一种培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法

摘要

本发明涉及环保领域中的污水生物处理技术，具体为一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法。本发明通过控制反应参数，实现同步短程硝化反硝化，解决传统生物脱氮过程中处理流程长，设备占地面积大，能耗较高等问题；通过生物强化投加反硝化颗粒污泥、实时监测调控系统内DO浓度、控制适当饥饿期等方法解决好氧颗粒污泥颗粒化时间较长、颗粒污泥不稳定、脱氮效率较低等问题，最终实现异养菌、亚硝化细菌、反硝化细菌的相互协同，并通过调节进水氨氮浓度及HRT等方式调控出水水质，满足后续厌氧氨氧化工艺的进水条件，实现对吡啶等含氮杂环有机物的完全矿化处理，对难降解有毒有害污染物的生物处理具有重要的指导意义。

权利要求

1.一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法，其特征在于：包括如下步骤：

(1)将吡啶降解特效菌Rhizobium sp.NJUST18接种到以吡啶为唯一碳源的无机盐液体培养基中，利用摇床进行恒温培养，在明显看到大量菌丝后，将菌液离心并收集菌体离心物备用；

(2)取脱水处理后的泥饼作为接种污泥接入SBR反应器中，连续空曝24‑30 h，恢复污泥中微生物活性；

(3)将步骤（1）中富集培养的菌体离心物直接加入步骤（2）中空曝后的SBR反应器，通入以乙酸钠和吡啶作为碳源的人工模拟废水运行培养，运行过程中逐步减少乙酸钠的浓度并增加吡啶的浓度，直到进水以吡啶作为唯一碳源，富集硝化细菌；

(4)取步骤（3）运行稳定后SBR反应器三分之一的污泥，在低溶解氧条件下进行反硝化颗粒污泥培养；采用步骤（3）反应后排出液作为培养液，调节pH并加入吡啶作为反硝化电子供体，同时加入CaO序批式培养，形成反硝化颗粒污泥；

(5)将步骤（4）培养获得的反硝化颗粒污泥重新接入步骤（3）获得的富集有硝化细菌的SBR反应器，运行过程中通过高水力剪切和逐步减少沉降时间的方式，逐渐形成好氧颗粒污泥，再适当降低曝气量并提高进水氨氮浓度，实现稳定的短程硝化，获得可降解吡啶的短程硝化脱氮颗粒污泥；控制进水以吡啶为唯一碳源，运行周期设置为12h，浓度为1500mg/L，表面气速为2cm/s，运行初期溶解氧7mg/L；在运行过程中逐步减少沉降时间，第1‑4天沉降时间12min、第5‑8天沉降时间9min、第9‑12天沉降时间6min和第13‑16天沉降时间3min，每个运行周期内吡啶降解饥饿期控制在2‑3h；运行至1500mg/L的吡啶在6h内可降解90%以上时，调整控制系统运行周期为8h，降低曝气量至100L/h，对应表面气速为1cm/s,运行初期溶解氧5mg/L，并向模拟废水中加入250mg/L的氯化铵，稳定培养出可降解吡啶的短程硝化脱氮颗粒污泥；

(6)对于培养出可降解吡啶的短程硝化脱氮颗粒污泥，采用高低溶解氧交替运行的方法，提高脱氮效率；

其中所述的Rhizobium sp.NJUST18 于2013年月28日在中国典型培养物保藏中心CCTCC保藏，保藏单位地址为中国湖北省武汉市武汉大学，保藏编号为CCTCC NO:M2013110，命名为根瘤杆菌NJUST18，其分类命名为 Rhizobium sp.，GenBank登陆号为 JN106368。

2.根据权利要求1所述的一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法，其特征在于：步骤（1）无机盐液体培养基中添加500mg/L吡啶。

3.根据权利要求1所述的一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法，其特征在于：步骤（2）中泥饼采用化工污水处理厂经脱水处理后的泥饼，含水率为75%‑

80%。

4.根据权利要求1所述的一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法，其特征在于： 人工模拟废水含有氯化钙80mg/L、氯化亚铁15mg/L、七水合硫酸镁250mg/L和氯化钾65mg/L，pH通过磷酸二氢钾和十二水合磷酸氢二钠缓冲溶液控制在7‑7.5。

