兩級A/O工藝處理焦化廢水有機污染物轉化特征及細菌群落響應

鄒曉爽，李 江,2*，李彥澄,2，王 斌，易倩文，張云濤，代永恒

1. 貴州大學資源與環境工程學院，喀斯特地質資源與環境教育部重點實驗室，貴州 貴陽 5500252. 貴州喀斯特環境生態系統教育部野外科學觀測研究站，貴州 貴陽 5500253. 貴州大學土木工程學院，貴州 貴陽 550025

隨著工業的快速發展，鋼鐵行業對焦炭的需求不斷增加[1]，焦炭生產伴隨著大量焦化廢水的產生. 焦化廢水中含有含氮化合物、多環芳烴、酚類等有機污染物，具有毒性、致癌性和難降解性等特征[2]. 焦化廢水若沒有得到妥善的處理，會對環境造成嚴重污染.因此，選擇合適的焦化廢水治理技術對于滿足嚴格的回用要求和排放標準至關重要.

焦化廢水的處理主要包括3個階段，即預處理、生化處理和深度處理，廢水中有機污染物主要在生化段去除. 由于焦化廢水具有難降解性和高有機負荷，在不提高廢水的生物降解性和降低有機負荷的情況下，使用序批式活性污泥法(sequencing batch reatcor activated sludge process, SBR)和厭氧/好氧(anaerobic/oxic, A/O)工藝等傳統的生物處理方法，不能使焦化廢水得到有效的處理[3-4]. 目前，厭氧/好氧/水解/好 氧(anaerobic/oxic/hydrolysis/oxic, A/O/H/O)[5]、厭氧/缺氧/好氧(anaerobic/anoxic/oxic, A/A/O)[6]和厭氧/好氧/好氧(anaerobic/oxic/oxic, A/O/O)[7]等工藝可以提高焦化廢水的處理效率. 其中，A/O/O工藝能夠對焦化廢水中酚類污染物進行有效降解，出水酚類污染物濃度僅為0.045 mg/L[7]. 兩級缺氧/好氧(anoxic/oxic,A/O)工藝由于硝化和反硝化程度高，被廣泛用于畜禽廢水、光電廢水和垃圾滲濾液的處理[8-10]，在處理焦化廢水的應用報道較少. 最近的一項研究[11]證實，兩級A/O工藝可對焦化廢水進行高效處理，和COD去除率分別達93.6%、96.07%，但該研究主要關注的是兩級A/O工藝的性能，尚未對處理過程中有機物污染物的變化特征進行深入研究. 已有研究[12]證實，微生物群落是決定焦化廢水處理廠運行效率的關鍵因素. 在處理焦化廢水過程中，Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi占主導地位，而這些微生物在有機物降解中發揮了重要作用. 此外，高通量測序技術近年來在微生物種群分析研究中得到了廣泛的應用. 采用高通量測序技術能夠從一定程度上探究系統中微生物群落結構和功能，從而進一步揭示污染物去除與微生物之間的關系.

該研究采用傅里葉變換紅外光譜和三維熒光光譜，分析兩級A/O工藝處理焦化廢水有機污染物的官能團和DOM的變化特征，考察焦化污泥EPS在處理過程中的響應；同時，采用高通量測序技術，分析細菌群落結構和多樣性，并利用PICRUSt 2軟件對微生物的代謝功能進行了預測，以期為處理焦化廢水中的有機污染物提供理論基礎.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

選取貴州某焦化廠的焦化廢水為研究對象，廢水處理工藝為“調節池+兩級A/O+混凝沉淀+芬頓氧化+電磁強氧化”，處理規模為60 m3/h，出水達到《煉焦化學工業污染物排放標準》(GB 16171—2012)后，用于循環冷卻補充水與生產工藝用水，污泥脫水后外送進行處置. 在焦化廢水處理站共采集了7個水樣和4個污泥樣，具體采樣點如圖1所示. 每個采樣點總共采集5 L水樣于預先洗凈的采樣瓶中，低溫避光保存，并盡快運回試驗室，保存在4 ℃的冰箱內. 單獨采集兩級A/O工藝中污泥，回到試驗室置于—80 ℃超低溫冰箱保存，用于16S rRNA擴增測序分析.

