摘要:填料和微生物是影响曝气生物滤器(biological aerated filter, BAF)污水处理性能的重要因素，为探究不同曝气条件下曝气生物滤器处理海水养殖废水脱氮性能及填料上微生物群落特征，试验设置3种不同曝气条件的BAF处理组(24 h连续曝气、12 h间歇曝气和0 h曝气)，并将聚碳酸亚丙脂(PPC)凝胶亲水填料和海绵铁以3∶1(质量比)混合形成复合固定化生物填料引入BAF系统。结果表明：铁基复合填料 12 h间歇曝气处理的氨氮
去除率高且
积累低；12 h间歇曝气处理中海绵铁填料的微生物群落多样性指数(Shannon、Chao1和ACE)高于其他处理组，这说明该处理的微生物群落多样性和丰度最高；12 h间歇曝气处理中海绵铁填料中的不动杆菌属Acinetobacter、代尔夫特菌属Delftia及在PPC填料处理中的发光杆菌属Photobacterium等具备反硝化能力的菌属相对丰度高于其他处理组。研究表明，铁基复合填料BAF在12 h间歇曝气条件下富集了更多的反硝化细菌，使曝气生物滤器具有良好的脱氮性能，同时将节省更多能耗。
在水产养殖中，循环海水养殖系统(recirculating aquaculture system, RAS)被认为是提高养殖密度、缩短养殖周期、降低海水养殖尾水排放污染的一种有效途径[1]。曝气生物滤器(biological aerated filter, BAF)是RAS的核心水处理单元[2]，其主要作用是将硝化细菌、反硝化细菌和厌氧氨氧化细菌等与氮转化相关的细菌通过吸附的方式固定在填料上形成生物膜，而生物膜细菌的群落结构与养殖水体氮素积累密切相关[3]。在前期的研究和应用中，BAF多以连续曝气方式强化硝化反应，并有效降低循环养殖水体中的氨氮
含量，将
转化为亚硝态氮
和硝态氮
除氨氮外，养殖水体中亚硝态氮浓度积累过高亦会对水产养殖动物产生毒害[4]。传统的BAF连续曝气运行方式往往容易造成反硝化作用受到抑制，形成亚硝态氮积累问题。已有学者通过改变运行方式或研发新型填料实现在同一生物滤器内提高系统硝化和反硝化效能[5-7]。
将铁基填料引入BAF中形成铁-氮循环进而促进氮转化被认为可以有效提高系统脱氮效率[8]。铁循环和氮循环因互为电子供体和受体，可以通过生物作用和非生物作用耦合。海绵铁填料引入水处理系统可通过吸附固定好氧、兼性厌氧和厌氧等细菌形成生物海绵铁，并利用其特殊的化学性能增强系统脱氮性能。李杰等[9]通过将传统活性污泥法中的填料替换为海绵铁形成了生物海绵铁体系，提高了系统的脱氮除磷能力。匡颖等[10]在海绵铁与火山岩填料A/O生物滴滤池脱氮除磷试验中研究证明，海绵体的引入提高了滴滤池的脱氮除磷能力。目前，已有对铁-氮耦合的微生物机理研究，但其中多为针对自然环境和生活污水的处理研究[11-14]，而针对循环海水养殖废水处理的研究较少。因此，通过对BAF中填料生物膜细菌群落进行扩增子测序，并对群落结构进行解析，揭示反应器细菌群落结构从而解析系统脱氮内在机理[15-16]，并定向调控脱氮功能细菌群落，对于降低养殖水体中氮素积累具有非常重要的意义。
本研究中，以生物海绵铁与PPC凝胶亲水填料形成复合填料，设置了不同曝气运行方式，并通过16S rDNA高通量测序，研究了不同曝气方式下不同填料上的细菌群落结构、丰度和多样性等，探究了不同曝气运行方式下系统脱氮性能及细菌群落变化，以期通过优化曝气运行方式解析脱氮相关的细菌群落结构，提高BAF系统的脱氮性能。
试验装置如图1所示，试验用BAF为圆柱形(直径10 cm、高60 cm)，有机玻璃材质，在BAF底部安装有布水板以支撑填料和均匀布水。采用海绵铁(购自河南希尧环保科技有限公司，粒径0.5～5.0 mm，含铁量大于95%)与PPC凝胶填料作为复合填料，海绵铁与PPC凝胶填料配比为1∶3(质量比)，并使两种填料混合均匀，用网兜固定，每个反应柱内填料总质量为900 g。通过时间控制器(AL-06，小耳朵电子科技有限公司)控制间歇曝气时长，其中，柱A连续曝气24 h，柱B曝气12 h，间歇12 h，柱C曝气0 h，系统进水为上流式，通过高位水箱进入系统。系统运行温度通过加热棒控制在(30.0±0.5)℃，水力负荷率(HLR)通过蠕动泵调控在1.2 m3/(m2·d)，碳氮比(C/N)为3∶1，pH为7.0±0.5。
A—24 h连续曝气； B—12 h间歇曝气； C—0 h曝气； 1—海绵铁与PPC复合填料； 2—溢流口； 3—高位水箱； 4—蓄水池； 5—蠕动泵； 6—气石； 7—取样口。
A—24 h continuous aeration； B—12 h intermittent aeration； C—0 h aeration； 1—sponge iron and PPC composite packing； 2—overflow； 3—head water tank； 4—reservoir； 5—peristaltic pump； 6—air stone； 7—sampling outlet.
