絲瓜絡(luò)固定化微生物對土壤多環(huán)芳烴吸附-降解作用

王天杰，蘇 丹*，李 雪，普 聿，王 鑫

（1.遼寧大學(xué)環(huán)境學(xué)院，沈陽 110036；2.沈陽大學(xué)區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)教育部重點實驗室，沈陽 110044）

多環(huán)芳烴（Polycyclic aromatic hydrocarbons，簡稱PAHs），是指由兩個及兩個以上苯環(huán)稠合而成的一類化合物，其所有的碳原子和氫原子都處于同一平面內(nèi)，是世界上最早發(fā)現(xiàn)的一類化學(xué)致癌物[1]。PAHs通過廢水排放、廢物瀝濾、意外排放、大氣沉降等最終進(jìn)入土壤環(huán)境，并且在土壤中殘留時間長、累積量大，可通過食物鏈進(jìn)入人體，危害人體健康及生態(tài)環(huán)境[2-4]。微生物修復(fù)是土壤PAHs去除的主要且有效途徑[5]，但游離微生物難以適應(yīng)復(fù)雜環(huán)境而不能有效發(fā)揮作用，導(dǎo)致應(yīng)用結(jié)果與試驗結(jié)果有較大出入，而微生物固定化技術(shù)是解決上述問題的一種有效方法[6-7]。固定化載體的選擇和耐低溫高效PAHs降解菌的篩選是微生物固定化技術(shù)修復(fù)北方寒冷地區(qū)受PAHs污染的凍融土壤的關(guān)鍵[8]。生物質(zhì)材料不僅對持久性有機(jī)污染物吸附能力強(qiáng)，并易通過改性成為良好的吸附材料[9-10]，且可以作為良好的微生物固定化載體，引起了廣泛關(guān)注。絲瓜絡(luò)是絲瓜成熟種子的維管束，又名絲瓜瓤，是一種天然、低成本、無毒、可生物降解的材料，儲存量巨大，且具有較大的比表面積和孔隙度，使其成為高效的吸附材料及微生物固定化載體[11-12]。

微生物修復(fù)中微生物菌體起吸附和降解的雙重作用，由于土壤體系復(fù)雜，難以區(qū)分吸附和降解之間的關(guān)系[13]，有關(guān)微生物修復(fù)土壤PAHs的連續(xù)生物吸附和生物降解的研究鮮有報道。而生物吸附和生物降解的共同作用可達(dá)到更好地削減有機(jī)污染物的效果[14]。宋蕾等[15]考察了活性炭固定化微生物對土壤中1，2，4-TCB的降解效果及活性炭對土壤中1，2，4-TCB的吸附特性，發(fā)現(xiàn)活性炭-微生物系統(tǒng)對土壤中1，2，4-TCB的降解效果優(yōu)于活性炭和游離微生物，活性炭對土壤中1，2，4-TCB的吸附過程比較符合準(zhǔn)二級動力學(xué)模型。

本文選取課題組分離、培養(yǎng)的假單胞菌（Pseudo?monas sp.SDR4，簡稱S4）、毛霉真菌（Mucormucedo sp.SDR1，簡稱S1）為代表，研究固定化微生物對土壤PAHs的生物吸附以及生物降解的共同作用，探討固定化微生物對土壤PAHs的吸附機(jī)理和降解動力學(xué)關(guān)系，以期為準(zhǔn)確了解生物修復(fù)過程中PAHs的生物吸附-降解行為提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 試驗材料

微生物載體：絲瓜絡(luò)購自中國科學(xué)院沈陽生態(tài)站。其元素組成：C含量43.21%，N含量0.91%，H含量8.99%，O含量46.89%。經(jīng)改性后元素組成：C含量46.53%，N含量1.00%，H含量7.88%，O含量44.58%。

供試土壤：土壤取自中國科學(xué)院沈陽生態(tài)試驗站0～20 cm表層清潔土，為草甸棕壤，磨碎，過100目篩備用。其基本理化性狀：pH為6.72，有機(jī)碳為17.8 g·kg-1，全氮為 1.1 g·kg-1，全磷為 0.35 g·kg-1，陽離子交換量（CEC）為45.04 mg·kg-1。

1.1.2 試驗藥品

菲（Phe）純度＞95%；芘（Pyr）純度＞98%。均購自百靈威科技有限公司。

1.1.3 培養(yǎng)基

營養(yǎng)培養(yǎng)基：牛肉膏5 g，蛋白胨10 g，葡萄糖10 g，酵母粉5 g，NaCl 5 g，瓊脂20 g，蒸餾水1000 mL，pH為7.1～7.2，121℃滅菌20 min。

