两级A/O工艺处理焦化废水有机污染物转化特征及细菌群落响应

邹晓爽，李 江,2*，李彦澄,2，王 斌，易倩文，张云涛，代永恒

1. 贵州大学资源与环境工程学院，喀斯特地质资源与环境教育部重点实验室，贵州 贵阳 5500252. 贵州喀斯特环境生态系统教育部野外科学观测研究站，贵州 贵阳 5500253. 贵州大学土木工程学院，贵州 贵阳 550025

随着工业的快速发展，钢铁行业对焦炭的需求不断增加[1]，焦炭生产伴随着大量焦化废水的产生. 焦化废水中含有含氮化合物、多环芳烃、酚类等有机污染物，具有毒性、致癌性和难降解性等特征[2]. 焦化废水若没有得到妥善的处理，会对环境造成严重污染.因此，选择合适的焦化废水治理技术对于满足严格的回用要求和排放标准至关重要.

焦化废水的处理主要包括3个阶段，即预处理、生化处理和深度处理，废水中有机污染物主要在生化段去除. 由于焦化废水具有难降解性和高有机负荷，在不提高废水的生物降解性和降低有机负荷的情况下，使用序批式活性污泥法(sequencing batch reatcor activated sludge process, SBR)和厌氧/好氧(anaerobic/oxic, A/O)工艺等传统的生物处理方法，不能使焦化废水得到有效的处理[3-4]. 目前，厌氧/好氧/水解/好 氧(anaerobic/oxic/hydrolysis/oxic, A/O/H/O)[5]、厌氧/缺氧/好氧(anaerobic/anoxic/oxic, A/A/O)[6]和厌氧/好氧/好氧(anaerobic/oxic/oxic, A/O/O)[7]等工艺可以提高焦化废水的处理效率. 其中，A/O/O工艺能够对焦化废水中酚类污染物进行有效降解，出水酚类污染物浓度仅为0.045 mg/L[7]. 两级缺氧/好氧(anoxic/oxic,A/O)工艺由于硝化和反硝化程度高，被广泛用于畜禽废水、光电废水和垃圾渗滤液的处理[8-10]，在处理焦化废水的应用报道较少. 最近的一项研究[11]证实，两级A/O工艺可对焦化废水进行高效处理，和COD去除率分别达93.6%、96.07%，但该研究主要关注的是两级A/O工艺的性能，尚未对处理过程中有机物污染物的变化特征进行深入研究. 已有研究[12]证实，微生物群落是决定焦化废水处理厂运行效率的关键因素. 在处理焦化废水过程中，Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi占主导地位，而这些微生物在有机物降解中发挥了重要作用. 此外，高通量测序技术近年来在微生物种群分析研究中得到了广泛的应用. 采用高通量测序技术能够从一定程度上探究系统中微生物群落结构和功能，从而进一步揭示污染物去除与微生物之间的关系.

该研究采用傅里叶变换红外光谱和三维荧光光谱，分析两级A/O工艺处理焦化废水有机污染物的官能团和DOM的变化特征，考察焦化污泥EPS在处理过程中的响应；同时，采用高通量测序技术，分析细菌群落结构和多样性，并利用PICRUSt 2软件对微生物的代谢功能进行了预测，以期为处理焦化废水中的有机污染物提供理论基础.

1 材料与方法

1.1 样品采集

选取贵州某焦化厂的焦化废水为研究对象，废水处理工艺为“调节池+两级A/O+混凝沉淀+芬顿氧化+电磁强氧化”，处理规模为60 m3/h，出水达到《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB 16171—2012)后，用于循环冷却补充水与生产工艺用水，污泥脱水后外送进行处置. 在焦化废水处理站共采集了7个水样和4个污泥样，具体采样点如图1所示. 每个采样点总共采集5 L水样于预先洗净的采样瓶中，低温避光保存，并尽快运回试验室，保存在4 ℃的冰箱内. 单独采集两级A/O工艺中污泥，回到试验室置于—80 ℃超低温冰箱保存，用于16S rRNA扩增测序分析.