5.根据权利要求1所述的一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法，其特征在于：步骤（3）的具体运行过程为：在人工模拟废水中加入1000mg/L乙酸钠和

500mg/L吡啶，反应器按照进水‑曝气‑沉淀‑排水的顺序周期运行，初始反应周期设置为12‑

16h，其中沉降时间12min，表面气速控制为2cm/s，运行过程中每2‑3天减少乙酸钠200mg/L的浓度、增加吡啶200mg/L的浓度，直到进水以1500mg/L吡啶作为唯一碳源后，采用高低曝气量交替运行的方式，高低曝气量分别为200L/h和60L/h，对应的表面气速为2cm/s和

0.6cm/s，溶解氧浓度在1mg/L‑7mg/L之间，当系统内污泥浓度明显增多，反应器启动阶段结束。

6.根据权利要求1所述的一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法，其特征在于：步骤（4）的序批式培养具体为：24h为一个培养周期，一次性进料，用搅拌器进行搅拌，搅拌转速控制在100‑180r/min，保证缺氧环境，一个培养周期内搅拌23h，沉降

30min，再排水、进水；当系统内总氮去除率达到8‑10mg/L/h，且颗粒污泥平均粒径达到0.5‑

0.6mm时认为反硝化颗粒污泥培养成熟；其中CaO添加量为5‑10mg/L，吡啶浓度为500mg/L，pH可通过磷酸缓冲盐溶液调节至7‑7.5。

7.根据权利要求1‑6任一所述的一种快速培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法，其特征在于：所采用的培养装置包括SBR反应器、进水系统、排水系统、曝气系统、DO在线监测仪和PLC控制系统；SBR反应器为圆柱形双层有机玻璃筒，高径比15‑18，外层可通入循环水进行水浴保温，内层设置有多个用于进水、进气、排水、取样和排泥的阀门，排气口位于反应器正上方；进水系统包括进水桶、进水管和蠕动泵，进水口设置在反应器底部；

排水口位于反应器的中部，保证每次换水体积交换比为50%，连接常闭电磁阀，由PLC控制系统控制；曝气系统包括空气压缩机、气体流量计以及圆柱型微孔曝气头，曝气头和进气口位于反应器底部；DO在线监测仪的一端直接插入反应器主体，另一端则与PLC控制系统相连。

说明书

一种培养降解吡啶同步短程硝化脱氮好氧颗粒污泥的方法

技术领域

[0001] 本发明涉及环保领域中的污水生物处理技术领域，特别涉及含氮杂环难降解有机化合物的生物降解及同步短程硝化反硝化好氧颗粒污泥体系快速构建的方法。

背景技术

[0002] 吡啶等含氮杂环化合物广泛存在于印染废水、焦化废水等工业废水中，是重要的化工原料，具有致畸致癌致突变等特性，可生化性差，传统的物理化学法处理费用过高而传
统的生物处理技术效果较差。如何经济、高效的处理此类化工废水成为水处理领域亟需解
决的重要问题之一。

[0003] 好氧颗粒污泥是自固定化形成的颗粒状微生物聚集体，具有良好的活性和沉降性能，微生物群落丰富，污泥产量少，能够很好的耐受有毒有害物质及水力负荷的冲击，目前
利用好氧颗粒污泥对有毒有害化工废水进行生物降解已取得一些成效。另外，含氮杂环化
合物在开环时氮会转化为氨氮，若不进一步处理容易造成水体富营养化，而好氧颗粒污泥
的特殊膜状结构使得DO扩散受到限制，使其由外向内依次形成好氧区‑缺氧区‑厌氧区，有
利于不同功能微生物在同一系统中同时实现硝化和反硝化，可省去二沉池和污泥回流的费
用，节约处理成本。

