我国分散式农村生活污水、河流湖泊水体等氮污染形势严峻，且存在低碳氮比问题，而国家对环境中的TN要求日益严格。目前污水中氮主要通过生物异养反硝化去除，其原理是反硝化菌在缺氧或厌氧环境下以有机物作为电子供体，硝氮(NO3--N)为最终电子受体，通过电子传递链将NO3-依次还原为NO2-、NO、N2O和N2。碳源与电子供体会影响反硝化效果，碳源缺乏往往导致NO3-去除率低。低碳氮比污水存在碳源不足的问题，致使总氮(TN)超标，为提高TN脱除效果，通常需投加额外碳源。固相碳源是一种可替代传统液相碳源的新型碳源，包括人工合成聚合物、农业废弃物等，其已被应用于地表水、人工湿地、循环水产养殖等氮的去除中，并取得了一定的效果。植物碳源(如稻壳、秸秆、木屑、芦苇等)因其廉价易得逐渐成为研究热点，其主要成分为木质纤维素(由纤维素、半纤维和木质素组成)，木质纤维素中的纤维素和半纤维可被微生物降解为小分子有机物，用于反硝化脱氮。一般植物碳源存在碳源释放不稳定、反硝化率低、有机物过量释放等问题。如何在碳源释放稳定的前提下，进一步提高碳源水解能力，是植物碳源应用的关键。
我国竹资源丰富，竹林面积约占森林面积的3%。同时竹产业成熟，竹产品获取方便灵活，是一种潜在的廉价碳源。纤维絮状竹刨花是竹加工后的产物，主要成分为木质纤维素。竹刨花不同于粉碎的竹屑，其具有一定强度与韧性，纤维交互堆叠并具有丰富孔隙，不易堵塞，表面粗糙，利于微生物附着，可作为污水处理填料和反硝化碳源。与一般禾本科农业植物不同，竹为木质生物质，纤维素和木质素含量更高，纤维结构更加复杂紧密，导致微生物的分解相对困难。木质生物质的缺点是反硝化率不高，优点是利于长期应用。
零价铁具有化学还原性强、对微生物的生长有益、氧化产物无毒的特点，被广泛应用于地下水、废水污染物的去除等方面。生物反应器中的零价铁可刺激微生物进化并增加微生物多样性，释放的铁离子可加强微生物聚集并增加生物量，提高生物降解能力。已有研究将零价铁与厌氧生物处理方法耦合以去除水中硝氮，结果表明，耦合体系具有污染物质去除率高、性能稳定、成本低等特点。纳米铁、铁粉等粒径小的铁虽比表面积大、活性高，但腐蚀过快，不利于长期利用。此外，较小的粒径尺寸增加了实际应用难度。已有研究显示，比表面积较低的铁形态在水中的腐蚀相对较慢，在强化生物脱氮的过程中，可减少NH4+的形成，是一种较受青睐的铁形态。铁屑是金属加工后的废料，不仅成本低，而且比表面积也低于纳米铁或铁粉等，利于长期应用，且其具有较好的机械与水力特性，更加符合实际应用需求。目前，将铁屑与竹基固相反硝化系统耦合以强化脱氮的研究鲜见报道。
本研究以纤维絮状竹刨花为固体碳源和生物膜载体，引入铁屑，构成耦合体系，从而高效去除低C/N比废水中TN；通过监测装置进、出水水质，考察体系对TN的去除以及有机物、总铁的释放情况等；采用扫描电镜、高通量测序等表征方法分析微生物群落结构和多样性，旨在为高效、稳定、经济地去除低C/N比废水中TN提供技术参考，同时满足“十四五”规划中“全面提高资源利用效率”“持续改善环境质量”等的要求。
1、实验部分
1.1 材料
1)实验材料。
竹刨花为毛竹制作竹篾过程中的副产物，刨花丝宽0~4mm、厚0~1mm、长1~30cm，整体呈为团聚状。将竹刨花过60目筛，去除粉屑，40℃烘干待用，测得其湿体积密度为182g·L-1。铁屑为车床铁加工后的废料，挑选出宽1.5~3mm，长2~5cm的呈螺旋状的铁屑，40℃干燥待用，测得其湿体积密度为0.17mL·g-1。将粒径为1.5~3cm的鹅卵石与火山岩清洗干燥，用于反硝化装置的承托层与固定层。实验中，投加武汉水之国公司(www.szghb.com)生产的复合脱氮菌剂，以确保反硝化菌的挂膜。
2)实验废水。
