市政排水管道CH4产排及其影响因子研究综述

陈 浩

(上海环境保护有限公司，上海 200233)

0 引言

温室气体排放(Greenhouse gas,GHG)是导致全球变暖的关键因素，也是当前全球政府及学界普遍关注的热点问题之一。联合国政府间气候变化专门委员会于2006年发布了《2006年IPCC国家温室气体清单指南》，旨在帮助各国对其GHG的排放源、排放量及削减措施做出可靠的评估。在指南中，城市污水的甲烷(CH4)排放被作为GHG的重要来源之一。在近年来我国废水排放总量逐年递增的背景下(根据环境统计年报，2000年的415.2亿吨上升至2014年的716.2亿吨)，相应急剧增加的城市污水碳排放量成为亟待解决的问题。值得注意的是，根据该指南及2013年跟进评估报告的描述，城市污水属于废弃物部门，包含了废弃物处理、废水处理及废弃物焚烧中的CH4排放。然而，市政排水系统的CH4排放并未被纳入其中。

CH4是市政排水系统中主要的温室气体，其全球变暖潜力在100年内是CO2的34倍，在20年内则是后者的86倍[1]。尽管在理解上仍然存在相当大的不确定性和差距，随着大量实地调查数据的报道，近年来关于市政排水管网的CH4排放问题得到了大量的关注，其普遍的排放区域与可观的负荷尺度被更多地证实与认知。全球水研究联盟的报告记录了重力排水管道中高达50 000 ppm的气相CH4浓度，达到了约5%体积的爆炸下限[2]。这些CH4与受限下水道中的空气接触时可能会引起爆炸，构成严重的安全风险[3]。涉及CH4负荷核算的调查进一步表明，部分地区排水管道排放的CH4可能比污水处理厂(WWTP)排放的CH4多贡献约48%～60%的温室气体[4]。此外，除了对GHG的巨大贡献外，市政排水管道中的甲烷化反应还能够消耗相当数量的有机底物，对下游污水处理厂的生化工艺过程造成严重的负面影响[5]。因此，应对或削减管道甲烷化反应也是我国近年来推动提质增效工作的研究重点之一。

本文综述了当前全球范围的市政排水管道CH4排放实地监测研究，以及排水管道CH4的产排机制与产排源，并进一步探讨了管道CH4产排机制中需要明确的几个重要问题。

1 全球范围的市政排水管道CH4排放调查

目前从整体上看，关于市政排水管道CH4排放的研究仍然非常有限。在全球城市化不断扩大和发展的背景下，气候变化和密集建设的人工下水道网络造成的城市水文不确定性增加，卫生条件改善带来的人口排污和污水收集量急速攀升，进一步拓展市政排水管道CH4排放研究的范围尺度并获得更多的实地数据是至关重要的，这有助于弥合知识鸿沟，以促进构建“自下而上”的排水系统规模的碳预算和GHG溯源的方法学体系，并改进CH4目标源的减排干预措施。

管道CH4的调查至目前为止已在全球多地展开。Phillips等人[6]对波士顿某重力流排水管道进行的实地监测发现，多数管段的CH4浓度都超过了爆炸下限。Shah等人[7]则在美国某城市的一条长5.3 km，日污水流量为1 855 m3/d的压力管道的排口位置监测到了达500 900 ppm的气态CH4浓度，并计算出CH4的日排放量为7.44 kg/d。Chaosaku与Liu等人[8-9]分别在泰国曼谷与澳大利亚黄金海岸的重力管道中检测了13 500～23 000 ppm 与7 000～12 000 ppm的气态CH4浓度，这一数据远大于Shah等人[7]在美国德克萨斯州污水泵站前池上部空间检测到的CH4浓度(65～275 ppm)。与此一致的是，Foley与Liu等人[10]分别于2009年与2015年在澳大利亚黄金海岸对同一条提升管道展开的监测调查表明，污水内溶解态CH4浓度分别为3.4～6.6 mg/L和5.0～15.0 mg/L，而当地泵站前池检测到的溶解性态CH4浓度仅为1.0～1.9 mg/L与0.51 mg/L。但需要指出的是，泵站作为排水管网污水传输的集中节点，在CH4释放总量上仍然是极为可观的。Shah等人[7]进一步对65个泵站的CH4负荷调查，显示污水CH4排放速率约为1.13～11.68 kg/d[2]，计算得到每年该城市运输1 000 mg/d生活污水时，约有1 000 Mt CO2-e的CH4产生并从泵站逸散出来。因此，这些数据充分证明排水管网是CH4排放的重要来源。Guisasola等人[4]的实地监测研究显示压力管道释放CH4总量将在大约40～250 t/y的范围内；CH4全球变暖潜力约为21倍(相对于CO2)，则释放的CH4将贡献约每年900～5 300 t CO2-e，相比于De Haas等人[11]对污水处理厂GHG排放量的估计，管道中的额外GHG贡献已超过了污水处理厂。