图1 上流式复合填料曝气生物滤器 (BAF)
Fig.1 Up-flow sponge iron and sponge composite packing biological aerated filter (BAF)
1.2.1 试验用水的配制 试验进水为人工模拟养殖废水[17]，通过在蓄水池的海水中连续投加营养盐混合物，每100 g混合物中包含NH4Cl 26.33 g、NaHCO3 66.92 g、MgSO4 0.69 g、Na2HPO4 3.04 g、KH2PO4 2.93 g和FeCl3 0.01 g，每100 g混合物中含有8.64 g的
按照该比例向系统中投入混合物，并定期补足使
质量浓度维持在1.0～1.5 mg/L，每天定期补足CODMn，使其质量浓度保持在10～12 
质量浓度小于0.002 mg/L。在水质测试试验中，除测试样品外，其余操作中所需用水均使用超纯水。
1.2.2 试验设计及取样 待系统运行稳定后，从反应器最上方取样口进行取样。每次用50 mL的无菌离心管收集水样50 mL。待系统稳定运行20 d后，在无菌条件下，分别将3个生物滤器中复合填料的海绵铁和PPC凝胶填料手动分离，分别用无菌离心管收集，编号A1、A2、A3分别为曝气24、12、0 h的海绵铁填料，B1、B2、B3分别为曝气24、12、0 h 的PPC凝胶亲水填料，每个填料组设3个重复，取各组填料样品置于-80 ℃超低温冰箱中保存，用于微生物群落结构测定。
1.2.3 水样中
质量浓度的测定使用流动分析仪(SEAL AutoAnalyzer 3，德国SEAL公司)对
质量浓度进行测定。去除率计算公式为
η=(ρ1-ρ2)/ρ1×100%。
其中： η为去除率(%)；ρ1、ρ2分别为生物滤器中进水和出水质量浓度(mg/L)。
1.2.4 DNA提取和16S rDNA高通量测序 采用十六烷基三甲基溴化铵法对样本的基因组DNA进行提取，检测DNA的纯度和浓度，取适量的样本DNA于离心管中，使用无菌水稀释样本至1 ng/μL。以稀释后的基因组DNA为模板，采用16S V4区引物(515F 和806R)，使用带Barcode的特异引物进行PCR扩增。高通量测序工作委托北京诺禾致源科技股份有限公司完成。
基于Illumina Nova测序平台测序，构建PCR-free文库，然后进行双末端测序。每个样品设3个重复，通过对Reads拼接，平均每个样品测得93 314条tags，经过质控平均得到87 852条有效数据，质控有效数据量达64 631，质控有效率达70%。以97%的一致性将序列聚类成为OTUs(operational taxonomic units)，进行聚类时，先将序列按照丰度从大到小排序，通过97%相似度的标准聚类，得到16S rDNA OTU，每个OTU被认为可代表一个细菌物种(微生物物种)[18]。试验中共得到5 353个OTUs，然后对OTUs序列与Silva132数据库进行物种注释，注释结果中，共有2 009(38%)个OTUs注释到属水平。通过对不同样本在97%一致性阈值下的Alpha diversity 分析指数(Shannon、Chao1、ACE和good_coverage)进行统计。通过多变量统计学方法(unweighted unifrac)对距离进行主坐标分析PCoA(principal co-ordinates analysis)。基于unweighted unifrac 距离绘制热图用来评估微生物样品组间的物种差异程度。
从图2可见：3个处理组在试验初期阶段(第1～13天)去除率均处于上升阶段，之后趋于稳定；24 h和12 h曝气处理去除率均在第13 天时达到峰值(分别为92%和95%)，0 h曝气处理去除率在第21 天时达到峰值(85%)；24、12、0 h曝气处理平均去除率分别为87%、92%、70%。
图2 不同曝气处理下的
去除率
Fig.2 Ammonia nitrogen removal rate under different aeration conditions
从图3可见：在3个处理组中，0 h曝气处理出水
平均质量浓度最高(0.7 mg/L)，在试验开始后7 d内，0 h曝气处理的质量浓度出现短暂下降，从0.5 mg/L下降到0.35 mg/L，之后一直呈上升趋势；24 h曝气处理的平均质量浓度(0.25 mg/L)略高于12 h曝气处理，在第13～17天时质量浓度增加到0.5 mg/L，之后再次下降到正常水平；12 h曝气处理对
