陳慧萍

路俊玲

肖 琳*

濕地是指每年在足夠長的時間內均具有淺的表層水面，能維持大型水生植物生長的生態(tài)系統(tǒng)，包括沼澤地或其他水域地帶，由濕地植物、動物、微生物以及環(huán)境共同組成，具有保護生物多樣性及降解污染、凈化水質的功能。人工濕地是一種根據天然濕地的凈化原理，模擬天然濕地，人工建造的一種污水凈化系統(tǒng)，通過在人工鋪設的基質上種植浮水、挺水及沉水植物，聯合微生物群落，通過物理、化學和生物的多重作用達到去除污染物，凈化水質的目的。1903年在英國的約克郡Earby，建成了首個用于污水處理的人工濕地[1]。由于人工濕地系統(tǒng)模擬自然，多由自然生物組成，因此其不僅具有生態(tài)處理功能，同時可以與美學設計相結合，使得人工濕地兼具景觀功能。1998年，中國建有世界上第一個城市濕地公園——成都活水公園[2]。2004年起，我國開始了大規(guī)模的城市濕地公園建設。人工濕地因其獨特的景觀功能，較其他污水處理系統(tǒng)有很強的優(yōu)勢。

隨著國民經濟的發(fā)展和環(huán)保意識的增強，越來越多的工業(yè)和生活污水被接管收集到污水處理廠進行集中處理以去除其中的COD、氮和磷。但是污水處理廠尾水中的總氮(TN)依然高達15mg/L[3]，遠超地表V類水中的TN指標(2mg/L)。因此，污水處理廠尾水若被直排到河道中，仍有可能造成水體富營養(yǎng)化等一系列問題。同時，污水處理廠尾水存在著碳氮比低、碳源多為難降解碳源的問題，用常規(guī)的氮磷深度脫除方法缺乏經濟性[4]。人工濕地可以被用于污水處理廠尾水的深度處理，但是常規(guī)的人工濕地不僅占地面積大，而且存在著處理效率低的問題，在水力停留時間較短的情況下，并不能很好地進行氮磷的深度脫除。針對這些問題，本研究采用了一種新型的人工濕地——電解強化人工濕地(Electrolysis intensified constructed wetland，E-CW)，這種人工濕地通過聯結電解強化技術，可以有效實現尾水中氮、磷的高效去除。E-CW是在原有人工濕地的基礎上添加正負電極，采用外源供電的方式達到高效脫氮除磷的目的。脫氮過程主要包括電化學脫氮和由電極引起的化學氧化。電化學脫氮主要通過在電極陽極上的氨氧化作用和在陰極上的反硝化作用實現，而化學氧化是由次氯酸或羥基自由基引起的將氨氮氧化為N2的過程。在電化學脫氮的過程中會生成NH4+-N、NO2--N等副產物，如何通過選擇適當的電極和控制適宜的操作條件是實現高效脫氮的關鍵。電化學除磷則主要通過鐵、鋁等陽極材料電解得到的金屬陽離子或其水合離子與磷酸鹽的絮凝沉淀作用實現[5]。電化學過程通過電子的傳輸實現人工濕地脫氮除磷的方法相較于其他強化方式，如增加曝氣量，添加外源碳源或外源氧化還原劑等，具有更加經濟、不造成二次污染等優(yōu)勢。已有研究表明，電解強化人工濕地可以實現高效的脫氮除磷[5]。

在人工濕地中有機和無機污染物的去除主要依賴于微生物作用[6-8]，如微生物降解、礦化、硝化和反硝化作用。因此，通過對電解強化人工濕地中微生物脫氮除磷機制的認識，可以對人工濕地進行設計和調控，從而提高氮磷的去除性能[9]。除此以外，微生物的結構特征還影響其生態(tài)功能。在污水處理廠對生活污水進行處理的過程中，可能會導致病原菌、抗生素抗性基因等在尾水中進行富集，若尾水不經過后期的處理就直接排放到河道中，可能會造成相應的生態(tài)危害。而人工濕地在承擔著對污水深度低耗處理功能的同時，還可以對其中微生物群落結構進行調整，起到生態(tài)調節(jié)的作用。因此在本研究中同樣需要關注的是，通過采用人工濕地進行尾水處理，能否在降低氮磷濃度的同時起到生態(tài)緩沖作用，減少污水處理廠的尾水對受水河道的自然菌群的影響。

圖1 漕橋污水處理廠尾水深度處理人工濕地布置

1 材料和方法

1.1 電解強化人工濕地

電解強化人工濕地建造于江蘇常州漕橋污水處理廠(31°31'30.80'' N, 120°00'47.40''E)。利用污水處理廠內空置土地建設人工濕地(圖1)，面積為6 000m2，濕地平均水深1.5m，水力停留時間為17.5h。在濕地建造中，采用挖土和堆填的方式，建造2個人工島嶼，并建造木制廊橋連接，營造景觀，且利于濕地管理。污水處理廠二沉池出水直接進入人工濕地，在人工濕地中，為了提高水力停留時間，采用橡膠壩進行分隔。人工濕地進水首先經過電解強化單元和微生物強化單元進行強化凈化，其中電解強化人工濕地采用太陽能供電，供電電壓為20V，采用鐵棒為電極。同時在人工濕地中配置3 500m2的水生植物，包括香蒲、蘆葦、水竹芋、苦草、圓幣草、粉綠狐尾藻等。經過一年的連續(xù)運行，可以對污水處理廠尾水中的氮、磷進行有效脫除。

