我國分散式農村生活污水、河流湖泊水體等氮污染形勢嚴峻，且存在低碳氮比問題，而國家對環境中的TN要求日益嚴格。目前污水中氮主要通過生物異養反硝化去除，其原理是反硝化菌在缺氧或厭氧環境下以有機物作為電子供體，硝氮(NO3--N)為最終電子受體，通過電子傳遞鏈將NO3-依次還原為NO2-、NO、N2O和N2。碳源與電子供體會影響反硝化效果，碳源缺乏往往導致NO3-去除率低。低碳氮比污水存在碳源不足的問題，致使總氮(TN)超標，為提高TN脫除效果，通常需投加額外碳源。固相碳源是一種可替代傳統液相碳源的新型碳源，包括人工合成聚合物、農業廢棄物等，其已被應用于地表水、人工濕地、循環水產養殖等氮的去除中，并取得了一定的效果。植物碳源(如稻殼、秸稈、木屑、蘆葦等)因其廉價易得逐漸成為研究熱點，其主要成分為木質纖維素(由纖維素、半纖維和木質素組成)，木質纖維素中的纖維素和半纖維可被微生物降解為小分子有機物，用于反硝化脫氮。一般植物碳源存在碳源釋放不穩定、反硝化率低、有機物過量釋放等問題。如何在碳源釋放穩定的前提下，進一步提高碳源水解能力，是植物碳源應用的關鍵。
我國竹資源豐富，竹林面積約占森林面積的3%。同時竹產業成熟，竹產品獲取方便靈活，是一種潛在的廉價碳源。纖維絮狀竹刨花是竹加工后的產物，主要成分為木質纖維素。竹刨花不同于粉碎的竹屑，其具有一定強度與韌性，纖維交互堆疊并具有豐富孔隙，不易堵塞，表面粗糙，利于微生物附著，可作為污水處理填料和反硝化碳源。與一般禾本科農業植物不同，竹為木質生物質，纖維素和木質素含量更高，纖維結構更加復雜緊密，導致微生物的分解相對困難。木質生物質的缺點是反硝化率不高，優點是利于長期應用。
零價鐵具有化學還原性強、對微生物的生長有益、氧化產物無毒的特點，被廣泛應用于地下水、廢水污染物的去除等方面。生物反應器中的零價鐵可刺激微生物進化并增加微生物多樣性，釋放的鐵離子可加強微生物聚集并增加生物量，提高生物降解能力。已有研究將零價鐵與厭氧生物處理方法耦合以去除水中硝氮，結果表明，耦合體系具有污染物質去除率高、性能穩定、成本低等特點。納米鐵、鐵粉等粒徑小的鐵雖比表面積大、活性高，但腐蝕過快，不利于長期利用。此外，較小的粒徑尺寸增加了實際應用難度。已有研究顯示，比表面積較低的鐵形態在水中的腐蝕相對較慢，在強化生物脫氮的過程中，可減少NH4+的形成，是一種較受青睞的鐵形態。鐵屑是金屬加工后的廢料，不僅成本低，而且比表面積也低于納米鐵或鐵粉等，利于長期應用，且其具有較好的機械與水力特性，更加符合實際應用需求。目前，將鐵屑與竹基固相反硝化系統耦合以強化脫氮的研究鮮見報道。
本研究以纖維絮狀竹刨花為固體碳源和生物膜載體，引入鐵屑，構成耦合體系，從而高效去除低C/N比廢水中TN；通過監測裝置進、出水水質，考察體系對TN的去除以及有機物、總鐵的釋放情況等；采用掃描電鏡、高通量測序等表征方法分析微生物群落結構和多樣性，旨在為高效、穩定、經濟地去除低C/N比廢水中TN提供技術參考，同時滿足“十四五”規劃中“全面提高資源利用效率”“持續改善環境質量”等的要求。
1、實驗部分
1.1 材料
1)實驗材料。
竹刨花為毛竹制作竹篾過程中的副產物，刨花絲寬0~4mm、厚0~1mm、長1~30cm，整體呈為團聚狀。將竹刨花過60目篩，去除粉屑，40℃烘干待用，測得其濕體積密度為182g·L-1。鐵屑為車床鐵加工后的廢料，挑選出寬1.5~3mm，長2~5cm的呈螺旋狀的鐵屑，40℃干燥待用，測得其濕體積密度為0.17mL·g-1。將粒徑為1.5~3cm的鵝卵石與火山巖清洗干燥，用于反硝化裝置的承托層與固定層。實驗中，投加武漢水之國公司(www.szghb.com)生產的復合脫氮菌劑，以確保反硝化菌的掛膜。