图1 两级A/O工艺流程示意Fig.1 Two-stage A/O process flow diagram

1.2 样品测试与分析

1.2.1 污染指标的分析

pH采用HACH便携式多参数数字化分析仪测定；COD浓度采用HACH-COD快速消解分析法[13]测定；和浓度采用紫外分光光度法(GB 7493—1987和HJ/T 346—2007)测定；浓度采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535—2009)测定；TOC浓度采用燃烧氧化-非分散红外吸收法中的NPOC(不可吹扫有机碳)法(HJ 501—2009)测定；SCN—浓度采用异烟酸-吡唑啉酮分光光度法(GB/T 13897—1992)测定；BaP浓度采用液液萃取-高效液相色谱法(HJ 478—2009)测定；苯酚浓度采用液液萃取-气相色谱法(HJ 676—2013)测定；挥发酚浓度采用4-氨基安替比林分光光度法(HJ 503—2009)测定.

1.2.2 傅里叶变换红外光谱分析

取10 mL水样置于离心管中，用真空冷冻干燥机(FD-1A-50，上海)冷冻干燥成粉末状. 取m样品:m溴化钾(光谱纯)=1:100，置于玛瑙研钵中充分研磨(d＜2 μm)并混合均匀，使用压片机进行制片，使用红外光谱仪(Nicolet 6700，Thermo Fisher Scientific，美国)对薄片在400～4000 cm—1内进行32次扫描.

1.2.3 三维荧光光谱分析

将水样用超纯水稀释10倍后使用0.22 μm针孔滤膜进行过滤，采用荧光分光光度计(F-7000，Hitachi，日本)进行三维荧光光谱分析，激发光源为150 W氙灯，λEx=250～500 nm，λEm=200～400 nm，扫描速率为2400 nm/min，λEx采样间隔为10 nm，λEm采样间隔为5.0 nm. 测定结果扣除超纯水空白以去除一级和二级瑞利散射影响. 根据特定λEx和λEm，将光谱划分为5个区域，各区域位置及其所代表的荧光物质区分方法参考文献[14].

1.2.4 污泥中EPS的提取

EPS的提取采用改良型热提取法[15]. 取20 mL污泥样品，离心10 min(4 ℃, 10000 r/min)，弃去上清液，加入同上清液等量的Ringer溶液，重复操作1次. 用1 mol/L NaOH调节溶液pH为11，80 ℃加热30 min，离心15 min(4 ℃, 10000 r/min)，上清液用0.22 μm微孔滤膜过滤，滤液用于EPS浓度测定. 该研究中EPS总量是指PN(蛋白质)与PS(多糖)含量之和，单位为mg/L. PN含量采用Lowry法测定，且以牛血清蛋白作为标准物质；PS含量采用苯酚-硫酸法测定，且以葡萄糖作为标准物质.

1.2.5 高通量测序

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 ) 对16S rRNA基因V3～V5区间扩增. PCR试验使用TransGen AP221-02：TransStartFastpfu DNA聚合酶.20 μL的PCR扩增体系包括：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)，补 充ddH2O至20 μL. PCR扩增仪使用ABIGeneAmp(9700型，美国)，扩增程序：95 ℃预变性3 min；变性温度95 ℃维持30 s，退火温度55 ℃维持30 s，延伸温度72 ℃维持45 s，循环27次；72 ℃延伸10 min.扩增后，通过2%琼脂糖凝胶电泳检测PCR产物，并加载3 μL用于检测. 使用 NEXTFLEX® Rapid DNA-Seq Kit进行建库，利用Illumina公司的Miseq PE300平台进行测序. 测序原始数据存储于NCBI数据库(BioProject number:PRJNA758633)中.

1.3 数据处理和分析

使用Excle 2016和Matlab软件对常规污染物试验数据进行分析，采用Origin 2018和Adobe Photoshop CC 2018软件进行作图. 使用FastQC(version 0.20.0)软件对微生物原始测序序列进行质控，使用FLASH(version 1.2.7)软件进行拼接，过滤reads尾部质量值在20以下的碱基. 使用UPARSE软件(version 7.1)，根据97%的相似度对序列进行OTU聚类并剔除嵌合体，利用RDP classifier对每条序列进行物种分类注释，比对SiIva 16S rRNA数据库(version 138)，设置比对阈值为70%. 基于tax_summary_a文件夹中的数据表，利用R语言工具对细菌群落组成分析进行作图，结合Pearson相关性系数评价细菌群落与环境因子之间的关系，针对16S扩增子测序结果使用PICRUSt 2进行功能预测.