[0004] 传统生物脱氮工艺是氨经历完全硝化转化为NO3‑‑N后再进行反硝化转化为气态氮，短程硝化过程利用AOB对DO的亲和能力（DO半饱和系数为0.3mg/L）大于NOB(DO半饱和系
数为1.1mg/L），AOB对FA的耐受浓度（10‑150mg/L）高于NOB（0.1‑1mg/L）等特点抑制NOB的活
‑ ‑
性，使硝化过程控制在NO2‑N阶段，不再继续转化为NO3‑N。短程硝化可在硝化阶段节约25%
的氧气供应，在反硝化阶段节约40%碳源的供应，且该工艺污泥产量低，短程硝化及后续反
硝化的污泥产量较传统生物脱氮可分别降低35%、55%，同时可缩短反应时间，减少反应器容
积，降低投资运行费用。短程硝化与厌氧氨氧化组合的新型脱氮工艺是目前为止最经济的
+ ‑
生物脱氮工艺，厌氧氨氧化工艺利用NH4作为电子供体、NO2‑N作为电子受体转化为氮气去
除，无需另外投加碳源，应用前景广阔，利用好氧颗粒污泥系统对吡啶废水进行短程硝化反
硝化脱氮并联合厌氧氨氧化的处理具有明显的经济效益。

[0005] 尽管好氧颗粒污泥具有很好的耐冲击负荷、耐有毒有害废水和同时去除有机碳及脱氮的能力，但在实际应用中依然存在一些短板，特别以难生物降解废水作为基质时，好氧
颗粒污泥的培养一般需要3个月以上，且脱氮能力较弱，长期运行还容易出现污泥解体现
象，所以目前学术研究偏多，实际应用较少。

发明内容

[0006] 本发明针对目前利用好氧颗粒污泥对难生物降解有机废水进行同步脱氮处理中颗粒化时间较长、脱氮效率较低等问题，提出了一种适用于吡啶等有毒有害化工废水的脱
氮好氧颗粒污泥快速启动及稳定运行的方法，可有效提高系统的脱氮效率，并实现资源利
用最大化。具体技术方案如下：

[0007] 包括如下步骤：

[0008] （1）将吡啶降解特效菌Rhizobium sp.NJUST18接种到以吡啶为唯一碳源的无机盐液体培养基中，利用摇床进行恒温培养，在明显看到大量菌丝后，将菌液离心并收集菌体离
心物备用，其中所述的Rhizobium sp.NJUST18 于2013年3月28日在中国典型培养物保藏中
心CCTCC保藏，保藏单位地址为中国湖北省武汉市武汉大学，保藏编号为CCTCC NO:
M2013110，命名为根瘤杆菌NJUST18，其分类命名为 Rhizobium sp.，GenBank登陆号为 
JN106368；

[0009] （2）取脱水处理后的泥饼作为接种污泥接入SBR反应器中，连续空曝24‑30 h，恢复污泥中微生物活性；

[0010] （3）将步骤（1）中富集培养的菌体离心物直接加入步骤（2）中空曝后的SBR反应器，通入以乙酸钠和吡啶作为碳源的人工模拟废水运行培养，运行过程中逐步减少乙酸钠的浓
度并增加吡啶的浓度，直到进水以吡啶作为唯一碳源，富集硝化细菌；

[0011] （4）取步骤（3）运行稳定后SBR反应器三分之一的污泥，在低溶解氧条件下进行反硝化颗粒污泥培养；采用步骤（3）反应后排出液作为培养液，调节pH并加入吡啶作为反硝化
电子供体，同时加入CaO序批式培养，形成反硝化颗粒污泥；

[0012] （5）将步骤（4）培养获得的反硝化颗粒污泥重新接入步骤（3）获得的富集有硝化细菌的SBR反应器，运行过程中通过高水力剪切和逐步减少沉降时间的方式，逐渐形成好氧颗
粒污泥，再适当降低曝气量并提高进水氨氮浓度，实现稳定的短程硝化，获得可降解吡啶的
短程硝化脱氮颗粒污泥。

[0013] 进一步的，步骤（1）无机盐液体培养基中添加500mg/L吡啶。

[0014] 进一步的，步骤（2）中泥饼采用印染废水、焦化废水等化工污水处理厂经脱水处理后的泥饼，含水率为75%‑80%。此类污泥结构结实紧密，可为污泥最初的颗粒化提供“晶核”，
空曝后泥饼中微生物处于饥饿状态，生存能力低的微生物被淘汰，而留下来的微生物则不
断适应新环境并趋向于抱团生长，可促进系统中好氧颗粒污泥的形成。

[0015] 进一步的，人工模拟废水为：氯化钙80mg/L、氯化亚铁15mg/L、七水合硫酸镁250mg/L、氯化钾65mg/L，pH通过磷酸二氢钾和十二水合磷酸氢二钠缓冲溶液控制在7‑7.5。