2)實驗廢水。
實驗廢水采用自來水配置，以KNO3為N源，KH2PO4為P源，加入1mg·L-1微量元素溶液，補充微生物生長所需微量元素。微量元素溶液中微量元素組成包括120mg·L-1ZnSO4·7H2O、20mg·L-1MgSO4·7H2O、30mg·L-1KI、30mg·L-1CoCl2·6H2O、30mg·L-1CaCl2、20mg·L-1MnCl2。實驗廢水中TN為41.62~59.95mg·L-1，COD為(9.92±3.36)mg·L-1，TP為(1.14±0.06)mg·L-1，NO2--N、NH3-N和總鐵基本檢測不到，pH為7.29±0.21。
1.2 實驗裝置與實驗設計
實驗采用連續流動態反硝化裝置(圖1)，反應柱為透明有機玻璃制成，內徑為11cm，高為50cm，從下至上分別為鵝卵石承托層(約5cm)、填料層(約32cm)和火山巖固定層(約3cm)。裝置共2組：1號為耦合體系實驗組，其填料層為160g竹刨花、80g鐵屑和1g菌劑，竹刨花逐層鋪設，鐵屑分2次鋪設于填料層底部，裝填時，將1g菌劑分層鋪灑于填料層中；2號為單純固相反硝化對照組，填料層只有160g竹刨花，和1g菌劑，鋪設同上，菌劑為武漢水之國復合脫氮菌劑(主要成分為短小芽孢桿桿菌、臘樣芽孢桿菌、蘇云金芽孢桿菌屬微生物及營養劑等，有效活菌數≥200×108個·g-1)。實驗裝置總有效體積約為2.16L，采用底部連續進水方式，室溫運行105d(2021年5—9月)。先從裝置底部進水，使填料完全浸沒，之后停止進水并浸泡1周，再開始連續進水并計時。進水流速為2mL·min-1，水力停留時間約為18h。定期測試進、出水的TN、COD、總鐵等指標。0~73d，進水TN約為40mg·L-1；74~105d，進水TN升至60mg·L-1左右。根據進水TN質量濃度與TN去除效果，運行的0~12d設定為啟動階段，13~73d為階段I，74~105d為階段II。
1.3 分析方法
1)水質分析。
采用德國耶拿MultiN/C®2100儀器測定TN，采用重鉻酸鹽法(HJ828-2017)測定COD，采用鄰菲羅啉分光光度法(HJ/T345-2007)測定總鐵，采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法(GB/T7493-1987)測定NO2--N，采用納氏試劑分光光度法(HJ535-2009)測定NH3-N，采用鉬酸銨分光光度法(GB11893-1989)測定TP，采用電極(PHB-4)測定pH，所用藥品均為分析純。
2)微生物及分子生物學分析。
在裝置運行的第98天，取裝置內部生物膜生長良好的竹刨花進行SEM觀察并進行16SrRNA測試。選取2~5mm竹刨花填料小塊，使用2.5%戊二醛(電鏡專用)使其固定，使用磷酸緩沖液進行清洗，使用乙醇進行梯度脫水，再進行臨界點干燥和噴金，然后置于SEM電鏡下觀察。實驗前的竹刨花由于沒有生物膜，無需進行生物固定操作，直接干燥噴金觀察。取填料層頂部5~7cm厚濕竹刨花，質量約為100g，放在裝有純水的燒杯中，用玻璃棒振攪，使其表面生物膜脫落，之后再將竹刨花回填于裝置內，剩余生物膜溶液離心濃縮至約5mL，低溫保存，用于高通量測序。高通量測序采用MiseqPE250測序模式，選擇16SrRNAV3~V4區引物338F和806R(引物序列ACTCCTACGGGAGGCAGCA和GGACTACHVGGGTWTCTAAT)對樣品進行測試并分析測試結果，得到樣品的菌群結構。以上所有表征均由杭州研趣信息技術有限公司完成。