2 结果与讨论

2.1 两级A/O工艺对污染物的去除情况

两级A/O工艺各阶段水质指标如表1所示. 焦化废水pH在7～9之间，经两级A/O工艺处理后，出水COD浓度为216.00 mg/L，NH4+-N浓度为2.63 mg/L，TP浓度为0.28 mg/L，去除率分别为93.95%、97.22%和93.75%. 其中，二级A/O段对NH4+-N浓度的去除贡献最大，调节池和二级A对TP和COD浓度的去除效果均较好. 苯酚、挥发酚、SCN-和BaP浓度的整体去除率分别为99.96%、99.96%、97.97%和97.76%.在二级A出水中苯酚和挥发酚浓度相对于进水浓度有所增加，可能是因为苯酚、挥发酚与其他酚类物质(萘酚、甲基酚等)在复杂污染物的背景下发生共轭效应或诱导效应，从而引起了它们之间的相互转换[16].由于在生化阶段出水中，COD、TN指标均未满足《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB 16171—2012)，需经后续深度处理去除后满足排放标准值，所以该研究未对污染物的去除进行深入分析.

表1 两级A/O工艺处理焦化废水的水质特征Table 1 Water quality characteristics of coking wastewater treated by two-stage A/O process

2.2 焦化废水中分子结构信息

傅里叶变换红外光谱可反映分子结构信息[17].3300～3650 cm—1之间宽波段的产生是由于—OH或—NH2的伸缩振动[18]，说明废水中存在醇类、酚类或有机酸类物质[19]. 与其他工段废水不同，原水和调节池出水中存在由硫氰化物中C≡N和C—N的伸缩振动引起的强吸收峰，波数分别为2069和2071 cm—1(见图2)，经生化处理后，该特征峰消失，表明部分硫氰化物得到去除[20]. 一级A的进水中检测到由—NH2平面弯曲振动(波数为1604 cm—1)引起的较强吸收峰[21]. 经一级A处理后，该峰消失，但在1623～1625 cm—1处存在变化吸收峰，推测发生了苯环的取代反应[18,22]，引起了芳香C=C的伸缩振动和C=O的共轭变化[18,23]. 1200～1300 cm—1处的吸收峰与—CO—的伸缩振动、C—O—C的不对称伸缩振动有关[24]. 1141～1147cm—1区域出现的吸收峰多与醇类、脂类、醚类、多糖类及羧酸类有机物结构中C—C、C—O—C、C—N等伸缩振动有关[19,25]. 620～624 cm—1处的吸收峰来自样本中苯环的C—N、N—H的面外弯曲运动(见表2).

图2 焦化废水在各处理工段的傅里叶红外光谱Fig.2 Fourier infrared spectra of coking wastewater in various phases

表2 焦化废水的傅里叶红外光谱分析Table 2 Fourier infrared spectra analysis of coking wastewater

2.3 焦化废水中DOM的特征分析

三维荧光光谱可反映DOM的类别和性质来源等信息[14]. 由图3可见，原水中溶解性微生物代谢产物(区域Ⅳ)是主要的DOM，占比为54%. 经两级A/O工艺处理后，溶解性微生物代谢产物逐渐减少，富里酸类物质(区域Ⅲ)成为二沉池出水中的DOM主要成分. 此外，区域Ⅰ(芳香蛋白类Ⅰ)、区域Ⅱ(芳香蛋白类Ⅱ)和Ⅴ(腐殖酸物质)在处理过程中都有不同程度的变化.

图3 焦化废水在各处理工段中DOM荧光组分的相对含量Fig.3 Relative content of DOM fluorescent components in coking wastewater in various phases

由图4可见，原水主要含有2类荧光峰，分别是溶解性微生物有机物峰T1(λEx/λEm=270 nm/300 nm)和腐殖酸类峰T2(λEx/λEm=250 nm/415 nm)，总荧光强度为1402.11 a.u.，说明原水中存在大量高环化合物、酚类物质、蛋白质类物质、碳水化合物[18,25]. 与原水相比，调节池峰T1与峰T2的荧光强度减弱，是因为焦化废水的高有机污染负荷得到缓解.