[0016] 进一步的，步骤（3）的具体运行过程为：模拟废水中加入1000mg/L乙酸钠和500mg/L吡啶，反应器按照进水‑曝气‑沉淀‑排水的顺序周期运行，初始反应周期设置为12‑16h，其
中沉降时间12min，表面气速控制为2cm/s，运行过程中每2‑3天减少乙酸钠200mg/L的浓度、
增加吡啶200mg/L的浓度，直到进水以1500mg/L吡啶作为唯一碳源后，采用高低曝气量交替
运行的方式，高低曝气量分别为200L/h和60L/h,对应的表面气速为2cm/s和0.6cm/s，溶解
氧浓度在1mg/L‑7mg/L之间，当系统内污泥浓度明显增多，反应器启动阶段结束。

[0017] 进一步的，步骤（4）的序批式培养具体为：24h为一个培养周期，一次性进料，用搅拌器进行搅拌，搅拌转速控制在100‑180r/min，保证缺氧环境，一个培养周期内搅拌23h，沉
降30min，再排水、进水；当系统内总氮去除率达到8‑10mg/L/h，且颗粒污泥平均粒径达到
0.5‑0.6mm时认为反硝化颗粒污泥培养成熟；其中CaO添加量为5‑10mg/L，吡啶浓度为
500mg/L，pH可通过磷酸缓冲盐溶液调节至7‑7.5。在培养反硝化颗粒污泥的过程中加入
CaO，其在碱性条件下形成Ca(OH)2，与微生物代谢产生的CO2反应可形成细小的CaCO3，碳酸
钙可作为诱发污泥颗粒化的核，使微生物可以迅速凝聚到核的周围，加速反硝化污泥颗粒
化。

[0018] 进一步的，步骤（5）控制进水以吡啶为唯一碳源，运行周期设置为12h，浓度为1500mg/L，表面气速为2cm/s，运行初期溶解氧7mg/L。在运行过程中逐步减少沉降时间，第
1‑4天沉降时间12min、第5‑8天沉降时间9min、第9‑12天沉降时间6min、第13‑16天沉降时间
3min，每个运行周期内吡啶降解饥饿期控制在2‑3h，运行至1500mg/L的吡啶在6h内可降解
90%以上时，调整控制系统运行周期为8h，降低曝气量至100L/h，对应表面气速为1cm/s,运
行初期溶解氧5mg/L，并向模拟废水中加入250mg/L的氯化铵，稳定培养出可降解吡啶的短
程硝化脱氮颗粒污泥。

[0019] 通过高水力剪切及逐步减少沉降时间的方式培养高效降解吡啶的脱氮好氧颗粒污泥。在水力剪切力的交错缠绕作用下，反硝化颗粒污泥成为新的核心，吡啶降解菌、硝化
细菌逐渐包裹在原反硝化颗粒污泥的外部，同时逐步减少沉降时间，淘汰沉降能力较弱的
微生物，而沉降性能好的微生物则被保留在反应器内。在运行过程中根据吡啶周期降解情
况逐步调整反应器运行周期从12h降至8h，控制适当的饥饿期，促进微生物分泌胞外聚合
物，其中多糖、蛋白等物质可提高颗粒污泥的稳定性。好氧颗粒污泥形成后，适当降低曝气
量并提高进水氨氮浓度，抑制NOB的活性，最终实现稳定的短程硝化。

[0020] 进一步的，对于培养出可降解吡啶的短程硝化脱氮颗粒污泥，采用高低溶解氧交替运行的方法，提高脱氮效率。

[0021] 进一步的，所采用的培养装置包括SBR反应器、进水系统、排水系统、曝气系统、DO在线监测仪、PLC控制系统；SBR反应器为圆柱形双层有机玻璃筒，高径比15‑18，外层可通入
循环水进行水浴保温，内层设置有多个用于进水、进气、排水、取样和排泥的阀门，排气口位
于反应器正上方；进水系统包括进水桶、进水管和蠕动泵，进水口设置在反应器底部；排水
口位于反应器的中部，保证每次换水体积交换比为50%，连接常闭电磁阀，由自动控制器控
制；曝气系统包括空气压缩机、气体流量计以及圆柱型微孔曝气头，曝气头和进气口位于反
应器底部；DO在线监测仪的一端直接插入反应器主体，另一端则与PLC控制器相连。

