隐形的地下碳源：城市排水管道CH4排放
城市排水管道内存在复杂的微生物活动和物理、化学反应，产生了不容忽视的CH4无组织排放。综述了城市排水管道系统不同部位的CH4排放研究现状，估算了2016年我国城市排水管网CH4排放量为6.32 MteCO2，为城市“隐形”CH4排放的重要来源；总结了管道内CH4排放的主要驱动因素是污水管道内的水力条件和污水特性；比较了已有排水管道CH4排放计量模型；综述了排水管网CH4排放控制策略，并对未来排水管道无组织CH4排放的研究和减排措施进行了展望。
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01 研究背景 工业净化www.73cake.com
随着我国城市化进程加快，污水处理量不断上升，城市排水系统规模不断扩大。自2008年到2020年，我国城市排水管道长度增长200%，污水处理量增长约100%。污水及固废处理过程会产生大量温室气体（Greenhouse gases, GHGs），此部分GHGs排放总量约占社会经济活动排放总量的2.0~3.0%。相比大量的污水处理厂GHGs排放研究，鲜有报道排水管道GHGs排放水平。然而，排水管道中有机物丰富、系统封闭性强，污水停留时间长，同样产生了大量CO2、H2S、CH4、N2O等气体，导致了恶臭、腐蚀等危害和爆炸风险，CH4还是常见的GHGs，对全球温升贡献约为0.5℃，约为全球平均温升（1.1℃）的一半。这些气体积聚在检查井、人孔、管道顶空等处，在一定条件下逸散到大气中，形成无组织排放。由此，封闭的排水管道极有可能是CH4的重要来源，可能与污水处理厂GHGs排放相当，可能占管道全生命周期碳排放的60%以上。IPCC对于排水管道是否为GHGs排放源的描述经历了“不是”到“极有可能”的变化（见表1）。然而，地下排水管道工况变化频繁，气体排放监测难度大。同时，管道建设年限长且缺乏维护管理，多数存在结构性、功能性缺陷，水、气漏损严重。因此，目前缺乏可靠的监测手段、足够数据和确定的排放因子定量计算排水管道GHGs排放水平，给排水系统内全面碳排放计量带来了挑战。 水净化www.73cake.com
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本文梳理了城市排水管道系统不同部位CH4排放的研究，对比计算了我国城市污水处理厂直接碳排放与排水管道碳排放的大小，明确排水管道的CH4排放是城市水处理系统碳排放核算不可忽视的部分；进一步综述了排水管道CH4产生的影响因素、计量模型及控制手段，对管道GHGs排放研究提出展望，为我国城市排水系统低碳运行提供新思路和方向。 空气净化www.73cake.com
02 排水管道系统CH4排放研究现状 空气净化www.73cake.com
2.1 CH4的生成及排放 工业净化www.73cake.com
排水管道污水中存在大量有机物，大分子物质被发酵细菌（Fermentative bacteria, FB）水解为单糖等小分子物质，产氢产乙酸菌进一步将小分子物质转化成乙酸、H2和CO2，普遍存在于排水管道系统各部位的产甲烷菌（Methanogenic archaea, MA）分别通过乙酸脱羧产CH4和H2还原CO2产CH4。CH4在水中的溶解度极小，产生的CH4主要积聚在管道顶空中，在检查井、排气口等处排放到大气，溶解于污水中的CH4随污水进入污水处理厂或直接排放进入受纳水体而释放，如图1所示。 环保网站www.73cake.com
2.1.1 化粪池CH4排放