圖1 兩級A/O工藝流程示意Fig.1 Two-stage A/O process flow diagram

1.2 樣品測試與分析

1.2.1 污染指標的分析

pH采用HACH便攜式多參數數字化分析儀測定；COD濃度采用HACH-COD快速消解分析法[13]測定；和濃度采用紫外分光光度法(GB 7493—1987和HJ/T 346—2007)測定；濃度采用納氏試劑分光光度法(HJ 535—2009)測定；TOC濃度采用燃燒氧化-非分散紅外吸收法中的NPOC(不可吹掃有機碳)法(HJ 501—2009)測定；SCN—濃度采用異煙酸-吡唑啉酮分光光度法(GB/T 13897—1992)測定；BaP濃度采用液液萃取-高效液相色譜法(HJ 478—2009)測定；苯酚濃度采用液液萃取-氣相色譜法(HJ 676—2013)測定；揮發酚濃度采用4-氨基安替比林分光光度法(HJ 503—2009)測定.

1.2.2 傅里葉變換紅外光譜分析

取10 mL水樣置于離心管中，用真空冷凍干燥機(FD-1A-50，上海)冷凍干燥成粉末狀. 取m樣品:m溴化鉀(光譜純)=1:100，置于瑪瑙研缽中充分研磨(d＜2 μm)并混合均勻，使用壓片機進行制片，使用紅外光譜儀(Nicolet 6700，Thermo Fisher Scientific，美國)對薄片在400～4000 cm—1內進行32次掃描.

1.2.3 三維熒光光譜分析

將水樣用超純水稀釋10倍后使用0.22 μm針孔濾膜進行過濾，采用熒光分光光度計(F-7000，Hitachi，日本)進行三維熒光光譜分析，激發光源為150 W氙燈，λEx=250～500 nm，λEm=200～400 nm，掃描速率為2400 nm/min，λEx采樣間隔為10 nm，λEm采樣間隔為5.0 nm. 測定結果扣除超純水空白以去除一級和二級瑞利散射影響. 根據特定λEx和λEm，將光譜劃分為5個區域，各區域位置及其所代表的熒光物質區分方法參考文獻[14].

1.2.4 污泥中EPS的提取

EPS的提取采用改良型熱提取法[15]. 取20 mL污泥樣品，離心10 min(4 ℃, 10000 r/min)，棄去上清液，加入同上清液等量的Ringer溶液，重復操作1次. 用1 mol/L NaOH調節溶液pH為11，80 ℃加熱30 min，離心15 min(4 ℃, 10000 r/min)，上清液用0.22 μm微孔濾膜過濾，濾液用于EPS濃度測定. 該研究中EPS總量是指PN(蛋白質)與PS(多糖)含量之和，單位為mg/L. PN含量采用Lowry法測定，且以牛血清蛋白作為標準物質；PS含量采用苯酚-硫酸法測定，且以葡萄糖作為標準物質.

1.2.5 高通量測序

使用引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和 806R ( G G A C T A C H V G G G T W T C T C A T A T ) 對16S rRNA基因V3～V5區間擴增. PCR試驗使用TransGen AP221-02：TransStartFastpfu DNA聚合酶.20 μL的PCR擴增體系包括：5×FastPfu Buffer (4 μL)，2.5 mmol/L dNTPs (2 μL)，5 mmol/L正 向 引 物(0.8 μL)和5 μmol/L反向引物(0.8 μL)，FastPfu聚 合酶(0.4 μL)，BSA (0.2 μL)，模 板DNA (10 ng)，補 充ddH2O至20 μL. PCR擴增儀使用ABIGeneAmp(9700型，美國)，擴增程序：95 ℃預變性3 min；變性溫度95 ℃維持30 s，退火溫度55 ℃維持30 s，延伸溫度72 ℃維持45 s，循環27次；72 ℃延伸10 min.擴增后，通過2%瓊脂糖凝膠電泳檢測PCR產物，并加載3 μL用于檢測. 使用 NEXTFLEX? Rapid DNA-Seq Kit進行建庫，利用Illumina公司的Miseq PE300平臺進行測序. 測序原始數據存儲于NCBI數據庫(BioProject number:PRJNA758633)中.

1.3 數據處理和分析

使用Excle 2016和Matlab軟件對常規污染物試驗數據進行分析，采用Origin 2018和Adobe Photoshop CC 2018軟件進行作圖. 使用FastQC(version 0.20.0)軟件對微生物原始測序序列進行質控，使用FLASH(version 1.2.7)軟件進行拼接，過濾reads尾部質量值在20以下的堿基. 使用UPARSE軟件(version 7.1)，根據97%的相似度對序列進行OTU聚類并剔除嵌合體，利用RDP classifier對每條序列進行物種分類注釋，比對SiIva 16S rRNA數據庫(version 138)，設置比對閾值為70%. 基于tax_summary_a文件夾中的數據表，利用R語言工具對細菌群落組成分析進行作圖，結合Pearson相關性系數評價細菌群落與環境因子之間的關系，針對16S擴增子測序結果使用PICRUSt 2進行功能預測.

