理更具优势，折点氯化法则只适用于处理低浓度氨氮废水。
关键词：氨氮废水化学沉淀折点氯化中图分类号：X 703.1文献标识码：A文章编号：T 1672-8114(2013)01-042-05低浓度氨氮废水处理实验研究科研开发氨氮废水是引起水体富营养化的主要因素之一，不仅导致藻类及其他水生生物大量繁殖，致使水体严重缺氧，而且可滋生有害生物使鱼类中毒，间接危害人类生命健康[1]。
目前，处理氨氮废水的方法主要有生物硝化反硝化法、反渗透法、氨吹脱法、化学沉淀法、择性离子交换法、电化学氧化法以及折点氯化法等[2,3,4]。
国内外学者对此做了大量工作，如徐志高[5]、罗领先[6]、崔树军[7]、U l udag S [8]等。
本文利用化学沉淀法和折点氯化法对低浓度氨氮废水的去除进行了实验研究。
1实验部分1.1实验原理化学沉淀法：利用某些复合铵盐难溶于水的特性，可将废水中的N H 4+转为沉淀去除[9]。
在氨氮废水中投加一定比例的磷盐和镁盐，在25℃时，若[M g 2+][N H 4+][PO 43–]>2.5×10–13则可生成M g(N H 4)PO 4沉淀。
折点氯化法除氨氮
采用折点氯化法处理稀土冶炼废水中 NH4+-N，结果发现进水氨氮浓286mg/L、pH为 7、Cl–与 NH4+质量浓度比为 7∶1、反应时间 10～ 15min时，水中 NH4+-N去除率达 98%。
Байду номын сангаас
优缺点
优点：
折点氯化法处理氨氮废水具有反应速率快、脱氮效果稳定、不受水温影响、投资成本小、操作简便、同时拥有消毒作用等优点。
缺点：
但也存在一些突出问题：氯气与水中氨氮作用产生氯胺等会造成二次污染；氯气消耗量大，且液氯的安全使用和存储成本较高；对水质的 pH要求苛刻，产生的酸性废水还需要碱性物质进行中和才能达标排放等，从而增加了处理氨氮废水的运行成本。
折点氯化法除氨氮
原理
折点氯化法是处理低浓度氨氮废水中常用的一种工艺，其原理是向废水中通入足量氯气或投加次氯酸钠，利用氯气 /次氯酸钠的氧化作用使水中的氨氮转化成无害的氮气。随着氯气通入量达到某一点时，水中游离的氯含量昀低，此时 NH4+的浓度降为零，当氯气的投入量超过该点时，水中的游离氯又会增加，因此，该点称为折点 。该状态下氯化称为折点氯化。该法去除氨氮的反应如化学方程式所示：
氨氮废水处理技术介绍(详解)
氨氮废水处理技术介绍（详解）氨氮废水的一般的形成是由于氨水和无机氨共同存在所造成的，废水中氨氮的构成主要有两种，一种是氨水形成的氨氮，一种是无机氨形成的氨氮，主要是硫酸铵，氯化铵等等。
氨氮废水主要来自化工、冶金、化肥、煤气、炼焦、鞣革、味精、肉类加工和养殖等行业。
排放的废水以及垃圾渗滤液等。
氨氮废水对鱼类及某些生物也有毒害作用。
另外，当含少量氨氮的废水回用于工业中时，对某些金属，特别是铜具有腐蚀作用，还可以促进输水管道和用水设备中微生物的繁殖，形成生物垢，堵塞管道和设备。
处理氨氮废水的方法有很多，目前常见的有化学沉淀法、吹脱法、化学氧化法、生物法、膜分离法、离子交换法以及土壤灌溉等。
一、化学沉淀法化学沉淀法又称为MAP沉淀法，是通过向含有氨氮的废水中投加镁化物和磷酸或磷酸氢盐，使废水中的NH4﹢与Mg²﹢、PO4³﹣在水溶液中反应生成磷酸按镁沉淀，分子式为MgNH4P04.6H20，从而达到去除氨氮的目的。
磷酸按镁俗称鸟粪石，可用作堆肥、土壤的添加剂或建筑结构制品的阻火剂。