作为初级污水处理设施，化粪池布置在排水管道系统始端，能沉降去除部分悬浮物，SS和BOD5去除率均达20%~70%。不同于发达国家，化粪池在发展中国家有着广泛的应用，据统计，我国城市化粪池数量超过200万个，在保持城市卫生方面发挥重要作用，但由于其基本处于厌氧条件，会产生大量温室气体CH4，在碳排放方面已经受到人们的关注。HUYNH等对越南河内10个化粪池进行调查，发现其CH4排放量达11.92 g/(人·d)，且粪便储存期越长，单位时间排放量越大。黄建洪研究计算出昆明市、广州市及兰州市化粪池CH4排放总量分别为109.52、669.51、1145.71 tCH4/年。根据郝晓地等对我国化粪池CH4排放量的估算，其CH4排放与我国污水处理厂直接碳排放相当，约为30 MteCO2。城市化粪池CH4排放往往难以回收利用，不仅是一种安全隐患，还加剧了温室气体的无组织的直接排放。
2.1.2 重力排水管道CH4排放
城市排水管道大部分为重力管道，内部常存在沉积物和生物膜，两者均含大量有机质、无机盐和水，是管道内微生物生长赋存的主要部位，其中的微生物活动主导了管道内CH4的产生。受管道内氧气分布的影响，沉积物和生物膜的深层部位是产CH4的关键位点，SUN等发现生物膜内部700 μm处，MA相对丰度达到75%。有研究显示，沉积物与生物膜产甲烷速率相当，分别为2.68~15.01 gCOD/(m2·d)和(13.00±2.50) gCOD/(m2·d)。有研究针对80 km的重力排水管道CH4排放进行测算，夏季、冬季分别排放135、78 kgCH4/d，年平均排放量为38.8 tCH4/年。由于重力管道存在固、液、气三相，管道内环境随水流状态时刻变化，微生物群落结构、丰度处于非稳态，为确定重力排水管道气体产排的动力学参数带来挑战。
在排水管道系统中除重力管道外，还存在压力管道，由于我国排水系统压力管道占比较小，且已有文献综述了此部分CH4排放，本文不再赘述。
2.1.3 检查井CH4排放
排水管道产生的CH4随污水的流动进入排水检查井并积聚于此。排水检查井遍布城市，是城市排水系统CH4释放到大气的重要场所。大量研究出于安全考虑检测了检查井中CH4浓度，少有研究关注检查井对城市大气CH4含量上升的贡献。FRIES等采用稳定同位素δ13C和δ2H追踪发现，美国辛辛那提市中街道CH4浓度较高的监测点中有72%的位点的CH4的主要排放源为排水系统。现有研究对于城市的CH4排放仅关注了污水处理厂、垃圾填埋场、发电厂、城市交通等“显性”CH4排放，忽视了城市排水管道。因此对城市排水管道CH4排放情况进行排查，有助于补充城市温室气体排放清单。
2.2 我国排水管道CH4排放现状
由于排水管道系统的复杂性，难以获得可靠的CH4监测数据，现有文献大多基于特定的计算模型或管道内有机物降解情况进行换算。本文根据IPCC指南及《2017年城镇排水统计年鉴》计算我国2016年我国污水处理厂直接CH4和N2O排放量，分别为2.61和19. 3 MteCO2（各GHGs以CO2当量计，CH4为25倍，N2O为298倍），CH4排放因子参考蔡博峰等研究结果；以JIN等对西安市排水管网CH4排放研究为基础，以人口当量推算，2016年我国城市排水管网CH4排放量为6.32 MteCO2/年。可见，我国排水管网CH4排放已超过污水处理厂排放量，约为后者的2.42倍，占全国污水处理厂直接GHGs排放总量的30%。但我国不同城市排水体制、排水管网密度、污废水性质、气候条件等存在明显差异，将显著影响排水管道CH4核算的准确性和可靠性，我国及我国不同省市排水管网CH4排放总量与排放特征仍不明确。
与我国不同行业部门GHGs或CH4排放情况进行对比可知（见图2），城镇排水管道系统产生的GHGs与污水处理厂类似，排放量相对较小，但相比于污水处理过程，排水管网GHGs排放不容忽视。随着城市化进程的加快，排水管道碳排放也将随着排水管道的建设规模不断增加，应该成为未来城市水系统排查碳排放、碳减排的重点。
03 排水管道CH4生成的影响因素
3.1 管道水力条件