的去除能力优于24 h处理，平均质量浓度维持在0.2 mg/L左右，在第17天时出现了短暂的积累，随后呈下降趋势并趋于稳定。
图3 不同曝气处理下的
质量浓度
Fig.3 Nitrite concentration in treatment groups under different aeration conditions
2.2.1 细菌群落组成 从图4可见：各处理组均是变形菌门Proteobacteria为优势菌群，其相对含量约占总细菌组成的52.1%～80.1%，其次是厚壁菌门Fermicutes、拟杆菌门Bacteroidetes，分别占23.3%～0.9%、11.4%～0.1%，其他相对丰度较少的细菌属为放线菌门Actinobacteria、绿弯菌门Chloroflexi、硝化螺旋菌门Nitrospirae、浮霉菌门Planctomycetes等；A2组微生物组成与其他组差异较大，其变形菌门相对丰度最少，为52.1%，而厚壁菌门和变形杆菌门相对丰度最多，分别为23.3%和11.4%，芽孢杆菌纲Bacilli(10.3%)和梭菌纲Clostridia(11.4%)相对丰度均高于其他处理组；而与A2组在同一个反应器的B2组，变形菌门(80.1%)与γ-变形菌纲γ-Proteobacteria相对丰度均最多。
图4 各处理组门水平和纲水平微生物组成
Fig.4 Microbial composition in each treatment group at phylum level and at class level
从图5可见：在属水平上，不同曝气方式的细菌群落组成差异较大；A1组中亚硝化螺菌属Nitrosospira相对丰度较大(6.6%)，A2组中的不动杆菌属Acinetobacter(1.7%)、拟杆菌属Bacteroides(6.9%)、代尔夫特菌属Delftia(1.9%)和兼性厌氧的葡萄球菌属Staphylococcus(5.3%)相对丰度均高于其他处理组，B2组中发光杆菌属Photobacterium为优势菌属(相对丰度62%)；弧菌属Vibrio在B3和B1组中大量存在(相对丰度分别为11.7%和10.5%)，而在A2和B2组中含量较低(分别为2.8%和4.8%)。
图5 各处理组属水平微生物组成
Fig.5 Microbial composition in each treatment group at genus level
2.2.2 微生物丰度和多样性结果 Alpha多样性分析结果如表1所示，其中覆盖率均在0.99以上，说明样品文库覆盖率高，数据可靠，而A2组平均Shannon、Chao1和ACE指数均最大，平均值分别为7.44、2 396和2 484。
表1 0、12、24 h曝气处理微生物的Alpha多样性指数
Tab.1 Alpha diversity index of microorganisms in 0 h, 12 h and 24 h treatment group
填料packing样品sample 曝气时间间隔/haeration in terval time香农指数Shannon indexChao1指数Chao1 indexACE指数ACE index覆盖率coverageA1246.59±0.882 145±1822 193±1870.99海绵铁sponge ironA2127.44±0.712 396±1732 484±1830.99A306.20±0.481 645±931 668±980.99B1246.40±0.202 302±1122 351±1220.99PPCB2125.80±0.181 896±781 954±830.99B306.41±0.812 063±3682 112±3690.99
从图6(a)可见，第一、第二主成分对样本差异的贡献率分别为16.78%、12.37%，对于各样本微生物群落构成的累计贡献率为29.15%，A1组与B1组，A2组与B2组，A3组与B3组间存在较大差异。从图6(b)可见：对于BAF的海绵铁处理而言，A2组与A3组差异最大，相异系数为0.360，其次是A2组与A1组，相异系数为0.274；对于PPC填料处理，B1组与B3组差异最大，相异系数为0.145。
图6 各处理组的Beta多样性PCoA图和矩阵距离热图
Fig.6 Analysis of principal coordinate and matrix distance heat map of each treatment group