反应方程式如下:Mg²﹢＋NH4﹢＋PO4³﹣＝MgNH4P04.6H20影响化学沉淀法处理效果的因素主要有pH值、温度、氨氮浓度以及摩尔比(n(Mg²﹢):n(NH4﹢):n(P04³-))等。
化学沉淀法的优点是当氨氮废水浓度较高时，应用其它方法受到限制，如生物法、折点氯化法、膜分离法、离子交换法等，此时可先采用化学沉淀法进行预处理;化学沉淀法去除效率较好，且不受温度限制，操作简单;形成含磷酸馁镁的沉淀污泥可用作复合肥料，实现废物利用，从而抵消一部分成本;如能与一些产生磷酸盐废水的工业企业以及产生盐卤的企业联合，可节约药剂费用，利于大规模应用。
化学沉淀法的缺点是由于受磷酸铁镁溶度积的限制，废水中的氨氮达到一定浓度后，再投人药剂量，则去除效果不明显，且使投入成本大大增加，因此化学沉淀法需与其它适合深度处理的方法配合使用;药剂使用量大，产生的污泥较多，处理成本偏高;投加药剂时引人的氯离子和余磷易造成二次污染。
氨氮废水排放的解决方案之碳酸钠沉淀
氨氮废水排放的解决方案之碳酸钠沉淀氨氮废水是指含有高浓度氨氮的废水。
氨氮污染是一种常见的工业废水污染问题，对水体和环境造成很大影响。
因此，寻找有效的氨氮废水处理方法是非常重要的。
其中，碳酸钠沉淀法是一种常用的氨氮废水处理方法之一碳酸钠沉淀法是指在氨氮废水中加入适量的碳酸钠溶液，通过与废水中的离子反应，生成一种不能溶解的沉淀物。
这种方法可以有效地去除氨氮，降低废水中氨氮的浓度，达到废水排放标准。
碳酸钠沉淀法的具体步骤如下：1.PH调节：将酸性的废水调节为碱性，pH值控制在9-11之间，以利于氨氮的沉淀反应的进行。
2.加入碳酸钠溶液：在废水中缓慢加入适量碳酸钠溶液，通过与废水中的氯化物离子反应，生成氯化钠和碳酸根离子。
3.沉淀反应：随着碳酸钠的加入，废水中的氨氮与碳酸根离子反应生成固体沉淀物氨基碳酸盐。
氨基碳酸盐是一种不能溶解的化合物，能够有效地将氨氮从废水中沉淀下来。
4.分离沉淀物：将产生的沉淀物与废水进行分离，可以通过沉淀、过滤等方法进行分离。
分离后的沉淀物可以经过处理后作为肥料等再利用。
碳酸钠沉淀法的优点包括简单、易操作、成本低、处理效果好等。
1.沉淀条件选择：碳酸钠沉淀法适用于处理低浓度的氨氮废水。
对于高浓度的氨氮废水，则需要进行稀释处理或者采用其他方法进行处理。
2.沉淀物的处理：产生的沉淀物需要进行处理，不能简单地进行随意排放。
可以选择进行固化处理后再进行处置，或者进行资源化再利用。
3.碳酸钠用量的控制：碳酸钠的加入量需要控制在适当的范围内，过量的碳酸钠会导致废水中的其他离子沉淀，从而使处理效果下降。
总的来说，碳酸钠沉淀法是一种简单且有效的氨氮废水处理方法。
但是，在实际应用过程中，还需要综合考虑废水的具体情况、处理量、处理成本等因素，结合其他废水处理方法，综合采用，以达到最佳的处理效果。
脱氨氮 工艺
脱氨氮工艺脱氨氮工艺是一种处理废水的方法，主要是用于去除废水中的氨氮物质。
氨氮是指水中存在的以氨（NH3）和游离氨离子（NH4+）形式存在的氮元素的总量。
脱氨氮工艺一般包括以下几个步骤：1. 酸碱中和-将废水中的氨氮与盐酸或硫酸等酸性物质进行中和反应，将氨氮转化为氨盐。
这样做主要是为了减少氨氮对后续处理过程的影响。
2. 气态转化-将氨盐通过加热蒸发的方式转化为氨气。
这一步骤可以通过采用蒸发器、脱气器等设备进行实现。
3. 吸收去除-将氨气通过吸收剂进行吸收，将其转化为无害的物质。