实验废水采用自来水配置，以KNO3为N源，KH2PO4为P源，加入1mg·L-1微量元素溶液，补充微生物生长所需微量元素。微量元素溶液中微量元素组成包括120mg·L-1ZnSO4·7H2O、20mg·L-1MgSO4·7H2O、30mg·L-1KI、30mg·L-1CoCl2·6H2O、30mg·L-1CaCl2、20mg·L-1MnCl2。实验废水中TN为41.62~59.95mg·L-1，COD为(9.92±3.36)mg·L-1，TP为(1.14±0.06)mg·L-1，NO2--N、NH3-N和总铁基本检测不到，pH为7.29±0.21。
1.2 实验装置与实验设计
实验采用连续流动态反硝化装置(图1)，反应柱为透明有机玻璃制成，内径为11cm，高为50cm，从下至上分别为鹅卵石承托层(约5cm)、填料层(约32cm)和火山岩固定层(约3cm)。装置共2组：1号为耦合体系实验组，其填料层为160g竹刨花、80g铁屑和1g菌剂，竹刨花逐层铺设，铁屑分2次铺设于填料层底部，装填时，将1g菌剂分层铺洒于填料层中；2号为单纯固相反硝化对照组，填料层只有160g竹刨花，和1g菌剂，铺设同上，菌剂为武汉水之国复合脱氮菌剂(主要成分为短小芽孢杆杆菌、腊样芽孢杆菌、苏云金芽孢杆菌属微生物及营养剂等，有效活菌数≥200×108个·g-1)。实验装置总有效体积约为2.16L，采用底部连续进水方式，室温运行105d(2021年5—9月)。先从装置底部进水，使填料完全浸没，之后停止进水并浸泡1周，再开始连续进水并计时。进水流速为2mL·min-1，水力停留时间约为18h。定期测试进、出水的TN、COD、总铁等指标。0~73d，进水TN约为40mg·L-1；74~105d，进水TN升至60mg·L-1左右。根据进水TN质量浓度与TN去除效果，运行的0~12d设定为启动阶段，13~73d为阶段I，74~105d为阶段II。
1.3 分析方法
1)水质分析。
采用德国耶拿MultiN/C®2100仪器测定TN，采用重铬酸盐法(HJ828-2017)测定COD，采用邻菲罗啉分光光度法(HJ/T345-2007)测定总铁，采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法(GB/T7493-1987)测定NO2--N，采用纳氏试剂分光光度法(HJ535-2009)测定NH3-N，采用钼酸铵分光光度法(GB11893-1989)测定TP，采用电极(PHB-4)测定pH，所用药品均为分析纯。
2)微生物及分子生物学分析。
在装置运行的第98天，取装置内部生物膜生长良好的竹刨花进行SEM观察并进行16SrRNA测试。选取2~5mm竹刨花填料小块，使用2.5%戊二醛(电镜专用)使其固定，使用磷酸缓冲液进行清洗，使用乙醇进行梯度脱水，再进行临界点干燥和喷金，然后置于SEM电镜下观察。实验前的竹刨花由于没有生物膜，无需进行生物固定操作，直接干燥喷金观察。取填料层顶部5~7cm厚湿竹刨花，质量约为100g，放在装有纯水的烧杯中，用玻璃棒振搅，使其表面生物膜脱落，之后再将竹刨花回填于装置内，剩余生物膜溶液离心浓缩至约5mL，低温保存，用于高通量测序。高通量测序采用MiseqPE250测序模式，选择16SrRNAV3~V4区引物338F和806R(引物序列ACTCCTACGGGAGGCAGCA和GGACTACHVGGGTWTCTAAT)对样品进行测试并分析测试结果，得到样品的菌群结构。以上所有表征均由杭州研趣信息技术有限公司完成。
2、结果与讨论
2.1 有机物的释放
有机物是反硝化的主要电子供体与能量来源，但有机物过多会引发二次污染。图2为实验装置进、出水COD变化情况。由图2可知，启动阶段(0~12d)，前5d，2组出水COD较高(>100mg·L-1)，之后迅速降低，9d后，2组出水COD低于50mg·L-1。13~105d(阶段I~阶段II)，2组出水COD基本稳定，预示挂膜成熟，1号和2号出水COD分别为(45.97±6.58)mg·L-1和(32.37±9.05)mg·L-1。启动阶段，竹刨花表层可溶性有机物溶出较多，导致前5d出水COD较高，这确保了生物膜的快速生长。运行约12d后，竹刨花表层可溶性有机物基本消耗完全，微生物主要通过分解、利用竹纤维素获取能源与电子供体等，但木质纤维素结构复杂稳定，分解较慢。另外，随着菌群的逐渐稳定，微生物对纤维素类物质的分解与利用趋于平衡，随水流出的有机物不多，因此，2组出水COD在阶段I~阶段II基本维持在较低水平。