图4 焦化废水在各处理工段的三维荧光光谱Fig.4 Three-dimensional fluorescence spectra of coking wastewater in various phases

经一级A处理后，峰T1与峰T2的荧光强度大幅减弱，表明溶解性微生物有机物和腐殖酸类物质结构中含有酚羟基、羰基等基团，其与金属离子或其他有机物发生反应[29-30]. 与一级A相比，一级O总荧光强度下降了33.81%. 二级A中峰T2的消失与红外光谱中2071 cm—1的峰消失且出现在1270 cm—1的峰有关，表明硫氰化物或含腈化合物中C=N开裂转化为低分子量的有机胺或酰胺[18]. 二级O中峰T1的荧光强度减弱，是由于难降解的杂环有机物中共轭双键进一步分解为酮类、醌类和酰胺类等，但仍有少量的芳香族中间体未被分解. 区域Ⅰ(芳香蛋白类Ⅰ)和区域Ⅱ(芳香蛋白类Ⅱ)在两级A/O工艺处理过程中荧光强度降低，主要与红外光谱中600～1800 cm—1区域出现的特征峰有关，说明废水中的蛋白质、多糖、芳香族化合物等大分子化合物变成小分子化合物[31]. 相比于原水，二沉池的荧光强度减少了1129.789 a.u.，总荧光强度降低了80.58%，证明了两级A/O工艺可去除大部分难降解污染物

2.4 焦化污泥中EPS含量分析

污泥EPS的分泌可为有机物吸附提供作用位点[32]，两级A/O工艺各工段污泥的EPS含量如图5所示. PN含量变化不大，PS在工艺污泥中含量表现为二级O＞一级O＞二级A＞一级A. 一级A中的低EPS含量有利于污泥絮凝状态的形成[33]，说明焦化污泥中不可生物降解物质含量相对较高[34]. 二级O中污泥PS含量最高，达到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负荷和抗毒性[35]，利于污泥吸附废水中的游离絮凝物，而絮凝物在低氧状态下易于分解，抑制了EPS的水解[36]. PS含量总体增加了97.14 mg/g，PS的多碳交联结构可增加污泥中的结合位点和功能性基因[37-38]. 污泥PN/PS(含量比，下同)对污泥的表面电荷性质、相对疏水性及微生物活性有直接影响，反应结束时PN/PS下降，导致污泥表面Gibbs能上升，细胞亲水性提高，不利于污泥形成紧密稳定的结构，其环境的改变导致微生物发生应激反应，造成丰度或结构的变化，且功能微生物之间会通过加强信号交流来强化污泥的新陈代谢活动[39-41].

图5 两级A/O工艺主要处理工段的污泥EPS含量Fig.5 The EPS content of sludge in the main treatment units of the two-stage A/O process

2.5 细菌群落结构特征

2.5.1 细菌群落组成

微生物样品共注释了23个门，220个属，将门水平丰度小于0.01%的细菌合并为其他(others). 各优势门在两级A/O工艺中的相对丰度存在差异. 由图6可见，系统中优势菌门为Proteobacteria(75.61%～87.93%)， Bacteroidetes(2.65%～8.86%)、 Chloroflexi(1.26%～3.74%). Proteobacteria在二级A中相对丰度高达87.93%，说明Proteobacteria对焦化废水有很好的适应和降解能力. 研究[12]表明，Proteobacteria主要负责有机物与营养物的去除，是迄今为止处理含酚废水中丰度最大的门. Bacteroidetes是石油、制药和焦化污水处理中的优势门，可以降解蛋白质、多糖等大分子物质[33]. Chloroflexi在生物脱氮过程中大量存在[41]，该门水平分类下的丝状细菌占了很大比例，可提供稳定的结构，作为微生物聚集的载体[42]. Actinobacteria、Nitrospirae、Acidobacteria、Planctomycetes在生物脱氮处理中也均有报道[43]，其中Actinobacteria和Acidobacteria可作为桥梁来维持絮凝体结构的稳定性[44].

