NO2-促进剩余污泥水解新原理：Fe(Ⅱ)氧化与Fe(Ⅲ)还原

孟雨桐 赵智强 高金索 张耀斌

摘 要：剩余污泥的水解破壁是其厌氧消化的限速步骤。投加Fe（Ⅲ）氧化物可富集具有异化铁还原功能的Fe（Ⅲ）还原菌，强化复杂有机物的分解，是一种促进剩余污泥水解破壁的有效手段。然而，在实际工程中，连续投加Fe（Ⅲ）氧化物不经济。亚硝酸鹽作为反硝化中间产物，被报道能促进污泥水解破壁，同时可将污泥中的Fe（Ⅱ）化学氧化为Fe（Ⅲ），但对于亚硝酸盐引发的Fe（Ⅱ）氧化和Fe（Ⅲ）还原过程对污泥水解破壁及后续厌氧消化的影响却鲜有报道。向剩余污泥中添加亚硝酸盐，发现其中97.3%的Fe（Ⅱ）被氧化为Fe（Ⅲ），进而参与异化铁还原。扫描电镜和三维荧光光谱结果表明，添加亚硝酸盐组污泥水解破壁明显，有机物大量释出;微生物群落分析表明，添加亚硝酸盐组反硝化细菌和Fe（Ⅲ）还原菌显著富集。厌氧消化结束后，相比对照组（未添加亚硝酸盐），添加亚硝酸盐组污泥减量化和累积甲烷产量分别提高21%和86%。

关键词：剩余污泥;水解破壁;异化铁还原;亚硝酸盐;Fe（Ⅱ）氧化

中图分类号：X705 文献标志码：A 文章编号：2096-6717（2021）06-0155-10

Abstract： Hydrolysis including the cell disintegration is the rate-limiting step of anaerobic digestion of waste activated sludge. Adding Fe（Ⅲ） oxides to enrich the Fe（Ⅲ）-reducing bacteria via the dissimilatory iron reduction can enhance the decomposition of complex organic compounds， which is considered as an effective method to promote the hydrolysis and cell disintegration of waste activated sludge. However， the continuous addition of Fe（Ⅲ） oxides is uneconomical in the practical engineering. Adding nitrite， the intermediates in the denitrification， has been reported to promote the hydrolysis and cell disintegration of waste activated sludge.In the meantime the Fe（Ⅱ）in the sludge can be chemically oxided to Fe（Ⅲ）.However， there are few reports on the effects of nitrite induced Fe（Ⅱ） oxidation and Fe（Ⅲ） reduction processes on sludge hydrolysis and cell disintegration and subsequent anaerobic digestion.In this study， adding nitrite into the waste activated sludge caused the oxidation of Fe（Ⅱ） with an efficiency of 97.3%. The produced Fe（Ⅲ） further drove the dissimilatory iron reduction.Analysis of scanning electron microscope and three dimensional fluorescence spectrum indicated that the hydrolysis and cell disintegration of waste activated sludge were significantly enhanced in the nitrite-added group， accompanied by the release of large amounts of soluble organic compounds.Analysis of microbial community showed that，both denitrifying and Fe（Ⅲ）-reducing bacteria were significantly enriched in the nitrite-added group. After anaerobic digestion， the sludge reduction and accumulative methane production in the nitrite-added group were 21% and 86% higher than that in the control group without nitrite， respectively.

Keywords： waste activated sludge;hydrolysis and cell disintegration; dissimilatory iron reduction;nitrite;Fe（Ⅱ）  oxidation

城市污水处理规模扩增带来剩余污泥的急剧增加[1]。剩余污泥中富集了大量有机物、病原体、重金属等，若不妥善处理会危害环境安全。厌氧消化是实现污泥稳定化和安全化处理的有效手段之一，能在实现剩余污泥减量化的同时回收甲烷。然而，由于污泥细胞壁的存在，细胞内有机物难以被释放到液相，这限制了污泥厌氧消化的水解效率[2]。

