城市排水系统由化粪池、排水管网、泵站、污水处理厂等设施组成，是城市重要的基础设施，其中排水管网集污废水、雨水的收集、输送等功能于一体，对城市的未来发展水平起到了决定性的作用。随着城市化进程的不断推进，城市地上建设规模不断扩大，而地下排水管网却往往被忽略。截至2015年末，全国城市排水管道长度达53.96万km，服务城镇人口达77 116万人，而相应的检测维修工作则十分薄弱。随着管龄逐渐增长，老旧管网缺乏日常养护，易出现腐蚀、破裂、错位等问题，继而导致污水渗漏、地下水入渗，危及水环境质量、引发城市内涝。
污水在城市排水管道中的长时间输送以及管道中相对封闭的状态，造成了管道中废气的积累，其危害性不亚于污水处理过程中产生的有毒有害气体，其中H2S与CH4的危害性最为突出。污水中的硫酸盐被硫酸盐还原菌(sulfate-reducing bacteria, SRB)转化成H2S，腐蚀管道结构、增加修复成本。管道中的厌氧环境亦适于产甲烷菌(methanogenic archaea, MA)的生长，研究表明，管道中液相甲烷浓度高达20~25 mg˙L−1，其对温室效应的贡献相当于处理等量污水所消耗的能源，且极易引发下水道爆炸事故;产甲烷过程中利用了大量溶解性COD(soluble COD, sCOD)， 增大了后续污水处理厂生物脱氮的难度。
本研究概述了排水管道中生物膜的菌群结构和分布特征，重点阐述与分析了管道内SRB和MA的代谢机理及相互关系，总结了管道废气控制技术对SRB、MA的不同抑制效果，从而为城市排水管网运行维护提供理论支撑。
1 排水管道中生物膜的菌群分布特征
城市排水管道中的污水以生活污水为主，含有丰富的碳、氮、磷等营养物质，且管道内部为密闭空间，为厌氧菌的生长提供了有利条件。实际管道生物膜中的细菌以拟杆菌纲、β-变形菌纲、δ-变形菌纲为主，古菌则以甲烷鬃毛状菌科、甲烷球菌科为主。SRB还原硫酸盐所产生的H2S是管道腐蚀的主要原因，同时，研究表明，污水在管道输送途中削减了大量sCOD，其中72%的削减量来自于产甲烷过程。因此，SRB和MA是管道中的2种关键菌群，实际管道中液相CH4、H2S浓度可达30 mg˙L−1、12 mg˙L−1。目前，国内排水管道的材质多为混凝土，管道内壁粗糙不平、比表面积较大，虽然水泥的水化过程产生了较高的碱度，但H2S的积累逐渐降低了液相pH，同时腐蚀管道表面，使微生物能够不断侵入管壁内部，进一步加剧管道结构破损(见图1)。
图1 管道内部横截面
排水管道中生物膜的菌群分布与污水处理中颗粒污泥的微生物群落结构相似，SRB、MA存在分层分布的现象。由于MA的附着性较高、对厌氧环境要求更严格，MA主要分布在生物膜内部，SRB则通常生长在表面。污水中的硫酸盐进入生物膜后迅速被SRB还原利用，研究表明，管道底泥表面的硫酸盐浓度约为45 mg˙L−1，而在1 cm处仅为3 mg˙L−1，限制了SRB向内部增殖。而sCOD难以被完全消耗、能够向深层继续渗透，因此MA在内层占据优势。
管道生物膜的厚度约为700 μm，SRB主要分布在0~300 μm的外层，MA则主要分布在250 μm以下的内层。从丰度来看，SRB在总微生物中所占比例从生物膜表面的20%逐渐下降到400 μm处的3%，MA占比则从生物膜表面的3%增加到700 μm处的75%。管道底泥一般厚度达数厘米，底泥的最上层(0~2 cm)是硫化物还原的主要场所，产甲烷的主要场所更深，范围约占2.5~3.5 cm。SRB与MA两者的相对丰度也随深度而变化，SRB的相对比例从底泥表面的35%逐渐降至1 cm处的4%，2 cm以下SRB的存在可忽略不计。
2 排水管道中生物膜主要菌群的代谢机理
控制管道中H2S、CH4的根本途径是深入了解SRB、MA的菌群结构和特征，从代谢层面上抑制这2类菌群的生长繁殖。