[0022] 本发明中吡啶降解与反硝化之间存在协同作用，与硝化反应之间存在竞争关系。在一个序批式反应前期，吡啶降解消耗大量溶解氧，由于硝化细菌对DO的吸附能力小于异
养细菌，硝化细菌得不到充足的DO，系统中DO维持在较低水平，通过扩散进入颗粒污泥内部
的溶解氧减少，有利于缺氧、厌氧反硝化细菌在好氧颗粒污泥内部实现反硝化脱氮；在反应
后期，吡啶几乎降解完全，硝化细菌得到足够的DO，可将前期吡啶降解产生的氨氮转化为亚
硝酸盐氮，并为下一个周期的反硝化过程提供电子受体。

[0023] 本发明中通过设置DO探头，实时监测系统内的DO浓度，能够更加直观的了解反应进程，并通过连接PLC自动控制系统与曝气装置形成联动，在经过DO低点后，通过自动控制
系统降低系统曝气量，不仅可以减少反应器运行的动力的供应，提高氧气的利用率，还可为
颗粒污泥内部的反硝化细菌提供良好的反应条件，提高脱氮效率，在实际应用中具有重要
的作用。该过程中反应初期吡啶降解菌消耗大量溶解氧，DO浓度逐渐下降，吡啶基本降解完
全后，亚硝化细菌对溶解氧的需求量较小，系统中DO浓度出现拐点后显著上升。

[0024] 本发明利用系统中部分污泥强化培养反硝化颗粒污泥，并加回原SBR系统，由反硝化颗粒污泥作为好氧颗粒污泥的核心，优化颗粒污泥结构，可加快颗粒化进程，提高反硝化
细菌占比和脱氮效率。未加入反硝化颗粒污泥，由单一吡啶降解菌构建的体系中好氧颗粒
污泥呈淡黄色球形，表面光滑具有清晰的外轮廓，平均粒径1mm左右。本发明中颗粒污泥呈
黄色椭圆状或球状，粒径显著增大，平均粒径可达2mm以上，污泥表面多孔且具有较高的比
表面积，可保障溶解氧（DO）以及营养物质传质，脱氮效率最高可达50%以上。

[0025] 本发明通过控制运行周期让颗粒污泥存在2‑3小时的基质匮乏期即饥饿期，该阶段模拟废水中的碳源‑吡啶已被降解殆尽，外界提供的碳源不能满足微生物的生长所需，微
生物利用自身存储的营养物质、降解中间产物、胞内及胞外聚合物进行内源呼吸。适当的饥
饿期会刺激微生物分泌EPS来应对饥饿状态，EPS中的多糖、蛋白类物质可增加细胞表面疏
水性，加强细胞间的亲和力，提高微生物之间的凝聚能力，有利于好氧颗粒系统长期稳定运
行。若不存在饥饿期，上一周期残留的吡啶会继续积累到下一周期，长此以往会导致吡啶负
荷过高，若饥饿期过长，会因营养物质缺乏而不利于微生物的增殖，最终导致菌胶团解体，
沉降性能变差。

[0026] 本发明利用AOB和NOB的氧饱和系数、最适生长温度和对FA的耐受程度的不同，通过控制曝气量、pH、水温、进水氨氮浓度等参数，使系统中DO、FA浓度、温度适宜AOB的生长，
而NOB的活性受到抑制，达到富集AOB的效果，亚硝酸盐积累率达到94%以上。

[0027] 本发明为化工企业难降解有毒有害废水提供一种经济、高效的生物处理方法，通过控制反应参数，实现同步短程硝化反硝化，解决传统生物脱氮过程中处理流程长，设备占
地面积大，能耗较高等问题；通过生物强化投加反硝化颗粒污泥、实时监测调控系统内DO浓
度、控制适当饥饿期等方法解决好氧颗粒污泥颗粒化时间较长、颗粒污泥不稳定、脱氮效率
较低等问题，最终实现异养菌、亚硝化细菌、反硝化细菌的相互协同，并通过调节进水氨氮
浓度及HRT等方式调控出水水质，可满足后续厌氧氨氧化工艺的进水条件，实现对吡啶等含
氮杂环有机物的完全矿化处理，对难降解有毒有害污染物的生物处理具有重要的指导意
义。