2 結果與討論

2.1 兩級A/O工藝對污染物的去除情況

兩級A/O工藝各階段水質指標如表1所示. 焦化廢水pH在7～9之間，經兩級A/O工藝處理后，出水COD濃度為216.00 mg/L，NH4+-N濃度為2.63 mg/L，TP濃度為0.28 mg/L，去除率分別為93.95%、97.22%和93.75%. 其中，二級A/O段對NH4+-N濃度的去除貢獻最大，調節池和二級A對TP和COD濃度的去除效果均較好. 苯酚、揮發酚、SCN-和BaP濃度的整體去除率分別為99.96%、99.96%、97.97%和97.76%.在二級A出水中苯酚和揮發酚濃度相對于進水濃度有所增加，可能是因為苯酚、揮發酚與其他酚類物質(萘酚、甲基酚等)在復雜污染物的背景下發生共軛效應或誘導效應，從而引起了它們之間的相互轉換[16].由于在生化階段出水中，COD、TN指標均未滿足《煉焦化學工業污染物排放標準》(GB 16171—2012)，需經后續深度處理去除后滿足排放標準值，所以該研究未對污染物的去除進行深入分析.

表1 兩級A/O工藝處理焦化廢水的水質特征Table 1 Water quality characteristics of coking wastewater treated by two-stage A/O process

2.2 焦化廢水中分子結構信息

傅里葉變換紅外光譜可反映分子結構信息[17].3300～3650 cm—1之間寬波段的產生是由于—OH或—NH2的伸縮振動[18]，說明廢水中存在醇類、酚類或有機酸類物質[19]. 與其他工段廢水不同，原水和調節池出水中存在由硫氰化物中C≡N和C—N的伸縮振動引起的強吸收峰，波數分別為2069和2071 cm—1(見圖2)，經生化處理后，該特征峰消失，表明部分硫氰化物得到去除[20]. 一級A的進水中檢測到由—NH2平面彎曲振動(波數為1604 cm—1)引起的較強吸收峰[21]. 經一級A處理后，該峰消失，但在1623～1625 cm—1處存在變化吸收峰，推測發生了苯環的取代反應[18,22]，引起了芳香C=C的伸縮振動和C=O的共軛變化[18,23]. 1200～1300 cm—1處的吸收峰與—CO—的伸縮振動、C—O—C的不對稱伸縮振動有關[24]. 1141～1147cm—1區域出現的吸收峰多與醇類、脂類、醚類、多糖類及羧酸類有機物結構中C—C、C—O—C、C—N等伸縮振動有關[19,25]. 620～624 cm—1處的吸收峰來自樣本中苯環的C—N、N—H的面外彎曲運動(見表2).

圖2 焦化廢水在各處理工段的傅里葉紅外光譜Fig.2 Fourier infrared spectra of coking wastewater in various phases

表2 焦化廢水的傅里葉紅外光譜分析Table 2 Fourier infrared spectra analysis of coking wastewater

2.3 焦化廢水中DOM的特征分析

三維熒光光譜可反映DOM的類別和性質來源等信息[14]. 由圖3可見，原水中溶解性微生物代謝產物(區域Ⅳ)是主要的DOM，占比為54%. 經兩級A/O工藝處理后，溶解性微生物代謝產物逐漸減少，富里酸類物質(區域Ⅲ)成為二沉池出水中的DOM主要成分. 此外，區域Ⅰ(芳香蛋白類Ⅰ)、區域Ⅱ(芳香蛋白類Ⅱ)和Ⅴ(腐殖酸物質)在處理過程中都有不同程度的變化.

圖3 焦化廢水在各處理工段中DOM熒光組分的相對含量Fig.3 Relative content of DOM fluorescent components in coking wastewater in various phases

由圖4可見，原水主要含有2類熒光峰，分別是溶解性微生物有機物峰T1(λEx/λEm=270 nm/300 nm)和腐殖酸類峰T2(λEx/λEm=250 nm/415 nm)，總熒光強度為1402.11 a.u.，說明原水中存在大量高環化合物、酚類物質、蛋白質類物質、碳水化合物[18,25]. 與原水相比，調節池峰T1與峰T2的熒光強度減弱，是因為焦化廢水的高有機污染負荷得到緩解.