在阶段I~阶段II，1号出水COD整体较2号高42.04%。这是因为铁促进了微生物的繁殖与酶的分泌，提高了微生物对竹纤维类物质的分解。此外，随着TN负荷的增加，在阶段II，1号和2号出水COD较阶段I分别增加9.17%、-16.44%，说明耦合体系有机物供应机制适应性更好。最后，13~105d，2组出水COD均值均低于一级A限值(50mg·L-1，GB18918-2002)，未出现碳源过度释放情况。
2.2 TN的去除
图3为实验装置TN去除及出水COD/N曲线。在启动阶段，2组出水TN先降低再上升，运行12d后(阶段I和阶段II)，2组出水TN基本趋于稳定。由于N是竹基本组分之一，竹刨花在初始大量释放有机物，这些有机物中的N经微生物分解后会增加水中TN，因此，第1天，测量2组出水TN均较高(48.36~52.40mg·L-1)。2~7d，2组出水COD/N均大于4，而满足或完成反硝化所需的COD/TN比为4~15，说明此时2组有机物充足，反硝化率高，TN去除率也达到启动阶段的最大值，分别为89.34%和75.98%。这表明2组均形成了较好的脱氮效能，且初期差异不大。8~12d，2组出水COD/N逐渐降至低点，第12天，2组出水TN达到最大值，为18.34~31.96mg·L-1。另外，由图2可知，运行12d后，2组出水有机物基本稳定，体系内部相对稳定的碳源环境使得反硝化反应趋于平衡，因此，13~105d，2组出水TN也相对稳定。
在阶段I，运行61d，进水TN为(41.62±1.29)mg·L-1，1号和2号出水TN均值分别为3.03mg·L-1和21.05mg·L-1，TN去除率分别为(92.79±9.31)%和(49.52±12.68)%，1号TN去除率比2号高87.36%；且运行50~73d，1号TN去除率在95%以上，出水TN均值(1.30mg·L-1)低于地表水IV类标准限制1.50mg·L-1(GB3838-2002)。在阶段II，运行32d，进水TN为(59.95±1.77)mg·L-1，1号和2号出水TN均值分别为16.01mg·L-1和40.91mg·L-1，TN去除率分别为70%和30%左右，1号TN去除率比2号高131.09%。总体而言，13~105d，耦合体系TN去除率较单纯固相反硝化体系高近1倍。
赵文莉等以碱处理玉米芯、零价铁和活性炭构成复合填料处理低碳氮比污水厂尾水，进水NO3-为20~30mg·L-1，初期有机物多，TN去除率达100%，后有机物降低，运行60d时，TN去除率降为60%左右，碳源不足是限制脱氮的主要因素。在本研究的阶段I~阶段II，1号出水COD/N均高于2号，说明1号碳源更丰富，因此1号TN去除率更高。同时，随着TN负荷的增加，2组TN去除率均降低，且出水COD/N均小于4。这是因为竹中有机物释放缓慢，无法完全满足高负荷下的碳源需求。另外，从阶段I至阶段II，1号和2号TN削减量(式(1))分别增加了13.89%和-7.44%，这与上文COD变化相似。以上情况说明碳源是影响2组脱氮效能的重要原因。
式中：∆Ci为TN削减量；C0为进水TN质量浓度；Cei为出水TN质量浓度；i为1号或2号反应器。
纤维素分解后会释放腐殖质和类蛋白、小分子有机酸和糖等，而反硝化菌只能利用小分子有机酸脱氮。铁可提高复杂有机物的降解率，改善碳源分解，从而提高耦合体系TN去除率。但研究显示，采用植物碳源脱氮时，出水中有机质主要为腐殖质和类蛋白等。这类大分子物质反硝化菌无法直接利用，需进一步分解。因此，2组出水始终残留有COD而暂时无法用于脱氮，此时，可后接有机物处理模块，以进一步减少有机物污染。
