。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(shù)厘米
，底泥的最上層(0~2 cm)是硫化物還原的主要場所
，產(chǎn)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H2S
、CH
4的根本途徑是深入了解SRB、MA的菌群結(jié)構(gòu)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(huán)取代基的酸類及長鏈溶解性烷烴等作為電子供體
，除硫酸鹽外
，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(chǎn)生H2S、乙酸
、CO2等代謝終產(chǎn)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
，SO
42?須被激活成強氧化劑APS
，之后再還原為S
2?。污水中的有機碳源被降解時所產(chǎn)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。
據(jù)不完全統(tǒng)計
，已知的SRB共有40個屬137個種
，分屬細菌界和古菌界(見表1)，其中大多數(shù)屬于δ-變形菌綱。管道中SRB的菌群結(jié)構(gòu)與廢水處理中有所不同：ITO等發(fā)現(xiàn)
，在管道生物膜中
，Desulfobulbus是SRB的優(yōu)勢菌屬，占總SRB數(shù)量的23%
，該菌屬以利用丙酸為主;而廢水處理中主要的SRB為Desulfovibrio和Desulfotomaculum
，Desulfovibrio是典型的氫營養(yǎng)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
、H
2/CO
2、甲基類化合物為底物合成甲烷
，其代謝途徑也相應(yīng)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(xiàn)已鑒定出的菌株可分為7目
、15科、35屬
、150多個有效種(見表2)
。
表2 MA菌群分類
自然界中甲烷產(chǎn)生量的67%來自于乙酸途徑，SUN等也發(fā)現(xiàn)
，管道生物膜中90%的MA都屬于專性乙酸營養(yǎng)型Methanosaeta
，占據(jù)絕對優(yōu)勢。乙酸營養(yǎng)型MA通過裂解乙酸生成乙酰輔酶A
，一部分氧化為CO
2，另一部分被還原為CH
4(見圖3)。
圖3 乙酸營養(yǎng)型MA(Methanosarcina和Methanosaeta)代謝途徑
3 SRB和MA的底物競爭關(guān)系
SRB和MA是參與管道內(nèi)生化反應(yīng)過程的重要菌群
，其相互作用關(guān)系對于管道廢氣控制十分關(guān)鍵
。污水中的復(fù)雜有機物經(jīng)產(chǎn)酸細菌轉(zhuǎn)化成揮發(fā)性脂肪酸(volatile fatty acid, VFA)，再由產(chǎn)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(chǎn)生甲烷
。
由于SRB和MA均可以利用乙酸
、氫氣作為基質(zhì)，因此兩者雖然能夠共存
，卻依然存在競爭關(guān)系
。目前涉及SRB和MA競爭關(guān)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(guān)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(yīng)及底物競爭關(guān)系
。
圖4 SRB與MA的底物競爭關(guān)系
從熱力學(xué)角度看
，硫酸鹽還原反應(yīng)自由能的絕對值更大，反應(yīng)更容易進行(見表3)
。
表3 硫酸鹽還原與產(chǎn)甲烷反應(yīng)過程
從可利用的基質(zhì)范圍來看
，MA只能利用乙酸、H
2、CO
2和一碳有機物(如甲醇)
，而SRB是代謝譜較寬的廣食性微生物。乙酸和氫氣都可以被SRB
、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(guān)系上是尤為重要的底物
。從動力學(xué)角度看
，當SRB與MA均以乙酸為基質(zhì)時，SRB的最大比增長速率和底物親和力更高(見表4)
。研究表明
，SRB利用電子供體的優(yōu)先順序是乳酸、丙酸
、丁酸
、乙酸，氫營養(yǎng)型SRB對硫酸鹽的親和力也遠大于乙酸營養(yǎng)型SRB
，因此乙酸營養(yǎng)型SRB在SRB總菌群中的相對優(yōu)勢并不明顯
。GUISASOLA等的實驗結(jié)果顯示，硫酸鹽還原過程僅利用了38%的乙酸鹽
。
總體上
，排水管道生物膜中SRB競爭底物的能力強于MA、更易于繁殖
，但實際管道內(nèi)的生化反應(yīng)過程較為復(fù)雜
，與實驗室純培養(yǎng)結(jié)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(nèi)的競爭關(guān)系
。
4 SRB和MA的調(diào)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(huán)境因素包括pH、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H
2S
、CH
4的產(chǎn)生及排放進行控制(見表5)
。
表5 管道H2S 和 CH4常用控制技術(shù)
然而，由于SRB和MA在管道內(nèi)特殊微環(huán)境下的競爭關(guān)系趨于復(fù)雜化
，能夠共存并分別進行各自的產(chǎn)氣反應(yīng)
，因此，有必要總結(jié)各管道廢氣控制技術(shù)對SRB
、MA的不同抑制效果
，從而為城市排水管網(wǎng)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SRB
、MA的合適pH范圍(7.0~7.5)相近。pH會影響硫化物在水中的存在狀態(tài)
，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(tài)的H
2S
，其中起主要抑制作用的是分子態(tài)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(zhì)