[0028] 通常难降解有机废水在进行生物处理前需进行物理‑化学预处理，本发明通过投加吡啶降解特效菌，构建好氧颗粒污泥体系直接利用生物法处理废水，省去预处理步骤，在
实际应用中具有明显的经济效益。

[0029] 本发明通过生物强化投加反硝化颗粒污泥，增加颗粒污泥中反硝化细菌比例，并为好氧颗粒污泥的形成提供核心，加速污泥颗粒化，在2个月之内成功构建好氧颗粒污泥体
系，并通过控制适当饥饿期，构建高低溶解氧自动调控系统，节约运行成本，提高脱氮效率，
颗粒污泥平均粒径在2mm以上，污泥脱氮效率在50%以上，实现颗粒污泥的长期稳定运行。

[0030] 本发明构建同步短程硝化反硝化体系，与传统生物脱氮相比，在硝化阶段节约25%的氧气供应，降低35%的污泥产量，在反硝化阶段节约40%碳源的供应，降低55%的污泥产量，
且亚硝化细菌和反硝化菌存在于同一个系统中，以扩散的方式相互提供底物，并消除各自
代谢产物积累造成的抑制，平衡pH，且不需进行硝化液回流，简化反应装置，降低投资运行
费用，并为后续进行厌氧氨氧化处理提供合适的进水。

附图说明

[0031] 图1 实施例1中氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、吡啶氮浓度变化情况图；

[0032] 图2 实施例1中总氮、DO浓度变化情况图；

[0033] 图3 实施例2中氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、吡啶氮浓度变化情况图；

[0034] 图4 实施例2中总氮、DO浓度变化情况图；

[0035] 图5 由单一吡啶降解菌构建的体系中好氧颗粒污泥数码相机图；

[0036] 图6 由单一吡啶降解菌构建的体系中好氧颗粒污泥显微镜图；

[0037] 图7 本发明实施例2体系中好氧颗粒污泥数码相机图；

[0038] 图8 本发明实施例2体系中好氧颗粒污泥显微镜图。

具体实施方式

[0039] 下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于
本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他 
实施例，都属于本发明保护的范围。

[0040] 以下实施例中模拟废水均加入氯化钙80mg/L、氯化亚铁15mg/L、七水合硫酸镁250mg/L、氯化钾65mg/L。进水pH通过磷酸二氢钾和十二水合磷酸氢二钠缓冲溶液控制在
7.5，其中KH2PO4为0.05g/L、Na2HPO4▪12H2O为1.3g/L，水浴控制系统温度为30℃。由于实验室
条件有限，系统中DO浓度采用便携式DO监测仪进行测量。

[0041] 实施例1：

[0042] 1、将吡啶降解特效菌Rhizobium sp.NJUST18接种到添加了500mg/L吡啶的无机盐培养基中，利用摇床进行培养，可明显看到大量菌丝后，将菌液离心收集菌体离心物备用。

[0043] 2、取化工污水处理厂经脱水处理后的泥饼作为接种污泥，泥饼含水率75%‑80%，连续空曝24‑30h。

[0044] 3、将3g左右吡啶降解特效菌菌体离心物直接加入SBR系统中，通过蠕动泵向系统泵入含有1000mg/L乙酸钠和500mg/L吡啶的模拟废水，反应器按照进水‑曝气‑沉淀‑排水的
顺序周期运行，初始反应周期设置为12h，其中沉降时间12min，表面气速控制为2cm/s，运行
过程中每3天减少乙酸钠200mg/L的浓度、增加吡啶200mg/L的浓度，直到进水以1500mg/L吡
啶作为唯一碳源后，采用高低曝气量交替运行的方式，高低曝气量设置为200L/h和60L/h,
对应的表面气速为2cm/s和0.6cm/s。当系统内污泥浓度明显增多，反应器启动阶段结束。

[0045] 4、从系统出取出三分之一的污泥，在DO<1.0mg/L的低溶解氧条件下进行反硝化颗粒污泥培养，利用系统排出液作为培养液，调节pH为7.5，加入吡啶作为反硝化电子供体，并
加入8mg/L的CaO。采用批式培养，24h为一个培养周期，一次性进料，用搅拌器进行搅拌，搅
拌转速控制在120r/min，一个培养周期内搅拌23h，沉降30min，再排水、进水。当系统内总氮
去除率达到8mg/L/h，且颗粒污泥平均粒径达到0.5mm左右时认为反硝化颗粒污泥培养成
熟。