图6 门水平上不同处理工段细菌群落的结构组成Fig.6 Structural composition of bacterial communities in different treatment sections at the phylum level

为进一步探究活性污泥在高污染胁迫条件下的群落演替特征，在属水平上相对丰度前15名的细菌组成如图7所示.Thiobacillus是两级A/O工艺中的优势菌属(相对丰度为18.85%～31.06%). 研究[43]表明，Thiobacillus在含硫氰酸酯的废水处理系统中普遍存在，参与酚类与多环芳烃共基质反应. 系统中参与反硝化作用的共有34种菌属[2,9,12,33]，其中Thiobacillus相对丰度最大，为33.96%，其作为一种反硝化硫杆菌，可以通过有氧呼吸或反硝化途径氧化无机硫化合物[34].Aeromonas属于兼性需氧微生物，是一级A、一级O中独有的菌属，相对丰度分别为26.41%和26.98%，对碳水化合物有发酵作用，可以产酸和产气[45].Thauera是一种异养菌，可利用有机碳源作为生长基质，可促进苯酚、芳烃类物质去除[46].Thauera也是二级A中主要的反硝化属，有利于硝酸盐还原过程中亚硝酸盐的积累[12].Arenimonas为烷烃降解菌，大多在盐碱地土壤、沉积物、活性污泥中被分离出来[47]，该菌与EPS的产生有关[48].Diaphorobacter对芳香族化合物具有降解能力，且有一定的絮凝作用[49].

图7 属水平上不同处理工段细菌群落的结构组成Fig.7 Structural composition of bacterial communities in different treatment sections at the genus level

一些低相对丰度的属在焦化废水处理过程中也发挥着重要作用.Ottowia曾被报道为脱氮微生物，对氨氮的浓度极为敏感[50].Nitrospira是污水系统中常见的硝化细菌，参与脱氮和碳的消耗过程，对有毒化合物具有较高的抗性[50]. 由于高浓度氨氮对硝化菌属会产生抑制作用[51]，因此在两级A/O工艺中一直保持低相对丰度水平. 另外，EPS中非活性有机物的合成需要消耗基质，故EPS与Nitrospira的生长形成了竞争[52].Nocardioides是处理焦化废水中的优势氨氧化菌(AOB)，共鉴定出OTU31、OTU158和OTU2953类，其中OTU31在AOB中占比将近98.10%，在脱氮过程中发挥了重要作用. 亚硝酸盐氧化菌(NOB)，即OTU3，其相对丰度比AOB高出三倍左右，成为优势菌群，说明将硝化过程控制在氧化为阶段，导致是系统最后出水的主要成分.

2.5.2 环境因子相关性分析

废水中污染物去除所引起的环境变化可直接影响细菌间的竞争关系[53]. 由图8可见，两级A/O工艺中细菌与浓度、浓度、浓度、COD浓度、SCN—浓度、BaP浓度、挥发酚浓度、PS含量均存在显著性相关，与苯酚浓度、PN含量均无显著性相关.Fluviicola、norank_f_JG30-KF-CM45、Alicycliphilus、Luteococcus、Limnobacter、Truepera和Nitrosomonsa均与脱氮过程有关，它们能够适应高浓度氮污染物的冲击，维持系统正常运行.Fluviicola和norank_f_JG30-KF-CM45的相对丰度与BaP浓度均呈显著负相关.Arenimonas的相对丰度与酚类物质的去除率呈显著正相关，Bradyrhizobium、Nakamurella、Nitrospira、norank_f_NS9_marine_group、unclassified_f_Rhizobiaceae的相对丰度与酚类物质的去除率均呈显 著 负 相 关.Nitrosomonas、norank_f_norank_o_SBR1031的相对丰度与PS的浓度均呈显著负相关.研究[54]表明，在污泥颗粒化的过程中，Nitrosomonas的相对丰度会减少.norank_f_norank_o_SBR1031属于Chloroflexi菌门，参与糖代谢中最主要的阶段，即糖原或葡萄糖分子分解至丙酮酸的阶段，故其相对丰度与PS含量呈显著负相关[55].

图8 各环境因子相关性的Heatmap图Fig.8 Heatmap of the correlation of various environmental factors

2.5.3 功能预测

PICRUSt2功能预测两级A/O工艺中主要微生物功能的发生，结果如图9所示. 由图9可见，共注释到6种KEGG一级功能通路，分别为新陈代谢(占比为74.27%)、细胞过程(占比为5.79%)、遗传信息处理(占比为6.24%)、人类疾病(占比为4.96%)、环境信息处理(占比为6.67%)、有机系统(占比为2.07%).由此可见，微生物在两级A/O工艺中主要行使代谢各种物质的功能. 对新陈代谢功能推断的基因进行KEGG level 2的类群注释，包括外源生物降解与代谢、全局和概览通路、核苷酸代谢、萜类和聚酮类代谢、其他氨基酸代谢等.