基于《2006年IPCC国家温室气体清单指南》，Ma等人[12]对我国污水处理系统的GHG进行了分析计算，结果表明从2005年开始CH4排放量逐年增加，截止至2007年，城市生活污水处理厂的CH4年排放量为0.49 Mt。配合Zhang等人[13-14]的估算，2007年全国CH4总排放量为36.6 Mt，其中污水系统的CH4排放贡献占比达到了12.96%。受到近年来城市化发展、节能减排等形势和政策的影响，我国污水处理系统的GHG排放还将进一步的增大。相对而言，我国市政排水系统的CH4调查仍然十分欠缺。随着人口增加和污水纳管率的提高，管网CH4负荷可能存在全面升高的趋势，这凸显了进一步展开相关研究的重要性与紧迫性。金等人[15]对西安13 km2内的37 km 市政下水道系统进行了3年的GHG排放监测，结果表明污水排放CH4普遍存在。西安排水管道的总GHG排放量为199 t/d，如果按人口比例放大，我国下水道系统的GHG排放量可达30 685 t/d。与纽约、伦敦、东京等大都市和行业(奶牛场、汽车生产、钢铁企业)的GHG排放量相比，我国市政排水系统产生的GHG要高得多。但是，我国各城市或地区排水系统的CH4排放负荷存在较大的区域差异。陈等人[16]对上海市中心城区4条排水管道的调查显示，居民汇水区污水管中CH4气体的平均浓度达到了10.52±9.39 mg/L，雨水管为7.96±3.72 mg/L，工业汇水区污水管中CH4气体平均浓度则为6.77±4.64 mg/L，相应雨水管仅有0.13±0.12 mg/L。此外，张等人[17]的调查显示北京某高校食堂污水管道CH4平均浓度为17.05 mg/L，教学楼污水管道为15.71 mg/L，而宿舍区污水管为10.98 mg/L。重庆、兰州、西安及昆明等部分城市排水管道的调查反而显示了较低的CH4浓度，仅有0.10～5.00 mg/L[18-22]。

2 排水管道CH4的产排机制与产排源

市政排水系统CH4排放的差异性与管道系统结构有关，由此导致的产排源与机制也截然不同。排水管道本身的黑暗封闭环境，加之进水碳氮源，促使管道内形成了巨大的厌氧反应空间[23]。基于Bryant产甲烷三段论厌氧发酵三阶段理论，即有机物在厌氧条件下通过水解发酵、产氢产乙酸、产甲烷三个阶段完成降解并在过程中产生CO2和CH4，管道输送污水蛋白质、糖类、脂类等有机成分，经过水解过程将有机物降解为可发酵底物，并在发酵产酸过程中转化为H2、CO2、乙酸和挥发性脂肪酸。其中，乙酸、甲酸、甲醇和H2等可进一步由产甲烷菌转化为CH4。

就这些发生机制而言，管道CH4的产排源主要在于管壁生物膜和沉积物。在压力管道中，有机物发酵及产CH4的重要场所是数百微米厚的管壁生物膜。长期以来，这些管壁生物膜一直是关于管道CH4产排研究的重点[24-25]。这些研究表明，压力管道壁膜存在大量产甲烷菌，其CH4产排潜力随管道构造及进水水位、水质而呈现较大的差异，通常每吨污水的产率约在0.18～0.52 kg CO2-e/m3[2]。然而，鉴于产甲烷是一个表面积相关的生化过程[26]，管道沉积物日均30～500克/米的累积沉降速度[27]，远高于管壁生物膜的结合表面积，以及相当大规模的CH4产量[28]和产率[29]，其CH4产排行为代表了一个更加值得关注的问题。同时，沉积物富含生物可利用性底物及活性微生物，比如，其对暴雨溢流的贡献率超过50%～60% COD和>80% SS及BOD5[30-31]，这构成了其产甲烷的强大内生潜力。沉积物通常是重力管道最主要的CH4产排源。Schmitt等人[32]的研究证实，重力管道沉积物硫酸盐还原代谢等的反应速率比生物膜的高80%左右，并且随着可生物降解有机碳的大量输入，沉积物将形成巨大的产CH4潜力。陈等人[16]展开的模拟实验则进一步揭示了沉积物在管道碳排放行为中的核心作用。Liu等人[28]对重力管道沉积物的产CH4过程的模拟研究表明，20 ℃时重力管道沉积物的产CH4速率为1.56±0.14 g/(m2·d)，这与压力管道生物膜的产CH4通量相当，甚至更高，但产CH4主要发生在沉积物表面以下更深的区域。迄今为止，关于沉积物产CH4行为的研究或实地调查仍然较少，其可能涉及的独特生化代谢机制尚不清晰，如此的知识空白进一步限制了对重力管道GHG排放的核算与预测。