固定化增殖培養(yǎng)基：蔗糖4 g，酵母膏3%，KH2PO40.5 g，（NH4）2HPO42 g，MgSO4·H2O 0.25 g，pH 6.0～6.5，121℃滅菌20 min。

1.1.4 供試菌株

假單胞菌（Pseudomonas sp.SDR4，簡稱S4）、毛霉真菌（Mucormucedo sp.SDR1，簡稱S1）由本課題組分離、培養(yǎng)。篩選自污灌區(qū)受PAHs污染的表層（0～10 cm）凍融土壤，以Phe、Pyr為唯一碳源的培養(yǎng)基篩選分離得到，并在15℃低溫培養(yǎng)。

1.2 試驗方法

1.2.1 微生物固定化方法及SEM表征

將條狀絲瓜絡(luò)用蒸餾水沖洗以除去灰塵，于65℃烘箱烘干，然后用粉粹機(jī)碾磨并過篩（40目），得到絲瓜絡(luò)粉末，經(jīng)高壓高溫（130℃，0.125 MPa）改性5 h，蒸餾水沖洗，120℃下烘箱烘干，得到改性絲瓜絡(luò)微生物載體。

將S1和S4分別接種于營養(yǎng)培養(yǎng)基中，15℃，110 r·min-1搖床培養(yǎng)30～40 h，制得兩種菌懸液密度為：6×108cfu·g-1。將S1與S4按體積比1∶1接種于營養(yǎng)培養(yǎng)基中，相同條件下混合培養(yǎng)3 d，制備復(fù)合菌劑。

稱取改性絲瓜絡(luò)微生物載體126組，每組40 mg。其中18組做空白對照，108組均用固定化增殖培養(yǎng)基。浸潤12 h，按10%量分別接種S1、S4、S1+S4，放置于低溫光照培養(yǎng)箱（15℃），適量的補(bǔ)充增殖培養(yǎng)基，避光培養(yǎng)7 d。培養(yǎng)結(jié)束后用去離子水洗滌固定化微生物數(shù)次，便制得固定化微生物。

采用掃描電子顯微鏡（SEM）觀察表面特征。

1.2.2 模擬PAHs生物吸附-降解試驗

取部分以上固定化微生物于高壓蒸汽滅菌器中滅活，作為死體對照。

將土壤分裝于培養(yǎng)瓶中，每瓶4 g，置于高壓蒸汽滅菌器滅菌30 min。將配制好的初始濃度均為120 mg·L-1的Phe、Pyr混合物的丙酮溶液拌入土壤中，配制Phe、Pyr初始含量均為30 mg·kg-1的污染土壤，充分?jǐn)嚢杈鶆?，放置過夜待丙酮完全揮發(fā)。試驗方法設(shè)計如表1所示，試驗設(shè)計3組平行。將樣品放置于恒溫培養(yǎng)箱15℃下培養(yǎng)60 d，每10 d取樣檢測，分析其吸附量及降解量。

1.2.3 PAHs的提取

土壤及固定化微生物PAHs濃度提取方法：采用超聲提取，HPLC法測定。提取方式為：經(jīng)離心，將分離出的土樣、改性絲瓜絡(luò)或固定化微生物裝入100 mL玻璃瓶中，加入30 mL丙酮，20 mL二氯甲烷，15 mL 15%的氯化鈉溶液，蓋蓋后超聲波萃取8 h。取出上層液體轉(zhuǎn)移至硅膠凈化柱中凈化，用50 mL正己烷/二氯甲烷（體積比為9∶1）淋洗，收集濾出液，濃縮至約1 mL，用柔和氮?dú)獯蹈桑? mL乙腈定容用HPLC測定PAHs。

1.2.4 PAHs的檢測

PAHs含量用HPLC法測定。色譜條件：色譜柱為多環(huán)芳烴分析專用柱ZORBAXEclipsePAH（4.6 m×250 mm×5μg）；柱溫25℃；流動相為乙腈和水，乙腈∶水＝60%∶40%，流速1.0 mL·min-1，進(jìn)樣量為10 μL，各種PAHs以色譜峰保留時間定性，外標(biāo)法定量（Phe與 Pyr標(biāo)準(zhǔn)溶液均設(shè)置為 5、10、20、40、60、80 μg·mL-1），本方法中目標(biāo)化合物的檢出限為0.1～2.0 ng·L-1，方法回收率79.56%～92.48%。

