污水在城市排水管道中的長時間輸送以及管道中相對封閉的狀態，造成了管道中廢氣的積累，其危害性不亞于污水處理過程中產生的有毒有害氣體，其中H2S與CH4的危害性最為突出。污水中的硫酸鹽被硫酸鹽還原菌轉化成H2S，腐蝕管道結構、增加修復成本。管道中的厭氧環境亦適于產甲烷菌的生長，研究表明，管道中液相甲烷濃度高達20~25 mg?L−1，其對溫室效應的貢獻相當于處理等量污水所消耗的能源，且極易引發下水道爆炸事故;產甲烷過程中利用了大量溶解性COD， 增大了后續污水處理廠生物脫氮的難度。
本研究概述了排水管道中生物膜的菌群結構和分布特征，重點闡述與分析了管道內SRB和MA的代謝機理及相互關系，總結了管道廢氣控制技術對SR
B、MA的不同抑制效果，從而為城市排水管網運行維護提供理論支撐。
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為主，含有豐富的碳、氮、磷等營養物質，且管道內部為密閉空間，為厭氧菌的生長提供了有利條件。實際管道生物膜中的細菌以擬桿菌綱、β-變形菌綱、δ-變形菌綱為主，古菌則以甲烷鬃毛狀菌科、甲烷球菌科為主。SRB還原硫酸鹽所產生的H2S是管道腐蝕的主要原因，同時，研究表明，污水在管道輸送途中削減了大量sCOD，其中72%的削減量來自于產甲烷過程。因此，SRB和MA是管道中的2種關鍵菌群，實際管道中液相CH4、H2S濃度可達30 mg?L−1、12 mg?L−1 。目前，國內排水管道的材質多為混凝土，管道內壁粗糙不平、比表面積較大，雖然水泥的水化過程產生了較高的堿度，但H2S的積累逐漸降低了液相pH，同時腐蝕管道表面，使微生物能夠不斷侵入管壁內部，進一步加劇管道結構破損。
圖1 管道內部橫截面
排水管道中生物膜的菌群分布與污水處理中顆粒污泥的微生物群落結構相似，SR
B、MA存在分層分布的現象。由于MA的附著性較高、對厭氧(Oxygen)環境要求更嚴格，MA主要分布在生物膜內部，SRB則通常生長在表面。污水中的硫（化學符號：S）酸鹽進入生物膜后迅速被SRB還原利用，研究表明，管道底泥表面的硫酸鹽濃度約為45 mg?L−1，而在1 cm處僅為3 mg?L−1，限制了SRB向內部增殖。而sCOD難以被完全消耗、能夠向深層繼續滲透，因此MA在內層占據優勢。
管道生物膜(英文：Biofilm)的厚度約為700 μm，SRB主要分布在0~300 μm的外層，MA則主要分布在250 μm以下的內層。從豐度來看，SRB在總微生物中所占比例從生物膜表面的20%逐漸下降到400 μm處的3%，MA占比則從生物膜表面的3%增加到700 μm處的75%。管道底泥一般厚度達數厘米，底泥的最上層是硫化物還原的主要場所，產甲烷的主要場所更深，范圍約占2.5~3.5 cm。SRB與MA兩者的相對豐度也隨深度而變化，SRB的相對比例從底泥表面的35%逐漸降至1 cm處的4%，2 cm以下SRB的存在可忽略不計。
2 排水管道中生物膜主要菌群的代謝機理
控制管道中H2
S、CH4的根本途徑是深入了解SR
B、MA的菌群結構和特征，從代謝層面上抑制這2類菌群的生長繁殖。
2.1 SRB分類及代謝機理
SRB能夠利用氫、乙酸、高級脂肪酸、醇、芳香族化合物、部分氨基酸、糖、多種苯環取代基的酸類及長鏈溶解性烷烴等作為電子供體，除硫（化學符號：S）酸鹽外，富馬酸、二甲基亞砜、磺酸鹽等也可作為某些SRB的最終電子受體，最終產生H2