2.1 SRB分类及代谢机理
SRB能够利用氢、乙酸、高级脂肪酸、醇、芳香族化合物、部分氨基酸、糖、多种苯环取代基的酸类及长链溶解性烷烃等作为电子供体，除硫酸盐外，富马酸、二甲基亚砜、磺酸盐等也可作为某些SRB的最终电子受体，最终产生H2S、乙酸、CO2等代谢终产物。
硫酸盐的还原途径如图2所示，SO42−/SO32−本身氧化还原电位过低，SO42−须被激活成强氧化剂APS，之后再还原为S2−。污水中的有机碳源被降解时所产生的ATP和高能电子在这一途径中被利用。某些SRB还可以利用硝酸盐作为唯一氮源，进行同化代谢。
图2 硫酸盐还原途径
据不完全统计，已知的SRB共有40个属137个种，分属细菌界和古菌界(见表1)，其中大多数属于δ-变形菌纲。管道中SRB的菌群结构与废水处理中有所不同：ITO等发现，在管道生物膜中，Desulfobulbus是SRB的优势菌属，占总SRB数量的23%，该菌属以利用丙酸为主;而废水处理中最主要的SRB为Desulfovibrio和Desulfotomaculum，Desulfovibrio是典型的氢营养型SRB。
表1 SRB菌群分类
2.2 MA分类及代谢机理
MA是专性厌氧古菌，能够以乙酸、H2/CO2、甲基类化合物为底物合成甲烷，其代谢途径也相应地分为乙酸途径、CO2还原途径和甲基裂解途径。MA属于广古细菌门，现已鉴定出的菌株可分为7目、15科、35属、150多个有效种(见表2)。
表2 MA菌群分类
自然界中甲烷产生量的67%来自于乙酸途径，SUN等也发现，管道生物膜中90%的MA都属于专性乙酸营养型Methanosaeta，占据绝对优势。乙酸营养型MA通过裂解乙酸生成乙酰辅酶A，一部分氧化为CO2，另一部分被最终还原为CH4(见图3)。
图3 乙酸营养型MA(Methanosarcina和Methanosaeta)代谢途径
3 SRB和MA的底物竞争关系
SRB和MA是参与管道内生化反应过程的重要菌群，其相互作用关系对于管道废气控制十分关键。污水中的复杂有机物经产酸细菌转化成挥发性脂肪酸(volatile fatty acid, VFA)，再由产乙酸菌进一步生成乙酸、二氧化碳和氢气。SRB能同时氧化乙酸和氢气，通过异化作用维持生命活动，在此过程中硫酸盐被还原成硫化氢。MA则利用乙酸和氢气产生甲烷。
由于SRB和MA均可以利用乙酸、氢气作为基质，因此两者虽然能够共存，却依然存在竞争关系。目前涉及SRB和MA竞争关系的研究多针对污水或污泥处理中的厌氧消化工艺，排水管道中的相关研究则较少，图4给出了管道中SRB和MA主要参与的生化反应及底物竞争关系。
图4 SRB与MA的底物竞争关系
从热力学角度看，硫酸盐还原反应自由能的绝对值更大，反应更容易进行(见表3)。
表3 硫酸盐还原与产甲烷反应过程
从可利用的基质范围来看，MA只能利用乙酸、H2、CO2和一碳有机物(如甲醇)，而SRB是代谢谱较宽的广食性微生物。乙酸和氢气都可以被SRB、MA所利用，但由于70%以上的甲烷来自于MA对乙酸的分解，因此乙酸在MA对SRB的竞争关系上是尤为重要的底物。从动力学角度看，当SRB与MA均以乙酸为基质时，SRB的最大比增长速率和底物亲和力更高(见表4)。研究表明，SRB利用电子供体的优先顺序是乳酸、丙酸、丁酸、乙酸，氢营养型SRB对硫酸盐的亲和力也远大于乙酸营养型SRB，因此乙酸营养型SRB在SRB总菌群中的相对优势并不明显。GUISASOLA等的实验结果显示，硫酸盐还原过程仅利用了38%的乙酸盐。
表4 乙酸营养型SRB与乙酸营养型MA比较
总体上，排水管道生物膜中SRB竞争底物的能力强于MA、更易于繁殖，但实际管道内的生化反应过程较为复杂，与实验室纯培养结果有一定差异，其生物膜是多种类MA和SRB的混合相，仍需考虑其种内的竞争关系。
4 SRB和MA的调控因素及方法
