電場耦合垂直流人工濕地對農村污水的凈化效果及細菌群落結構變化特征

盧秀秀，劉云根，王 妍，熊烈鈔，伏川東，彭麗萍，馬 榮*，文明發

1.西南林業大學生態與環境學院，云南 昆明 650224

2.云南省山地農村生態環境演變與污染治理重點實驗室，云南 昆明 650224

3.云南德源綠創環保科技有限公司，云南 文山 663000

我國農村污水處理率由2006 年的1%升至2022年的11%，與發達國家(88.9%)相比，仍然較低[1-2].存在污水直排入江河湖泊的問題，造成水質環境惡劣、破壞生態平衡和威脅著人體健康等問題[3].

針對農村生活污水水質波動大，排放點分散、處理率低、氮磷含量高等特點[4]，眾多學者研發出物理、化學和生物等多種處理技術，但這些技術成本較高、復雜且不可持續[5].相比之下，人工濕地技術因其低運行成本、低能耗和無二次污染物的特點越來越受到關注.垂直流人工濕地作為人工濕地的一種，由于其體積小，具有較強去除氮磷和有機物的能力，且有較高的抗沖擊能力及穩定性，已廣泛應用于農村生活污水的處理[6].然而，單一的人工濕地技術存在脫氮效率低、基質易堵塞等局限性.因此，近年來出現了人工濕地與其他現有或新興技術相組合的技術，例如，濕地與膜生物反應器組合技術、濕地與微生物燃料電池組合技術、濕地與生物接觸氧化結合技術等，這些技術的整合彌補了單項技術的缺點，以應對嚴峻的農村水污染現狀和控制特定污染物的需要[7].而電場與其他污水處理技術耦合作為一種新型污水處理技術，具有造價成本低、易管理維護等優勢，是污水處理領域的研究熱點[8].有研究[9]發現，外加電場不僅有利于植物在連續介質中的生長，增強植物對金屬離子的同化能力，而且電場還影響系統中的微生物群落、有機污染物和營養物質的去除效率.例如，He 等[10]利用低頻脈沖電場對玉米幼苗的抗旱性研究，發現電場能提高玉米幼苗根細胞的呼吸代謝能；Zeyoudi等[11]施加連續和間歇電場對污水進行處理，得出持續的電場供應對細菌數量具有顯著增加趨勢.目前，Wang 等[12]將人工濕地與微電場技術耦合對廢水進行降解，結果表明，在陽極COD 的去除率保持在86%以上.張弦等[13]通過在人工濕地基礎上添加直流電場研究重金屬的去除情況，發現當水力停留時間(HRT)為5 d、電壓為2 V 時，重金屬的去除率最優.盡管已有關于電場與其他技術結合處理廢水的報道[14]，但目前關于電場與垂直流人工濕地組合技術處理農村污水的研究較少，另外對農村污水凈化效能和沿程細菌群落變化情況的研究也鮮見報道.

基于此，該研究通過構建電場耦合垂直流人工濕地系統(E-VFCW 系統)，探究其在不同HRT 下COD、TP、NH4+-N、TN 的凈化效果，并結合高通量測序技術分析電場對細菌群落結構組成及其與環境因子的關系，進一步揭示了濕地系統對農村污水凈化效果的影響，以期為農村污水的治理提供理論指導和科學依據.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