管道水力条件由管道内径、管材、坡度、流速等综合决定，水力条件是影响管道内生物膜和沉积物的生成和特性的关键因素，对于调控微生物的代谢活动有着重要作用，因而显著影响CH4的产生。水力停留时间（Hydraulic retention time, HRT）越长，管道内的氧气逐渐减少，MA的活性越高，管道产CH4能力越强，可见，排水系统规模越大、HRT越长时，CH4排放量越高。污水流速对管道内气液交换、水力冲作用有显著影响，于玺等研究了0.2、0.6、1.0 m/s流速下管道CH4的排放情况，当流速小于0.6 m/s时，随着流速的增加，CH4排放随气液交换的促进而增加，当流速大于0.6 m/s时，水力冲刷作用显著，影响了管道中MA的活性，一定程度上抑制CH4的产生，但CH4的产排量仍大于0.2 m/s时CH4的产量，但总体来说，随着流速的增大，CH4排放量增大。除此之外，管道表面积与体积的比值（A/V）越大时，管道内生物膜可覆盖的面积更多，提高了MA的生物量，促进管道内CH4的生成。
以上研究多以污水连续流为前提，但排水管道内存在污水的断流或湍流等复杂多变的水文条件。因此，探究不同水文状态下的管道CH4释放情况有助于进一步了解管道真实的CH4的排放潜力。CHEN等分别探究了连续流、断流、湍流下管道CH4的产排特征，连续流下，污水有机物供应充足，管道产CH4能力最强；断流时，有机物供应不足，乙酸产CH4途径被抑制。研究还发现，与硫和氮代谢相关酶和微生物的富集程度增加，相关的功能微生物如反硝化细菌、硫酸盐还原菌（Sulfatereducing bacteria, SRB）等与MA发生竞争，进一步抑制产CH4。当管道内处于湍流时，虽然溶解性CH4迅速释放，但此时由于管道内沉积物处于悬浮状态，难以形成稳定的微生物膜层，使微生物活性大大降低，同时，湍流还导致了污水复氧，进一步抑制MA的活性。
3.2 污水特性
污水的有机物种类和含量会显著影响管道内微生物过程。SUDARJANTO和ZAN分别研究了啤酒废水和食品废物排入管道后对其产CH4的影响，由于二者均含大量可降解有机物，CH4产量分别提升了30%和60%。CHEN等研究发现生活污水、雨水径流、雨污混合废水在管道中产的CH4能力依次降低，其中雨水径流中含有石油类衍生物，其生物降解性较低，而雨污混合废水的生物降解性居中。温度对管道内CH4的产生具有重要影响，实地监测证实气温较高时，管道内CH4浓度相应较高。温度的提高不仅有利于增强MA的活性，还促进了CH4的气液交换，促进CH4的排出。可见，污水性质与环境因素的综合作用增加了管道内微生物过程的复杂性。
04 排水管道CH4排放计量模型
目前，城市排水管道系统CH4排放尚未形成公认的排放计量模型，但已有部分研究结合影响管道CH4排放的主要因素和生物化学反应过程建立动力学模型或经验公式，为计量排水管道CH4排放提供初步工具。
4.1 动力学模型
动力学模型能描述管道内主要生化过程并通过实测动力学参数对管道水质变化进行预测。GUSISAOLA等建立管道污水水质预测模型SeweX，涉及FB、SRB及MA三大类微生物活动，包括发酵产酸、产乙酸过程、乙酸型产甲烷过程、氢型产甲烷过程、氢型硫酸盐还原过程、乙酸型硫酸盐还原过程和丙酸型硫酸盐还原过程7个过程。SUN等在SeweX基础上，增加了微生物的生长和衰减过程。赵楠构建了排水管道汇流水质生物转化模型，能分析CH4在管网中的分布规律。
动力学模型描述了管道内CH4产生过程，但多数模型未考虑CH4的气液传质过程；同时已经证明CH4的微生物氧化广泛存在，但已有模型均未包括这一过程。
4.2 经验公式
管道水质变化经验公式一般基于大量数据归纳而得，一般为动力学模型的简易表达。FOLEY等、CHAOSAKUL等及WILLIS等分别根据SeweX模型，提出了简易的经验公式。此外，XU等通过研究排水管道壁剪应力与微生物量之间的关系，构建了与剪应力相关的重力管道CH4排放经验公式。有研究将污水碳硫比纳入公式中，表示了SRB与MA碳源竞争对管道产CH4的影响。各公式表达式如表2所示，根据公式可知，CH4的产量与产甲烷菌的活性和数量密切相关，还与污水组成成分、温度相关。
