你知道排水管道中生物膜的菌群结构和分布特征吗？

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SO₄^2-，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。