吸收剂可以采用硫酸、盐酸等酸性物质，或者碳酸钠、氢氧化钠等碱性物质。
4. 沉淀或过滤-经过吸收去除后，可以进行沉淀或过滤操作，将废水中的残余物质除去。
这一步骤可以通过加入沉淀剂、过滤剂等来实现。
5. 中和调节-根据处理后的废水的pH值进行调节，使其满足排放标准。
整个脱氨氮工艺具体的操作方式和设备选择会根据废水的特性以及处理要求而有所差异。
需要考虑的因素包括废水中的氨氮浓度、废水的体积、排放标准等。
继续脱氨氮工艺的描述：6. 活性炭吸附- 在一些情况下，氨氮无法完全通过吸收剂吸收去除，此时可以使用活性炭来吸附残余的氨氮。
活性炭具有良好的吸附性能，可以有效去除水中的氨氮。
7. 生物处理- 对于氨氮含量较高的废水，可以采用生物处理工艺来降低氨氮浓度。
生物处理通常包括好氧和厌氧两个阶段，通过微生物的代谢作用将氨氮通过硝化-脱氮过程转化为氮气释放。
8. 离子交换- 对于废水中氨氮含量特别高的情况，可以采用离子交换技术进行处理。
离子交换树脂能够选择性地吸附和释放氨氮，从而达到去除的目的。
需要注意的是，不同的废水处理厂和废水性质不同，可能会采用不同的组合工艺来实现脱氨氮的目的。
脱氨氮工艺的选择应综合考虑经济性、技术可行性、运行维护成本等因素，并根据所处地区的排放标准和要求来确定最佳的脱氨氮技术。
此外，对于特殊行业废水，可能需要根据对应的行业标准进行脱氨氮工艺调整和选择。
低浓度氨氮废水处理方法
一、生物法传统生化法主要用于低浓度氨氮废水的处理低浓度氨氮废水通常具有比例低的特点，有些废水甚至不含鳕鱼，因此生物脱氮需要添加碳源，运行成本高。
常见的工艺包括厌氧/好氧或厌氧/好氧和SBR工艺。
其缺陷是处理方式对温度和化工废水中一些成分的影响比较敏感，管式反应器容积大，反硝化全过程造成n2O，易转换为危害大气层的氮氧化合物。
在厌氧/好氧过程中，为了促进反硝化过程的成功，碳氮比一般大于3。
二、空气吹脱法空气剥离法是利用废水中氨的实际浓度与平衡浓度的差异，使废水中氨氮从液相到气相，达到脱氨的目的。
在吹脱全过程中，污水ph值、温度、水力负载和空气水核对吹脱实际效果有非常大危害。
一般来说，ph值应提高到10.8～11.5c，水温不应低于20c，水力负荷为2.5～5m3/(m2h)，气水比为2500～5000m3/m3/m3/m3。
当污水处理要求较高时，可达7000～8000m3/m3或需要多塔系列操作。
空气剥离法需要大量的空气，而空气剥离塔由于塔设备空气速度的限制，一般体积很大，覆盖面积很大。
此外，吹气过程中还要求引入第三介质，空气、氨从废水中排入大气，因为空气量很大，空气中氨浓度很低，必须用来清洗含氨的空气，酸洗塔也很大，在吸收不足的情况下，容易造成二次污染，即水污染进入大气污染。
空气吹脱法一级除氨效率一般为85％左右，要达到更高的处理要求，则需要多级串连操作。
另外，因为废水中氨的平衡浓度受温度影响非常大，因此水温低时采用空气吹脱效率很低，一般不太适合在寒冷的冬季使用。
在空气吹脱工艺中，如果将废水及空气进行加热，提高操作温度，可以提高脱氨效率，但是由于系统热量无法实现综合回收利用，会导致其废水处理单耗显著增加，其经济性将受到很大的影响。
通常认为空气吹脱法比较适用于1000mg/L以下的较低浓度氨氮废水的处理。
三、化学沉淀法化学沉淀法是在水中加入化学剂，使氨反应产生不溶性沉淀，从而达到脱氨的目的。
常用的化学物质是镁和可溶性磷酸盐。