表2 排水管道CH4排放经验公式
注：CCH4：溶解性CH4浓度（kg/m3）；V：管道体积（m3）；A：管道生物膜表面积（m2）；HRT：水力停留时间（h）；T：温度（℃）；rCH4：CH4产率［kg/（km·d）］；N：管网提升泵运行次数，连续流系统中N=1；PT：泵送时间（min）；D：管段直径（m）;Q：管段流量（m3/s）；S：管段坡度，（m/m）; X：微生物总量（kgVSS）；QCH4：甲烷产量［mg/（L·d）］；F：剪应力(Pa)；YCH4/X：甲烷产率系数，（mg/kgVSS）；C/S：碳硫比；COD：管道COD浓度（mg/L）；m：重力流管道充满度；n：排水管道内径；e：常数，2.718；a,b,c：待定系数。
经验公式简单易行，但各公式都缺乏广泛的实地验证，且受污水特性、气候条件、管道运行模式等因素的影响，公式的适用性具有区域的特异性。未来，应尝试扩大各经验公式应用范围，结合实时在线监测技术，对公式进行改进。
05 排水管道CH4排放控制策略
由于CH4的积存易引发爆炸等安全隐患，部分研究开展了排水管道CH4排放控制研究，主要分为化学法和物理法，化学法指投加化学药剂抑制MA活性，如铁盐、游离氨、NaOH、NO2-/NO3-等；物理法主要指物理冲刷、注氧通风等。YAN等通过投加高铁酸盐（Fe(Ⅵ)）对MA进行灭活，管道内产CH4相关的功能基因mcrA表达下降86.6%；CAO等探究了不同Fe3+投加策略对管道CH4控制效果，高剂量、低频的Fe3+投加实现21%CH4控制率并协同管道H2S控制；ZUO等开发了基于尿液游离氨管道CH4控制方法，显著减少了管道生物膜内Methanomethylovorans的相对丰度，CH4产量下降了80%；ZHAO等利用NaOH和NO2-联合投加法，CH4产量减少了91.5%。REN等通过低剪切应力（＜0.1 N/m2）的冲洗实现对表面沉积物的冲刷，减少了73%的CH4产生；GAO等开发上游自然通风法控制管道CH4产生，上游和下游管道CH4分别减少了42.3%和35.7%；GANIGU等直接注入O2抑制CH4的生成，CH4产率下降了70%。
已有研究均能实现一定的CH4控制，但可能存在成本高、不便于操作、影响排水管道工况和下游污水处理等问题。同时，实施控制措施后，管道内MA在一定时间内重新定殖或恢复活性，需要优化投药或操作策略才能实现长期的CH4排放控制。目前，我国尚未实施排水管道CH4控制手段，亟需开发经济有效、环境友好、操作便捷的策略。基于甲烷氧化菌的生物氧化法减排CH4已广泛应用于水稻田、煤矿场地、垃圾填埋场等场景，兼具经济和环境优势。随着对甲烷氧化菌研究的深入，CH4的生物氧化法有应用于排水管道的潜力。
06 总结与展望
城市排水管道作为污水收集者、运输者，已作为城市的“血脉”渗入城市的各个角落，CH4是排水管道内生化反应的主要产物。据本文估算，全国排水管道CH4排放量已超过污水处理过程，成为城市碳排放的重要来源。
未来，仍需针对以下方面深入研究管道内生物反应的条件和机理，填补管道碳排放水平的数据空白，为城市水系统减排提效奠定良好的理论基础：
（1）测算重力流管道内气相与液相之间CH4传质系数，并建立包含气液传递的管道CH4计量模型以细致地量化管道CH4排放。
（2）建立不同排水体制、不同管道类型、不同省市的管道GHGs排放清单和排放因子，探究排放差异的关键驱动因素。
（3）开发经济、高效的管道GHGs的调控手段，提高城市排水管网运行和管理水平。
（4）在“双碳”背景下，关注化粪池的设置与管理，思考城市污水集中与分散收集处理的关系，挖掘分散式集成、高效污水处理工艺的低碳运行潜力。
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