3 管道CH4产排机制中需要明确的几个问题

市政排水管道CH4产排来自于有机污染物的降解，厌氧生化代谢作用则是黑暗管道内有机物降解转化为CH4的最主要途径。当前的研究致力于提高对受进水水质(如COD、硫酸盐或硝酸盐等)、流体动力学(如水力剪切力或水力停留时间HRT等)、温度、管道属性(如管道长度或横截面积等)和人工投药(如三价铁离子或硝酸盐等)影响下的排水管道CH4排放监测、建模和估算的认知[33-35]。

自2007年以来，全球各国水务部门一直在密切监测着各类人为GHG排放源的发展动态[36]，并以GHG温室气体的最终管治和削减为目标。在此背景下，掌握市政排水管道CH4的真实排放负荷和排放成因，是形成对该问题准确认知并实现有效减排的重要环节。在现场监测数据的基础上，依据产排机制开发准确高效的管道CH4排放核算方法是当务之急。但是，当视角放大至全系统的现场宏观尺度，现有研究的单因素变量两两因果关系已无法完整阐释市政排水管道实际发生的CH4产排过程。从工程实践角度来说，管道体制及内部运维状况造成水文模式、进水污染源和有机碳分配的差异，是触发实际CH4排量或动态根本性变化及区域不确定性的重要因素，也是当前管道CH4产排模拟预测及全系统负荷衡算中面临的需要明确的几个重要问题，迄今为止尚为空白。

3.1 水文模式

在整个排水系统尺度上发生的水文模式，例如普遍发生的水文连接(连续进水)、水文中断(由于坡度不足、小流量或间歇进水造成的进水截流)和水力湍流(导致沉积物悬浮)，将促进外源基质输入模式和有机质降解模式的转变，最终导致管道产甲烷效率的变化。特别是，水文中断会放大DOM成分及其化动力学的异质性，并导致管内形成有氧状态从而直接抑制产甲烷作用。陈等人[16]开展的模拟研究和现场调查表明，管道沉积物的干旱历史可能导致甲烷化的完全停滞，同时增加CO2的产生，由此推断干燥和正常污水流条件下的碳排放有两种不同的模式。管道水力湍流则将导致沉积物的悬浮并诱导CH4气体的“初期冲刷”高峰[34]，如在强降雨条件下的管道冲刷和泵站放江期间。然而，目前的相关研究仅评估了水力参数梯度变化的影响，包括污水稳定流动中的水力剪切力和HRT，而关于这些水文模式的问题则被忽视。考虑到污水管和雨水管之间的显著差异，以及各自不同的水文模式，进一步关注本地区干旱或潮湿天气或气候下管道CH4产生或排放模式的变化，对于建立准确可行的管道CH4估算体系及相应缓解策略而言具有重要意义。

3.2 污染源

市政排水管道按污水输送动力分类的普遍观点，即压力下水道(泵动力)和重力下水道(重力)，奠定了迄今为止对管道CH4的研究。然而，考虑到管道沉积物内源底物及微生物群落(包括沉积物和管壁膜)的形成，以及沉积物在沉降累积过程中受到不同进水污染源的影响，基于污染源分离的管道分类角度阐释CH4产排机制是至关重要的，这也是管道CH4的实际产排机制与污水厂相应问题呈现根本性区别的关键点之一。

