电场耦合垂直流人工湿地对农村污水的净化效果及细菌群落结构变化特征

卢秀秀，刘云根，王 妍，熊烈钞，伏川东，彭丽萍，马 荣*，文明发

1.西南林业大学生态与环境学院，云南 昆明 650224

2.云南省山地农村生态环境演变与污染治理重点实验室，云南 昆明 650224

3.云南德源绿创环保科技有限公司，云南 文山 663000

我国农村污水处理率由2006 年的1%升至2022年的11%，与发达国家(88.9%)相比，仍然较低[1-2].存在污水直排入江河湖泊的问题，造成水质环境恶劣、破坏生态平衡和威胁着人体健康等问题[3].

针对农村生活污水水质波动大，排放点分散、处理率低、氮磷含量高等特点[4]，众多学者研发出物理、化学和生物等多种处理技术，但这些技术成本较高、复杂且不可持续[5].相比之下，人工湿地技术因其低运行成本、低能耗和无二次污染物的特点越来越受到关注.垂直流人工湿地作为人工湿地的一种，由于其体积小，具有较强去除氮磷和有机物的能力，且有较高的抗冲击能力及稳定性，已广泛应用于农村生活污水的处理[6].然而，单一的人工湿地技术存在脱氮效率低、基质易堵塞等局限性.因此，近年来出现了人工湿地与其他现有或新兴技术相组合的技术，例如，湿地与膜生物反应器组合技术、湿地与微生物燃料电池组合技术、湿地与生物接触氧化结合技术等，这些技术的整合弥补了单项技术的缺点，以应对严峻的农村水污染现状和控制特定污染物的需要[7].而电场与其他污水处理技术耦合作为一种新型污水处理技术，具有造价成本低、易管理维护等优势，是污水处理领域的研究热点[8].有研究[9]发现，外加电场不仅有利于植物在连续介质中的生长，增强植物对金属离子的同化能力，而且电场还影响系统中的微生物群落、有机污染物和营养物质的去除效率.例如，He 等[10]利用低频脉冲电场对玉米幼苗的抗旱性研究，发现电场能提高玉米幼苗根细胞的呼吸代谢能；Zeyoudi等[11]施加连续和间歇电场对污水进行处理，得出持续的电场供应对细菌数量具有显著增加趋势.目前，Wang 等[12]将人工湿地与微电场技术耦合对废水进行降解，结果表明，在阳极COD 的去除率保持在86%以上.张弦等[13]通过在人工湿地基础上添加直流电场研究重金属的去除情况，发现当水力停留时间(HRT)为5 d、电压为2 V 时，重金属的去除率最优.尽管已有关于电场与其他技术结合处理废水的报道[14]，但目前关于电场与垂直流人工湿地组合技术处理农村污水的研究较少，另外对农村污水净化效能和沿程细菌群落变化情况的研究也鲜见报道.

基于此，该研究通过构建电场耦合垂直流人工湿地系统(E-VFCW 系统)，探究其在不同HRT 下COD、TP、NH4+-N、TN 的净化效果，并结合高通量测序技术分析电场对细菌群落结构组成及其与环境因子的关系，进一步揭示了湿地系统对农村污水净化效果的影响，以期为农村污水的治理提供理论指导和科学依据.

1 材料与方法

1.1 实验装置

本文在垂直流人工湿地系统(VFCW 系统)基础上，构建了电场耦合垂直流人工湿地系统(E-VFCW系统)，其实验装置如图1 所示.以8 mm 的有机玻璃为材料，装置的尺寸均为60 cm×40 cm×50 cm，有效容积为50 L，孔隙率为0.45.装置包含两个单元，第一池为生物降解单元，可防止进水前段堵塞问题，第二池为电场强化单元，第一池与第二池之间以厚度为8 mm 的穿孔(100 个半径为10 mm 孔洞)有机玻璃隔开.第一池底部铺设生物悬浮球，球直径为50 mm，球内填充的材料分别为陶粒(粒径4～6 mm)、火山石(粒径5～8 mm)、珊瑚骨(粒径10～25 mm)，按球有效体积的80%填充.第一池上覆水种植的湿地植物选用生长正常、株型大小基本一致的沉水植物金鱼藻，密度为10 株/m2，此植物根系较为发达，可为微生物提供繁殖条件，并经过光合作用后释放O2，促进污染物的转化与降解.第二池由下至上依次交叉填充厚度为23 cm 的陶粒(粒径4～6 mm)和厚度为23 cm 的砾石(粒径6～9 m)，其中VFCW 装置内不添加电场强化措施，E-VFCW 装置添加电场强化措施(即在填料层中埋设2 块电极板，电路中连接稳压直流电源提供外加电势)，阴阳两极材料均为石墨板(厚5 mm、宽40 cm、高46 cm)，两极由直径为0.2 cm 的铜线与变压器(0～220 V)和电源适配器(3～12 V，5～10 A)相连，为E-VFCW 系统提供恒定电压，两极间距为20 cm，距装置底部4 cm.