2、結果與討論
2.1 有機物的釋放
有機物是反硝化的主要電子供體與能量來源，但有機物過多會引發二次污染。圖2為實驗裝置進、出水COD變化情況。由圖2可知，啟動階段(0~12d)，前5d，2組出水COD較高(>100mg·L-1)，之后迅速降低，9d后，2組出水COD低于50mg·L-1。13~105d(階段I~階段II)，2組出水COD基本穩定，預示掛膜成熟，1號和2號出水COD分別為(45.97±6.58)mg·L-1和(32.37±9.05)mg·L-1。啟動階段，竹刨花表層可溶性有機物溶出較多，導致前5d出水COD較高，這確保了生物膜的快速生長。運行約12d后，竹刨花表層可溶性有機物基本消耗完全，微生物主要通過分解、利用竹纖維素獲取能源與電子供體等，但木質纖維素結構復雜穩定，分解較慢。另外，隨著菌群的逐漸穩定，微生物對纖維素類物質的分解與利用趨于平衡，隨水流出的有機物不多，因此，2組出水COD在階段I~階段II基本維持在較低水平。
在階段I~階段II，1號出水COD整體較2號高42.04%。這是因為鐵促進了微生物的繁殖與酶的分泌，提高了微生物對竹纖維類物質的分解。此外，隨著TN負荷的增加，在階段II，1號和2號出水COD較階段I分別增加9.17%、-16.44%，說明耦合體系有機物供應機制適應性更好。最后，13~105d，2組出水COD均值均低于一級A限值(50mg·L-1，GB18918-2002)，未出現碳源過度釋放情況。
2.2 TN的去除
圖3為實驗裝置TN去除及出水COD/N曲線。在啟動階段，2組出水TN先降低再上升，運行12d后(階段I和階段II)，2組出水TN基本趨于穩定。由于N是竹基本組分之一，竹刨花在初始大量釋放有機物，這些有機物中的N經微生物分解后會增加水中TN，因此，第1天，測量2組出水TN均較高(48.36~52.40mg·L-1)。2~7d，2組出水COD/N均大于4，而滿足或完成反硝化所需的COD/TN比為4~15，說明此時2組有機物充足，反硝化率高，TN去除率也達到啟動階段的最大值，分別為89.34%和75.98%。這表明2組均形成了較好的脫氮效能，且初期差異不大。8~12d，2組出水COD/N逐漸降至低點，第12天，2組出水TN達到最大值，為18.34~31.96mg·L-1。另外，由圖2可知，運行12d后，2組出水有機物基本穩定，體系內部相對穩定的碳源環境使得反硝化反應趨于平衡，因此，13~105d，2組出水TN也相對穩定。
在階段I，運行61d，進水TN為(41.62±1.29)mg·L-1，1號和2號出水TN均值分別為3.03mg·L-1和21.05mg·L-1，TN去除率分別為(92.79±9.31)%和(49.52±12.68)%，1號TN去除率比2號高87.36%；且運行50~73d，1號TN去除率在95%以上，出水TN均值(1.30mg·L-1)低于地表水IV類標準限制1.50mg·L-1(GB3838-2002)。在階段II，運行32d，進水TN為(59.95±1.77)mg·L-1，1號和2號出水TN均值分別為16.01mg·L-1和40.91mg·L-1，TN去除率分別為70%和30%左右，1號TN去除率比2號高131.09%。總體而言，13~105d，耦合體系TN去除率較單純固相反硝化體系高近1倍。