异化铁还原是一种强化污泥厌氧消化的有效手段。异化铁还原菌以Fe（Ⅲ）矿物为电子受体能够协助芳香族、部分糖类和长链脂肪酸等复杂有机物的降解[3]。投加铁氧化物可以富集铁还原菌，同时依靠Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）的氧化与还原使微生物种间电子传递效率得到有效提升。近年来，大量学者通过投加铁氧化物到污泥厌氧消化反应器中取得了较好的运行效果，显著提升了甲烷产量[4-6]。但值得注意的是，在实际工程中，连续投加Fe（Ⅲ）不经济，且较高含量的铁可能在污泥处置中带来潜在风险[7]，在污水处理工艺末端，含铁絮凝剂的投加会使剩余污泥包含大量的铁，若能将这部分铁有效利用或循环利用将是一种经济有效的方案。

亚硝酸盐是部分来自反硝化过程的重要中间产物，可在废水处理中由硝酸盐还原或氨氧化过程得到。近期许多研究者发现在剩余污泥厌氧消化系统中投加亚硝酸盐可以促进污泥发酵[8-10]，Wang等[9]认为亚硝酸盐具有促进细胞破壁和有机物水解的作用。值得关注的是，亚硝酸盐同样会对剩余污泥中铁的价态产生影响。由于Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）氧化还原电位介于N的氧化还原电位之间，NO-2可以迅速地化学氧化Fe（Ⅱ），又称氮依赖型铁氧化（见式（1）～式（3）[11]），化学反硝化产生的Fe（Ⅲ）将在体系中继续参与异化铁还原作用[12]，从而持续促进复杂有机物的分解。目前，对于亚硝酸盐投加后引发异化铁还原途径对剩余污泥的水解及后续厌氧消化的影响却鲜有研究。

笔者提出一种投加亚硝酸盐改善污泥消化的新原理，即引发Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）的氧化和还原，从而促进复杂有机物的降解。弱碱性条件（pH=7.5）下，向剩余污泥厌氧消化反应器中投加亚硝酸盐，以实现Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）的氧化还原及提升污泥降解率，并对其机理和微生物群落变化情况进行分析。

1 材料和方法

1.1 引种污泥和剩余污泥

引种污泥取自大连夏家河污泥处理厂，其挥发性悬浮固体（VSS）约为35 g/L，总悬浮固体（TSS）约为70 g/L。剩余污泥取自中国大连春柳城市污水处理厂的脱水剩余污泥，实验前加入高纯水稀释至含固率约为9%，其参数指标：TSS为（56.7±3.8）g/L，VSS为（28.4±0.3）g/L，总化学需氧量（TCOD）为（41 010.2±830.5）mg/L，总氮（TN）为（1 132.7±49.6）mg/L，溶解性化学需氧量（SCOD）为（308.5±36.8）mg/L，Fe（Ⅱ）为（1 282.8±128.0）mg/L，Fe（Ⅲ）为（1 029.4±39.5）mg/L。

1.2 实验设置

阶段Ⅰ，采用两组有效容积为150 mL的厌氧瓶分别为空白组（以下简称为R1）和亚硝酸盐处理组（以下简称为R2），每组设18个平行。将50 mL稀释后的剩余污泥样品添加到厌氧发酵瓶中，并在每个瓶中通入N2维持30 min，以去除其中的空气，随后立即用橡胶塞将其密封并置于恒温摇床中，于120 r/min、37 ℃的条件下发酵6 d。在理论上，1 mol Fe（Ⅱ）完全被氧化可接受1 mol电子，而1 mol NO-2可提供3 mol电子，因此，为使初始剩余污泥中的1.146 mmol/L Fe（Ⅱ）完全被氧化为Fe（Ⅲ），按照nFe（Ⅱ）∶nNO-2-N小于3∶1在R2每个平行反应器中分别添加1 mL的30 g/L的NaNO2，使反应器中NO-2-N含量为121.74 mg/L。同时在空白组中补充等量的高纯水。每天从每组3个未取样的反应器中取适当泥水混合样品进行分析，在反应结束时，分析各反应器顶空的气体成分和含量。

阶段Ⅱ，将酸化后的剩余污泥和接种污泥以9∶1的比例混合使其总体积为120 mL，并置于150 mL厌氧瓶中密封培养，同样通入N2 30 min，以去除顶部空气，在每个反应器顶部连接气体采集袋，每4 d替换一次气袋并测定每个反应器中的甲烷和二氧化碳的产生量。

