部分亚硝化/厌氧氧化工艺在处理食物废弃物消化物时的性能稳定性：硝化细菌（NOB）的抑制作用及微生物间的相互作用

时间：2026年2月20日

来源：Journal of Water Process Engineering

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有机肥消化产物（FWD）处理中反硝化-氨氧化（PN/A）过程因硝化细菌（NOB）增殖导致稳定性崩溃，氮去除效率（NRE）降至21.6%。实验表明，低浓度自由氨（FA）和自由硝酸（FNA）虽短期抑制NOB活性，但引发其快速适应性耐受，同时伴随氨氧化细菌（AnAOB）和反硝化细菌（DB）群落结构演变。通过厌氧培养模式调控，NOB活性受抑制，且AnAOB中钙黄单胞菌（Ca. Brocadia）占比显著提升至5.76%，促进NO₂⁻-N利用效率，最终实现NRE 81.5%。

中国矿业大学环境与空间信息学院，徐州，221116，中国

摘要

有机物引起的微生物群落稳定性破坏，在应用厌氧氨氧化（anammox）工艺处理食品废弃物消化（FWD）时构成了关键挑战。在本研究中，亚硝酸盐氧化菌（NOB）的增殖导致了部分硝化/厌氧氨氧化（PN/A）过程的崩溃，使得FWD处理的氮去除效率（NRE）降低至21.6%。在处理初期（8天内），使用原位游离氨（15–20 mg/L）和外部游离亚硝酸酸（10 μg/L）对NOB的活性有轻微抑制作用。然而，NOB迅速适应了这两种抑制方式，并伴随着厌氧氨氧化活性的下降。qPCR结果证实，氨氧化菌（AnAOB）的减少和反硝化菌（DB）的增加是影响PN/A过程稳定性的另一个关键因素。厌氧培养模式抑制了NOB的活性，Nitrospira的丰度降至0.09%。同时，AnAOB发生了显著的物种演化：Ca. Brocadia的比例从0.15%增加到5.76%，从而增强了AnAOB（包括Ca. Kuenenia）对NO₂⁻-N的利用能力。本研究为克服FWD处理过程中NOB和异养细菌增殖带来的挑战提供了有价值的见解。

引言

FWD是厌氧消化过程的副产品，用于处理高浓度的食品废弃物有机固体[1]。FWD含有较高的NH₄⁺-N含量（高达3000 mg/L）和较低的C/N比（低于1），使其适合通过PN/A工艺进行处理[2],[3]。然而，NOB和DB与AnAOB竞争亚硝酸盐，而NOB又与氨氧化菌（AOB）竞争氧气[4]。因此，在实施FWD处理过程中，实现AOB、AnAOB和DB的有效共存同时抑制NOB是主要挑战[5]。

游离氨（FA）和游离亚硝酸酸（FNA）被广泛用于抑制NOB，通常分为原位抑制、外部抑制以及原位和外部交替抑制方法[4],[6],[7]。AnAOB能够产生大量的胞外聚合物物质（EPS），形成了PN/A污泥的主要形态[8]。PN/A颗粒污泥中的好氧-厌氧双层生物膜结构保护了内部厌氧生物膜中AnAOB的增殖，而外部好氧生物膜中的NOB也存在于颗粒污泥中，并优先利用亚硝酸盐[9]。与NOB相比，AOB对FA和FNA的抑制阈值更高[10]。因此，在PN/A颗粒工艺中，确保FA和FNA不会抑制AnAOB的同时有效抑制NOB至关重要[4]。

确定FA和FNA对NOB的抑制阈值对于PN/A工艺的稳定运行至关重要[11]。然而，这些抑制阈值受到不同NOB属、AnAOB属以及反应器操作模式综合影响，从而降低了它们的参考价值。在NH₄⁺-N浓度为500至1500 mg/L的170天运行过程中，发现5.68 mg/L的原位FA浓度能有效抑制NOB（Nitrospira）；而AnAOB（Ca. Kuenenia）的抑制阈值为15.8 mg/L[4],[12]。此外，在NH₄⁺-N浓度为250至500 mg/L的条件下，使用24.8至27.3 mg/L的原位FA浓度也能抑制NOB（Nitrospira）[13],[14]。这些结果表明，在较低的NH₄⁺-N浓度下可以实现更高的FA抑制效果。然而，在较高的NH₄⁺-N浓度下，底物抑制的风险增加，导致抑制阈值出现差异。FNA的抑制阈值也存在类似现象。42.3 μg/L的高FNA浓度能有效抑制NOB[13]，但有报道指出这也会抑制AnAOB[4]。此外，作为废水处理中常见的NOB属，Nitrobacter和Nitrospira对FA和FNA分别表现出适应性长期响应，从而影响了NOB的持续抑制效果[15]。另外，Ca. Brocadia和Ca. Kuenenia是主要的厌氧氨氧化菌株，但它们对NH₄⁺-N的耐受性不同，其中Ca. Brocadia对NH₄⁺-N的亲和常数较低[16]。操作模式的变化（如调整进水NH₄⁺-N水平）会导致AnAOB菌株的演化[2]。这也影响了FA和FNA抑制NOB的可靠性。因此，有必要全面研究NOB属、AnAOB属以及反应器操作模式的影响机制和控制策略，以实现FWD处理过程中的NOB抑制。

本研究采用PN/A颗粒工艺处理FWD。主要目标有两个：（i）探讨PN/A工艺对NOB的抑制策略；（ii）研究不同NOB抑制策略对功能性微生物和微生物群落活性的影响。

部分内容

反应器设置与操作

实验使用了5 L的气升式反应器（图1）。温度控制在25°C。在反应器底部安装了直径为5 mm的玻璃管，以向AOB供氧，同时促进PN/A颗粒在反应器内的循环和底物的利用。基于先前的研究，采用三阶段策略来启动PN/A过程[17]。最初引入活性污泥以开始PN过程。

PN/A过程的启动与恶化

在第一阶段，PN/A过程成功启动，氮去除效率（NRE）为70.2 ± 4.7%（图2）。然而，ΔNO₃⁻-N/ΔNr比值逐渐偏离理论值11%，在20天内达到19.4% ± 2.8%[25]。溶解氧（DO）为0.1 mg/L，显著低于其他NOB抑制研究中报告的水平（0.4至0.6 mg/L）[17],[26],[27]。可以通过曝气系数（曝气速率/进水NH_{4⁺-N）来评估曝气水平对PN/A过程的影响}

结论

食品废弃物中的有机物导致NOB和异养细菌过度增殖，从而引发了PN/A过程的崩溃。FA和FNA的抑制作用较弱，导致AnAOB活性受到抑制，而NOB迅速适应了这种抑制。厌氧培养模式抑制了NOB，并促进了AnAOB的显著物种演化，使PN/A过程的稳定性得以恢复。在C/N比为0.8的条件下，氮去除效率达到了81.5%。本研究提供了

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