趙文莉等以堿處理玉米芯、零價鐵和活性炭構成復合填料處理低碳氮比污水廠尾水，進水NO3-為20~30mg·L-1，初期有機物多，TN去除率達100%，后有機物降低，運行60d時，TN去除率降為60%左右，碳源不足是限制脫氮的主要因素。在本研究的階段I~階段II，1號出水COD/N均高于2號，說明1號碳源更豐富，因此1號TN去除率更高。同時，隨著TN負荷的增加，2組TN去除率均降低，且出水COD/N均小于4。這是因為竹中有機物釋放緩慢，無法完全滿足高負荷下的碳源需求。另外，從階段I至階段II，1號和2號TN削減量(式(1))分別增加了13.89%和-7.44%，這與上文COD變化相似。以上情況說明碳源是影響2組脫氮效能的重要原因。
式中：∆Ci為TN削減量；C0為進水TN質量濃度；Cei為出水TN質量濃度；i為1號或2號反應器。
纖維素分解后會釋放腐殖質和類蛋白、小分子有機酸和糖等，而反硝化菌只能利用小分子有機酸脫氮。鐵可提高復雜有機物的降解率，改善碳源分解，從而提高耦合體系TN去除率。但研究顯示，采用植物碳源脫氮時，出水中有機質主要為腐殖質和類蛋白等。這類大分子物質反硝化菌無法直接利用，需進一步分解。因此，2組出水始終殘留有COD而暫時無法用于脫氮，此時，可后接有機物處理模塊，以進一步減少有機物污染。
2.3 NO2--N與NH3-N的積累
圖4(a)為實驗裝置NO2--N積累情況。反硝化由硝酸鹽還原酶(Nar)和亞硝酸鹽還原酶(Nir)等完成。碳源不足，部分NO2-無法還原，造成NO2-積累。碳源充足，Nar和Nir會競爭底物，且NaR競爭力更強，NO3-會優先還原為NO2-，造成NO2-積累。在啟動階段，1~2d，2組NO2--N積累較高，由于NiR的合成與誘導時間晚于Nar，因此，運行初始出現NO2--N積累，同時也證明2組反硝化菌生長成功。由此可知，在階段I，1號出水COD/N均值大于4，碳源充足，NO2--N積累平均質量濃度低于1mg·L-1；2號出水COD/N均值小于4，碳源不足，24~50d，NO2--N積累較多，最大積累量為12.79mg·L-1，之后逐漸降低并穩定至1mg·L-1以下。在階段II，1號出水COD/N降至4以下，碳源不足，78~98d出現NO2--N大量積累，最大積累量為11.62mg·L-1，之后逐漸減少并穩定至2.5mg·L-1左右；2號出水COD/N依然較低，NO2--N平均積累質量濃度為1mg·L-1。碳源不足時，2組均出現NO2--N大量積累，但大量積累是暫時的，這與鐘勝強等和張恒亮等實驗情況類似。此外，51~73d和74~105d，2號TN削減量均值為23.71和19.04mg·L-1，變化不顯著，因此，51~105d，2號NO2--N積累變化不大。總之，耦合體系TN去除過程雖有一定NO2--N積累，但大量積累時間不長，穩定積累量不高，通過后接曝氣設施可減少NO2--N危害。