所有处理组共同拥有OTUs为1 106，占OTUs总数的49.1%，A2组特有OTUs数量为345，高于其他处理组(图7(a))；海绵铁填料处理组共同拥有OTUs为1 558，A2组特有OTUs数量最高为888，远高于其他两个处理组(图7(b))；PPC填料共同拥有OTUs为1 487，B1处理组特有OTUs数量最高，为560(图7(c))；海绵铁填料处理组共同拥有OTUs数高于PPC填料处理。
图7 总体韦恩图、海绵铁填料韦恩图和PPC填料韦恩图
Fig.7 Total Venn diagram，sponge iron packing Venn diagram，and PPC packing Venn diagram
本研究表明，0 h曝气处理由于缺少氧气供应，无法强化硝化反应，导致系统整体脱氮能力低于其他两个处理，在0～21 d，因填料本身对有吸附作用，而且填料表面达不到厌氧条件，会有少量硝化细菌富集，所以前期去除率逐步上升；第21天后，海绵铁中铁离子溶出形成铁盐，附着在海绵铁和PPC凝胶间，使填料的孔隙逐渐变小，对的吸附能力降低，此时填料的物理吸附作用大于微生物，氨氮去除率逐步下降；第26 天后，海绵铁和PPC凝胶填料黏连成块，此时微生物作用大于物理吸附作用，去除率缓慢上升。同理，0 h曝气处理前期因为吸附作用使浓度降低，但亚硝酸盐氧化细菌(NOB)属于严格好氧菌[19]，所以在后期处理中因硝化过程受到抑制而导致持续积累。
24 h曝气处理在第13～17 天时质量浓度增加到0.5 mg/L，出现的短暂积累，因为在系统运行前期NOB丰度较低，导致积累，后期NOB丰度增大，浓度逐渐降低。在实际养殖生产中，水生生物对的浓度十分敏感，在短期高浓度下，会严重影响到水生生物的健康。12 h曝气处理对和的去除能力要优于其他处理，去除率能达到92%，而传统的曝气生物滤器仅在80%左右[2]，徐建平等[20]研究表明，传统曝气生物滤池在脱氮效率最高的工况下质量浓度约为1 mg/L，远高于本研究中12 h曝气处理的质量浓度0.2 mg/L，其原因一方面可能是12 h曝气处理时随着试验的进行复合填料表面的生物膜逐渐变厚，从膜外至膜内形成了有氧至缺氧的氧气递减变化，反硝化菌能得到更适宜的生长条件，另一方面可能是由于12 h间歇曝气处理具备良好的缺氧/好氧交替环境，有利于反硝化菌的富集和生长，故能获得更好的脱氮效率。
综上所述，12 h曝气处理通过间歇曝气的方式优化了复合填料生物膜的细菌菌群组成，使之具有稳定的消除积累的能力，脱氮能力较好，符合实际养殖生产的要求。
本研究表明，在门和纲水平上，不同间歇运行方式下海绵铁填料和PPC填料细菌群落组成均存在差异，这说明不同的曝气运行方式和填料类型均影响系统细菌群落组成，从而导致各处理组脱氮效果的差异。在不同填料细菌群落结构方面，海绵铁填料处理组的厚壁菌门及芽孢杆菌纲相对丰度均高于PPC填料处理组，这说明海绵铁填料结构更适宜好氧或兼性厌氧的厚壁菌门细菌生长。PPC填料处理组浮霉菌门和变形菌门相对丰度均高于海绵铁填料处理组。目前，已知的厌氧氨氧化菌都属于浮霉菌门，说明PPC填料表面更易富集厌氧氨氧化菌，对系统中氨氮转化为氮气并从系统中脱出起到关键作用[21]。本研究中，生物海绵铁填料处理组的γ-变形菌纲含量均低于PPC填料处理组，以往研究也表明，大量好氧和兼性厌氧细菌属于γ-变形菌纲，均为既能进行呼吸代谢又能进行发酵代谢的兼性异氧菌[3,22]，这说明铁基填料会抑制γ-变形菌纲菌属的富集。因此，海绵铁和PPC填料形成的复合填料能够富集广谱脱氮相关的细菌群落，从而提高系统脱氮性能。
本研究表明，海绵铁填料曝气处理为12 h的A2组中大量存在的厚壁菌门和变形菌门是污水处理中活性污泥的最常见优势菌种类[23-24]，其中，厚壁菌门中芽孢杆菌纲(10.3%)和棱菌纲(11.4%)相对丰度均高于其他各处理，而芽孢杆菌纲中的芽孢杆菌属Bacilli为海洋生态系统中最常见的反硝化菌属[24]，部分铁还原菌亦属于芽孢杆纲和棱菌纲。厚壁菌门的增加可反映出生存环境的变化对微生物多样性的影响[25]，这说明系统间歇曝气运行方式形成了好氧-缺氧交替的环境，更利于铁-氮耦合循环。已有研究表明，铁基填料可以通过与微生物耦合促进含氮污染物的去除[13-14]，所以A2系统积累较少的原因是系统中反硝化菌和铁还原菌相对丰度提高。变形杆菌门和Bacteroidia纲在A2组相对丰度最多，研究表明，该门菌属可以将大分子物质分解成简单的化合物，在水质净化中起着重要的作用[26]。