1.2 凈化效果測定

對污水處理廠(A)、濕地進水(B)、濕地出水(C)和受水河道(D、E)分別采樣，其中點A采集活性污泥樣品，其余各點采集水樣。自電解強化人工濕地建成起至第300d，每15d采集各點樣品，測定其中的TN、NH4+-N、NO3--N、TP、PO43--P和COD濃度以考察電解強化人工濕地對COD、氮和磷的處理效果。

1.3 DNA提取和Illumina MiSeq高通量分析

采用高通量測序技術，分析污水處理廠尾水經過人工濕地前后，其細菌群落結構和功能群的變化特征及尾水經處理后對受水河道的影響。首先將500mL水樣過0.2μm聚碳酸酯濾膜(Millipore, 47mm)，泥樣稱取0.5g后，分別采用試劑盒FastDNA? spin kit for soil(MP Biomedicals, CA, USA)對其中的微生物進行DNA抽提。所得DNA采用NanoDrop? ND-1000(NanoDrop Technologies, Wilmington,DE，USA)進行質量檢測，并將所得DNA樣品送至凌恩生物用Illumia MiSeq平臺進行高通量測序和生物信息學分析。

表1 電解強化人工濕地300d內的處理效果

表2 α-多樣性指標

1.4 統(tǒng)計和網絡分析

采用CANOCO軟件進行主成分(Principal Component Analysis，PCA)分析。為進一步探索功能細菌與氮磷去除的關系，采用Cytoscape plugin CoNet(http://psbweb05.psb.ugent.be/conet/，http://apps.cytoscape.org/apps/cytocluster)進行共存網絡分析，以了解細菌之間及細菌與環(huán)境因子之間的相關關系，并用Gephi實現網絡關系的可視化。

圖2-1 不同樣品中細菌群落在門水平組成

圖2-2 不同樣品在門水平上PCA分析與主要影響的細菌門(A——活性污泥，B——人工濕地進水，C——人工濕地出水，D——排口下游河道，E——排口上游河道)

2 結果和討論

2.1 電解強化人工濕地的處理效果

表1顯示的是電解強化人工濕地300d內對COD、氮和磷的處理效果。從表1可見，電解強化人工濕地對總氮和總磷的去除效果較好，去除率達到了47.6%和32.0%。尤其是在碳氮比僅為4左右的情況下，能夠實現高效的氮去除。這對深度凈化污水處理廠尾水，保護自然水體，減少富營養(yǎng)化的產生非常有意義。

2.2 細菌群落組成和結構

根據高通量測序結果，測序相關信息及計算得到的多樣性指數如表2所示。其中每個樣品的Good覆蓋率都在0.99以上，說明測序深度已經能夠覆蓋樣品中所有的細菌群落。操作分類單元(Operational taxonomic units，OTU)是在系統(tǒng)發(fā)生學或系統(tǒng)遺傳學的研究中，為了便于分析，將具有一定相似性的序列歸為一類，每類即為一個OTU。本研究將具有97%相似性的序列歸為一類，而后通過與Silva數據庫[10](http://www.arb-silva.de)比對得到物種分類學分析，進而進行后續(xù)的生物信息統(tǒng)計分析。根據得到的OTU信息，采用mothur軟件計算α多樣性指數，包括ACE指數、Chao1指數、Shannon指數和Simpson指數。α多樣性指數主要反映環(huán)境樣品內的物種多樣性，多樣性指數越高，代表物種多樣性越高。表2中，OTU在污泥、E-CW和河道中的最大數量分別為476，493-529和463-487，在E-CW中細菌的多樣性最高，ACE、Chao1與Simpson指數也顯示相似的結果，雖然Shannon指數顯示E-CW中的α多樣性卻較低。多樣性的不同可能與營養(yǎng)物質的濃度、化學計量比以及細菌間的相互作用有關。因此要考察經人工濕地處理后的出水是否會對自然水體中的微生物群落產生影響，進而影響自然水體的生態(tài)功能還需進一步的分析。

聚類分析通過對各樣品群落組成之間的距離進行計算，將群落結構相近的聚在一起，此研究中采用的是bray-curtis距離。通過聚類分析顯示，在門水平上，E-CW進水(B)和出水(C)聚在一起，河道水體(D和E)聚在一起，而污泥樣品(A)單獨成為一簇。這表明即使污水處理廠、E-CW與河道之間存在著水體的交換，但是各位置水體的微生物群落組成之間依然差距較大，各位置的微生物結構仍然保持著各自的異質性，同時也說明污水處理廠尾水對E-CW和河道水體中微生物群落的組成和結構的擾動較小。同時在門水平上(圖2-1)也可以明顯地看出，這3個樣品中的微生物群落結構也有明顯的差異。再采用PCA分析對5個點的微生物群落進行分析，如圖2-2所示，B、C之間的距離較近，D、E之間的距離較近且都與A分離，再一次說明不同樣品中的特征細菌在門水平上的顯著差異。這種差異與生物和環(huán)境因子的差異密切相關[11-12]，特別是在不同的微環(huán)境和生態(tài)位上不同的細菌種屬得到富集。