植物碳源中的N經生物作用后會釋放NH4+。當有機電子供體遠高于受體NO3-時，NO3-易異化還原成NH4+(DNRA)。同時，Fe0生物系統中NO3-可化學還原為NH4+。圖4(b)為實驗裝置NH3-N積累情況。可以看出，0~5d，2組出水NH3-N較高，之后隨著有機物釋放的減少與穩定，2組出水NH3-N也隨之減少和穩定；12d后，2組出水NH3-N平均質量濃度均低于1mg·L-1。由此可知，0~5d，2組出水COD遠高于TN，因此，前幾天NH3-N較高主要是因為碳源釋放與DNRA反應所致。另外，在階段II(73d后)，1號出水NH3-N增加，此時期1號出水COD雖有少量增加，但出水COD/N較低，排除DNRA的影響。已有研究顯示，Fe2+易將生物還原型NO2-化學還原為NH4+(式(2))，并形成Fe2+-Fe3+水合氧化物，其中的Fe2+會繼續與NO3-或NO2-化學反應生成NH4+。在階段II，NO3-增加，加劇了鐵的腐蝕，釋放更多Fe2+(式(3)~式(5))以及NH4+(式(5))。此時1號碳源缺乏，積累的生物還原型NO2-和殘余NO3-增多，導致NH4+進一步增加。由于鐵腐蝕有限，故NH4+增加不多，加上材料自身釋放的增加，最終導致73d后1號NH3-N升高。整體而言，耦合體系出水NH3-N雖然略高于單純固相反硝化體系，但并未出現NH3-N的明顯積累。
2.4 總鐵的釋放
圖5為實驗裝置進出水總鐵濃度變化情況。由于進水與2號出水總鐵基本低于檢測線，故主要討論1號出水總鐵情況。在啟動階段，1號出水總鐵先升高后快速降低，運行12d后，總鐵釋放穩定，出水總鐵為(0.26±0.09)mg·L-1，整體低于地表水環境質量標準限值0.3mg·L-1(GB3838-2002)。耦合體系總鐵的釋放主要源于鐵屑腐蝕。在啟動階段，鐵屑在水中發生氧化、生物腐蝕，生成大量的Fe2+與Fe(OH)2，導致前幾天出水總鐵較高。但鐵屑表面的生物膜會減少物質交換而阻礙腐蝕，其表面生成的鐵氧化物或氫氧化物會使鐵鈍化而失去活性，一些微生物會利用Fe2+還原NO3-，產生Fe3+，促進鐵氧化物沉淀，進一步抑制腐蝕。因此，隨著裝置的運行，總鐵質量濃度迅速減少。然而鐵的釋放并未停止，有研究指出，當水中硝酸鹽質量濃度大于10mg·L-1時，不穩定的腐蝕產物(β-FeOOH)容易脫落促進腐蝕。總之，基于各類生物化學活動，鐵屑的腐蝕與抑制腐蝕作用處于一定的平衡，使得裝置內總鐵在運行12d后基本維持在較低質量濃度范圍。鐵過高，會對微生物造成損傷，較低的鐵釋放保證了耦合體系強化脫氮的長期作用。
另外，鐵型反硝化菌可以Fe2+為電子供體將NO3-/NO2-還原為N2，但反應Fe/N比為(3~5):1，而1號總鐵均值約為0.3mg·L-1。鐵自養反硝化雖可提高脫氮效能，但不是耦合體系TN去除的主要途徑。
根據實驗結果，鐵屑強化反硝化包括3個過程：1)鐵屑腐蝕，生成Fe2+及其氧化物，反應式見式(3)~式(5)；2)Fe2+氧化，形成Fe(OH)3、FeOOH、Fe2O3、Fe3O4等氧化物，反應式見式(2)、式(6)~式(8)；3)Fe2+、Fe3+及其各類氧化物是提升反硝化的關鍵，它們可強化微生物繁殖、活性、豐度和多樣性等，減少有機質流失，提高電子傳遞效率等。而鐵離子與有機物間鰲和/絡合反應可促進系統與鐵的作用，多種因素綜合影響，最終表現為：改善碳源釋放，增強脫氮效能。但目前Fe0生物系統強化脫氮機理復雜，尚不明確，還有待進一步深入研究。
2.5 竹刨花填料表面生物膜形態