1.3 分析指标和方法

1）化学分析。摇匀后的泥水混合样品均在10 000 r/min、4 ℃条件下离心20 min，然后通过0.25 μm滤膜过滤，得到用于分析液相指标的滤液。滤液和泥水混合样品中基础指标分析参照《水和废水监测分析方法》：用重量法测定挥发性悬浮物（VSS）、总悬浮物（TSS）[3];用微波消解比色法测定溶解性化学需氧量（SCOD）、总化学需氧量（TCOD）;考马斯亮蓝法测定溶解性蛋白和总蛋白[13];蒽酮硫酸法测定溶解性多糖和總多糖;分别使用两台气相色谱仪（天美，7900/热导检测器，中国）测定气体和挥发性脂肪酸（VFAs）的组分和含量[14]，采用Zhu等[15]介绍的方法测定NH+4-N、NO-2-N;使用电子能谱仪（EDS）观察冷冻干燥后污泥样品中Fe元素的分布情况;将污泥与0.5 mol/LHCl溶液以1∶5的比例混合，浸提2 h后离心，参照Ding等[16]的方法分析Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）。

2）电子显微镜分析。将反应前后的污泥样品经冷冻干燥后固定在铜片上，再经过喷金镀膜以增强导电性，通过扫描电镜（SEM）观察剩余污泥样品细胞形态的变化。

3）三维荧光光谱分析。为分析污泥释放的有机物种类和对污泥生物降解性的影响，采用日本日立FL4500荧光分光光度计对稀释后的污泥悬浮液进行分析。三维激发发射光谱2 400 nm/min的扫描速度以5 nm为增量，扫描范围为激发波长（Ex）250～500 nm，发射波长（Em）200～400 nm。所获得的矩阵光谱数据采用Origin2018进行数据分析。参照Chen等[17]的方法划分荧光区域，计算其体积积分占比Pi，n，%。

4）微生物群落分析。在每阶段实验结束后，在R1和R2反应器中分别取10 mL样品，委托上海生工生物工程有限公司采用高通量16S rRNA测序技术进行微生物群落结构分析。污泥样品经0.1 mol/L PBS溶液清洗和离心预处理后，使用E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit（OMEGA）和Qubit3.0 DNA检测试剂盒对污泥样品中的DNA进行提取和定量。采用（341F/805R）引物对细菌的16S rRNA基因进行PCR扩增，采用（340F/1000R）引物和（349F/806R）引物对古菌进行两轮扩增。之后采用Illumina TruSeq DNA库的方案构建汇集和纯化之后的PCR产物。采用上海生工科技的测序仪（Illumia，Illumina Hiseq 2000，美国）进行高通量测序。

最终利用RDP、Silva和NCBI数据库对得到的操作分类单元（OTUs）进行分类（www.ncbi. nlm.nih.gov， http：//rdp.cme.msu.edu）。所得微生物测序分析结果经过去除接头序列、合并低含量序列等步骤得到最终有效序列，根据OTU在不同样本中的丰度分布，评估每个样本的微生物多样性水平。

2 结果与讨论

2.1 投加亚硝酸盐对Fe和污泥水解的影响

2.1.1 剩余污泥中铁的氧化和还原

如图1（a）所示，能谱仪（EDS）对原始剩余污泥的分析结果揭示了初始剩余污泥中铁元素的存在形式，其中55.6%是Fe（Ⅱ）。对阶段I两组反应器中Fe（Ⅱ）、NO-2-N及NH+4-N含量变化情况进行了监测。如图1（b）、（c）所示，在R2组分两次（初始和第3天）添加了0.43 mmol/L亚硝酸盐，随着亚硝酸盐的添加，Fe（Ⅱ）含量均在6 h内迅速降低，分别由1 282.79、1 713.26 mg/L降至35.22、207.26 mg/L。亚硝酸盐的消耗与Fe（Ⅱ）的氧化同步进行，投加的121.74 mg/L亚硝酸盐在1 d内几乎被完全消耗，可见投加的亚硝酸盐85%以上用于氧化Fe（Ⅱ），而余量可能用于有机碳氧化或氨氧化。另发现两组反应器中NO-2-N的含量在低浓度区间（0～0.1 mg/L）波动变化，这可能是由于溶解性氨的部分氧化。