2.3 NO2--N与NH3-N的积累
图4(a)为实验装置NO2--N积累情况。反硝化由硝酸盐还原酶(Nar)和亚硝酸盐还原酶(Nir)等完成。碳源不足，部分NO2-无法还原，造成NO2-积累。碳源充足，Nar和Nir会竞争底物，且NaR竞争力更强，NO3-会优先还原为NO2-，造成NO2-积累。在启动阶段，1~2d，2组NO2--N积累较高，由于NiR的合成与诱导时间晚于Nar，因此，运行初始出现NO2--N积累，同时也证明2组反硝化菌生长成功。由此可知，在阶段I，1号出水COD/N均值大于4，碳源充足，NO2--N积累平均质量浓度低于1mg·L-1；2号出水COD/N均值小于4，碳源不足，24~50d，NO2--N积累较多，最大积累量为12.79mg·L-1，之后逐渐降低并稳定至1mg·L-1以下。在阶段II，1号出水COD/N降至4以下，碳源不足，78~98d出现NO2--N大量积累，最大积累量为11.62mg·L-1，之后逐渐减少并稳定至2.5mg·L-1左右；2号出水COD/N依然较低，NO2--N平均积累质量浓度为1mg·L-1。碳源不足时，2组均出现NO2--N大量积累，但大量积累是暂时的，这与钟胜强等和张恒亮等实验情况类似。此外，51~73d和74~105d，2号TN削减量均值为23.71和19.04mg·L-1，变化不显著，因此，51~105d，2号NO2--N积累变化不大。总之，耦合体系TN去除过程虽有一定NO2--N积累，但大量积累时间不长，稳定积累量不高，通过后接曝气设施可减少NO2--N危害。
植物碳源中的N经生物作用后会释放NH4+。当有机电子供体远高于受体NO3-时，NO3-易异化还原成NH4+(DNRA)。同时，Fe0生物系统中NO3-可化学还原为NH4+。图4(b)为实验装置NH3-N积累情况。可以看出，0~5d，2组出水NH3-N较高，之后随着有机物释放的减少与稳定，2组出水NH3-N也随之减少和稳定；12d后，2组出水NH3-N平均质量浓度均低于1mg·L-1。由此可知，0~5d，2组出水COD远高于TN，因此，前几天NH3-N较高主要是因为碳源释放与DNRA反应所致。另外，在阶段II(73d后)，1号出水NH3-N增加，此时期1号出水COD虽有少量增加，但出水COD/N较低，排除DNRA的影响。已有研究显示，Fe2+易将生物还原型NO2-化学还原为NH4+(式(2))，并形成Fe2+-Fe3+水合氧化物，其中的Fe2+会继续与NO3-或NO2-化学反应生成NH4+。在阶段II，NO3-增加，加剧了铁的腐蚀，释放更多Fe2+(式(3)~式(5))以及NH4+(式(5))。此时1号碳源缺乏，积累的生物还原型NO2-和残余NO3-增多，导致NH4+进一步增加。由于铁腐蚀有限，故NH4+增加不多，加上材料自身释放的增加，最终导致73d后1号NH3-N升高。整体而言，耦合体系出水NH3-N虽然略高于单纯固相反硝化体系，但并未出现NH3-N的明显积累。
2.4 总铁的释放
图5为实验装置进出水总铁浓度变化情况。由于进水与2号出水总铁基本低于检测线，故主要讨论1号出水总铁情况。在启动阶段，1号出水总铁先升高后快速降低，运行12d后，总铁释放稳定，出水总铁为(0.26±0.09)mg·L-1，整体低于地表水环境质量标准限值0.3mg·L-1(GB3838-2002)。耦合体系总铁的释放主要源于铁屑腐蚀。在启动阶段，铁屑在水中发生氧化、生物腐蚀，生成大量的Fe2+与Fe(OH)2，导致前几天出水总铁较高。但铁屑表面的生物膜会减少物质交换而阻碍腐蚀，其表面生成的铁氧化物或氢氧化物会使铁钝化而失去活性，一些微生物会利用Fe2+还原NO3-，产生Fe3+，促进铁氧化物沉淀，进一步抑制腐蚀。因此，随着装置的运行，总铁质量浓度迅速减少。然而铁的释放并未停止，有研究指出，当水中硝酸盐质量浓度大于10mg·L-1时，不稳定的腐蚀产物(β-FeOOH)容易脱落促进腐蚀。总之，基于各类生物化学活动，铁屑的腐蚀与抑制腐蚀作用处于一定的平衡，使得装置内总铁在运行12d后基本维持在较低质量浓度范围。铁过高，会对微生物造成损伤，较低的铁释放保证了耦合体系强化脱氮的长期作用。