图9 KEGG代谢功能图Fig.9 KEGG metabolic function diagram

将外源生物降解与代谢(xenobiotics biodegradation and metabolism)功能谱与KEGG Pathway数据库进行比对，用功能类群的丰度分布与样本间相似程度加以聚类绘制热图. 由图10可见，氨基苯甲酸酯降解(ko00627)、萘降解(ko00626)、己内酰胺降解(ko00930)、氯烷烃和氯烯降解(ko00625)、苯乙烯降解(ko00643)、糠醛降解(ko00365)、硝基甲苯降解(ko00633)、细胞色素P450代谢外生物(ko00980)、药物代谢-细胞色素P450(ko009821)、双酚降解(ko00363)和乙苯降解(ko00642)是一级A/O中主要的功能，概括为在酶的催化作用下，污染物进行氧化、还原、水解和羟基化等反应，在结构中引入或暴露出极性基团(—OH、—COOH、—SH和—NH2等). 将产生的极性基团与内源性成分经共价键结合，生成极性大、易溶于水和易排出的结合物. 二级A/O工艺主要包括氟苯甲酸酯降解(ko00364)、甾体降解(ko00984)、多环芳烃降解(ko00624)、阿特拉津降解(ko00791)、氯环己烷和氯苯降解(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，多环芳烃降解(ko00624)涉及邻苯二甲酸盐降解成原儿茶酸和对苯二甲酸酯降解成3，4-二羟基苯甲酸酯的途径. 苯甲酸酯降解(ko00362)涉及环己烷羧酸降解成苯甲酰基、苯降解成儿茶酚或邻苯二甲酸裂解为3-氧代己二酸酯等7种代谢途径.

图10 结合聚类分析的KEGG直系同源基因簇(KO)丰度热图Fig.10 Heatmap of abundance of KEGG orthologous gene cluster(KO) combined with cluster analysis

3 结论

a) 焦化废水经过两级A/O工艺处理后，COD、NH4

+-N、SCN—、BaP、苯酚、挥发酚的去除率分别为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机污染物.

b) 傅里叶变换红外光谱分析结果显示，醇类、脂类、醚类、多糖类及羧酸类等物质的C≡N、C—N、C=C、—CO—伸缩振动，—NH2、C—N和N—H弯曲振动是两级A/O工艺处理焦化废水中有机污染物官能团的响应信号；三维荧光光谱表明，溶解性微生物代谢产物是焦化废水中最主要的荧光组分，经两级A/O工艺处理后，焦化废水中DOM被大量去除，二沉池出水中主要以富里酸类物质为主.

c) 污泥EPS中PN含量变化不大，PS含量总体增加了97.14 mg/g，缺氧池的EPS低于好氧池的EPS，PS的分泌与微生物中的Nitrosomonas、norank_f_norank_o_SBR1031相关.

d) 微生物分析表明，Proteobacteria在焦化废水处理中占主导地位，Thiobacillus为主要优势菌属.Fluviicola、norank_f_JG30-KF-CM45、Alicycliphilus、Luteococcus、Limnobacter、Truepera和Nitrosomonsa参与了系统的脱氮过程，Fluviicola和norank_f_JG30-KF-CM45与BaP浓度均呈负相关，它们分别属于Bacteroidetes和Chloroflexi菌门.Arenimonas的相对丰度与酚类物质的去除率呈正相关，Bradyrhizobium、Nakamurella、Nitrospira、norank_f_NS9_marine_group、unclassified_f_Rhizobiaceae的相对丰度与酚类物质的去除率均呈负相关. PICRUSt2功能预测分析表明，在一级A/O阶段，有机污染物在酶的辅助下，进行氧化还原反应，生成易去除的小分子物质. 在二级A/O阶段，有机污染物与氟苯甲酸酯降解、多环芳烃降解、苯甲酸酯降解等多种代谢途径相关.