影响SRB和MA代谢活性和底物竞争能力的主要环境因素包括pH、溶解氧、水力条件、底物浓度、抑制剂等，实际工程中往往利用这些影响因素对H2S、CH4的产生及排放进行控制(见表5)。
表5 管道H2S 和 CH4常用控制技术
然而，由于SRB和MA在管道内特殊微环境下的竞争关系趋于复杂化，能够共存并分别进行各自的产气反应，因此，有必要总结各管道废气控制技术对SRB、MA的不同抑制效果，从而为城市排水管网运行维护提供理论支撑。
4.1 pH
管道中生活污水的pH在7.2~8.5之间，与SRB、MA的最适pH范围(7.0~7.5)相近。pH会影响硫化物在水中的存在状态，从而间接影响SRB和MA的活性。硫化物在废水中的存在形式主要有S2−、HS−及分子态的H2S，其中起主要抑制作用的是分子态的H2S。MA受液相中游离的H2S的抑制作用更强， H2S能接近并穿过菌体细胞膜，进而破坏其蛋白质，因此产甲烷菌在较低的pH下丧失活性。而在pH为2.5~4.5的高酸性环境下SRB 仍能进行异化硫酸盐还原反应，因此SRB能逐渐适应低pH并在竞争中占据优势。
投加碱度是控制管道H2S的常用方法，其原理是促进H2S的电离平衡向右移动，同时抑制SRB菌体本身的活性。高pH对MA抑制效果较强，抑制时间更长，研究表明，持续2 h保持管道生物膜的pH为9.0，即可连续数周控制甲烷的产生在25%以下;而只有将pH提高至10.5时才能抑制SRB的生长，且1周后SRB的活性即得到恢复。
4.2 碳硫比
MCCARTNEY等提出碳硫比(COD/SO42−)是决定SRB和MA竞争结果的重要因素。CHOI等认为COD/ SO42−在1.7~ 2.7时，两者存在强烈的竞争;在此范围以下，SRB占优势;此范围之上，MA为主导。SUN等的研究发现，当硫酸盐浓度在5~30 mg˙L−1范围内时，提高硫酸盐浓度可以增加最大硫化物产生速率、降低最大甲烷产生速率。
由于硫酸盐还原过程中产生的硫化物能够与细胞内色素中的铁及含铁物质结合，导致电子传递系统失活，因此硫酸盐浓度过高时，SRB和MA均受到抑制。但溶解性硫化物对SRB的毒性阈值比MA更高，致使MA更易受到硫酸盐还原过程中所产生的硫化物的影响。在较低的硫酸盐浓度下，SRB的生长则受其底物限制，因此MA占优势地位。
市政生活污水通常含有50~200 mg˙L−1的SO42-，当污水中的COD较高时，SRB将处于竞争劣势。SUN等的研究也从侧面证明了这一点：用水量降低时，管道污水中的有机物浓度(COD、BOD等)增加，但硫酸盐浓度基本不变，其结果是碳硫比升高，增强了MA的产甲烷活性，H2S的产生速率却无明显变化。
4.3 氧化还原电位
SRB 对氧有一定的耐受性，研究表明，部分去磺弧菌属存在着抵抗分子氧的保护性酶，如超氧化物歧化酶、NADH氧化酶和过氧化氢酶，因此，管道注氧对H2S排放的控制主要体现在硫化物的氧化，对SRB本身则并无较大毒性。
MA是严格的厌氧菌，对氧化还原电位的要求(−330 mV)严于SRB(−100 mV)，但由于MA生长在生物膜内部，氧气渗透能力有限。研究表明，连续80 d注氧后，管道生物膜中MA的丰度仅降低了约20%，且可在一段时间后恢复甲烷产生[40]。因此，与控制H2S相比，抑制MA需要长时间在管道不同位置多点注氧。
此外，氧气能够提高异养微生物活性、氧化污水中的有机质，从而间接影响SRB和MA对底物的竞争。
4.4 铁盐
一定浓度的微量金属元素(Co2+、Fe2+、Zn2+、Ni2+)能够参与细胞养分运输、提高酶活性，在废水处理中，添加适量的Fe2+能同时激活MA和SRB，因为铁元素参与细菌能量代谢，在APS还原酶、亚硫酸盐还原酶、乙醇脱氢酶、乳酸脱氢酶等关键酶中也发挥着不可或缺的作用。Fe3+浓度增大时，SRB代谢活性提高、增殖高峰期延长。污水中本身含有0.4~1.5 mg˙L−1的铁元素，是硫循环中的重要环节。