S、乙酸、CO2等代謝終產物。
硫酸鹽的還原途徑如圖2所示，SO42−/SO32−本身氧化還原電位過低，SO42−須被激活成強氧化劑APHOTOSHOP，之后再還原為S2−。污水中的有機碳源被降解時所產生的ATP和高能電子在這一途徑中被利用。某些SRB還可以利用硝酸鹽作為唯一氮源，進行同化代謝。
圖2 硫酸鹽還原途徑
據不完全統計，已知的SRB共有40個屬137個種，分屬細菌界和古菌界，其中大多數屬于δ-變形菌綱。管道中SRB的菌群結構與廢水處理中有所不同：ITO等發現，在管道生物膜中，Desulfobulbus是SRB的優勢（解釋:能壓倒對方的有利形勢)菌屬，占總SRB數量的23%，該菌屬以利用丙酸為主;而廢水處理中最主要的SRB為Desulfovibrio和Desulfotomaculum，Desulfovibrio是典型的氫營養型SRB。
表1 SRB菌群分類
2.2 MA分類及代謝機理
MA是專性厭氧古菌，能夠以乙酸、H2/CO2、甲基類化合物為底物合成甲烷，其代謝途徑也相應地分為乙酸途徑、CO2還原途徑和甲基裂解途徑。MA屬于廣古細菌門，現已鑒定出的菌株可分為7目、15科、35屬、150多個有效種。
表2 MA菌群分類
自然界中甲烷產生量的67%來自于乙酸途徑，SUN等也發現，管道生物膜中90%的MA都屬于專性乙酸營養型Methanosaeta，占據絕對優勢。乙酸營養型MA通過裂解乙酸生成乙酰輔酶A，一部分氧化為CO2，另一部分被最終還原為CH4。
圖3 乙酸營養型MA代謝途徑
3 SRB和MA的底物競爭關系
SRB和MA是參與管道內生化反應過程的重要菌群，其相互作用關系對于管道廢氣控制十分關鍵。污水中的復雜有機物經產酸細菌轉化成揮發性脂肪酸，再由產乙酸菌進一步生成乙酸、二氧化碳和氫氣。SRB能同時氧化乙酸和氫氣，通過異化作用維持生命活動，在此過程中硫酸鹽被還原成硫化氫。MA則利用乙酸和氫氣產生甲烷。
由于SRB和MA均可以利用乙酸、氫氣作為基質，因此兩者雖然能夠共存，卻依然存在競爭關系。目前涉及SRB和MA競爭關系的研究多針對污水或污泥處理中的厭氧消化工藝，排水管道中的相關研究則較少，圖4給出了管道中SRB和MA主要參與的生化反應及底物競爭關系。
圖4 SRB與MA的底物競爭關系
從熱力學角度看，硫酸鹽還原反應自由能的絕對值更大，反應更容易進行。
表3 硫酸鹽還原與產甲烷反應過程
從可利用的基質范圍來看，MA只能利用乙酸、H2、CO2和一碳有機物，而SRB是代謝譜較寬的廣食性微生物。乙酸和氫氣都可以被SR
B、MA所利用，但由于70%以上的甲烷來自于MA對乙酸的分解，因此乙酸在MA對SRB的競爭關系上是尤為重要的底物。從動力學角度看，當SRB與MA均以乙酸為基質時，SRB的最大比增長速率和底物親和力更高。研究表明，SRB利用電子供體的優先順序是乳酸、丙酸、丁酸、乙酸，氫營養型SRB對硫酸鹽的親和力也遠大于乙酸營養型SRB，因此乙酸營養型SRB在SRB總菌群中的相對優勢并不明顯。GUISASOLA等的實驗結果顯示，硫酸鹽還原過程僅利用了38%的乙酸鹽。
表4 乙酸營養型SRB與乙酸營養型MA比較
總體上，排水管道生物膜中SRB競爭底物的能力強于M