1.2 装置启动与运行

为了保证实验装置能长期稳定运行，并确保实验过程中所测数据的准确性，以昆明市盘龙区长地梗城中村东干渠(102°76′E、25°06′N)的原水为处理对象.采用间歇式进水方式，进水频率为8 h/次，实际流进装置的平均水量为0.045 m3，水力负荷为0.18 m3/(m2·d)，HRT 为5 d(24、48、72、96、120 h)，两种装置在单位时间内进水量一致，各装置均重复3 次.整套装置由潜水泵提供动力进行循环，进水通过潜水泵和布水装置均匀进水后穿过穿孔板进入第二池，依次流入砾石层和陶粒层，出水经二池底部出水口相连的软管流出系统，进出水需控制开关调节进出水流量.装置以直流稳压电源恒流模式每8 h 输出，运行水位为46 cm，运行环境温度为20～26 ℃.实验开始前，将实验装置中使用的基质填料和电极材料均经过自来水冲洗干净后，移入实验装置内.本实验于2022 年4 月开始持续至2023 年3 月，实验测定前试运行30 d，待系统稳定运行后，对其进行取样分析.实验进水水质如表1所示.

表1 实验进水水质Table 1 Experimental influent water quality

1.3 样品分析方法

1.3.1 水样采集与分析

经过一个月的稳定运行后，将5 d 作为一个处理周期，分别在装置运行的24、48、72、96、120 h 下，每天09:00-10:00 从固定出水口采集装置出水水样进行测定，取水量为500 mL，取样后立即进行测定，测定时每个样品要进行3 次重复.水样指标方法参照《水和废水监测分析方法》[15]进行，具体见表2.

表2 实验分析指标及测定方法Table 2 Experimental analysis indexes and measurement methods

1.3.2 微生物群落分析

VFCW 装置和E-VFCE 装置的基质于2022 年10 月进行取样.VFCW 装置设置3 个采样点：前端生物膜球单元(3 种填料混合采样)取1 个混合样品，记为VFCW1；对后端的基质填料单元于中部垂直取2 个样品，上层23 cm 陶粒和下层23 cm 砾石，并将每层采集的基质混匀，记为VFCW2 和VFCW3.E-VFCE 装置设置4 个采样点：前端生物膜球单元(5 种填料混合采样)取1 个混合样品，记为E-VFCW1；同时在后端的基质填料单元以电极板为分界线分3 部分采样区，并沿中部垂直取3 个样品，上层陶粒层混合样品(E-VFCW2)、中层陶粒和砾石混合样品(E-VFCW3)和下层砾石层混合样品(E-VFCW4)，将以上采集的样品置于密封袋中带回实验室处理.分别在密封袋中取出20 g 样品混匀后放入灭菌的锥形瓶中，加入没过样品的去离子水，通过超声清洗5 min后，收集到灭菌的离心管中，再将其放入离心机中离心6 min 后倒掉上清液，取其沉淀保存于-80 °C 低温环境下，送至凌恩生物科技有限公司用Illumia MiSeq平台进行高通量测序.

1.4 数据处理与分析

所有实验数据采用Excel 2010 和SPSS 22.0 软件进行分析，图中数据以平均值±标准差表示，水质指标净化效果使用单因素ANOVA 检验其显著性差异.对于不同水力停留时间下水质指标、污染去除率以及微生物群落结构的组成均采用OriginPro 2022 软件进行图形绘制.使用派森诺基因云平台对细菌群落α-和β-多样性进行分析并绘制图形.利用Canoco 5软件对不同水力停留时间下环境因子、污染物去除率与门水平细菌进行冗余分析(RDA)，水样理化指标与优势菌属的斯皮尔曼(Spearman)相关性热图采用OriginPro 2022 软件制图.