本文在垂直流人工濕地系統(VFCW 系統)基礎上，構建了電場耦合垂直流人工濕地系統(E-VFCW系統)，其實驗裝置如圖1 所示.以8 mm 的有機玻璃為材料，裝置的尺寸均為60 cm×40 cm×50 cm，有效容積為50 L，孔隙率為0.45.裝置包含兩個單元，第一池為生物降解單元，可防止進水前段堵塞問題，第二池為電場強化單元，第一池與第二池之間以厚度為8 mm 的穿孔(100 個半徑為10 mm 孔洞)有機玻璃隔開.第一池底部鋪設生物懸浮球，球直徑為50 mm，球內填充的材料分別為陶粒(粒徑4～6 mm)、火山石(粒徑5～8 mm)、珊瑚骨(粒徑10～25 mm)，按球有效體積的80%填充.第一池上覆水種植的濕地植物選用生長正常、株型大小基本一致的沉水植物金魚藻，密度為10 株/m2，此植物根系較為發達，可為微生物提供繁殖條件，并經過光合作用后釋放O2，促進污染物的轉化與降解.第二池由下至上依次交叉填充厚度為23 cm 的陶粒(粒徑4～6 mm)和厚度為23 cm 的礫石(粒徑6～9 m)，其中VFCW 裝置內不添加電場強化措施，E-VFCW 裝置添加電場強化措施(即在填料層中埋設2 塊電極板，電路中連接穩壓直流電源提供外加電勢)，陰陽兩極材料均為石墨板(厚5 mm、寬40 cm、高46 cm)，兩極由直徑為0.2 cm 的銅線與變壓器(0～220 V)和電源適配器(3～12 V，5～10 A)相連，為E-VFCW 系統提供恒定電壓，兩極間距為20 cm，距裝置底部4 cm.

1.2 裝置啟動與運行

為了保證實驗裝置能長期穩定運行，并確保實驗過程中所測數據的準確性，以昆明市盤龍區長地梗城中村東干渠(102°76′E、25°06′N)的原水為處理對象.采用間歇式進水方式，進水頻率為8 h/次，實際流進裝置的平均水量為0.045 m3，水力負荷為0.18 m3/(m2·d)，HRT 為5 d(24、48、72、96、120 h)，兩種裝置在單位時間內進水量一致，各裝置均重復3 次.整套裝置由潛水泵提供動力進行循環，進水通過潛水泵和布水裝置均勻進水后穿過穿孔板進入第二池，依次流入礫石層和陶粒層，出水經二池底部出水口相連的軟管流出系統，進出水需控制開關調節進出水流量.裝置以直流穩壓電源恒流模式每8 h 輸出，運行水位為46 cm，運行環境溫度為20～26 ℃.實驗開始前，將實驗裝置中使用的基質填料和電極材料均經過自來水沖洗干凈后，移入實驗裝置內.本實驗于2022 年4 月開始持續至2023 年3 月，實驗測定前試運行30 d，待系統穩定運行后，對其進行取樣分析.實驗進水水質如表1所示.

表1 實驗進水水質Table 1 Experimental influent water quality

1.3 樣品分析方法

1.3.1 水樣采集與分析

經過一個月的穩定運行后，將5 d 作為一個處理周期，分別在裝置運行的24、48、72、96、120 h 下，每天09:00-10:00 從固定出水口采集裝置出水水樣進行測定，取水量為500 mL，取樣后立即進行測定，測定時每個樣品要進行3 次重復.水樣指標方法參照《水和廢水監測分析方法》[15]進行，具體見表2.

表2 實驗分析指標及測定方法Table 2 Experimental analysis indexes and measurement methods

1.3.2 微生物群落分析

VFCW 裝置和E-VFCE 裝置的基質于2022 年10 月進行取樣.VFCW 裝置設置3 個采樣點：前端生物膜球單元(3 種填料混合采樣)取1 個混合樣品，記為VFCW1；對后端的基質填料單元于中部垂直取2 個樣品，上層23 cm 陶粒和下層23 cm 礫石，并將每層采集的基質混勻，記為VFCW2 和VFCW3.E-VFCE 裝置設置4 個采樣點：前端生物膜球單元(5 種填料混合采樣)取1 個混合樣品，記為E-VFCW1；同時在后端的基質填料單元以電極板為分界線分3 部分采樣區，并沿中部垂直取3 個樣品，上層陶粒層混合樣品(E-VFCW2)、中層陶粒和礫石混合樣品(E-VFCW3)和下層礫石層混合樣品(E-VFCW4)，將以上采集的樣品置于密封袋中帶回實驗室處理.分別在密封袋中取出20 g 樣品混勻后放入滅菌的錐形瓶中，加入沒過樣品的去離子水，通過超聲清洗5 min后，收集到滅菌的離心管中，再將其放入離心機中離心6 min 后倒掉上清液，取其沉淀保存于-80 °C 低溫環境下，送至凌恩生物科技有限公司用Illumia MiSeq平臺進行高通量測序.