各反应器中二价铁溶出量的升高可以证实其中异化铁还原反应的发生。如图1（b）所示，未添加亚硝酸盐的R1组中Fe（Ⅱ）含量仅在第一天升高，随后基本保持在（1 715.22±31.67）mg/L，而R2中只有当亚硝酸盐消耗完全后，Fe（Ⅱ）的含量才开始升高，在两次投加亚硝酸盐后，3天内逐渐恢复至1 713.26、1 388.20 mg/L。可见，投加亚硝酸盐能在不外加铁源的条件下为污泥厌氧消化系统提供更多的活性Fe（Ⅲ），这些Fe（Ⅲ）可被铁还原菌利用作为电子受体参与异化铁还原过程。

2.1.2 剩余污泥破壁和有机物增溶

由于胞外聚合物、细胞膜和细胞壁的存在，剩余污泥中的有机物不易被释放，通常以固相形式存在于细胞内，因此，常认为有机物的溶解是污泥发酵过程的第一步。而在污泥中投加亚硝酸盐可破坏剩余污泥紧密的团聚结构、使细胞破壁，促进细胞内有机物的释放、增溶和水解（图2（a）），在投加亚硝酸盐后剩余污泥团聚体由紧密变为破碎，表面出现孔洞结构，同时，细胞表面出现破裂和溶解。

两组反应器中剩余污泥在6 d的产酸阶段中溶解性有机物含量的变化如图3所示，由于此阶段并没有投加引种污泥，因此，溶解性有机物含量的增加均来自剩余污泥本身。如图3所示，经过6 d的发酵，R2中添加亚硝酸盐有利于污泥的SCOD、溶解性蛋白和溶解性多糖的溶解。第5天R2的SCOD浓度达到峰值4 158.33 mg/L，比空白反应器提高近4倍，可见，亚硝酸盐可以增强污泥中有机物溶解的能力，与Lu等[8，18]的结果一致。同时，亚硝酸盐的投加能够提高污泥破壁水解的速率，如第一天R2组SCOD达到1 968.92 mg/L，净增加量是R1的1.82倍。

蛋白和多糖是污泥EPS和细胞壁的主要组成成分，也是使有机物难以被释放的关键原因[19]。如图3（d），经过6 d的发酵阶段后，所有反应器中总蛋白和总多糖的含量均有不同程度的减少，R1和R2中总蛋白的浓度（COD）由612.7 mg/L分别减少至503.8、456.3 mg/L。同时，相对于R1，R2中溶解性蛋白和溶解性多糖的溶出量显著提高，分别达到85.79、366.51 mg/L，在总蛋白和总多糖中的比重提高了16.83%和11.75%。

同时，R2组中有机氮化合物（如蛋白质）的水解过程也被促进。如图4，第6天两组反应器中溶解性NH+4-N的含量分别增加至40.45、61.14 mg/L，其产生速率在R2组中明显高于空白组。依据Wu等[20]的研究，仅在高Fe（Ⅱ）/NO-2的摩尔比（大于50∶1）条件下，亚硝酸盐才会被完全还原为NH+4，而低摩尔比则易产生气体产物，如N2等。在R2组中添加亚硝酸盐后，Fe（Ⅱ）/NO-2摩尔比仅为2.63，远小于50∶1，可見R2组中持续增加的溶解性氨氮含量是含氮有机物水解速率提高的结果。

采用三维荧光光谱法对反应器R1与R2内污泥发酵液中的溶解性有机物进行分析。依据Chen等[17]的研究，根据可溶性有机物的激发波长（Ex）发射波长（Em）可以将三维光谱分为5个区域：区域Ⅰ（Ex<250 nm/Em<330 nm）对应酪氨酸类物质;区域Ⅱ（Ex：200～250 nm/Em：330～380 nm）对应色氨酸类物质;区域Ⅲ（Ex：200～250 nm/Em：380～500 nm）对应富里酸类物质;区域Ⅳ（Ex：250～400 nm/Em：200～380 nm）代表微生物副产物物质和蛋白质类物质，区域Ⅴ（Ex：250～400 nm/Em：380～500 nm）代表腐殖质物质。亚硝酸盐投加后，R2中部分区域的荧光强度显著增强，包括Ⅰ区色氨酸、Ⅱ区酪氨酸和Ⅳ区微生物代谢产物，代表亚硝酸盐加入后促进了这几种物质在污泥样品中的溶出。一般认为Ⅱ区和Ⅴ区是微生物可利用区[21]，如图2（b），R2组在Ⅱ区和Ⅳ区的荧光区域体积积分占比PII，n和PIV，n总和为39.24%，大于R1中的27.70%，说明R2组的可生物降解性得到提高。另外，R2中V区腐殖酸的PV，n也得到提高，腐殖酸类物质由于其富含醌基，可以作为电子穿梭体加强在Fe（Ⅲ）还原和有机物氧化过程中的电子传递。