1.3 數(shù)據(jù)處理

以下數(shù)據(jù)均用Oringin 8.0進(jìn)行擬合分析。

為了更好地分析土壤中Phe與Pyr在樣品上的動力學(xué)過程，采用準(zhǔn)一級動力學(xué)和準(zhǔn)二級動力學(xué)方程對吸附動力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，線性表達(dá)公式如下：

準(zhǔn)一級動力學(xué)方程：

式中：k1為準(zhǔn)一級吸附速率常數(shù)，d-1，k2為準(zhǔn)二級吸附速率常數(shù)，μg·d-1，Qe表示平衡吸附量，μg；Qt為t時刻吸附量，μg。

2 結(jié)果與討論

2.1 改性絲瓜絡(luò)及固定化微生物SEM分析

對改性絲瓜絡(luò)載體與改性絲瓜絡(luò)固定化微生物進(jìn)行SEM表征，如圖1所示。如圖1（b）所示，絲瓜絡(luò)經(jīng)改性后表面褶皺明顯增多，表面積顯著增大，吸附能力增強(qiáng)，能夠為固定化微生物提供更多的吸附點位，有利于增加固定化微生物的數(shù)量，提高降解效率。如圖1（c）所示，絲狀真菌S1生長繁密，縱橫交錯成網(wǎng)狀，有利于增大與污染物的接觸面積，增強(qiáng)吸附及降解能力。如圖1（d）所示，細(xì)菌S4附著于絲瓜絡(luò)表面及孔隙之中，有利于細(xì)菌S4在土壤中的生長繁殖。如圖1（e）所示，細(xì)菌S4附著于絲瓜絡(luò)表面及孔隙之中的同時，還附著于絲狀真菌S1菌絲表面，隨真菌菌絲移動，可以更大程度地接觸污染物，發(fā)揮細(xì)菌-真菌對污染物協(xié)同降解作用。

表1 固定化微生物吸附-降解土壤PAHs試驗處理Table 1 Experimental treatment of soil PAHs by immobilized microorganismadsorption-degradation

2.2 PAHs非生物損失量

對CK中Phe與Pyr的檢測，結(jié)果表明PAHs在滅菌土壤中不易自然揮發(fā)與光解。在本試驗條件下，60 d后CK樣品中Phe與Pyr仍分別含有88.56%、92.55%。表明揮發(fā)損失與自然降解所造成的污染物非生物損失很小。所以在本試驗條件下，試驗組土壤Phe與Pyr含量的減少，應(yīng)該是固定化微生物吸附降解的結(jié)果。以下數(shù)據(jù)處理均不計自然揮發(fā)等非生物損失量，將其排除在外。

2.3 死體固定化微生物對PAHs的吸附量及動力學(xué)

2.3.1 死體固定化微生物對PAHs的吸附量

圖1 固定化微生物SEM圖Figure 1 SEMimage of immobilized microorganisms

死體固定化微生物對PAHs的吸附量，如圖2所示。4組樣品對Phe與Pyr的吸附量曲線趨向一致，在前10 d吸附速率最快，CK、S1-D、S4-D、S1+S4-D對Phe的吸附速度分別為0.37、0.45、0.37、0.49 μg·d-1；對 Pyr的吸附速度分別為 0.26、0.28、0.27、0.30 μg·d-1。隨時間的遷移，吸附速率逐漸降低。60 d后達(dá)到動態(tài)吸附平衡，CK、S1-D、S4-D、S1+S4-D對Phe的動態(tài)平衡吸附量分別為5.28、6.82、5.73、7.46 μg；對Pyr的動態(tài)平衡吸附量分別為4.17、4.72、4.53、5.00 μg；固定化微生物整體吸附劑對Phe與Pyr的吸附量高于未固定化微生物載體。

本試驗中，死體固定化微生物對土壤PAHs的吸附過程是PAHs橫向遷移的過程，而吸附是控制土壤PAHs遷移的主要機(jī)制[16]，故將此過程以吸附的理論解釋。S1-D、S4-D、S1+S4-D對Phe與Pyr的吸附量較CK大，表明固定化微生物能增大整體比表面積，增強(qiáng)吸附能力。S1+S4-D對Phe與Pyr的吸附量高于S1-D、S4-D，表明固定化混合菌吸附能力強(qiáng)于固定化單菌。S1-D對Phe與Pyr的吸附量高于S4-D，這可能是由于絲狀真菌細(xì)胞壁中含有幾丁質(zhì)和纖維素的纖維狀結(jié)構(gòu)，有利于有機(jī)分子在其表面富集。