1.4 數據處理與分析

所有實驗數據采用Excel 2010 和SPSS 22.0 軟件進行分析，圖中數據以平均值±標準差表示，水質指標凈化效果使用單因素ANOVA 檢驗其顯著性差異.對于不同水力停留時間下水質指標、污染去除率以及微生物群落結構的組成均采用OriginPro 2022 軟件進行圖形繪制.使用派森諾基因云平臺對細菌群落α-和β-多樣性進行分析并繪制圖形.利用Canoco 5軟件對不同水力停留時間下環境因子、污染物去除率與門水平細菌進行冗余分析(RDA)，水樣理化指標與優勢菌屬的斯皮爾曼(Spearman)相關性熱圖采用OriginPro 2022 軟件制圖.

2 結果與討論

2.1 E-VFCW 系統對污水的凈化效果

2.1.1 COD、TP、NH4+-N 和TN 的凈化效果

不同HRT 下COD 的去除效果如圖2(A)所示.VFCW 和E-VFCW 系統中COD 的去除率均呈現出升高趨勢.當HRT 為120 h 時，VFCW 和E-VFCW 系統中COD 的去除率最高，分別為77.45%和85.42%，二者無明顯差異(P?0.05)，表明E-VFCW 系統對有機物的凈化效果更佳.這可能與水體中氧的變化含量有關，HRT 適當增加，有利于植物和基質對有機物的吸附[16].另外，也可能與陽極比表面積及微電解有關，當通電后，石墨陽極表面微生物附著增強，陽極氧化和陰極反硝化結合可提高有機物去除率[17].由圖2(B)可以看出，VFCW 和E-VFCW 系統中TP 的去除率總體上趨于平緩.在HRT 為24 h 時，VFCW 系統中TP的去除率最小，為17.31%；而在E-VFCW 系統中，HRT 為120 h 時，TP 的去除率最大，為44.54%，這表明E-VFCW 系統具有較好的除磷能力.有研究[18]顯示，TP 可以通過基質吸附、沉淀和植物吸收等機制去除.本研究中濕地系統基質為陶粒和礫石，基質內所含的Fe+和Al+會快速吸附除磷，這與齊冉等[19]研究類似.同時，Gao等[20]對在濕地(HFCWs))中添加電解質除磷的研究發現，陽極氧化能夠引起磷的化學沉淀和物理吸附，使得E-HFCWs 對磷的去除率在90%以上.可見，外加電場措施，有利于增強COD 和TP的去除效果.

圖2 不同HRT 下COD、TP、NH4+-N 和TN 的去除效果Fig.2 Removal of COD,TP,NH4+-N and TN with different hydraulic retention times

不同HRT 下NH4+-N 的處理效果如圖2(C)所示.由圖2(C)可知，VFCW 系統的最佳HRT 為96 h，NH4+-N 的去除率最大為66.42%；而E-VFCW 系統的最佳HRT 為120 h，NH4+-N 的去除率為93.15%，這表明E-VFCW 系統中NH4+-N 的去除率顯著高于VFCW系統(P<0.05).Srivastava 等[21]利用石墨板作為電極與好氧生物反應器構成除氨系統，發現氨的去除是需要電子受體將氨轉化為硝酸鹽和亞硝酸鹽的硝化過程，在HRT 為98 h 時，NH4+-N 去除率可達90.2%.同時，基質中的陶粒和礫石是具有吸附能力的多孔介質，表面會形成靜電力和毛細力等物理作用，也為微生物的附著提供載體，從而提高除氨的效果[22].從圖2(D)可以看出，隨著HRT 的增長，VFCW 和E-VFCW 系統中TN 的去除率均在HRT 為120 h 時達到最大值，分別為66.59%和94.13%，二者去除效果無顯著性差異(P?0.05).與COD 去除相似，E-VFCW 系統對TN的去除效果更好，可能是由于系統運行方式為間歇式進水，使得系統交替出現好氧和厭氧環境，加強了硝化和反硝化作用[23].TN 的去除包含氨的氧化和基質的反硝化過程，反硝化過程是細菌參與的氧化還原反應，有機碳充當電子供體[24].其中，Corbella 等[25]發現反硝化過程是細菌參與的氧化還原反應，將陽極材料充當電子供體引入連續閉合回路系統以提高電子傳遞效率，有利于增強脫氮過程.相比VFCW 系統，E-VFCW 系統對NH4+-N 和TN 的去除更具優越性.