在污水中投加三价铁盐后，Fe3+将硫化物氧化，同时自身被还原成Fe2+。Fe2+改变了硫酸盐还原的最终产物，适应Fe2+后的生物膜中含有较高含量的单质硫，而未能完全转化为硫化物。且Fe2+能与硫化物反应生成FeS沉淀物，FeS对SRB、MA均有抑制作用，其主要抑制机理是阻碍底物传质，同时造成部分蛋白质变性，影响细菌生命活动。FeS一般沉积在生物膜表面，由于生物膜深层积累了大量的VFA和CO2、pH较低，不利于硫化物沉淀;且产生的硫化物不断向外层扩散，从而保护了生物膜内部的菌群。MA主要分布在生物膜内层，因此，初始投加铁盐后，产甲烷过程所受影响较小。但是Fe3+的抑制作用是短期的，3~7 d时抑制作用最大，之后呈指数级衰减。此后3周左右，SRB的活性可恢复至80%~90%，而MA的活性在5周后依然没有恢复。其原因是当外层含FeS的生物膜逐渐瓦解、更新后，SRB迅速恢复增殖，MA的生长速率则缓慢得多[47]。AUGUET等的研究也表明，SRB的定植能力高于MA，待生物膜成熟后，CH4排放才开始逐渐增长。
在排水管道实际应用中，投加铁盐是最为常见的H2S控制手段。澳大利亚部分地区在投加化学药品控制管道废气时，有66%都选择了铁盐。重力流管道中一般含有0~5 mg˙L−1的溶解氧，与完全厌氧的压力流管道不同，投加的亚铁盐可能会被氧化成三价铁盐。
此外，MARLENI等在研究水资源管理政策对排水管网的影响时也提出，在普遍实施雨水收集利用的住宅区，管道中的污水含有较多的金属离子，一定程度上也减轻了H2S造成的管道腐蚀现象。
4.5 硝酸盐
硝酸盐能够抑制SRB的生长、降低H2S浓度，在一定程度上防止管道腐蚀。 研究人员在长达61 km的重力流管道中投加硝酸盐，当NO3−浓度达5 mg˙L−1时，即可抑制硫化物的产生。早期的研究对其抑制机理有多种解释，包括硝酸盐提高了生物膜的氧化还原电位、副产物(如亚硝酸盐、一氧化氮)对SRB的毒性、SRB与硝酸盐还原菌(nitrate-reducing bacteria, NRB)竞争有机电子供体、反硝化作用提高液相pH、SRB在缺氧条件下优先将硝酸盐还原成氨氮等。近年来，研究发现，硝酸盐可促进产生自养反硝化过程，化能自养菌NR-SOB(nitrate-reducing sulfide-oxidizing bacteria, 硝酸盐还原-硫化物氧化菌)能在缺氧条件下以NO3−作为电子受体，将硫化物氧化成单质硫。NR-SOB在适应硝酸盐的生物膜中占据了较大比例，证实了该抑制机理具有主导地位[54]。但是，生物膜中积累的单质硫，能在硝酸盐存在的情况下继续氧化成硫酸盐;若后续不再投加硝酸盐，又会重新还原成硫化物，因此硝酸盐对SRB的抑制作用需要加以长期调控。
硝酸盐对MA亦有副作用，原因可归结为氧化还原电位的改变及硝酸盐对甲烷的化学氧化。然而，由于SRB、MA在生物膜中处于分层分布，因此生物膜由上到下可分为硝酸盐还原层、硫酸盐还原层和产甲烷层[55-56](见图5)。深层的MA可以利用sCOD而继续生长，只有长期投加硝酸盐才能抑制MA。
图5 投加硝酸盐后的生物膜分层示意图
管道底泥的情况与之相似。硝酸盐的投加并不能抑制管道底泥中的硫化物产生速率，但缺氧条件下同时发生硫化物的氧化，从而减少了硫化物的积累。硝酸盐的扩散能力有限，只有长期投加硝酸盐才能完全抑制甲烷的产生。如果采用间歇性投加硝酸盐的策略，则需保证硝酸盐过量，污水中的N/S至少为0.5~0.6[58]。
4.6 亚硝酸盐/游离亚硝酸