進一步分析樣品中所含的細菌，發(fā)現在所有樣品中變形菌門(Proteobacteria)和擬桿菌門(Bacteroidetes)均占優(yōu)勢(圖2)。在變形菌門中，ε-變形菌在E-CW中的豐度更高，但大部分都為弓形桿菌屬(Arcobacter)(圖3)。弓形桿菌屬在環(huán)境中廣泛存在，并且部分種為人畜致病菌[13]。這可能是因為在濕地中存在著野鴨和水鳥等野生動物，它們的糞便排泄造成了條件致病菌的增加。今后如何在濕地管理中減少條件致病菌對環(huán)境的影響還需要進一步研究。

第二天上午趕到茶場的時候，鎮(zhèn)長村長目瞪口呆。只見原來那棟破屋的地基上，已經聳起一人高的磚墻，周圍堆滿了水泥、紅磚、木料、預制板、還有幾輛汽車、翻斗車，十幾個工人正在那里敲敲打打砌磚。

進一步地，在屬的水平上，所有的OTU隸屬于673個屬，其中Dechloromonas是一種常見的反硝化菌，其在E-CW中的豐度(3.28%，2.19%)甚至高于活性污泥(0.34%)，說明Dechloromonas在E-CW的脫氮過程中可能發(fā)揮重要作用。同時Malikia也在E-CW中得到富集，盡管目前對其研究還較少，但已發(fā)現它與自養(yǎng)脫氮菌Hydrogenophaga[14]的功能類似，因此推測其也為一種脫氮細菌。說明在電極的作用下，脫氮細菌在E-CW中發(fā)生了富集作用，而這些脫氮細菌的富集保障了E-CW的脫氮活性。而在河道中的微生物優(yōu)勢種屬則基本屬于天然水體的常見類型，如Cyanobacteria、Limnohabitans和Polynucleobacter。這也說明污水處理廠的尾水在經過E-CW的處理后對天然水體中微生物群落結構幾乎不產生擾動。

微生物的群落結構受到外源物質輸入的影響，而微生物群落結構的演替又影響著生態(tài)系統(tǒng)的功能。在以往的研究中發(fā)現，污水處理廠尾水的排放會影響受水河道中微生物的群落結構[15-16]，而我們的結果表明了在經過人工濕地后，污水處理廠尾水中的微生物對自然水體的影響較小，這也消除了活性污泥中可能被富集的致病菌和抗性基因對環(huán)境的潛在風險。

2.3 微生物共存生態(tài)網絡分析

為分析細菌群落和環(huán)境間的關系，進行了細菌和環(huán)境因子間的共存網絡分析。圖4顯示的分別為細菌在OTU(圖4-1、4-2)水平上的共存網絡分析。從OTU水平的網絡聚類結果來看，細菌被聚類為3個模塊，模塊I以活性污泥中的細菌為主，模塊II以河道中細菌為主，而模塊III以E-CW中的細菌為主。模塊的形成是由于不同的生態(tài)位[17-18]，而聚在同一模塊的細菌通常具有類似的功能或在功能上存在著密切的相互作用。因此，網絡分析的結果再次證實了微生物群落結構在活性污泥、人工濕地和受水河道間存在著顯著的差異，這種差異可能是因為棲息環(huán)境對微生物群落結構的影響超過了水體間微生物的交換。但在綱水平上的網絡分析結果卻顯示只有模塊I和模塊II的細菌仍然聚在了一起，而模塊III的細菌卻沒有形成明顯的聚類，這也表明了人工濕地中的細菌生態(tài)位處于高處理能力的活性污泥與自然水體之間。

圖3 各樣品中的優(yōu)勢屬(A——活性污泥，B——人工濕地進水，C——人工濕地出水，D——排口下游河道，E——排口上游河道)

3 結論

污水處理廠尾水含氮濃度較高，若直接排入自然水體可能會引起水體富營養(yǎng)化。電解強化人工濕地在對低碳氮比、碳源較難利用的尾水的處理方面具有相當的優(yōu)勢。本研究通過分別考察污水處理廠，電解強化人工濕地與河道水體系統(tǒng)中的COD、氮與磷的濃度，并結合高通量測序技術與共存網絡分析，探究得到電解強化人工濕地中存在脫氮細菌的富集，可以有效地去除尾水中的氮。且尾水的注入不會對人工濕地與河道水體中的微生物群落產生較大的影響，人工濕地在污水處理廠與自然水體之間形成緩沖，減輕了污水處理廠尾水對自然水體的影響。

注：文中圖片均由作者繪制。

圖4 細菌OTU(4-1)和綱水平(4-2)的共存網絡分析