2.1.2 對其他水質指標的影響

如表3 所示，相比于VFCW 系統，E-VFCW 系統在HRT 為120 h 時，出水pH 升高(上升0.8)，而DO濃度和ORP 均下降(分別下降0.19 mg/L、-10.4 mV)，原因可能是加入電場促進好氧細菌的大量生長，可為系統創造堿性和厭氧的環境，這與王皓等[26]研究相似.當HRT 增加時，E-VFCW 系統中NO3--N 的去除率呈上升趨勢；當HRT 為120 h 時，平均去除率最高為90.22%，說明系統對NO3--N 具有較好的凈化效果，原因可能是第一單元為進水段，當系統進水時，復氧能力較強，DO 濃度升高，有利于硝化細菌繁殖，從而使得大部分NH4+-N 有效凈化.隨著E-VFCW 系統的穩定運行，DO 不斷被消耗，此時系統為缺氧環境，有利于反硝化作用，導致產生的NO3--N 轉化為N2.Zuo 等[27]研究發現，NH4+-N 的去除在各種微生物作用下，通過硝化和反硝化等反應達到去除目的.綜上，施加電場措施可使系統同時發生硝化和反硝化過程，從而加快NH4+-N、NO3--N 的去除.

2.2 E-VFCW 系統中細菌群落結構特征

2.2.1 細菌群落物種的組成分析

門水平的細菌群落組成如圖3(a)所示.E-VFCW和VFCW 系統中的優勢菌門均主要為變形菌門(Proteobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)、浮霉菌門(Planctomycetes)、厚壁菌門(Firmicutes)、放線菌門(Actinobacteria)和酸桿菌門(Acidobacteria).其中，E-VFCW 系統中Proteobacteria、Bacteroidetes、Acidobacteria 的相對豐度(分別為62.73%、8.40%、2.41%)均高于VFCW 系統(分別為48.90%、7.37%、1.77%)，表明電場的施加提高了E-VFCW 系統中這四類細菌的相對豐度.Proteobacteria是E-VFCW 系統的主要優勢門，其次是Bacteroidetes和Acidobacteria.Proteobacteria 作為一種異養型細菌，包含了許多硝化細菌和反硝化細菌，對脫氮起著重要的作用，表明施加電場有利于E-VFCW 系統中NH4+-N和TN 的去除[28].同時，Bacteroidetes 是一種自養型細菌，在污水處理中碳氮循環發揮了關鍵作用[29-30].Acidobacteria 與磷和復雜有機物的降解有關[31]，因此E-VFCW 系統中COD 和TP 的凈化效果較好可能是由于Acidobacteria 的相對豐度增加引起的.此外，根據Huang 等[32]研究發現，Proteobacteria、Bacteroidetes、Actinobacteria 為電活性菌群，可將電子向電極轉移，使電極表面產生豐富的細菌群落，其主要作用是去除氮、磷和有機物等其他污染物.以上結果表明，電場的施加可改變細菌群落結構，使硝化和反硝化細菌豐度增加，加快污染物降解速率.