圖6為竹刨花被利用前后表面掃描電鏡圖。被利用前的竹刨花(圖6(a)和圖6(b))由于加工原因和竹纖維結構特點，有許多不規則碎片與孔隙，利于微生物附著生長。被利用近100d后，1號和2號竹刨花均附著有微生物。這些微生物主要為桿狀，已有研究顯示，固相碳源被利用后，其表面微生物多呈桿狀。但1號竹刨花表面(圖6(c)和圖6(d))有許多交錯黏結、大小不一的纖維絮體，同時微生物與微生物、微生物與纖維絮體之間黏附團聚，形成更為緊密的生物膜。而2號竹刨花(圖6(e)和圖6(f))被利用后，表面雖有一些殘余纖維絮體，但數量少，表面相對平整，微生物分布也更加稀疏。密實的生物膜利于纖維素分解與污染物的去除，鐵一方面刺激了微生物的生長及其胞外物的分泌，強化微生物、纖維絮體等的黏附，同時鐵離子及其氫氧化物的絮凝作用進一步將浸泡分解出的竹纖維絮體吸附截留，增加微生物附著點，減少有機質流失，提高有機物的利用率。
2.6 Alpha多樣性分析
Alpha多樣性指數可表征微生物多樣性，結果見表1。2組樣本的覆蓋率指數均大于0.99，表明該測序結果能較好反映菌群的真實情況。Chao1值越大，群落豐度越好。2組樣本Chao1指數都大于2000，說明2體統均具有復雜的群落豐度，但1號群落豐度明顯高于2號。Shannon指數、Simpson指數和系統發育樹指數反映群落的多樣性，受樣品群落中物種豐度和物種均勻度的影響。Shannon指數和系統發育樹指數越大，Simpson指數越小，則菌群多樣性越高。1號的Shannon指數和系統發育樹指數均高于2號，而Simpson指數低于2號，說明1號耦合體系內生物多樣性高于2號單純固相反硝化體系。
2.7 微生物的分布特征
1號與2號竹刨花填料表面微生物門水平群落組成如圖7(a)所示。2體系細菌門類主要為變形菌門Proteobacteria(49.75%~66.51%)、放線菌門Actinobacteria(11.39%~12.38%)、擬桿菌門Bacteroidetes(11.21%~12.93%)，厚壁菌門Firmicutes(3.27%~4.70%)和綠彎菌門Chloroflexi(1.65%~3.77%)等。2體系優勢門為變形菌門，但1號變形菌門占比(65.51%)明顯高于2號(49.75%)。此外，2號疣微菌門Verrucomicrobia豐度(8.80%)遠高于1號(小于1%)。變形菌門是各類水環境反硝化微生物的主導門類；擬桿菌門主要由水解菌組成，可降解纖維素在內的大分子有機物；放線菌門是絲狀菌，具有絮凝作用，可降解氨基酸等；厚壁菌門可降解纖維素和進行反硝化；綠彎菌門常見于各類污水處理中，是反硝化主要菌種之一；疣微菌門在活性污泥中較為常見，其與有機物、氨氮降解有關。總體而言，變形菌門、擬桿菌門、放線菌門、綠彎菌門、厚壁菌門普遍存在于植物碳源反硝化系統中，是反硝化主要參與者，2體系這些門類占比均高于80%，說明2體系TN去除主要為生物反硝化。2體系均存在降解有機物的微生物，如擬桿菌門、放線菌門、疣微菌門等。由于2號疣微菌門豐度較大，其有機物降解相關門類(門水平，豐度>5%)的總占比高于1號，說明鐵屑未促進有機物降解相關門類生長。由于1號菌群總豐度、多樣性、生物膜條件比2號更好，說明是各類因素的共同作用增強了耦合體系碳源釋放。另外，嚴子春等發現，富鐵生物系統中疣微菌科豐度與空白組相比，顯著降低，這與本研究類似，表明鐵會抑制疣微菌門/科的生長。2體系門類差異最大的為變形菌門(1號較高)，其次為疣微菌門(1號較低)，說明鐵屑強化了脫氮功能菌的生長。