圖4 焦化廢水在各處理工段的三維熒光光譜Fig.4 Three-dimensional fluorescence spectra of coking wastewater in various phases

經一級A處理后，峰T1與峰T2的熒光強度大幅減弱，表明溶解性微生物有機物和腐殖酸類物質結構中含有酚羥基、羰基等基團，其與金屬離子或其他有機物發生反應[29-30]. 與一級A相比，一級O總熒光強度下降了33.81%. 二級A中峰T2的消失與紅外光譜中2071 cm—1的峰消失且出現在1270 cm—1的峰有關，表明硫氰化物或含腈化合物中C=N開裂轉化為低分子量的有機胺或酰胺[18]. 二級O中峰T1的熒光強度減弱，是由于難降解的雜環有機物中共軛雙鍵進一步分解為酮類、醌類和酰胺類等，但仍有少量的芳香族中間體未被分解. 區域Ⅰ(芳香蛋白類Ⅰ)和區域Ⅱ(芳香蛋白類Ⅱ)在兩級A/O工藝處理過程中熒光強度降低，主要與紅外光譜中600～1800 cm—1區域出現的特征峰有關，說明廢水中的蛋白質、多糖、芳香族化合物等大分子化合物變成小分子化合物[31]. 相比于原水，二沉池的熒光強度減少了1129.789 a.u.，總熒光強度降低了80.58%，證明了兩級A/O工藝可去除大部分難降解污染物

2.4 焦化污泥中EPS含量分析

污泥EPS的分泌可為有機物吸附提供作用位點[32]，兩級A/O工藝各工段污泥的EPS含量如圖5所示. PN含量變化不大，PS在工藝污泥中含量表現為二級O＞一級O＞二級A＞一級A. 一級A中的低EPS含量有利于污泥絮凝狀態的形成[33]，說明焦化污泥中不可生物降解物質含量相對較高[34]. 二級O中污泥PS含量最高，達到111.08 mg/g. 缺氧池中污泥EPS含量低于好氧池，是由于PS的分泌改善了污泥的抗負荷和抗毒性[35]，利于污泥吸附廢水中的游離絮凝物，而絮凝物在低氧狀態下易于分解，抑制了EPS的水解[36]. PS含量總體增加了97.14 mg/g，PS的多碳交聯結構可增加污泥中的結合位點和功能性基因[37-38]. 污泥PN/PS(含量比，下同)對污泥的表面電荷性質、相對疏水性及微生物活性有直接影響，反應結束時PN/PS下降，導致污泥表面Gibbs能上升，細胞親水性提高，不利于污泥形成緊密穩定的結構，其環境的改變導致微生物發生應激反應，造成豐度或結構的變化，且功能微生物之間會通過加強信號交流來強化污泥的新陳代謝活動[39-41].

圖5 兩級A/O工藝主要處理工段的污泥EPS含量Fig.5 The EPS content of sludge in the main treatment units of the two-stage A/O process

2.5 細菌群落結構特征

2.5.1 細菌群落組成

微生物樣品共注釋了23個門，220個屬，將門水平豐度小于0.01%的細菌合并為其他(others). 各優勢門在兩級A/O工藝中的相對豐度存在差異. 由圖6可見，系統中優勢菌門為Proteobacteria(75.61%～87.93%)， Bacteroidetes(2.65%～8.86%)、 Chloroflexi(1.26%～3.74%). Proteobacteria在二級A中相對豐度高達87.93%，說明Proteobacteria對焦化廢水有很好的適應和降解能力. 研究[12]表明，Proteobacteria主要負責有機物與營養物的去除，是迄今為止處理含酚廢水中豐度最大的門. Bacteroidetes是石油、制藥和焦化污水處理中的優勢門，可以降解蛋白質、多糖等大分子物質[33]. Chloroflexi在生物脫氮過程中大量存在[41]，該門水平分類下的絲狀細菌占了很大比例，可提供穩定的結構，作為微生物聚集的載體[42]. Actinobacteria、Nitrospirae、Acidobacteria、Planctomycetes在生物脫氮處理中也均有報道[43]，其中Actinobacteria和Acidobacteria可作為橋梁來維持絮凝體結構的穩定性[44].