2 结果与讨论

2.1 E-VFCW 系统对污水的净化效果

2.1.1 COD、TP、NH4+-N 和TN 的净化效果

不同HRT 下COD 的去除效果如图2(A)所示.VFCW 和E-VFCW 系统中COD 的去除率均呈现出升高趋势.当HRT 为120 h 时，VFCW 和E-VFCW 系统中COD 的去除率最高，分别为77.45%和85.42%，二者无明显差异(P˃0.05)，表明E-VFCW 系统对有机物的净化效果更佳.这可能与水体中氧的变化含量有关，HRT 适当增加，有利于植物和基质对有机物的吸附[16].另外，也可能与阳极比表面积及微电解有关，当通电后，石墨阳极表面微生物附着增强，阳极氧化和阴极反硝化结合可提高有机物去除率[17].由图2(B)可以看出，VFCW 和E-VFCW 系统中TP 的去除率总体上趋于平缓.在HRT 为24 h 时，VFCW 系统中TP的去除率最小，为17.31%；而在E-VFCW 系统中，HRT 为120 h 时，TP 的去除率最大，为44.54%，这表明E-VFCW 系统具有较好的除磷能力.有研究[18]显示，TP 可以通过基质吸附、沉淀和植物吸收等机制去除.本研究中湿地系统基质为陶粒和砾石，基质内所含的Fe+和Al+会快速吸附除磷，这与齐冉等[19]研究类似.同时，Gao等[20]对在湿地(HFCWs))中添加电解质除磷的研究发现，阳极氧化能够引起磷的化学沉淀和物理吸附，使得E-HFCWs 对磷的去除率在90%以上.可见，外加电场措施，有利于增强COD 和TP的去除效果.

图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 的处理效果如图2(C)所示.由图2(C)可知，VFCW 系统的最佳HRT 为96 h，NH4+-N 的去除率最大为66.42%；而E-VFCW 系统的最佳HRT 为120 h，NH4+-N 的去除率为93.15%，这表明E-VFCW 系统中NH4+-N 的去除率显著高于VFCW系统(P<0.05).Srivastava 等[21]利用石墨板作为电极与好氧生物反应器构成除氨系统，发现氨的去除是需要电子受体将氨转化为硝酸盐和亚硝酸盐的硝化过程，在HRT 为98 h 时，NH4+-N 去除率可达90.2%.同时，基质中的陶粒和砾石是具有吸附能力的多孔介质，表面会形成静电力和毛细力等物理作用，也为微生物的附着提供载体，从而提高除氨的效果[22].从图2(D)可以看出，随着HRT 的增长，VFCW 和E-VFCW 系统中TN 的去除率均在HRT 为120 h 时达到最大值，分别为66.59%和94.13%，二者去除效果无显著性差异(P˃0.05).与COD 去除相似，E-VFCW 系统对TN的去除效果更好，可能是由于系统运行方式为间歇式进水，使得系统交替出现好氧和厌氧环境，加强了硝化和反硝化作用[23].TN 的去除包含氨的氧化和基质的反硝化过程，反硝化过程是细菌参与的氧化还原反应，有机碳充当电子供体[24].其中，Corbella 等[25]发现反硝化过程是细菌参与的氧化还原反应，将阳极材料充当电子供体引入连续闭合回路系统以提高电子传递效率，有利于增强脱氮过程.相比VFCW 系统，E-VFCW 系统对NH4+-N 和TN 的去除更具优越性.

2.1.2 对其他水质指标的影响

如表3 所示，相比于VFCW 系统，E-VFCW 系统在HRT 为120 h 时，出水pH 升高(上升0.8)，而DO浓度和ORP 均下降(分别下降0.19 mg/L、-10.4 mV)，原因可能是加入电场促进好氧细菌的大量生长，可为系统创造碱性和厌氧的环境，这与王皓等[26]研究相似.当HRT 增加时，E-VFCW 系统中NO3--N 的去除率呈上升趋势；当HRT 为120 h 时，平均去除率最高为90.22%，说明系统对NO3--N 具有较好的净化效果，原因可能是第一单元为进水段，当系统进水时，复氧能力较强，DO 浓度升高，有利于硝化细菌繁殖，从而使得大部分NH4+-N 有效净化.随着E-VFCW 系统的稳定运行，DO 不断被消耗，此时系统为缺氧环境，有利于反硝化作用，导致产生的NO3--N 转化为N2.Zuo 等[27]研究发现，NH4+-N 的去除在各种微生物作用下，通过硝化和反硝化等反应达到去除目的.综上，施加电场措施可使系统同时发生硝化和反硝化过程，从而加快NH4+-N、NO3--N 的去除.