A、更易于繁殖，但實際管道內的生化反應過程較為復雜，與實驗室純培養結果有一定差異，其生物膜是多種類MA和SRB的混合相，仍需考慮其種內的競爭關系。
4 SRB和MA的調控因素及方法
影響SRB和MA代謝活性和底物競爭能力的主要環境因素包括p
H、溶解氧、水力條件、底物濃度、抑制劑等，實際工程中往往利用這些影響因素對H2
S、CH4的產生及排放進行控制。
表5 管道H2S 和 CH4常用控制技術
然而，由于SRB和MA在管道內特殊微環境下的競爭關系趨于復雜化，能夠共存并分別進行各自的產氣反應，因此，有必要總結各管道廢氣控制技術對SR
B、MA的不同抑制效果，從而為城市排水管網運行維護提供理論支撐。
4.1 pH
管道中生活污水的pH在7.2~8.5之間，與SR
B、MA的最適pH范圍相近。pH會影響硫化物在水中的存在狀態，從而間接影響SRB和MA的活性。硫化物在廢水中的存在形式主要有S2−、HS−及分子態的H2S，其中起主要抑制作用的是分子態的H2S。MA受液相中游離的H2S的抑制作用更強， H2S能接近并穿過菌體細胞膜，進而破壞其蛋白質，因此產甲烷菌在較低的pH下喪失活性。而在pH為2.5~4.5的高酸性(acidity)環境下SRB 仍能進行異化硫酸鹽還原反應，因此SRB能逐漸適應低pH并在競爭中占據優勢。
投加堿度是控制管道H2S的常用方法，其原理是促進H2S的電離平衡向右移動，同時抑制SRB菌體本身的活性。高pH對MA抑制效果較強，抑制時間更長，研究表明，持續2 h保持管道生物膜的pH為9.0，即可連續數周控制甲烷的產生在25%以下;而只有將pH提高至10.5時才能抑制SRB的生長，且1周后SRB的活性即得到恢復。
4.2 碳硫比
MCCARTNEY等提出碳硫比是決定SRB和MA競爭結果的重要因素。CHOI等認為COD/ SO42−在1.7~ 2.7時，兩者存在強烈的競爭;在此范圍以下，SRB占優勢;此范圍之上，MA為主導。SUN等的研究發現，當硫酸鹽濃度在5~30 mg?L−1范圍內時，提高硫酸鹽濃度可以增加最大硫化物產生速率、降低最大甲烷產生速率。
由于硫（化學符號：S）酸鹽還原過程中產生的硫化物能夠與細胞內色素中的鐵及含鐵物質結合，導致電子傳遞系統失活，因此硫酸鹽濃度過高時，SRB和MA均受到抑制。但溶解性硫化物對SRB的毒性閾值比MA更高，致使MA更易受到硫酸鹽還原過程中所產生的硫化物的影響。在較低的硫酸鹽濃度下，SRB的生長則受其底物限制，因此MA占優勢地位。
市政生活污水通常含有50~200 mg?L−1的SO42-，當污水中的COD較高時，SRB將處于競爭劣勢。中空纖維膜紡絲機通過膜技術進行水處理，應用于制藥、釀造、餐飲、化工、市政污水回傭、醫院、小區污水會用、造紙等生產生活污水處理。膜分離技術是一種廣泛應用于溶液或氣體物質分離、濃縮和提純的分離技術。膜壁微孔密布，原液在一定壓力下通過膜的一側，溶劑及小分子溶質透過膜壁為濾出液，而大分子溶質被膜截留，達到物質分離及濃縮的目的。膜分離過程為動態過濾過程，大分子溶質被膜壁阻隔，隨濃縮液流出，膜不易被堵塞，可連續長期使用。SUN等的研究也從側面證明了這一點：用水量降低時，管道污水中的有機物濃度增加，但硫酸鹽濃度基本不變，其結果是碳硫比升高，增強了MA的產甲烷活性，H2S的產生速率卻無明顯變化。
4.3 氧化還原電位