圖6 門水平上不同處理工段細菌群落的結構組成Fig.6 Structural composition of bacterial communities in different treatment sections at the phylum level

為進一步探究活性污泥在高污染脅迫條件下的群落演替特征，在屬水平上相對豐度前15名的細菌組成如圖7所示.Thiobacillus是兩級A/O工藝中的優勢菌屬(相對豐度為18.85%～31.06%). 研究[43]表明，Thiobacillus在含硫氰酸酯的廢水處理系統中普遍存在，參與酚類與多環芳烴共基質反應. 系統中參與反硝化作用的共有34種菌屬[2,9,12,33]，其中Thiobacillus相對豐度最大，為33.96%，其作為一種反硝化硫桿菌，可以通過有氧呼吸或反硝化途徑氧化無機硫化合物[34].Aeromonas屬于兼性需氧微生物，是一級A、一級O中獨有的菌屬，相對豐度分別為26.41%和26.98%，對碳水化合物有發酵作用，可以產酸和產氣[45].Thauera是一種異養菌，可利用有機碳源作為生長基質，可促進苯酚、芳烴類物質去除[46].Thauera也是二級A中主要的反硝化屬，有利于硝酸鹽還原過程中亞硝酸鹽的積累[12].Arenimonas為烷烴降解菌，大多在鹽堿地土壤、沉積物、活性污泥中被分離出來[47]，該菌與EPS的產生有關[48].Diaphorobacter對芳香族化合物具有降解能力，且有一定的絮凝作用[49].

圖7 屬水平上不同處理工段細菌群落的結構組成Fig.7 Structural composition of bacterial communities in different treatment sections at the genus level

一些低相對豐度的屬在焦化廢水處理過程中也發揮著重要作用.Ottowia曾被報道為脫氮微生物，對氨氮的濃度極為敏感[50].Nitrospira是污水系統中常見的硝化細菌，參與脫氮和碳的消耗過程，對有毒化合物具有較高的抗性[50]. 由于高濃度氨氮對硝化菌屬會產生抑制作用[51]，因此在兩級A/O工藝中一直保持低相對豐度水平. 另外，EPS中非活性有機物的合成需要消耗基質，故EPS與Nitrospira的生長形成了競爭[52].Nocardioides是處理焦化廢水中的優勢氨氧化菌(AOB)，共鑒定出OTU31、OTU158和OTU2953類，其中OTU31在AOB中占比將近98.10%，在脫氮過程中發揮了重要作用. 亞硝酸鹽氧化菌(NOB)，即OTU3，其相對豐度比AOB高出三倍左右，成為優勢菌群，說明將硝化過程控制在氧化為階段，導致是系統最后出水的主要成分.

2.5.2 環境因子相關性分析

廢水中污染物去除所引起的環境變化可直接影響細菌間的競爭關系[53]. 由圖8可見，兩級A/O工藝中細菌與濃度、濃度、濃度、COD濃度、SCN—濃度、BaP濃度、揮發酚濃度、PS含量均存在顯著性相關，與苯酚濃度、PN含量均無顯著性相關.Fluviicola、norank_f_JG30-KF-CM45、Alicycliphilus、Luteococcus、Limnobacter、Truepera和Nitrosomonsa均與脫氮過程有關，它們能夠適應高濃度氮污染物的沖擊，維持系統正常運行.Fluviicola和norank_f_JG30-KF-CM45的相對豐度與BaP濃度均呈顯著負相關.Arenimonas的相對豐度與酚類物質的去除率呈顯著正相關，Bradyrhizobium、Nakamurella、Nitrospira、norank_f_NS9_marine_group、unclassified_f_Rhizobiaceae的相對豐度與酚類物質的去除率均呈顯 著 負 相 關.Nitrosomonas、norank_f_norank_o_SBR1031的相對豐度與PS的濃度均呈顯著負相關.研究[54]表明，在污泥顆粒化的過程中，Nitrosomonas的相對豐度會減少.norank_f_norank_o_SBR1031屬于Chloroflexi菌門，參與糖代謝中最主要的階段，即糖原或葡萄糖分子分解至丙酮酸的階段，故其相對豐度與PS含量呈顯著負相關[55].

圖8 各環境因子相關性的Heatmap圖Fig.8 Heatmap of the correlation of various environmental factors

2.5.3 功能預測

PICRUSt2功能預測兩級A/O工藝中主要微生物功能的發生，結果如圖9所示. 由圖9可見，共注釋到6種KEGG一級功能通路，分別為新陳代謝(占比為74.27%)、細胞過程(占比為5.79%)、遺傳信息處理(占比為6.24%)、人類疾病(占比為4.96%)、環境信息處理(占比為6.67%)、有機系統(占比為2.07%).由此可見，微生物在兩級A/O工藝中主要行使代謝各種物質的功能. 對新陳代謝功能推斷的基因進行KEGG level 2的類群注釋，包括外源生物降解與代謝、全局和概覽通路、核苷酸代謝、萜類和聚酮類代謝、其他氨基酸代謝等.