從整體吸附過程看，4種樣品對Phe與Pyr的吸附過程均可以分為快速吸附（1～10 d）-緩慢吸附（10～40 d）-平衡吸附（40～60 d）3個階段。早有研究證明，絲瓜絡(luò)對有機(jī)污染物的吸附作用以單分子層吸附為主[17-18]，微生物死體對非極性有機(jī)污染物的吸附機(jī)制為分配作用[19]；而本文8條吸附曲線都是單一和連續(xù)的，表明Phe與Pyr在吸附劑表面可看作單分子層吸附[20]。這可能是由于固定化載體的吸附量遠(yuǎn)大于死體微生物的吸附量，從而使死體微生物的吸附特征無法影響固定化載體的吸附特征。

2.3.2 死體固定化微生物對PAHs的吸附動力學(xué)

為了更好地分析土壤中Phe與Pyr在4種樣品上的動力學(xué)過程，分別采用描述外部傳質(zhì)過程的準(zhǔn)一級動力學(xué)（1）和主要描述化學(xué)吸附過程的準(zhǔn)二級動力學(xué)方程（2）對吸附動力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，擬合結(jié)果如圖3、圖4所示，擬合參數(shù)見表2。

準(zhǔn)二級動力學(xué)模型擬合結(jié)果R2均大于0.99，較準(zhǔn)一級動力學(xué)模型擬合效果好，且準(zhǔn)二級動力學(xué)模型擬合平衡吸附量Qe較準(zhǔn)一級動力學(xué)模型更接近于實際試驗值，說明4種樣品對土壤中Phe與Pyr的吸附過程服從于準(zhǔn)二級動力學(xué)模型。

如圖3、圖4所示。準(zhǔn)一級動力學(xué)模型僅適合描述4種樣品對土壤中Phe與Pyr的吸附過程中快速吸附和平衡吸附階段。而對于中間的緩慢吸附過程，則不適合用準(zhǔn)一級動力學(xué)模型來描述，說明外部傳質(zhì)對吸附過程具有控制作用[21]。Phe與Pyr從土壤向各個樣品組分的遷移過程中，經(jīng)歷了解吸、水膜擴(kuò)散、吸附劑顆粒表面擴(kuò)散和吸附劑內(nèi)部微孔擴(kuò)散等多個過程，因此準(zhǔn)二級動力學(xué)模型更好地描述了死體固定化微生物對PAHs的吸附動力學(xué)過程。準(zhǔn)二級動力學(xué)模型是基于化學(xué)吸附的假設(shè)，化學(xué)吸附涉及到吸附劑與吸附質(zhì)之間存在電子共用或電子轉(zhuǎn)移[22-23]，因此可以判斷化學(xué)作用是控制吸附速率的主要因素。

圖2 死體固定化微生物對PAHs的吸附量Figure 2 Adsorption of PAHs by lethal immobilized microorganisms

2.4 活體固定化微生物對PAHs的吸附量及動力學(xué)

2.4.1 活體固定化微生物對PAHs的吸附量

活體固定化微生物對PAHs的吸附量如圖5所示。4種樣品對土壤中Phe與Pyr的吸附速率緩慢，吸附量隨時間變化曲線基本呈直線。60 d后，S1、S4、S1+S4對Phe的動態(tài)吸附量分別為2.32、2.01、2.76μg；S1、S4、S1+S4對Pyr的動態(tài)吸附量分別為 2.79、2.41、3.14 μg。

由于微生物的降解作用會阻礙Phe與Pyr在土壤中的遷移[24-25]，故與死體固定化微生物對Phe與Pyr的吸附量相比，活體固定化微生物對Phe與Pyr的吸附量大幅下降。另外微生物能降解自身吸附的PAHs[26]，隨著土壤體系中Phe與Pyr含量的減少，吸附在微生物菌體上的Phe與Pyr也將被降解。

圖3 死體固定化微生物對Phe的吸附動力學(xué)Figure 3 Adsorption kinetics of Phe by lethal immobilized microorganisms

圖4 死體固定化微生物對Pyr的吸附動力學(xué)Figure 4 Adsorption kinetics of Pyr by lethal immobilized microorganisms

表2 死體固定化微生物吸附動力學(xué)擬合參數(shù)Table 2 Fitting parameters of adsorption kinetics by lethal immobilized microorganisms