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技术 | 低氨氮废水处理工艺相对于传统的硝化反硝化脱氮技术，全程自养脱氮工艺(CANON)以其无添加碳源、脱氮速率高、污泥产率低、节约能源等优点越来越受到人们的关注。
CANON工艺是在同一反应器中通过好氧氨氧化菌(AOB)和厌氧氨氧化菌(AnAOB)的协同作用达到自养脱氮的目的，AOB利用溶解氧把部分NH4+氧化为NO2-，AnAOB利用剩余的NH4+和生成的NO2-通过厌氧氨氧化技术进行脱氮。
在这个过程中，提供溶解氧是实现亚硝化产生NO2-的前提，但是溶解氧同时也会对AnAOB产生抑制作用，并且有很多研究者报道由于溶解氧的原因造成硝化菌(NOB)快速增值，使得出水NO3-过高。
另外，不同的研究者对CANON工艺的研究发现反应器所需要控制的DO大小存在非常大的差别(0.1~2.53mg·L-1)，即使在同样的DO条件下，脱氮效果也会由于AOB活性、污泥颗粒大小、NH4+浓度大小等因素而出现明显的波动。
所以，对DO的有效控制，尤其是低氨氮废水，是实现CANON工艺稳定运行的关键因素。
目前的CANON工艺主要是以压缩空气曝气形式提供溶解氧，但是这种供气方式受曝气设备、曝气管深度、反应器类型、填料种类、污泥形态等因素影响，不容易控制溶解氧浓度，易造成NOB的增殖以及AnAOB的抑制，在反应器稳定运行方面存在着一定的欠缺。
本实验的目的是研究利用CANON工艺以出水复氧回流的方式处理低氨氮废水的可行性，并对启动及运行过程特性进行分析，以期为CANON工艺处理低氨氮废水提供一个新的运行模式。
1、材料与方法1.1接种污泥及配水接种污泥为本课题组培养的成熟的亚硝酸盐型厌氧氨氧化颗粒污泥(粒径1.0~1.5mm)和部分取自运行稳定的亚硝化反应器中成熟的絮体亚硝化污泥(粒径0.3~0.6mm)，原厌氧氨氧化反应器中脱氮速率为3.5kg·(m3·d)-1，原亚硝化反应器NH4+-N转化速率为2.1kg·(m3·d)-1。
进水采用人工配水，NO2-按需投加，NH4+以NH4HCO3形式提供，另外添加0.5mol·L-1的NaHCO3维持合适的pH值。
基本培养液成分KH2PO4为27mg·L-1，CaCl2为138mg·L-1，MgCl2·6H2O为200mg·L-1，微量元素Ⅰ为1。
0mL·L-1，微量元素Ⅱ为1。
25mL·L-1。
微量元素Ⅰ组成:EDTA5000mg·L-1，MgCl2·6H2O5000mg·L-1。
微量元素Ⅱ的组成如表1所示。
表1微量元素Ⅱ的组成1.2连续流实验装置采用上流式污泥床反应器，如图1。
图1实验装置示意总体积V为0.2L，下段直径为φ16mm，上段直径为φ20mm，总高度80cm，出水口距底部76cm。
由蠕动泵从底部进水，上清液的出水溢流跌入复氧池，在溢流下跌以及复氧池表面扰动过程达到出水复氧的效果，复氧池内的溶解氧基本处于饱和状态，然后经蠕动泵回流至反应器，向反应器内提供溶解氧，反应器的最终出水通过复氧池自然溢出。
1.3条件控制分别接种成熟的亚硝化污泥20mL、厌氧氨氧化污泥30mL，污泥体积分数25%。
原位测定接种污泥的AOB和AnAOB活性。
反应器外部用遮光布遮盖避光，避免光照对AnAOB活性的抑制。
反应器温度为32℃，进水pH为7.80~8.20，复氧池中DO为6.50~7.16mg·L-1。