圖3 兩種系統中門、綱分類水平上細菌群落組成及分布Fig.3 Bacterial community composition and distribution at the taxonomic levels of phylum and order in two systems

綱水平的細菌群落組成如圖3(b)所示.Proteobacteria門下的α-變形菌綱(Alphaproteobacteria)、γ-變形菌綱(Gammaproteobacteria)、β-變形菌綱(Betaproteobacteria)和黃桿菌綱(Flavobacteriia)是E-VFCW 和VFCW 系統的主要菌綱.其中，Betaproteobacteria 在E-VFCW系統中的相對豐度(25.64%)遠高于VFCW(13.10%)，其次為Gammaproteobacteria(分別為22.66%、21.05%)、Alphaproteobacteria(分別為 12.89%、9.95%)、Flavobacteriia(分別為3.17%、1.15%).相關研究[33]表明，Betaproteobacteria 和Alphaproteobacteria 屬于革蘭氏陰性菌，不僅能夠脫氮除磷，還能分解有機物、參與硫循環.Gammaproteobacteria 廣泛存在于污水和土壤中，被認為是反硝化細菌，能將NO3--N 和NO2--N還原為N2，也是E-VFCW 系統中NH4+-N 轉化的關鍵[34].與此同時，Flavobacteriia 是一種好氧反硝化細菌，可將有機物氧化分解并產生硝化作用[35].以上結果表明，在VFCW 系統中施加電場有利于這4 類細菌的生長繁殖，促進有機物和氮磷類污染物質的有效去除.

E-VFCW 和VFCW 系統中細菌屬分類水平上優勢菌群的相對豐度如圖4 所示.從圖4 可以看出，E-VFCW 和VFCW 系統的優勢屬均為脫氯單胞菌屬(Dechloromonas)、不動桿菌屬(Acinetobacter)、黃桿菌屬(Flavobacterium)和假單胞菌屬(Pseudomonas).在E-VFCW 系統中，Dechloromonas(6.45%)、Pseudomonas(1.54%)和Flavobacterium(1.72%)的相對豐度均顯著高于VFCW 系統(分別為1.69%、0.63%、0.57%).Dechloromonas被證明可通過反硝化除磷代謝途徑在缺氧環境下實現同時脫氮除磷[36]，這與2.1 節中污染物的凈化結果相一致.已有研究[37]表明，Pseudomonas是電活性菌，具有較高的電子傳遞能力，是去除有機物的重要參與者.Flavobacterium是革蘭氏陰性菌，可以利用硝酸鹽作為電子受體，這說明在E-VFCW 系統中發生了自養反硝化[38].綜上，E-VFCW去污能力較強的原因可能是產電細菌的同化作用.

圖4 兩種系統中21 個優勢菌屬的相對豐度Fig.4 Relative abundance of 21 dominant genera in two systems

2.2.2 α-多樣性和β-多樣性分析

如圖5 所示，分別采用Richness 和Shannon-Wiener 指數解釋系統微生物群落豐富度和多樣性.由圖5(a)可見，E-VFCW 系統的Richness 指數平均值為2 850.25，高于VFCW 系統(平均值為2 550.67)，說明E-VFCW系統的細菌群落物種種類更豐富.如圖5(b)所示，與VFCW 系統(平均值為5.83)相比，E-VFCW 系統(平均值為6.29)的Shannon-Wiener 指數較大，表明電場措施促進了微生物多樣性，這與Zhong 等[39]的研究相似.圖5(c)為兩種系統的微生物稀釋曲線圖，稀釋性曲線能夠檢驗測序量是否能涵蓋所有微生物群落，本實驗中有效序列數測序均超過50 000 時，曲線趨于平緩，說明測序數據合理.如圖5(d)所示，PCoA 的總方差為92.69%，其中PCoA1 為83.94%，PCoA2 為8.75%.E-VFCW 系統的樣本相對聚集，且在PCoA1 軸比較接近；但VFCW 系統樣本相對分散，微生物群落分布明顯.有研究顯示，PCoA 中樣本聚集，說明細菌群落高度相似.結果表明，E-VFCW 微生物群落結構更相似，從而證明電場的施加可提高細菌群落的多樣性和豐富度.