另外，铁型反硝化菌可以Fe2+为电子供体将NO3-/NO2-还原为N2，但反应Fe/N比为(3~5):1，而1号总铁均值约为0.3mg·L-1。铁自养反硝化虽可提高脱氮效能，但不是耦合体系TN去除的主要途径。
根据实验结果，铁屑强化反硝化包括3个过程：1)铁屑腐蚀，生成Fe2+及其氧化物，反应式见式(3)~式(5)；2)Fe2+氧化，形成Fe(OH)3、FeOOH、Fe2O3、Fe3O4等氧化物，反应式见式(2)、式(6)~式(8)；3)Fe2+、Fe3+及其各类氧化物是提升反硝化的关键，它们可强化微生物繁殖、活性、丰度和多样性等，减少有机质流失，提高电子传递效率等。而铁离子与有机物间鳌和/络合反应可促进系统与铁的作用，多种因素综合影响，最终表现为：改善碳源释放，增强脱氮效能。但目前Fe0生物系统强化脱氮机理复杂，尚不明确，还有待进一步深入研究。
2.5 竹刨花填料表面生物膜形态
图6为竹刨花被利用前后表面扫描电镜图。被利用前的竹刨花(图6(a)和图6(b))由于加工原因和竹纤维结构特点，有许多不规则碎片与孔隙，利于微生物附着生长。被利用近100d后，1号和2号竹刨花均附着有微生物。这些微生物主要为杆状，已有研究显示，固相碳源被利用后，其表面微生物多呈杆状。但1号竹刨花表面(图6(c)和图6(d))有许多交错黏结、大小不一的纤维絮体，同时微生物与微生物、微生物与纤维絮体之间黏附团聚，形成更为紧密的生物膜。而2号竹刨花(图6(e)和图6(f))被利用后，表面虽有一些残余纤维絮体，但数量少，表面相对平整，微生物分布也更加稀疏。密实的生物膜利于纤维素分解与污染物的去除，铁一方面刺激了微生物的生长及其胞外物的分泌，强化微生物、纤维絮体等的黏附，同时铁离子及其氢氧化物的絮凝作用进一步将浸泡分解出的竹纤维絮体吸附截留，增加微生物附着点，减少有机质流失，提高有机物的利用率。
2.6 Alpha多样性分析
Alpha多样性指数可表征微生物多样性，结果见表1。2组样本的覆盖率指数均大于0.99，表明该测序结果能较好反映菌群的真实情况。Chao1值越大，群落丰度越好。2组样本Chao1指数都大于2000，说明2体统均具有复杂的群落丰度，但1号群落丰度明显高于2号。Shannon指数、Simpson指数和系统发育树指数反映群落的多样性，受样品群落中物种丰度和物种均匀度的影响。Shannon指数和系统发育树指数越大，Simpson指数越小，则菌群多样性越高。1号的Shannon指数和系统发育树指数均高于2号，而Simpson指数低于2号，说明1号耦合体系内生物多样性高于2号单纯固相反硝化体系。
2.7 微生物的分布特征
1号与2号竹刨花填料表面微生物门水平群落组成如图7(a)所示。2体系细菌门类主要为变形菌门Proteobacteria(49.75%~66.51%)、放线菌门Actinobacteria(11.39%~12.38%)、拟杆菌门Bacteroidetes(11.21%~12.93%)，厚壁菌门Firmicutes(3.27%~4.70%)和绿弯菌门Chloroflexi(1.65%~3.77%)等。2体系优势门为变形菌门，但1号变形菌门占比(65.51%)明显高于2号(49.75%)。此外，2号疣微菌门Verrucomicrobia丰度(8.80%)远高于1号(小于1%)。