2.2 E-VFCW 系统中细菌群落结构特征

2.2.1 细菌群落物种的组成分析

门水平的细菌群落组成如图3(a)所示.E-VFCW和VFCW 系统中的优势菌门均主要为变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、浮霉菌门(Planctomycetes)、厚壁菌门(Firmicutes)、放线菌门(Actinobacteria)和酸杆菌门(Acidobacteria).其中，E-VFCW 系统中Proteobacteria、Bacteroidetes、Acidobacteria 的相对丰度(分别为62.73%、8.40%、2.41%)均高于VFCW 系统(分别为48.90%、7.37%、1.77%)，表明电场的施加提高了E-VFCW 系统中这四类细菌的相对丰度.Proteobacteria是E-VFCW 系统的主要优势门，其次是Bacteroidetes和Acidobacteria.Proteobacteria 作为一种异养型细菌，包含了许多硝化细菌和反硝化细菌，对脱氮起着重要的作用，表明施加电场有利于E-VFCW 系统中NH4+-N和TN 的去除[28].同时，Bacteroidetes 是一种自养型细菌，在污水处理中碳氮循环发挥了关键作用[29-30].Acidobacteria 与磷和复杂有机物的降解有关[31]，因此E-VFCW 系统中COD 和TP 的净化效果较好可能是由于Acidobacteria 的相对丰度增加引起的.此外，根据Huang 等[32]研究发现，Proteobacteria、Bacteroidetes、Actinobacteria 为电活性菌群，可将电子向电极转移，使电极表面产生丰富的细菌群落，其主要作用是去除氮、磷和有机物等其他污染物.以上结果表明，电场的施加可改变细菌群落结构，使硝化和反硝化细菌丰度增加，加快污染物降解速率.

图3 两种系统中门、纲分类水平上细菌群落组成及分布Fig.3 Bacterial community composition and distribution at the taxonomic levels of phylum and order in two systems

纲水平的细菌群落组成如图3(b)所示.Proteobacteria门下的α-变形菌纲(Alphaproteobacteria)、γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria)、β-变形菌纲(Betaproteobacteria)和黄杆菌纲(Flavobacteriia)是E-VFCW 和VFCW 系统的主要菌纲.其中，Betaproteobacteria 在E-VFCW系统中的相对丰度(25.64%)远高于VFCW(13.10%)，其次为Gammaproteobacteria(分别为22.66%、21.05%)、Alphaproteobacteria(分别为 12.89%、9.95%)、Flavobacteriia(分别为3.17%、1.15%).相关研究[33]表明，Betaproteobacteria 和Alphaproteobacteria 属于革兰氏阴性菌，不仅能够脱氮除磷，还能分解有机物、参与硫循环.Gammaproteobacteria 广泛存在于污水和土壤中，被认为是反硝化细菌，能将NO3--N 和NO2--N还原为N2，也是E-VFCW 系统中NH4+-N 转化的关键[34].与此同时，Flavobacteriia 是一种好氧反硝化细菌，可将有机物氧化分解并产生硝化作用[35].以上结果表明，在VFCW 系统中施加电场有利于这4 类细菌的生长繁殖，促进有机物和氮磷类污染物质的有效去除.

E-VFCW 和VFCW 系统中细菌属分类水平上优势菌群的相对丰度如图4 所示.从图4 可以看出，E-VFCW 和VFCW 系统的优势属均为脱氯单胞菌属(Dechloromonas)、不动杆菌属(Acinetobacter)、黄杆菌属(Flavobacterium)和假单胞菌属(Pseudomonas).在E-VFCW 系统中，Dechloromonas(6.45%)、Pseudomonas(1.54%)和Flavobacterium(1.72%)的相对丰度均显著高于VFCW 系统(分别为1.69%、0.63%、0.57%).Dechloromonas被证明可通过反硝化除磷代谢途径在缺氧环境下实现同时脱氮除磷[36]，这与2.1 节中污染物的净化结果相一致.已有研究[37]表明，Pseudomonas是电活性菌，具有较高的电子传递能力，是去除有机物的重要参与者.Flavobacterium是革兰氏阴性菌，可以利用硝酸盐作为电子受体，这说明在E-VFCW 系统中发生了自养反硝化[38].综上，E-VFCW去污能力较强的原因可能是产电细菌的同化作用.