SRB 對氧(Oxygen)有一定的耐受性，研究表明，部分去磺弧菌屬存在著抵抗分子氧的保護性酶，如超氧化物歧化酶、NADH氧化酶和過氧化氫酶，因此，管道注氧對H2S排放的控制主要體現在硫化物的氧化，對SRB本身則并無較大毒性。
MA是嚴格的厭氧菌，對氧化還原電位的要求嚴于SRB，但由于MA生長在生物膜內部，氧氣滲透能力有限。研究表明，連續80 d注氧后，管道生物膜中MA的豐度僅降低了約20%，且可在一段時間后恢復甲烷產生[40]。因此，與控制H2S相比，抑制MA需要長時間在管道不同位置多點注氧。
此外，氧氣能夠提高異養微生物(Micro-Organism)活性、氧化污水中的有機質，從而間接影響SRB和MA對底物的競爭。
4.4 鐵鹽
一定濃度的微量金屬元素能夠參與細胞養分運輸、提高酶活性，在廢水處理中，添加適量的Fe2+能同時激活MA和SRB，因為鐵元素參與細菌能量代謝，在APS還原酶、亞硫酸鹽還原酶、乙醇脫氫酶、乳酸脫氫酶等關鍵酶中也發揮著不可或缺的作用。Fe3+濃度增大時，SRB代謝活性提高、增殖高峰期延長。污水中本身含有0.4~1.5 mg?L−1的鐵元素，是硫循環中的重要環節。
在污水中投加三價鐵鹽后，Fe3+將硫化物氧化，同時自身被還原成Fe2+。Fe2+改變了硫酸（化學式：H2SO4）鹽還原的最終產物，適應Fe2+后的生物膜中含有較高包含比重的單質硫，而未能完全轉化為硫化物。且Fe2+能與硫化物反應生成FeS沉淀物，FeS對SR
B、MA均有抑制作用，其主要抑制機理是阻礙底物傳質，同時造成部分蛋白質變性，影響細菌生命活動。FeS一般沉積在生物膜表面，由于生物膜深層積累了大量的VFA和CO2、pH較低，不利于硫化物沉淀;且產生的硫化物不斷向外層擴散，從而保護了生物膜內部的菌群。MA主要分布在生物膜內層，因此，初始投加鐵鹽后，產甲烷過程(guò chéng)所受影響較小。但是Fe3+的抑制作用是短期的，3~7 d時抑制作用最大，之后呈指數級衰減。此后3周左右，SRB的活性可恢復至80%~90%，而MA的活性在5周后依然沒有恢復。其原因是當外層含FeS的生物膜逐漸瓦解、更新后，SRB迅速恢復增殖，MA的生長速率則緩慢得多[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排放才開始逐漸增長。
在排水管道實際應用中，投加鐵鹽是最為常見的H2S控制手段。澳大利亞部分地區在投加化學藥品控制管道廢氣時，有66%都選擇了鐵鹽。重力流管道中一般含有0~5 mg?L−1的溶解氧，與完全厭氧的壓力流管道不同，投加的亞鐵鹽可能會被氧化成三價鐵鹽。
此外，MARLENI等在研究水資源管理政策對排水管網的影響時也提出，在普遍實施雨水收集利用的住宅區，管道中的污水含有較多的金屬離子，一定程度上也減輕了H2S造成的管道腐蝕現象。
4.5 硝酸鹽
硝酸鹽能夠抑制SRB的生長、降低H2S濃度，在一定程度上防止管道腐化侵蝕 。 研究人員在長達61 km的重力流管道中投加硝酸鹽，當NO3−濃度達5 mg?L−1時，即可抑制硫化物的產生。早期的研究對其抑制機理有多種解釋，包括硝酸鹽提高了生物膜的氧化還原電位、副產物對SRB的毒性、SRB與硝酸鹽還原菌競爭有機電子供體、反硝化作用提高液相p