变形菌门是各类水环境反硝化微生物的主导门类；拟杆菌门主要由水解菌组成，可降解纤维素在内的大分子有机物；放线菌门是丝状菌，具有絮凝作用，可降解氨基酸等；厚壁菌门可降解纤维素和进行反硝化；绿弯菌门常见于各类污水处理中，是反硝化主要菌种之一；疣微菌门在活性污泥中较为常见，其与有机物、氨氮降解有关。总体而言，变形菌门、拟杆菌门、放线菌门、绿弯菌门、厚壁菌门普遍存在于植物碳源反硝化系统中，是反硝化主要参与者，2体系这些门类占比均高于80%，说明2体系TN去除主要为生物反硝化。2体系均存在降解有机物的微生物，如拟杆菌门、放线菌门、疣微菌门等。由于2号疣微菌门丰度较大，其有机物降解相关门类(门水平，丰度>5%)的总占比高于1号，说明铁屑未促进有机物降解相关门类生长。由于1号菌群总丰度、多样性、生物膜条件比2号更好，说明是各类因素的共同作用增强了耦合体系碳源释放。另外，严子春等发现，富铁生物系统中疣微菌科丰度与空白组相比，显著降低，这与本研究类似，表明铁会抑制疣微菌门/科的生长。2体系门类差异最大的为变形菌门(1号较高)，其次为疣微菌门(1号较低)，说明铁屑强化了脱氮功能菌的生长。
图7(b)为竹刨花填料表面微生物属水平群落组成情况。由于一些序列不能归入已知属，本数据库以Family(科)后缀-uncultured，-unclassified来表示。变形菌门是2体系占比最大、差异最显著的门类。表2为2体系变形菌门主要属组成(属，丰度>1%)，1号和2号变形菌门中优势菌属分别为假单胞菌属Pseudomonas和热单胞菌属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均是与反硝化有关的微生物。由表2可知：1号变形菌门中反硝化功能菌群共有9个类别(表2中标记为DNB(denitrifyingbacteria)的菌属)，总占比为35.75%；2号共有4个类别(表2中标记为DNB的菌属)，总占比为23.89%，表明耦合体系具有更多类别的反硝化菌群和占比，这有利于系统的稳定与强化脱氮。
另外，与其他脱氮菌不同，1号优势菌属Pseudomonas是一种同步脱氮除磷菌。已有研究显示，富铁环境可明显促进Pseudomonas菌的生长并提升氮磷的去除率。当进水TP为(1.14±0.06)mg·L-1时，0~105d，1号和2号TP的平均去除率分别为75%和44%。因铁屑释铁少，故生物同步脱氮除磷是1号高效除磷的重要线索，也表明铁屑在诱导同步脱氮除磷菌方面潜力巨大。
此外，1号变形菌门中硫杆菌Desulforhabdus占比为1.05%，而2号未检测到该菌属。已有研究显示，基于反硝化颗粒污泥的亚铁型厌氧铁氧化系统中的硫杆菌在Fe2+的氧化过程中起着重要作用。这证实耦合体系中存在Fe2+氧化反硝化，其可促进TN的去除，但硫杆菌丰度较小，说明Fe2+氧化反硝化不多，这与耦合体系总铁释放情况基本一致。
3、结论
1)进水TN为41.62~59.95mg·L-1、COD/N<0.5、水力停留时间为18h时，13~105d，耦合体系碳源较单纯固相反硝化体系丰富，但2体系出水COD均值均低于一级A限值；耦合体系TN平均去除率为73.21%~92.79%，总体较单纯固相反硝化体系高近1倍，出水TN可达到地表水IV类标准；另外，耦合体系中铁释放稳定，出水总铁均值低于地表水环境质量标准限值。
2)SEM表征结果显示，竹刨花表面植物组织碎片与孔隙较多，适于微生物附着生长；被利用近100d后，耦合体系竹填料表面明显黏附有许多纤维絮体，黏性物质与微生物数量更多，生物膜生长更加密实。
3)16SrRNA表征结果显示，耦合体系与单纯固相反硝化体系相比，微生物丰度与多样性更高。2体系反硝化脱氮相关门类占主体，优势门类均为变形菌门，但耦合体系变形菌门丰度更高；在变形菌门主要属组成中，耦合体系反硝化菌群(属水平，丰度﹥1%)类别和总占比均高于单纯固相反硝化体系。这与耦合体系高效、稳定的脱氮效果基本吻合。（来源：湖北省自动化研究所股份有限公司，武汉江城泽源生态工程技术有限公司）