图4 两种系统中21 个优势菌属的相对丰度Fig.4 Relative abundance of 21 dominant genera in two systems

2.2.2 α-多样性和β-多样性分析

如图5 所示，分别采用Richness 和Shannon-Wiener 指数解释系统微生物群落丰富度和多样性.由图5(a)可见，E-VFCW 系统的Richness 指数平均值为2 850.25，高于VFCW 系统(平均值为2 550.67)，说明E-VFCW系统的细菌群落物种种类更丰富.如图5(b)所示，与VFCW 系统(平均值为5.83)相比，E-VFCW 系统(平均值为6.29)的Shannon-Wiener 指数较大，表明电场措施促进了微生物多样性，这与Zhong 等[39]的研究相似.图5(c)为两种系统的微生物稀释曲线图，稀释性曲线能够检验测序量是否能涵盖所有微生物群落，本实验中有效序列数测序均超过50 000 时，曲线趋于平缓，说明测序数据合理.如图5(d)所示，PCoA 的总方差为92.69%，其中PCoA1 为83.94%，PCoA2 为8.75%.E-VFCW 系统的样本相对聚集，且在PCoA1 轴比较接近；但VFCW 系统样本相对分散，微生物群落分布明显.有研究显示，PCoA 中样本聚集，说明细菌群落高度相似.结果表明，E-VFCW 微生物群落结构更相似，从而证明电场的施加可提高细菌群落的多样性和丰富度.

2.3 E-VFCW 系统中细菌群落结构对环境因子的响应关系

为了研究湿地系统细菌群落结构差异性，采用RDA 分析细菌优势门的相对丰度与环境因子之间的关系.由图6 和图7 可知，在E-VFCW 系统中，环境因子与细菌群落相对丰度之间夹角大多为锐角，说明环境因素均与大多数细菌存在显著相关性(P<0.05)；随着HRT 的变化，酸杆菌门(Acidobacteria)、绿菌门(Chlorobi)、放线菌门(Actinobacteria)、TM7、拟杆菌门(Bacteroidetes)、变形菌门(Proteobacteria)和硝化螺旋菌门(Nitrospirae)的相对丰度均与COD、TN、TP、NH4+-N 的浓度及其去除率呈正相关(P<0.05)，证 明了 Proteobacteria、Acidobacteria、Chlorobi、Actinobacteria、Nitrospirae 等是环境因子COD、TN、TP、NH4+-N 净化的主要驱动因素.而对VFCW 系统影响显著的环境因素是TN 浓度、NH4+-N 浓度、TP去除率、TN 去除率、NH4+-N 去除率等(P<0.05).其中，随着HRT 的变化，TN、TP、NH4+-N 的浓度及其去除率均与绿菌门(Chlorobi)、变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、硝化螺旋菌门(Nitrospirae)呈显著正相关(P<0.05)，说明VFCW 系统中Chlorobi、Proteobacteria、Chloroflexi 和Nitrospirae 是TN、TP、NH4+-N 净化的主要驱动因素.以上结果表明，电场的施加能促进E-VFCW 系统中细菌对COD、TN、TP、NH4+-N 的降解，这与2.1 节污染物净化结果相一致.Proteobacteria 和Bacteroidetes 是受环境因子影响较大的细菌，在E-VFCW 系统中其相对丰度显著增加，可能是因为电场赋存加速了电化学活性细菌的高度富集，这类细菌与顽固有机质水解和细胞外电子转移有关[40].有研究显示，Chlorobi 也是值得注意的细菌，其可参与硫化物的分解及碳循环过程[41].马思佳等[42]发现，TM7(Saccharibacteria)作为反硝化细菌，普遍存在于污水中，可利用多种碳源(如蛋白胨、葡萄糖、乙酸钠等)促进Proteobacteria、Bacteroidetes 和Actinobacteria 的积累.此外，现有文献也强调了Nitrospirae和Saccharibacteria 具有较高的有机质、铵和硝酸盐同化能力[43].因此，与VFCW 系统相比，E-VFCW 系统的细菌群落结构存在较大差异，表明电场强化作用下使得细菌对污染物的降解速率加快，从而揭示了E-VFCW 系统的去污机制.