实验过程中HRT为2h，运行分为3个阶段。
第一个是接种污泥活性探究阶段，此阶段进水基质为氨氮和一定量的亚硝酸盐，分别原位考察AOB活性与AnAOB活性。
第二个是复氧回流自养脱氮工艺的启动阶段，启动阶段进水基质只有氨氮，通过逐步调节回流量，考察AOB活性与AnAOB活性动态平衡特征。
第三个阶段为反应器的稳定阶段，此阶段进水只有氨氮，考察复氧回流模式的CANON工艺处理低氨氮废水的可行性。
1.4分析监测指标及数据处理方法分析测定项目参照文献:NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、NO3--N采用紫外分光光度法。
pH采用pHS-3TC型酸度计测定，DO采用便携式溶氧仪Multi3410。
计算公式(1)为AOB活性产生NO2-的能力(nitriteproductionrate，NiPR)，计算公式(2)为AnAOB活性消耗NO2-的能力(nitriteconsumptionrate，NiCR)，计算公式(3)为NOB活性产生NO3-的能力(nitrateproductionrate，NaPR)，计算公式(4)为AOB与AnAOB活性平衡指标的积累速率(nitriteaccumulationrate，NAR)，公式(5)为总氮去除率(nitrogenremovalrate,NRR),进出水总氮为NH4+-N、NO2--N、NO3--N的总和，假设损失的总氮都通过ANAMMOX过程产生N2的形式排出。
2、结果与分析2.1接种污泥的活性检测在第一阶段，首先接种本课题组培养好的成熟絮体亚硝化污泥20mL，通入压缩空气，维持DO为0.52mg·L-1左右，进出水pH分别为8.08~8.20、8.00~8.10，在HRT为2h的情况下稳定运行1d，其进出水氮浓度见表2。
AOB 氧化NH4+产生NO2-的能力NiPR为1.01kg·(m3·d)-1。
表2接种污泥活性检测在2~4d，另外接种成熟的厌氧氨氧化颗粒污泥30mL，HRT为2h，设定回流流量为0.42mL·s-1，反应器内部DO<0.01mg·L-1，进出水pH分别为7.95~8.05、8.08~8.20。
其进出水氮浓度见表2，接种污泥的AnAOB最大脱氮速率NRR和NO2-消耗速率NiCR分别为1.31kg·(m3·d)-1、0.86kg·(m3·d)-1。
2.2启动阶段特性分析第二阶段中进水只有157mg·L-1的NH4+-N，进出水pH为8.08~8.20，HRT 为2h。
结果见图2，在5~9d，回流量从0.42mL·s-1逐渐提高到0.83mL·s-1，出水NH4+-N也从90mg·L-1降低到34mg·L-1，过程中出水NO2--N小于5mg·L-1，仅有少量积累，出水NO3--N从8mg·L-1升高到14mg·L-1。
在第9d的时候AnAOB脱氮速率NRR从最初的0.68kg·(m3·d)-1升高到1.29kg·(m3·d)-1，基本达到了接种时的水平。
这个过程中没有NO2-的积累，并且没有观察到明显的NOB活性，这主要是由于AnAOB消耗NO2-的速率NiCR比AOB产生NO2-速率NiPR大。
另外，复氧回流的方式向反应器提供的溶解氧是有限的，这就有效控制了AOB产生NO2-的速率NiPR，在AOB产生NO2-速率低于AnAOB最大消耗NO2-速率[0.86kg·(m3·d)-1]之前，NO2-也就无法得到积累。