除了已经得到较多研究的合流制管道，分流制系统中的污水管、雨水管及潜在的混接雨水管通常收纳了来自不同污染源的异质进水底物。污水管接收富含高度可生物利用性有机物的生活污水，这些有机物可以优先被微生物利用。周等人[37]通过模拟实验核算不同类型生活污水的产甲烷系数分别为：居民区污水0.254 4 gCH4/gCOD，餐饮区污水0.014 7 gCH4/gCOD，文教区0.007 8 gCH4/gCOD。雨水管中占主导地位的进水基质通常是城市下垫面冲刷的难降解腐殖质、石油衍生物和固体颗粒[38-39]。部分研究表明，污水管中VS/TS比例在5.2%～19.0%，而雨水管中有机物含量较污水管低，VS/TS比例在2.9%～13.0%[40]。混接雨水管普遍存在于分流制系统中[41]。多项调查表明，我国的雨水管道中存在严重的污水管道混接现象[42-43]，仅上海中心城区的80余座雨水泵站中存在旱流放江的超过了30座[44]。生活污水和雨天径流污染物的输送和沉降塑造了混接雨水管的内部微环境。鉴于其进水水力水质特征类似于合流管道，混接雨水管的内源有机质和微生物分布可能具有污水管和雨水管的共同特征。

3.3 有机碳分配

由有机物基质及微生物组所共同驱动的碳分配差异，包括有机碳在CH4及CO2排放与生物合成(Biomass production)流向分配上的碳流动速率与累计量等特征，决定了CH4排放行为的动力学特征与排放负荷，BP方向的碳流动也将反作用于微生物组。立足于排水管道有机碳分配的机制过程，将促成对CH4排放行为过程的清晰解释和可能预测，但当前的研究仍未触及这一本质的机制过程。Mateles与Sundh等人[48-49]的研究指出微生物能够在简单的混合物中选择性地消耗特定底物。依据消耗底物的化学性质，生物可利用性及细胞的能量需求，不同微生物会将特定底物用于不同的生长或呼吸代谢分配。Guillemette等人[47]通过研究湖泊中陆源与藻类有机碳的分配差异，阐释了细菌对两种碳源的利用和分配策略，明确了细菌在自身生长和呼吸过程中对溶解性有机碳的分配比例，充分证明了该角度研究的科学重要性。

溶解性有机物(Dissolved Organic Matter,DOM)是自然或人为环境中有机物的主要成分，可作为底物参与生物体能量代谢及碳氮硫磷元素的生物地理化学过程。DOM也是市政排水管道中有机碳基质的主存形式，其成分浓度与其输入污染源有着显著特征性的联系。在近年来的多项研究中，通过三维荧光平行因子法或高分辨率质谱等手段，DOM成分也被作为定性指标用于高效区分污染来源[39,50]。不同污染源输出高度异质的DOM成分因各自特异化的生化反应动力学特性，将定向引发差异化的微生物代谢分配策略，从而主导降解转化模式与CH4、CO2及BP流向上的碳流异化。在管道CH4排放过程中DOM的表征问题上，当前有限的研究主要以BOD5与COD表征CH4排放过程中沉积物与污水内有机物的整体性质与含量[51]，仅有少数研究通过气相色谱仪测定了污水中乙醇、乙酸、丙酸和丁酸等小分子有机物[52]。这些研究缺乏对DOM成分在时间维度上的动态分析，且并未实现将污染源DOM与CH4、CO2及BP流向上的碳流量进行关联，导致DOM成分的异质性如何导控代谢分配并驱动各流向上碳流动的速率与累计量异化尚不清晰。此外，明确管道微生物组结构变化，包括在沉积物与管壁膜中，并从微生物组的功能表达力角度对有机碳分配机制进行解析是十分必要的。

4 结语

近年来关于市政排水管网的CH4排放问题得到了大量的关注，其普遍的排放区域与可观的负荷尺度随着大量实地调查数据的报道而被更多地证实与认知。但是，目前关于市政排水管道CH4排放的研究仍然非常有限。在全球城市化不断扩大和发展的背景下，进一步拓展市政排水管道CH4排放研究的范围尺度并获得更多的实地数据是至关重要的，将助于促进构建“自下而上”的排水系统规模的碳预算和GHG溯源的方法学体系，并改进CH4目标源的减排干预措施。本文进一步探讨了管道体制及内部运维状况造成水文模式、进水污染源和有机碳分配的差异，是触发实际CH4排量或动态根本性变化及区域不确定性的重要因素，也是当前管道CH4产排模拟预测及全系统负荷衡算中面临的需要明确的几个重要问题。