，因此產(chǎn)甲烷菌在較低的pH下喪失活性。而在pH為2.5~4.5的高酸性環(huán)境下SRB 仍能進行異化硫酸鹽還原反應(yīng)
，因此SRB能逐漸適應(yīng)低pH并在競爭中占據(jù)優(yōu)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(xù)2 h保持管道生物膜的pH為9.0，即可連續(xù)數(shù)周控制甲烷的產(chǎn)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(fù)
。
4.2 碳硫比
MCCARTNEY等提出碳硫比(COD/SO42?)是決定SRB和MA競爭結(jié)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(yōu)勢;此范圍之上，MA為主導(dǎo)
。SUN等的研究發(fā)現(xiàn)，當硫酸鹽濃度在5~30 mg˙L
?1范圍內(nèi)時
，提高硫酸鹽濃度可以增加最大硫化物產(chǎn)生速率
、降低最大甲烷產(chǎn)生速率。
由于硫酸鹽還原過程中產(chǎn)生的硫化物能夠與細胞內(nèi)色素中的鐵及含鐵物質(zhì)結(jié)合，導(dǎo)致電子傳遞系統(tǒng)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(chǎn)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(yōu)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
。SUN等的研究也從側(cè)面證明了這一點：用水量降低時，管道污水中的有機物濃度(COD
、BOD等)增加
，但硫酸鹽濃度基本不變，其結(jié)果是碳硫比升高
，增強了MA的產(chǎn)甲烷活性
，H
2S的產(chǎn)生速率卻無明顯變化。
4.3 氧化還原電位
SRB 對氧有一定的耐受性
，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H
2S排放的控制主要體現(xiàn)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(?330 mV)嚴于SRB(?100 mV)
，但由于MA生長在生物膜內(nèi)部
，氧氣滲透能力有限。研究表明
，連續(xù)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(fù)甲烷產(chǎn)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(yǎng)微生物活性
、氧化污水中的有機質(zhì)，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(Co2+
、Fe
2+、Zn
2+ 、Ni
2+)能夠參與細胞養(yǎng)分運輸
、提高酶活性，在廢水處理中
，添加適量的Fe
2+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(guān)鍵酶中也發(fā)揮著不可或缺的作用
。Fe
3+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(huán)中的重要環(huán)節(jié)。
在污水中投加三價鐵鹽后
，F(xiàn)e
3+將硫化物氧化
，同時自身被還原成Fe
2+。Fe
2+改變了硫酸鹽還原的最終產(chǎn)物
，適應(yīng)Fe
2+后的生物膜中含有較高含量的單質(zhì)硫
，而未能完全轉(zhuǎn)化為硫化物。且Fe
2+能與硫化物反應(yīng)生成FeS沉淀物
，F(xiàn)eS對SRB
、MA均有抑制作用，其主要抑制機理是阻礙底物傳質(zhì)
，同時造成部分蛋白質(zhì)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CO
2、pH較低，不利于硫化物沉淀;且產(chǎn)生的硫化物不斷向外層擴散
，從而保護了生物膜內(nèi)部的菌群。MA主要分布在生物膜內(nèi)層
，因此
，初始投加鐵鹽后
，產(chǎn)甲烷過程所受影響較小。但是Fe
3+的抑制作用是短期的
，3~7 d時抑制作用達到頂峰，之后呈指數(shù)級衰減
。此后3周左右
，SRB的活性可恢復(fù)至80%~90%
，而MA的活性在5周后依然沒有恢復(fù)
。其原因是當外層含F(xiàn)eS的生物膜逐漸瓦解、更新后
，SRB迅速恢復(fù)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，CH
4排放才開始逐漸增長
。
在排水管道實際應(yīng)用中
，投加鐵鹽是較為常見的H2S控制手段。澳大利亞部分地區(qū)在投加化學(xué)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(wǎng)的影響時也提出
，在普遍實施雨水收集利用的住宅區(qū)
，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(xiàn)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蝕
。 研究人員在長達61 km的重力流管道中投加硝酸鹽，當NO
3?濃度達5 mg˙L
?1時
，即可抑制硫化物的產(chǎn)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(chǎn)物(如亞硝酸鹽
、一氧化氮)對SRB的毒性、SRB與硝酸鹽還原菌(nitrate-reducing bacteria, NRB)競爭有機電子供體
、反硝化作用提高液相pH
、SRB在缺氧條件下優(yōu)先將硝酸鹽還原成氨氮等。近年來
，研究發(fā)現(xiàn)
，硝酸鹽可促進產(chǎn)生自養(yǎng)反硝化過程，化能自養(yǎng)菌NR-SOB(nitrate-reducing sulfide-oxidizing bacteria, 硝酸鹽還原-硫化物氧化菌)能在缺氧條件下以NO
3?作為電子受體
，將硫化物氧化成單質(zhì)硫。NR-SOB在適應(yīng)硝酸鹽的生物膜中占據(jù)了較大比例