说明这种复氧回流的方式稳定的控制了AOB的活性，使得NO2-的产生速率NiPR与消耗速率NiCR达到一个平衡状态，同时由于极低的DO有效的抑制了NOB的活性，避免的NO2-的硝化反应。
2.3复氧回流CANON工艺处理低氨氮废水的可行性分析在AnAOB脱氮速率NRR达到接种时的水平之后，系统没有出现NO2-积累和NO3-的过量产生，表明系统中NiPR和NiCR达到一个良好的平衡状态。
第三阶段(10~55d)把回流量提高到0.97mL·s-1，考察复氧回流运行过程特性。
从图2可以看出，当回流量提高之后，出水NH4+基本呈现稳定下降的趋势，在进水NH4+-N为157mg·L-1情况下，出水浓度从17mg·L-1降低到12mg·L-1。
而出水NO3--N从13.0mg·L-1直接升高到25mg·L-1之后也开始逐渐减小，但是对于出水的NO2--N浓度变化不大，从2mg·L-1升高到5mg·L-1，随后降低到3mg·L-1左右并保持不变。
另外，从图3可以看出在第三阶段的前期NAR最高达到0.19kg·(m3·d)-1，NaPR最大也达到了0.13kg·(m3·d)-1，这说明前期NiPR明显比NiCR大。
图2实验期间氮浓度变化图3实验期间氮转化速率在10~55d之间，NiPR基本保持着一个恒定值1.06kg·(m3·d)-1，但是NaPR呈现出逐步降低的趋势，从0.13kg·(m3·d)-1降低到0.04kg·(m3·d)-1。
这主要是和NO2-转化途径的变化有关。
从图3可以得知AnAOB的NiCR在10~55d之间从0.87kg·(m3·d)-1升高到0.98kg·(m3·d)-1，NRR从1。
31kg·(m3·d)-1升高到1.47kg·(m3·d)-1。
但是这个过程中NO2-的浓度基本上没有什么变化，同时NiPR也保持着一个恒定值，这说明由于NiCR逐渐提高，AOB产生的NO2-从被NOB利用氧化成NO3-的途径(图4中①过程)逐渐地转变为被AnAOB以ANAMMOX的方式氧化NH4+还原成N2的途径(图4中②过程)。
图4 NO2-的转化途径3、讨论3.1复氧回流方式对NOB的有效抑制CANON工艺成功运行的重要前提是NO2-的积累，而使得NO2-得到积累的关键因素是抑制NOB活性。
从接种污泥的活性可以看出，AOB产生NO2-的速率大于AnAOB消耗NO2-的速率，并且接种污泥中有明显的NOB存在，在DO为0.52mg·L-1时，其转化NO2--N的能力达到0.24kg·(m3·d)-1。
所以抑制NOB对NO2-的转化是反应器稳定运行的重要前提。
在高温条件下(30~35℃)，NOB的倍增时间比AOB长，通过控制SRT可以达到抑制NOB活性的目的，但是一般CANON工艺中污泥并不外排，所以以SRT的方式抑制NOB活性是不可取的。
另外，有报道指出高浓度的FA(游离氨)可以抑制NOB的活性，以启动CANON工艺，但是Hawkins等的研究表明FA对NOB产生抑制作用的主要是pH而不是FA，在同样的FA(2.1~2.2mg·L-1)水平下，pH从7.1升高到8.0时，NOB的抑制作用从18%升高到60%;而在同样的pH(pH=8.0)水平下，FA从0.2mg·L-1升高到181mg·L-1时，NOB的抑制作用从69%仅仅升高到73%，这表明FA对NOB的抑制作用不大，并且Liang等研究表明在CANON工艺中无法通过FA达到抑制NOB的目的。