图6 E-VFCW 系统中门水平上细菌群落与环境因子的RDA 分析Fig.6 RDA analysis of bacterial communities and environmental factors at the gate level in the E-VFCW system

图7 VFCW 系统中门水平上细菌群落与环境因子的RDA 分析Fig.7 RDA analysis of bacterial communities and environmental factors at the gate level in VFCW systems

为了进一步探究湿地系统细菌群落结构与环境因子的关系，进行优势菌属的相对丰度与环境因子之间的秩相关分析.如图8(a)所示，在E-VFCW 系统中，环境因子(TN、NH4+-N、TP、COD 浓度)在HRT 为24、48、72 h 下均分别与脱氯单胞菌属(Dechloromonas)、假单胞菌属(Pseudomonas)、热单胞菌属(Thermomonas)、氢噬胞菌属 (Hydrogenophaga)、黄杆菌属(Flavobacterium)、硝化螺旋菌属(Nitrospira)的相对丰度呈极显著正相关(r值均为1.00，P≤0.01).如图8(b)所示，在VFCW 系统中，不动杆菌属(Acinetobacter)、暖绳菌属(Caldilinea)、浮霉菌属(Planctomyces)的相对丰度均与HRT 为24 h 的COD 浓度、48 h 的NH4+-N浓度、96 h 的TN 浓度、120 h 的TP 浓度呈显著正相关(r值均为1.00，P≤0.01).Dechloromonas、Pseudomonas、Thermomonas、Hydrogenophaga、Flavobacterium是反硝化细菌，而Nitrospira是硝化细菌[44-45].与VFCW 系统相比，E-VFCW 系统能显著提高具有硝化和反硝化能力菌属的相对丰度.HRT 是污染物清除效率的重要驱动因素[46].在HRT 为24 h 时，E-VFCW 系统的优势菌属相对丰度最高，且多为反硝化菌，这说明较短的HRT 和电流能刺激优势菌生长和反硝化菌富集[47].在HRT 为24 和72 h 下，E-VFCW 系统中硝化细菌(如Nitrospira)与氮和有机物的去除直接相关，Nitrospira被认为是优势的亚硝酸盐氧化细菌，主要负责有氧硝化的第二步[48]；Thermomonas与碳、氮和能量代谢相关，能增强细菌反硝化功能[49]；Hydrogenophaga是一种HNAD 细菌，此类细菌可在硝化和反硝化过程中实现同步脱氮，且具有将电子从阴极表面转移到终端电子受体中的能力[50].这表明随着HRT 的变化，外加电场措施除了使产电细菌相对丰度增加，参与TP、TN、NH4+-N 和有机物等物质的生物代谢外，还有多数细菌在降解新污染物方面发挥着重要作用，增强微生物驱动碳、氮和磷等元素循环及转化.由此可见，将人工湿地与电场技术进行耦合，可作为探索农村污水净化机制的重要途径.

图8 两种系统的优势物种与环境因子之间的秩相关分析Fig.8 Spearman analysis between dominant genera and environmental factors in two systems

3 结论

a) 通过对系统的水质理化指标进行分析可知，E-VFCW 系统净化效果明显优于VFCW 系统.相比于VFCW 系统，E-VFCW 系统的COD、TP、NH4+-N、TN处理效果分别提高了7.94%、5.67%、51.14%、27.54%，且NH4+-N 的去除率存在显著性差异(P<0.05)，COD、TP、TN 的去除率无显著性差异(P˃0.05).

b) E-VFCW 和VFCW 系统的优势菌门主要为变形菌门、拟杆菌门、绿弯菌门、浮霉菌门、厚壁菌门、放线菌门和酸杆菌门等7 种.与VFCW 系统相比，E-VFCW 系统的细菌群落多样性和物种丰富度更高.E-VFCW 系统中，相对丰度最高的依次为变形菌门、拟杆菌门、放线菌门，三者的相对丰度之和约为80%，其中变形菌门占69.37%；γ-变形菌纲、β-变形菌纲和α-变形菌纲等是其优势菌纲；脱氯单胞菌属、黄杆菌属和假单胞菌属等是其优势菌属.

c) 门水平上冗余分析表明，细菌群落结构对环境因子具有驱动作用；E-VFCW 系统中变形菌门、酸杆菌门、绿菌门、放线菌门、硝化螺旋菌门均与COD、TN、TP、NH4+-N 浓度呈显著正相关(P<0.05).属水平上秩相关分析进一步表明，与VFCW 系统相比，E-VFCW系统中细菌群落结构存在显著性差异(P<0.05)；其中，在较短HRT 下，电场的施加促进了产电细菌假单胞菌(增加4.76%)、氢噬胞菌(增加2.02%)、黄杆菌(增加12.54%)等的富集和积累，共同参与COD、TN、TP 和NH4+-N 等物质的代谢，同时增强微生物驱动碳、氮和磷等元素循环及转化.