图5表示不同组中VFAs的成分构成和浓度，添加亚硝酸后，R2中VFAs被明显积累且显著高于空白组。如图5（b），在第6天R2组的VFA浓度达到1 127.19 mg COD/L，是R1组的3.7倍，这表明R2组污泥酸化率得到提高。在第5～6天，即使亚硝酸盐几乎被完全消耗，R2体系内VFAs仍在不断积累，这可能是其他复杂有机物向简单有机物的转化过程仍在被促进，表明除亚硝酸盐外，Fe（Ⅲ）还原过程能持续促进复杂有机物的水解和酸化。

采用高通量16S rRNA测序技术进行微生物群落结构分析，探究微生物对污泥水解、酸化过程的影响。表1中列出属水平的细菌群落并进行相对丰度（定义占比低于0.05%的菌株归类于其他微生物（others）分析。第Ⅰ阶段，R1反应器中无明显的优势菌种，而添加亚硝酸盐后R2反硝化细菌相对丰度显著增加，约为R1的3.23倍（见表2），其中不动杆菌属（Acinetobacter）[22]占据了主导地位，相对丰度达到27.95%。厌氧氨氧化菌的硝化单胞菌属（Nitrosomonas）[23]及氨氧化共生细菌Armatimonadetes_gp5[24]分别提高0.1%和0.32%，亚硝酸盐氧化细菌相对丰度也得到提高，包括假单胞菌属（Pseudomonas）、慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium）、芽孢杆菌属（Bacillus）、微杆菌属（Microbacterium） 相对丰度分别提高了3.08%、0.2%、0.03%、0.02%[25]，可见，亚硝酸盐添加后提高了具有亚硝酸盐氧化的相关功能基因的微生物的优势。另外，NO-2反硝化产生了碱度，碱性发酵优势细菌Proteocatella[26]逐渐取代其他不能适应的微生物，丰度达到9.31%。同时，因亚硝酸盐使污泥体系氧化还原电位降低，专性厌氧菌如梭菌属（clostridum）、厌氧绳菌（Anaerolinea）受到抑制，其丰度分别降低1.18%和6.06%。

在R2中检测到多种可进行异化铁还原的细菌，包括假单胞菌属（Pseudomonas）、梭菌属（Clostridium）、大肠杆菌（Escherichia_Shigella）、芽孢杆菌（Bacillus）、拟杆菌（Bacteroides）等，其相对丰度的总和约为空白组的2倍，其中兼性厌氧菌假单胞菌属（Pseudomonas）[27]相对丰度达到3.29%，约为R1组的15.7倍，它可以参与异养反硝化，同时还原Fe（Ⅲ），也可参与芳香烃及其他有机物的降解并代谢产生乙酸、丁酸、氨氮、二氧化碳等。泰氏菌（Tissierella）和Alkaliphilus也能参与芳香烃的降解，其丰度相对于R1分别提高了0.01%和0.07%。总的来说，R2组中投加亚硝酸盐带来较高的Fe（Ⅲ）浓度，使反硝化菌和铁还原菌丰度提升23.52%和3.9%，同时，发酵和水解功能使微生物得到富集。

2.2 投加亚硝酸盐对污泥厌氧消化的影响

2.2.1 对污泥减量和脱氮的影响

两个组在厌氧消化阶段II结束后污泥减量化的结果如图6（a）所示。依据Switzenbaum等[28]提出的质量平衡公式计算发现，在第1阶段R2的VSS去除率仅为1.48%，但在厌氧消化后，R2组的TCOD、TSS、VSS的减量率分别达到40.92%、25.88%、36.66%，比R1分别提高了6.06%、12.36%和15.69%。阶段II结束时两组反应器的甲烷累积产量如图6（b）所示，投加亚硝酸盐的R2组甲烷累积产量约为R1组的1.86倍。在前10天，R2组甲烷生产被显著抑制，而在第20天左右开始显著提高。空白组前6天就完成了2/3的甲烷生产，即使在阶段II投加了新的引种污泥，其甲烷累积过程并未被显著促进，这是由于微生物细胞壁限制了固相污泥中有机物的释放，使其难以被水解酸化菌和产甲烷菌利用。综合甲烷产生量与TCOD、TSS和VSS的减量数据可以得出，投加亚硝酸盐后，污泥水解过程得到有效促进，为产甲烷菌提供了更多可溶性小分子底物，从而在整体过程中使污泥减量化率提高20.97%。