圖9 KEGG代謝功能圖Fig.9 KEGG metabolic function diagram

將外源生物降解與代謝(xenobiotics biodegradation and metabolism)功能譜與KEGG Pathway數據庫進行比對，用功能類群的豐度分布與樣本間相似程度加以聚類繪制熱圖. 由圖10可見，氨基苯甲酸酯降解(ko00627)、萘降解(ko00626)、己內酰胺降解(ko00930)、氯烷烴和氯烯降解(ko00625)、苯乙烯降解(ko00643)、糠醛降解(ko00365)、硝基甲苯降解(ko00633)、細胞色素P450代謝外生物(ko00980)、藥物代謝-細胞色素P450(ko009821)、雙酚降解(ko00363)和乙苯降解(ko00642)是一級A/O中主要的功能，概括為在酶的催化作用下，污染物進行氧化、還原、水解和羥基化等反應，在結構中引入或暴露出極性基團(—OH、—COOH、—SH和—NH2等). 將產生的極性基團與內源性成分經共價鍵結合，生成極性大、易溶于水和易排出的結合物. 二級A/O工藝主要包括氟苯甲酸酯降解(ko00364)、甾體降解(ko00984)、多環芳烴降解(ko00624)、阿特拉津降解(ko00791)、氯環己烷和氯苯降解(ko00361)、苯甲酸酯降解(ko00362)、甲苯降解(ko00623)、二英降解(ko00621)和二甲苯降解(ko00622). 其中，多環芳烴降解(ko00624)涉及鄰苯二甲酸鹽降解成原兒茶酸和對苯二甲酸酯降解成3，4-二羥基苯甲酸酯的途徑. 苯甲酸酯降解(ko00362)涉及環己烷羧酸降解成苯甲酰基、苯降解成兒茶酚或鄰苯二甲酸裂解為3-氧代己二酸酯等7種代謝途徑.

圖10 結合聚類分析的KEGG直系同源基因簇(KO)豐度熱圖Fig.10 Heatmap of abundance of KEGG orthologous gene cluster(KO) combined with cluster analysis

3 結論

a) 焦化廢水經過兩級A/O工藝處理后，COD、NH4

+-N、SCN—、BaP、苯酚、揮發酚的去除率分別為93.95%、97.22%、97.98%、97.76%、99.97%、99.97%，但二沉池出水中仍存在少量的有機污染物.

b) 傅里葉變換紅外光譜分析結果顯示，醇類、脂類、醚類、多糖類及羧酸類等物質的C≡N、C—N、C=C、—CO—伸縮振動，—NH2、C—N和N—H彎曲振動是兩級A/O工藝處理焦化廢水中有機污染物官能團的響應信號；三維熒光光譜表明，溶解性微生物代謝產物是焦化廢水中最主要的熒光組分，經兩級A/O工藝處理后，焦化廢水中DOM被大量去除，二沉池出水中主要以富里酸類物質為主.

c) 污泥EPS中PN含量變化不大，PS含量總體增加了97.14 mg/g，缺氧池的EPS低于好氧池的EPS，PS的分泌與微生物中的Nitrosomonas、norank_f_norank_o_SBR1031相關.

d) 微生物分析表明，Proteobacteria在焦化廢水處理中占主導地位，Thiobacillus為主要優勢菌屬.Fluviicola、norank_f_JG30-KF-CM45、Alicycliphilus、Luteococcus、Limnobacter、Truepera和Nitrosomonsa參與了系統的脫氮過程，Fluviicola和norank_f_JG30-KF-CM45與BaP濃度均呈負相關，它們分別屬于Bacteroidetes和Chloroflexi菌門.Arenimonas的相對豐度與酚類物質的去除率呈正相關，Bradyrhizobium、Nakamurella、Nitrospira、norank_f_NS9_marine_group、unclassified_f_Rhizobiaceae的相對豐度與酚類物質的去除率均呈負相關. PICRUSt2功能預測分析表明，在一級A/O階段，有機污染物在酶的輔助下，進行氧化還原反應，生成易去除的小分子物質. 在二級A/O階段，有機污染物與氟苯甲酸酯降解、多環芳烴降解、苯甲酸酯降解等多種代謝途徑相關.