本研究表明，在属水平上，不同间歇运行方式的细菌群落组成差异较大，其中，A2和B2组细菌属水平组成与其他组存在较大差异(图5)。A2组中大量存在的拟杆菌属为污水处理中活性污泥的常见优势属，田道贺等[27]在研究硝化型生物絮团的驯化培养中发现，经过驯化拟杆菌属成为硝化型生物絮团的优势菌属，其与硝化作用密切相关，进一步证明12 h间歇曝气处理具有较强的硝化作用。A2组中相对丰度较多的不动杆菌属[28]和代尔夫特菌属也包含了部分好氧反硝化菌，其中，代尔夫特菌属中的部分菌种具有良好的好氧反硝化能力[29]。兼性厌氧的葡萄球菌属在A2组中相对丰度也较高，该属中部分菌种属于反硝化聚磷菌，通常具有良好的反硝化性能[30-31]。在B2组中发光杆菌属为优势菌属(相对丰度为62%)，研究表明，该菌属菌株能生长在含海水、D-葡萄糖和NH4Cl的无机培养基中，是一种兼性厌氧的化能异养菌，该属部分菌株属于好氧反硝化菌[32]。
综上所述，12 h间歇曝气运行条件使得系统能够富集兼性厌氧及好氧脱氮功能菌，这是12 h间歇曝气处理具有良好脱氮能力的原因之一。
本研究表明，A2组OTUs数目最高，说明A2组的微生物多样性高于其他组，这说明在间歇曝气条件下营造出有氧-缺氧甚至厌氧的环境条件，适宜富集更广氧气耐受范围的微生物群落。生物海绵铁填料微生物多样性高于PPC填料(图7(a))，因为海绵铁本身具有一定的除氧作用，可在系统中为各种好氧、兼氧和厌氧微生物的协同共生提供良好的“微环境”，在整个复合填料中，生物海绵铁填料上的微生物是导致3个试验组脱氮效果差异的主要微生物因素。A2组特有OTUs远高于其他处理，进一步说明该处理组微生物多样性最高，说明12 h间歇曝气对海绵铁填料上的微生物多样性有利。在PPC填料处理中，B1组OTUs高于B2、B3组，这说明曝气24 h处理在PPC填料上的微生物多样性高于其他两种曝气运行方式，推测是由于PPC填料虽然与海绵铁填料混合，但仍不会达到完全混合均匀的状态，故在PPC填料内部的铁离子远远少于海绵铁填料上的铁离子，所以PPC填料上的铁氧化菌和铁还原菌的数量小于海绵铁填料，此时24 h连续曝气对硝化作用的加强效果要比铁-氮循环对微生物多样性的促进效果强，导致B1组的生物多样性高于B2组[33]。
3.4.1 Alpha多样性分析 群落生态学中，通过样品的多样性分析(Alpha 多样性)，可以反映微生物群落的丰度和多样性[34]。根据测序公司提供的报告，Shannon指数值越大，说明群落多样性越高[7,24]。本研究中，A2组Shannon指数最高，这说明A2组的群落多样性最高，与群落结构分析结果一致。Chao1指数和ACE指数反映微生物群落丰度，Chao1和ACE指数数值越大，表明样本物种丰度越大。本研究中，A2组Chao1和ACE指数均最大(表1)。其原因可能是由于12 h曝气处理通过间歇曝气的方法在不同时段分别强化了硝化反应和反硝化反应，研究表明，与铁-氮循环相关的铁氧化菌和铁还原菌的生长多伴随着反硝化反应[35]，所以A2组的环境适合铁氧化菌和铁还原菌的生长，故12 h曝气处理组中的细菌群落丰度和多样性要高于24 h曝气处理组。
3.4.2 Beta多样性分析 PCoA主坐标分析用于研究样本间相似性，样本点距离的远近代表了样本中微生物群落的相似性程度。本研究表明，不同处理间样本点距离均较远，这说明填料和不同的曝气运行方式造成了微生物群落的差异性(图6(a))。从PC1和PC2所解释的二维尺度上分析，A1与A2组具有较高的群落相似度，A3组与各个组的群落相似度均较低。由结果可知，24 h曝气和12 h间歇曝气条件下群落结构虽然发生变化，但A1与A2组的群落相似度还是要高于A3与A2组，这说明0 h曝气条件对于海绵铁填料上的微生物群落结构影响最大。B2组能与A2组有较高的群落相似度，说明在12 h间歇曝气条件控制下，PPC填料内部也形成了与海绵铁内部相似的好氧-缺氧-厌氧递进层，有较适合的条件供反硝化菌和铁还原菌生长，这也解释了12 h间歇处理对
有良好去除能力的原因。B1、B2、B3组间的相异系数明显低于A1、A2、A3组，说明两种填料在不同的曝气环境中，PPC填料受曝气环境条件的影响要小于海绵铁填料，这一点与PCoA分析结果相同。
1)铁基复合填料12 h曝气处理组，
平均去除率为
平均值约为0.2 mg/L。
2)通过12 h间歇曝气处理可改变生物滤器的内部环境，形成良好的好氧-缺氧交替环境，明显提高了填料微生物多样性，其中，海绵铁填料上具备反硝化能力的不动杆菌属Acinetobacter和代尔夫特菌属Delftia，以及PPC填料上的发光杆菌属Photobacterium相对丰度均有所提高，这些菌属通过强化反硝化过程提升了系统整体脱氮性能。