表3对比了消化前后各组总氮变化情况。经过50 d的厌氧消化后，空白组R1和实验组R2的总氮含量由初始的1 144.79 mg/L分别变为1 065.93、953.46 mg/L，这表明添加亚硝酸盐虽增加了系统中的氮素投入，却不会增加额外的总氮污染，可能的原因是：1）投加的NO-2-N大部分以N2等气体形式损失;2）蛋白质等含氮有机物的加速降解造成总氮损失。

2.2.2 投加亚硝酸盐的经济性分析

理论上1 mol亚硝酸盐可提供3 mol Fe（Ⅲ）氧化所需电子。以投加亚硝酸钠为例，如需代替投加1 g/L的氢氧化铁，亚硝酸钠投加质量浓度为0.207 g/L即可。经调研，工业级亚硝酸钠约3.5～5.6 元/kg，工业级氢氧化铁约10～15元/kg。因此，投加亚硝酸盐试剂的成本仅为三价铁盐的4.8%～11.6%。另外，许多学者考虑在工程应用中使用含有亚硝酸盐的废水反硝化液与剩余污泥共同处理，可节约亚硝酸盐的药剂成本，不会造成总氮污染，同时，避免了高铁含量污泥的产生。

2.3 亚硝酸盐促进剩余污泥水解的新原理

通过在剩余污泥厌氧消化体系中投加亚硝酸盐，促进了污泥减量化和甲烷的产生，这与Lu等[8]的研究结论一致。在以往的报道中认为，亚硝酸盐投加后剩余污泥的发酵过程包括4个步骤：1）污泥颗粒的增溶;2）溶解性底物的水解;3）水解产物的酸化;4）酸化产物的产甲烷作用[29]。污泥减量化和甲烷产率的提高归因于亚硝酸盐对微生物细胞壁和EPS的破坏导致有机物释放[9]，及生物反硝化过程促进有机物水解引起VFAs积累。然而，异化铁还原过程也能参与促進复杂有机物的降解，因此，亚硝酸盐对污泥体系中铁价态的影响不可忽略。笔者提出了亚硝酸盐促进剩余污泥水解过程的新原理：NO-2化学反硝化耦合Fe（Ⅱ）氧化，产生的Fe（Ⅲ）能继续参与到异化铁还原作用，耦合小分子有机酸或大分子的蛋白、芳香烃等有机物的降解，这会加速剩余污泥的水解并为产甲烷阶段提供更多可利用的底物。理论上，1 mg/L NO-2-N的反硝化过程能消耗1.72 mg/L的COD[30]（式（4）～（5）[31]），研究中共添加了243.48 mg/L的NO-2-N，50 d内比空白组带来更多（2 485 mg/L）的COD去除，远大于理论上418.79 mg/L的COD，而实际上，几乎97%的NO-2用于氧化Fe（Ⅱ），而Fe（Ⅲ）还原过程的发生和铁还原菌被富集都说明，投加亚硝酸后，Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）的氧化还原在促进剩余污泥水解中起到了至关重要的作用。

3 结论

向剩余污泥中投加亚硝酸盐，可显著促进剩余污泥细胞破壁，大幅提升水解酸化效率，对比空白组，甲烷累计产量提升86%，VSS去除量提高21%。投加亚硝酸盐除引起生物反硝化外，可化学氧化污泥中97.3%Fe（Ⅱ），引发Fe（Ⅲ）还原过程，进而富集铁还原菌，对污泥水解和后续厌氧消化起到重要促进作用。未来的研究中，可对亚硝酸盐反硝化及Fe（Ⅲ）还原对污泥厌氧消化的贡献进行量化分析。

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（编辑 王秀玲）