硝酸盐的抑制效果在一定程度上与其反应过程中产生的亚硝酸盐相关。亚硝酸盐既能氧化硫化物，又是SRB的特定代谢抑制剂，可阻碍异化型亚硫酸盐还原酶催化的亚硫酸盐转化为硫化物的还原反应，且下调与硫酸盐还原相关的基因表达，其抑制效果强于硝酸盐。通过间歇性投加亚硝酸盐的方式，33 h内保持NO2−浓度为100 mg˙L−1的情况下，可抑制90%的硫化物产生。但是，由于SRB中的部分种群对亚硝酸盐的毒性有一定的耐受性，因此，SRB 活性仍然能够缓慢恢复，生物膜中积累的硫循环中间产物(单质硫、硫代硫酸盐、亚硫酸盐)可进一步还原产生H2S。与SRB相比，MA更容易受亚硝酸盐抑制，这可能是由于反硝化过程中产生了NO、N2O等副产物，其中NO是毒性最强的氮氧化物，能损伤脂质、蛋白质及DNA，在极低的浓度下可抑制产甲烷过程。AUGUET等比较了在下游分别投加硝酸盐、亚硝酸盐的甲烷控制效果，结果表明亚硝酸盐可使甲烷排放削减78.0%，而投加硝酸盐仅削减了46.2%的甲烷。
此外，亚硝酸盐能够质子化形成游离亚硝酸(FNA，即HNO2)，JIANG等的研究发现，酸性条件(pH≤6)下投加亚硝酸盐会产生FNA，并能够使微生物失活，持续12 h保持FNA浓度在0.26 mg˙L−1以上即可抑制硫化物、甲烷的产生。FNA的抗菌机理尚不明确，GAO等的研究发现，FNA能够抑制与硫酸盐还原和乳酸氧化相关的产ATP过程。在实际管道中投加FNA后，生物膜的菌群活性不断被削弱，并不会产生适应现象。
4.7 壁面剪切力
管道内不同的水力条件直接影响着生物膜的形态、厚度和组成，其中，污水流速对生物膜的影响可以用壁面剪切力来表征。随着剪切力增加，管道生物膜总微生物丰度增高、而多样性下降，氧吸收速率(OUR)和污染物削减效率均降低;生物膜在初始适应阶段由于分泌大量EPS而逐渐变厚，但到了后期成熟阶段，上层松散的生物膜逐渐脱落，最终整体厚度变薄。当剪切力从1.12 Pa提高到1.45 Pa时，SRB占生物膜总菌群的数量比例从0.036%减少至0.027%，而MA的比例从22.87%增长至69.75%，这可能是由于生物膜表面的SRB更容易受到水力剪切和冲刷作用，而MA附着性较高。此外，紊动的水流有利于DO从水相向生物膜扩散，进而间接影响了MA与SRB的分布。
5 结论
1)城市排水管道内丰富的营养物质和相对密闭的空间，为微生物在粗糙管壁表面生长繁殖创造了良好的环境条件。其中，SRB和MA是管道微生物中最重要的2大菌群，与管道腐蚀、管道温室气体排放、管道安全事故息息相关。目前国际上多采用投加铁盐、硝酸盐、亚硝酸盐等尝试，抑制SRB和MA的生长，对管道腐蚀、臭气溢出起到调控作用。
2)SRB和MA种类繁多，均可利用乙酸、氢气作为基质，因此存在着一定的竞争关系。总体上，SRB的耐受性较强，更能够抵御极端pH、硫化物积累、注氧、投加抑制剂等多种影响因素，且SRB可利用的基质范围较广、底物亲和性较高，纯培养条件下能够在竞争中淘汰MA;在生物膜成熟及更新前期，比增长速率较高的SRB也能快速占据优势。
3)在管道生物膜的特殊微环境中，SRB和MA可以共存，两者分内外2层分布，各自进行产气反应;由于MA处于生物膜及底泥的深层，在短期或间歇投加抑制剂的情况下，MA仍能够保存活性，故往往需要长期、连续投加抑制剂才能控制CH4的产生。因此，在选用抑制剂控制管道废气时，既要针对SRB的耐受性考虑增加单次投加量，也要针对MA的生物膜保护机制延长投加时间。
4)国内外对于管道废气控制技术及原理的研究虽已比较全面，但针对SRB、MA中不同菌种的特性及相互关系的研究仍不够深入，部分抑制剂的作用原理尚不清楚，且抑制剂投加策略的研究多限于小试实验中，未能根据实际管道中变化的污水特性进行调整。
5)随着分子生物学手段的不断进步，需要定量化分析SRB、MA的数量及比例，研究两者的垂直分布和沿程变化，进一步探究不同环境条件下的优势种群组成及其对应的活性、代谢途径，从而寻找最有效的抑制措施。同时引入在线监测设备，根据管道内微环境的周期变化，结合多种抑制技术、采用动态调控策略，并应用到实际管道维护工作中去。