圖5 活體固定化微生物對PAHs的吸附量Figure 5 Adsorption of PAHs by living immobilized microorganisms

2.4.2 活體固定化微生物對PAHs的吸附動力學(xué)

為了更好地分析土壤中Phe與Pyr在4種樣品上的動力學(xué)過程，分別采用公式（1）和公式（2）對吸附動力學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，擬合參數(shù)見表3。

如表3所示，由于微生物的降解作用，與死體固定化微生物相比，活體固定化微生物對土壤中Phe與Pyr的準(zhǔn)一級吸附動力學(xué)與準(zhǔn)二級動力學(xué)擬合結(jié)果R2相差較小，沒有明顯地服從于準(zhǔn)一級動力學(xué)或準(zhǔn)二級動力學(xué)?；铙w固定化微生物對土壤中Phe的準(zhǔn)一級吸附動力學(xué)擬合結(jié)果R2大于準(zhǔn)二級吸附動力學(xué)，趨向于服從準(zhǔn)一級動力學(xué)模型；活體固定化微生物對土壤中Pyr的準(zhǔn)一級動力學(xué)擬合結(jié)果R2小于準(zhǔn)二級動力學(xué)，趨向于服從準(zhǔn)二級動力學(xué)模型。這可能是由于S1、S4、S1+S4對 Phe的降解能力高于 Pyr（見本文2.5.1）。由此可見，微生物的降解能力越強(qiáng)，對阻礙PAHs在土壤中遷移的影響越大。劉凌等[27]通過對“Alcoa公司采用土地生物處理的方法來處理土壤中的PAHs”建立數(shù)學(xué)模型發(fā)現(xiàn)，在微生物高降解率作用下，有機(jī)污染物在外部水相中生物降解的速度遠(yuǎn)比其解吸、擴(kuò)散的速度快。也就是說，在其他條件一致時，當(dāng)降解效率高到一個臨界點時，將使得微生物對PAHs的降解效率高于PAHs在土壤中的遷移效率。

2.5 微生物對PAHs的降解能力及動力學(xué)

2.5.1 微生物對PAHs的降解能力

差減法計算微生物對PAHs的降解率，即降解率=（總量-自然損失-活體固定化微生物對PAHs的吸附量-土壤中剩余量）/總量×100%，結(jié)果如圖6所示。試驗進(jìn)行60 d后，3組樣品對Phe與Pyr均有不同程度的降解，S1、S4、S1+S4對 Phe的降解率分別為54.34%、61.45%、64.23%，對 Pyr的降解率分別為38.42%、35.02%、42.43%。3組樣品中，Phe的降解速率隨時間變化趨勢一致，0～20 d為降解初期，20 d時S1、S4、S1+S4對 Phe的降解率分別達(dá)到 32.32%、40.42%、46.67%；20～50 d降解速率有所降低，為降解中期；50 d后，降解緩慢，Phe的含量下降不明顯，為降解后期。3組樣品中，Pyr的降解速率隨時間變化趨勢也一致，0～10 d為降解前期，10 d時S1、S4、S1+S4對Pyr的降解率分別達(dá)到18.38%、15.32%、21.24%；10～50 d為降解中期，50 d后，降解緩慢，Pyr的含量下降不明顯，為降解后期。固定化混合菌對Phe與Pyr的降解率高于固定化單菌。

固定化微生物對PAHs的降解能力優(yōu)于游離菌[8]，絲瓜絡(luò)具備橫截面的格子框架及其高孔隙率，是一種高潛力的細(xì)胞固定化載體[28]。同時，絲瓜絡(luò)作為載體具有強(qiáng)大的吸附能力，對微生物及PAHs降解酶有很強(qiáng)的吸附力，高孔隙度能保證吸附固定大量微生物，為菌體創(chuàng)造良好的生活環(huán)境，避免菌體與惡劣土壤環(huán)境的直接接觸[29]。

研究結(jié)果表明，S4對Phe的降解能力強(qiáng)于S1，而S4對Pyr的降解能力弱于S1。S1+S4對Phe與Pyr的降解率均高于S1、S4，表明S1、S4在降解Phe與Pyr的過程中起到協(xié)同作用。陳凱等[30]認(rèn)為絲狀真菌與細(xì)菌混合后降解原油，微生物數(shù)量顯著增加，且降解效率明顯提高，說明混合菌中真菌與細(xì)菌存在協(xié)同作用。3組樣品對Phe的降解率明顯高于Pyr，這是由于微生物降解過程中主要利用土壤中游離的PAHs，而Pyr的環(huán)數(shù)多于Phe，其正辛醇-水分配系數(shù)大于Phe，更易吸附在土壤有機(jī)質(zhì)中，不易解吸，導(dǎo)致Pyr從土壤向游離水中的遷移率低[31]，無法被微生物更有效地利用，因此Phe的降解率高于Pyr。