2.3 E-VFCW 系統中細菌群落結構對環境因子的響應關系

為了研究濕地系統細菌群落結構差異性，采用RDA 分析細菌優勢門的相對豐度與環境因子之間的關系.由圖6 和圖7 可知，在E-VFCW 系統中，環境因子與細菌群落相對豐度之間夾角大多為銳角，說明環境因素均與大多數細菌存在顯著相關性(P<0.05)；隨著HRT 的變化，酸桿菌門(Acidobacteria)、綠菌門(Chlorobi)、放線菌門(Actinobacteria)、TM7、擬桿菌門(Bacteroidetes)、變形菌門(Proteobacteria)和硝化螺旋菌門(Nitrospirae)的相對豐度均與COD、TN、TP、NH4+-N 的濃度及其去除率呈正相關(P<0.05)，證 明了 Proteobacteria、Acidobacteria、Chlorobi、Actinobacteria、Nitrospirae 等是環境因子COD、TN、TP、NH4+-N 凈化的主要驅動因素.而對VFCW 系統影響顯著的環境因素是TN 濃度、NH4+-N 濃度、TP去除率、TN 去除率、NH4+-N 去除率等(P<0.05).其中，隨著HRT 的變化，TN、TP、NH4+-N 的濃度及其去除率均與綠菌門(Chlorobi)、變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)、硝化螺旋菌門(Nitrospirae)呈顯著正相關(P<0.05)，說明VFCW 系統中Chlorobi、Proteobacteria、Chloroflexi 和Nitrospirae 是TN、TP、NH4+-N 凈化的主要驅動因素.以上結果表明，電場的施加能促進E-VFCW 系統中細菌對COD、TN、TP、NH4+-N 的降解，這與2.1 節污染物凈化結果相一致.Proteobacteria 和Bacteroidetes 是受環境因子影響較大的細菌，在E-VFCW 系統中其相對豐度顯著增加，可能是因為電場賦存加速了電化學活性細菌的高度富集，這類細菌與頑固有機質水解和細胞外電子轉移有關[40].有研究顯示，Chlorobi 也是值得注意的細菌，其可參與硫化物的分解及碳循環過程[41].馬思佳等[42]發現，TM7(Saccharibacteria)作為反硝化細菌，普遍存在于污水中，可利用多種碳源(如蛋白胨、葡萄糖、乙酸鈉等)促進Proteobacteria、Bacteroidetes 和Actinobacteria 的積累.此外，現有文獻也強調了Nitrospirae和Saccharibacteria 具有較高的有機質、銨和硝酸鹽同化能力[43].因此，與VFCW 系統相比，E-VFCW 系統的細菌群落結構存在較大差異，表明電場強化作用下使得細菌對污染物的降解速率加快，從而揭示了E-VFCW 系統的去污機制.

圖6 E-VFCW 系統中門水平上細菌群落與環境因子的RDA 分析Fig.6 RDA analysis of bacterial communities and environmental factors at the gate level in the E-VFCW system

圖7 VFCW 系統中門水平上細菌群落與環境因子的RDA 分析Fig.7 RDA analysis of bacterial communities and environmental factors at the gate level in VFCW systems