3)由于铁基填料的引入，在间歇曝气条件下促进了铁-氮耦合过程，使海绵铁和PPC凝胶复合填料上富集了更多的反硝化菌，这是12 h间歇曝气处理脱氮性能提升的原因之一。但是关于系统中铁氧化还原调控氮转化的机制仍需进一步研究。
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Abstract： In order to investigate the nitrogen removal performance of biological aerated filter (BAF), mariculture wastewater and characteristics of microbial communities on packings were investigated under different aeration conditions. The BAF was treated by three methods with different aeration conditions (24 h continuous aeration. 12 h intermittent aeration, and 0 h aeration) and filled with composite immobilized bio-packings prepared by mixing polypropylene carbonate (PPC) gel hydrophilic packing and sponge iron with mass ratio of 3∶1 at water temperature of (30.0±0.5)℃, hydraulic load rate (HLR) of 1.2 m3/(m2·d), carbon to nitrogen ratio of 3∶1 and pH (7.0±0.5). The results showed that there were high removal rate of ammonia nitrogen 
in the 12 hours aeration group. There was higher microbial community diversity index including Shannon, Chao1 and ACE in sponge iron group than that in other treatments, indicating that the maximal microbial diversity and abundance was observed in the treatment. There was higher relative abundance of the bacterial genus with denitrification ability, including Acinetobacter and Delftia in sponge iron packing and Photobacterium in PPC packing in this treatment than that in other treatments. It was found that the iron-based composite filler BAF enriched more denitrifying bacteria under the condition of 12 h intermittent aeration, which makes the biological aerated filter have good denitrification performance and saves more energy consumption. The findings will provide a theoretical basis for improving the denitrification performance of BAF and analyzing of the microbial community structure of bio-packings in the system.