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。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SO₄^2-，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，H₂S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H₂S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⁺、Fe²⁺、Zn²⁺、Ni²⁺)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(guān)鍵酶中也發(fā)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(huán)中的重要環(huán)節(jié)。

在污水中投加三價鐵鹽后，F(xiàn)e³⁺將硫化物氧化，同時自身被還原成Fe²⁺。Fe²⁺改變了硫酸鹽還原的最終產(chǎn)物，適應Fe²⁺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Fe²⁺能與硫化物反應生成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CO₂、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(shù)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F(xiàn)eS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(qū)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(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NO³⁻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NO³⁻作為電子受體，將硫化物氧化成單質(zhì)硫。NR-SOB在適應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，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NO²⁻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，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是毒性最強的氮氧化物，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，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(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是管道微生物中最重要的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?？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;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的活性、代謝途徑，從而尋找最有效的抑制措施。同時引入在線監(jiān)測設備，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，并應用到實際管道維護工作中去。