為了進一步探究濕地系統細菌群落結構與環境因子的關系，進行優勢菌屬的相對豐度與環境因子之間的秩相關分析.如圖8(a)所示，在E-VFCW 系統中，環境因子(TN、NH4+-N、TP、COD 濃度)在HRT 為24、48、72 h 下均分別與脫氯單胞菌屬(Dechloromonas)、假單胞菌屬(Pseudomonas)、熱單胞菌屬(Thermomonas)、氫噬胞菌屬 (Hydrogenophaga)、黃桿菌屬(Flavobacterium)、硝化螺旋菌屬(Nitrospira)的相對豐度呈極顯著正相關(r值均為1.00，P≤0.01).如圖8(b)所示，在VFCW 系統中，不動桿菌屬(Acinetobacter)、暖繩菌屬(Caldilinea)、浮霉菌屬(Planctomyces)的相對豐度均與HRT 為24 h 的COD 濃度、48 h 的NH4+-N濃度、96 h 的TN 濃度、120 h 的TP 濃度呈顯著正相關(r值均為1.00，P≤0.01).Dechloromonas、Pseudomonas、Thermomonas、Hydrogenophaga、Flavobacterium是反硝化細菌，而Nitrospira是硝化細菌[44-45].與VFCW 系統相比，E-VFCW 系統能顯著提高具有硝化和反硝化能力菌屬的相對豐度.HRT 是污染物清除效率的重要驅動因素[46].在HRT 為24 h 時，E-VFCW 系統的優勢菌屬相對豐度最高，且多為反硝化菌，這說明較短的HRT 和電流能刺激優勢菌生長和反硝化菌富集[47].在HRT 為24 和72 h 下，E-VFCW 系統中硝化細菌(如Nitrospira)與氮和有機物的去除直接相關，Nitrospira被認為是優勢的亞硝酸鹽氧化細菌，主要負責有氧硝化的第二步[48]；Thermomonas與碳、氮和能量代謝相關，能增強細菌反硝化功能[49]；Hydrogenophaga是一種HNAD 細菌，此類細菌可在硝化和反硝化過程中實現同步脫氮，且具有將電子從陰極表面轉移到終端電子受體中的能力[50].這表明隨著HRT 的變化，外加電場措施除了使產電細菌相對豐度增加，參與TP、TN、NH4+-N 和有機物等物質的生物代謝外，還有多數細菌在降解新污染物方面發揮著重要作用，增強微生物驅動碳、氮和磷等元素循環及轉化.由此可見，將人工濕地與電場技術進行耦合，可作為探索農村污水凈化機制的重要途徑.

圖8 兩種系統的優勢物種與環境因子之間的秩相關分析Fig.8 Spearman analysis between dominant genera and environmental factors in two systems

3 結論

a) 通過對系統的水質理化指標進行分析可知，E-VFCW 系統凈化效果明顯優于VFCW 系統.相比于VFCW 系統，E-VFCW 系統的COD、TP、NH4+-N、TN處理效果分別提高了7.94%、5.67%、51.14%、27.54%，且NH4+-N 的去除率存在顯著性差異(P<0.05)，COD、TP、TN 的去除率無顯著性差異(P?0.05).

b) E-VFCW 和VFCW 系統的優勢菌門主要為變形菌門、擬桿菌門、綠彎菌門、浮霉菌門、厚壁菌門、放線菌門和酸桿菌門等7 種.與VFCW 系統相比，E-VFCW 系統的細菌群落多樣性和物種豐富度更高.E-VFCW 系統中，相對豐度最高的依次為變形菌門、擬桿菌門、放線菌門，三者的相對豐度之和約為80%，其中變形菌門占69.37%；γ-變形菌綱、β-變形菌綱和α-變形菌綱等是其優勢菌綱；脫氯單胞菌屬、黃桿菌屬和假單胞菌屬等是其優勢菌屬.

c) 門水平上冗余分析表明，細菌群落結構對環境因子具有驅動作用；E-VFCW 系統中變形菌門、酸桿菌門、綠菌門、放線菌門、硝化螺旋菌門均與COD、TN、TP、NH4+-N 濃度呈顯著正相關(P<0.05).屬水平上秩相關分析進一步表明，與VFCW 系統相比，E-VFCW系統中細菌群落結構存在顯著性差異(P<0.05)；其中，在較短HRT 下，電場的施加促進了產電細菌假單胞菌(增加4.76%)、氫噬胞菌(增加2.02%)、黃桿菌(增加12.54%)等的富集和積累，共同參與COD、TN、TP 和NH4+-N 等物質的代謝，同時增強微生物驅動碳、氮和磷等元素循環及轉化.