[0046] 5、将反硝化颗粒污泥重新接入原SBR反应器，控制进水以吡啶为唯一碳源，浓度为1500mg/L，表面气速为2cm/s。在运行过程中逐步减少沉降时间，第1‑4天沉降时间12min、第
5‑8天沉降时间9min、第9‑12天沉降时间6min、第13‑16天沉降时间3min。运行过程中根据吡
啶的降解情况调整SBR的运行周期为12h，控制2‑3小时的饥饿期，经过20d的稳定运行，
1500mg/L的吡啶在6h内可降解90%以上，且发生了明显的硝化反应，初步形成了具有吡啶降
解能力和完全硝化能力的成熟的好氧颗粒污泥。

[0047] 6、控制系统运行周期为8h，降低曝气量至100L/h，对应表面气速为1cm/s,并向模拟废水中加入250mg/L的氯化铵，通过15天的稳定运行，成功培养出亚硝化脱氮颗粒污泥，
实现了稳定的短程硝化，亚硝酸盐积累率达到94%左右，总氮去除率40%‑45%。一个运行周期
中氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、吡啶氮的浓度变化如图1所示，总氮及DO浓度变化如图2所
示。

[0048] 该过程中FA的浓度按以下公式计算（pH值以7.5计算）：

[0049] 游离氨浓度（mg/L）=

[0050] 此条件下一个周期内系统中FA浓度始终大于3mg/L，最高不超过10mg/L，NOB活性受到明显抑制，但AOB活性不受抑制,且AOB相比NOB对氧气的亲和力更大，在降低曝气量的
情况下，NOB得不到足够的氧气，最终淘汰出系统。

[0051] 实施例2：

[0052] 根据图2中DO的变化情况可知，4h后吡啶去除率已达到70%，吡啶降解菌对氧气的需求降低，而AOB对氧气的需求较小，DO浓度呈现逐渐上升的趋势，系统中DO浓度的增大不
仅浪费能耗，还会抑制颗粒污泥内部反硝化细菌的活性。本次实验中按照应用实例1的步骤
得到亚硝化脱氮颗粒污泥后，在一个运行周期的第5小时，调节曝气量至30L/h，对应表面气
速为0.3cm/s，使颗粒污泥在反应器中正好呈悬浮状态，保证颗粒污泥与废水的充分接触，
此时吡啶几乎降解完全，在低溶解氧情况下，满足好氧吡啶降解菌降解剩余吡啶的氧气需
求。同时，颗粒污泥内部缺氧区域增大，颗粒污泥内部反硝化细菌可利用PHB、吡啶降解中间
产物、胞内和胞外聚合物等作为碳源进行反硝化脱氮，不但可以减少系统运行后期动力工
艺，降低运行费用，提高经济效益，还能为反硝化细菌提高良好的反应条件，提高脱氮效率，
系统总氮去除率提升至50%以上，亚硝酸盐氮积累率达到95%以上。一个运行周期中氨氮、亚
硝酸盐氮、硝酸盐氮、吡啶氮的浓度变化如图3所示，总氮及DO浓度变化如图4所示。

[0053] 成功淘汰出NOB，实现短程硝化脱氮后，可通过降低进水氨氮浓度或增加曝气时间等方式优化反应条件，使出水亚硝态氮和和氨氮摩尔比在0.9‑1.2，可为后续厌氧氨氧化提
供合适进水。

[0054] 未加入反硝化颗粒污泥，由单一吡啶降解菌构建的体系中好氧颗粒污泥如图5和图6所示，呈淡黄色球形，粒径分布较均匀，平均粒径不超过1mm，表面光滑且具有清晰的外
轮廓。本发明通过加入反硝化颗粒污泥，并作为培养好氧颗粒污泥污泥的核心，好氧颗粒污
泥如图7和图8所示，呈黄色椭圆状或球状，粒径显著增大，粒径从1mm到4mm不等，平均粒径
可达2mm以上。

[0055] 上面对本专利的较佳实施方式作了详细说明，但是本专利并不限于上述实施方式，在本领域的普通技术人员所具备的知识范围内，还可以在不脱离本专利宗旨的前提下
作出各种变化。