H、SRB在缺氧條件下優先將硝酸鹽還原成氨氮等。近年來，研究發現，硝酸鹽可促進產生自養反硝化過程，化能自養菌NR-SOB能在缺氧條件下以NO3−作為電子受體，將硫化物氧化成單質硫。NR-SOB在適應硝酸鹽的生物膜中占據了較大比例，證實了該抑制機理具有主導地位[54]。但是，生物膜中積累的單質硫，能在硝酸鹽存在的情況下繼續氧化成硫酸鹽;若后續不再投加硝酸鹽，又會重新還原成硫化物，因此硝酸鹽對SRB的抑制作用需要加以長期調控。
硝酸鹽對MA亦有副作用，原因可歸結為氧化還原電位的改變及硝酸鹽對甲烷的化學氧化。然而，由于SR
B、MA在生物膜中處于分層分布，因此生物膜由上到下可分為硝酸鹽還原層、硫酸鹽還原層和產甲烷層[55-56]。深層的MA可以利用sCOD而繼續生長，只有長期投加硝酸鹽才能抑制MA。
圖5 投加硝酸鹽后的生物膜(英文：Biofilm)分層示意圖
管道底泥的情況與之相似。硝酸鹽的投加并不能抑制管道底泥中的硫化物產生速率，但缺氧條件下同時發生硫化物的氧化（oxidation)，從而減少了硫化物的積累。硝酸鹽的擴散能力有限，只有長期投加硝酸鹽才能完全抑制甲烷的產生。如果采用間歇性投加硝酸鹽的策略，則需保證硝酸鹽過量，污水中的N/S至少為0.5~0.6[58]。
4.6 亞硝酸鹽/游離亞硝酸
硝酸鹽的抑制效果在一定程度上與其反應過程中產生的亞硝酸鹽相關。亞硝酸鹽既能氧化硫化物，又是SRB的特定代謝抑制劑，可阻礙異化型亞硫酸鹽還原酶催化的亞硫酸鹽轉化為硫化物的還原反應，且下調與硫酸鹽還原相關的基因表達，其抑制效果強于硝酸鹽。通過間歇性投加亞硝酸鹽的方式，33 h內保持NO2−濃度為100 mg?L−1的情況下，可抑制90%的硫化物產生。但是，由于SRB中的部分種群對亞硝酸鹽的毒性有一定的耐受性，因此，SRB 活性仍然能夠緩慢恢復，生物膜(英文：Biofilm)中積累的硫循環中間產物可進一步還原產生H2S。與SRB相比，MA更容易受亞硝酸鹽抑制，這可能是由于反硝化過程中產生了N
O、N2O等副產物，其中NO是毒性最強的氮氧化物，能損傷脂質、蛋白質及DNA，在極低的濃度下可抑制產甲烷過程。AUGUET等比較了在下游分別投加硝酸鹽、亞硝酸鹽的甲烷控制效果，結果表明亞硝酸鹽可使甲烷排放削減78.0%，而投加硝酸鹽僅削減了46.2%的甲烷。
此外，亞硝酸鹽能夠質子化形成游離亞硝酸，JIANG等的研究發現，酸性條件下投加亞硝酸鹽會產生FNA，并能夠使微生物失活，持續12 h保持FNA濃度在0.26 mg?L−1以上即可抑制硫化物、甲烷的產生。FNA的抗菌機理尚不明確，GAO等的研究發現，FNA能夠抑制與硫酸鹽還原和乳酸氧化相關的產ATP過程。在實際管道中投加FNA后，生物膜的菌群活性不斷被削弱，并不會產生適應現象。
4.7 壁面剪切力
管道內不同的水力條件直接影響著生物膜的形態、厚度和組成，其中，污水流速對生物膜的影響可以用壁面剪切力來表征。隨著剪切力增加，管道生物膜總微生物豐度增高、而多樣性下降，氧吸收速率和污染物削減效率均降低;生物膜在初始適應階段由于分泌大量EPHOTOSHOP而逐漸變厚，但到了后期成熟階段，上層松散的生物膜逐漸脫落，最終整體厚度變薄。當剪切力從1.12 Pa提高到1.45 Pa時，SRB占生物膜總菌群的數量比例從0.036%減少至0.027%，而MA的比例從22.87%增長至69.75%，這可能是由于生物膜表面的SRB更容易受到水力剪切和沖刷作用，而MA附著性較高。此外，紊動的水流有利于DO從水相向生