圖7(b)為竹刨花填料表面微生物屬水平群落組成情況。由于一些序列不能歸入已知屬，本數據庫以Family(科)后綴-uncultured，-unclassified來表示。變形菌門是2體系占比最大、差異最顯著的門類。表2為2體系變形菌門主要屬組成(屬，豐度>1%)，1號和2號變形菌門中優勢菌屬分別為假單胞菌屬Pseudomonas和熱單胞菌屬Thermomonas。已有研究表明，Pseudomonas、Denitratisoma、Thermomonas、Xanthobacteraceae_unclassified、Rhodocyclaceae_unclassified和Rhodocyclaceae-uncultured、Desulfovibrio、Rhizobiaceae_unclassified、Devosia、Bataproteobacteria_unclassified和Gammaproteobacteria_unclassified均是與反硝化有關的微生物。由表2可知：1號變形菌門中反硝化功能菌群共有9個類別(表2中標記為DNB(denitrifyingbacteria)的菌屬)，總占比為35.75%；2號共有4個類別(表2中標記為DNB的菌屬)，總占比為23.89%，表明耦合體系具有更多類別的反硝化菌群和占比，這有利于系統的穩定與強化脫氮。
另外，與其他脫氮菌不同，1號優勢菌屬Pseudomonas是一種同步脫氮除磷菌。已有研究顯示，富鐵環境可明顯促進Pseudomonas菌的生長并提升氮磷的去除率。當進水TP為(1.14±0.06)mg·L-1時，0~105d，1號和2號TP的平均去除率分別為75%和44%。因鐵屑釋鐵少，故生物同步脫氮除磷是1號高效除磷的重要線索，也表明鐵屑在誘導同步脫氮除磷菌方面潛力巨大。
此外，1號變形菌門中硫桿菌Desulforhabdus占比為1.05%，而2號未檢測到該菌屬。已有研究顯示，基于反硝化顆粒污泥的亞鐵型厭氧鐵氧化系統中的硫桿菌在Fe2+的氧化過程中起著重要作用。這證實耦合體系中存在Fe2+氧化反硝化，其可促進TN的去除，但硫桿菌豐度較小，說明Fe2+氧化反硝化不多，這與耦合體系總鐵釋放情況基本一致。
3、結論
1)進水TN為41.62~59.95mg·L-1、COD/N<0.5、水力停留時間為18h時，13~105d，耦合體系碳源較單純固相反硝化體系豐富，但2體系出水COD均值均低于一級A限值；耦合體系TN平均去除率為73.21%~92.79%，總體較單純固相反硝化體系高近1倍，出水TN可達到地表水IV類標準；另外，耦合體系中鐵釋放穩定，出水總鐵均值低于地表水環境質量標準限值。
2)SEM表征結果顯示，竹刨花表面植物組織碎片與孔隙較多，適于微生物附著生長；被利用近100d后，耦合體系竹填料表面明顯黏附有許多纖維絮體，黏性物質與微生物數量更多，生物膜生長更加密實。
3)16SrRNA表征結果顯示，耦合體系與單純固相反硝化體系相比，微生物豐度與多樣性更高。2體系反硝化脫氮相關門類占主體，優勢門類均為變形菌門，但耦合體系變形菌門豐度更高；在變形菌門主要屬組成中，耦合體系反硝化菌群(屬水平，豐度﹥1%)類別和總占比均高于單純固相反硝化體系。這與耦合體系高效、穩定的脫氮效果基本吻合。（來源：湖北省自動化研究所股份有限公司，武漢江城澤源生態工程技術有限公司）