整個試驗過程中，3種樣品對Phe與Pyr的降解速度都呈現(xiàn)出先快后慢的趨勢，是由于各個階段的降解機(jī)制不同造成的。在降解初期，PAHs濃度較高，此時微生物對PAHs的降解作用伴隨著一系列的物理、化學(xué)變化，在多種作用的協(xié)調(diào)下，降解速率快。降解中期，PAHs的降解速率減緩的原因可能有：（1）微生物降解作用占據(jù)主要地位，物理化學(xué)作用降低，使總作用強(qiáng)度降低[32]；（2）微生物降解過程中產(chǎn)生的中間產(chǎn)物還未完全被降解，與未降解的PAHs產(chǎn)生競爭作用。降解后期，降解速率緩慢，PAHs含量下降不明顯，可能因為：（1）PAHs長時間殘留于土壤中，一部分被土壤有機(jī)質(zhì)不可逆屏蔽，另一部分可逆吸附于土壤固定相的PAHs解吸速率緩慢[27]，導(dǎo)致降解速率緩慢；（2）PAHs擴(kuò)散轉(zhuǎn)運(yùn)速率遠(yuǎn)低于微生物對其降解速率，導(dǎo)致微生物缺乏營養(yǎng)供應(yīng)，生長不良[33]。

表3 活體固定化微生物吸附動力學(xué)擬合參數(shù)Table 3 Fitting parameters of adsorption kinetics by living immobilized microorganisms

圖6 微生物對PAHs的降解率Figure 6 Degradation rate of PAHs by microorganisms

2.5.2 微生物對PAHs的降解動力學(xué)

建立Monod模型，推導(dǎo)后得到動力學(xué)方程式：

式中：c為多環(huán)芳烴濃度，mg·kg-1；t為反應(yīng)時間，d；K為動力學(xué)常數(shù)。Phe與Pyr的降解反應(yīng)符合一級動力學(xué)特征，擬合參數(shù)見表4。

由表4可見，Phe經(jīng)S1、S4、S1+S4處理后的降解半衰期分別為38.88、29.41、25.63 d，其中S1+S4最短。Pyr經(jīng)S1、S4、S1+S4處理后的降解半衰期分別為64.76、69.02、59.28 d，其中S1+S4最短。說明經(jīng)絲瓜絡(luò)固定化混合菌較固定化單菌降解效率高，極大提高Phe與Pyr的降解速度，半衰期變短。

3 結(jié)論

（1）固定化微生物能增大載體的吸附量，固定化真菌吸附能力大于固定化細(xì)菌，固定化混合菌吸附能力大于固定化單菌。固定化微生物吸附曲線是單一和連續(xù)的，表明Phe與Pyr在吸附劑表面可看作單分子層吸附。

（2）絲瓜絡(luò)固定化載體及死體固定化微生物S1-D、S4-D、S1+S4-D對土壤中Phe與Pyr的吸附過程服從于準(zhǔn)二級動力學(xué)模型。外部傳質(zhì)對死體固定化微生物吸附PAHs過程具有控制作用，且化學(xué)作用是控制此吸附過程吸附速率的主要因素。

（3）微生物的降解作用會阻礙Phe與Pyr在土壤中的遷移，且提高微生物的降解能力，能增加對土壤中PAHs遷移的影響；在其他條件一致時，當(dāng)降解效率高到一個臨界點時，將使得微生物對PAHs的降解效率高于PAHs在土壤中的遷移效率。

（4）試驗60 d，S1、S4、S1+S4對Phe的降解率分別為54.34%、61.45%、64.23%，對Pyr的降解率分別為38.42%、35.02%、42.43%。混合菌中真菌與細(xì)菌存在協(xié)同作用，因而固定化混合菌降解能力大于固定化單菌。Monod模型可以清晰地分析固定化微生物對土壤PAHs降解的動力學(xué)過程。通過Monod模型證實，土壤中Phe與Pyr經(jīng)S1+S4處理后的降解半衰期最短，分別為25.63、59.28 d。

表4 微生物對PAHs的降解動力學(xué)方程及參數(shù)Table 4 Kinetic equations and parameters of degradation of PAHsby microorganisms