，證實了該抑制機理具有主導(dǎo)地位[54]
。但是，生物膜中積累的單質(zhì)硫
，能在硝酸鹽存在的情況下繼續(xù)氧化成硫酸鹽;若后續(xù)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(diào)控
。
硝酸鹽對MA亦有副作用，原因可歸結(jié)為氧化還原電位的改變及硝酸鹽對甲烷的化學(xué)氧化
。然而
，由于SRB、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(chǎn)甲烷層[55-56](見圖5)。深層的MA可以利用sCOD而繼續(xù)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(chǎn)生速率
，但缺氧條件下同時發(fā)生硫化物的氧化，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(chǎn)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(yīng)過程中產(chǎn)生的亞硝酸鹽相關(guān)
。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(zhuǎn)化為硫化物的還原反應(yīng)
，且下調(diào)與硫酸鹽還原相關(guān)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(nèi)保持NO
2?濃度為100 mg˙L
?1的情況下
，可抑制90%的硫化物產(chǎn)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(fù)，生物膜中積累的硫循環(huán)中間產(chǎn)物(單質(zhì)硫
、硫代硫酸鹽
、亞硫酸鹽)可進一步還原產(chǎn)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(chǎn)生了NO、N2O等副產(chǎn)物
，其中NO是毒性很強的氮氧化物，能損傷脂質(zhì)
、蛋白質(zhì)及DNA
，在極低的濃度下可抑制產(chǎn)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(jié)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(zhì)子化形成游離亞硝酸(FNA
，即HNO2)
，JIANG等的研究發(fā)現(xiàn)，酸性條件(pH≤6)下投加亞硝酸鹽會產(chǎn)生FNA
，并能夠使微生物失活
，持續(xù)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(chǎn)生
。FNA的抗菌機理尚不明確
，GAO等的研究發(fā)現(xiàn)
，F(xiàn)NA能夠抑制與硫酸鹽還原和乳酸氧化相關(guān)的產(chǎn)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(chǎn)生適應(yīng)現(xiàn)象
。
4.7 壁面剪切力
管道內(nèi)不同的水力條件直接影響著生物膜的形態(tài)
、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(OUR)和污染物削減效率均降低;生物膜在初始適應(yīng)階段由于分泌大量EPS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，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(shù)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從水相向生物膜擴散，進而間接影響了MA與SRB的分布
。
5 結(jié)論
1)城市排水管道內(nèi)豐富的營養(yǎng)物質(zhì)和相對密閉的空間
，為微生物在粗糙管壁表面生長繁殖創(chuàng)造了良好的環(huán)境條件。其中
，SRB和MA是管道微生物中很重要的2大菌群
，與管道腐蝕、管道溫室氣體排放
、管道安全事故息息相關(guān)
。目前國際上多采用投加鐵鹽、硝酸鹽
、亞硝酸鹽等嘗試，抑制SRB和MA的生長，對管道腐蝕
、臭氣溢出起到調(diào)控作用
。
2)SRB和MA種類繁多，均可利用乙酸
、氫氣作為基質(zhì)
，因此存在著一定的競爭關(guān)系?div id="m50uktp" class="box-center"> ？傮w上
，SRB的耐受性較強
，更能夠抵御極端pH
、硫化物積累、注氧
、投加抑制劑等多種影響因素
，且SRB可利用的基質(zhì)范圍較廣、底物親和性較高
，純培養(yǎng)條件下能夠在競爭中淘汰MA;在生物膜成熟及更新前期，比增長速率較高的SRB也能快速占據(jù)優(yōu)勢
。
3)在管道生物膜的特殊微環(huán)境中
，SRB和MA可以共存，兩者分內(nèi)外2層分布
，各自進行產(chǎn)氣反應(yīng);由于MA處于生物膜及底泥的深層
，在短期或間歇投加抑制劑的情況下
，MA仍能夠保存活性
，故往往需要長期、連續(xù)投加抑制劑才能控制CH4的產(chǎn)生
。因此
，在選用抑制劑控制管道廢氣時，既要針對SRB的耐受性考慮增加單次投加量
，也要針對MA的生物膜保護機制延長投加時間
。
4)國內(nèi)外對于管道廢氣控制技術(shù)及原理的研究雖已比較全面，但針對SRB
、MA中不同菌種的特性及相互關(guān)系的研究仍不夠深入
，部分抑制劑的作用原理尚不清楚
，且抑制劑投加策略的研究多限于小試實驗中
，未能根據(jù)實際管道中變化的污水特性進行調(diào)整。
5)隨著分子生物學(xué)手段的不斷進步，需要定量化分析SRB
、MA的數(shù)量及比例
，研究兩者的垂直分布和沿程變化，進一步探究不同環(huán)境條件下的優(yōu)勢種群組成及其對應(yīng)的活性
、代謝途徑
，從而尋找有效的抑制措施。同時引入在線監(jiān)測設(shè)備
，根據(jù)管道內(nèi)微環(huán)境的周期變化，結(jié)合多種抑制技術(shù)
、采用動態(tài)調(diào)控策略
，并應(yīng)用到實際管道維護工作中去。
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