農(nóng)田土壤中全氟化合物的遷移轉(zhuǎn)化與污染控制技術(shù)研究進(jìn)展

摘要：本文綜述了農(nóng)田土壤中全氟烷基和多氟烷基物質(zhì)（Per- and polyfluoroalkyl substances，PFAS）的遷移轉(zhuǎn)化以及固定化/穩(wěn)定化、電化學(xué)氧化、植物/微生物修復(fù)、土壤淋洗等控制技術(shù)，并對(duì)這些技術(shù)方法的關(guān)鍵影響因素、優(yōu)缺點(diǎn)以及未來(lái)發(fā)展方向進(jìn)行了闡述和總結(jié)。然而，PFAS的復(fù)雜性及其具有的化學(xué)和熱穩(wěn)定性，以及各種修復(fù)技術(shù)對(duì)農(nóng)田土壤結(jié)構(gòu)、肥力和作物生長(zhǎng)的影響使得PFAS在農(nóng)田土壤中的修復(fù)具有挑戰(zhàn)性。本文還指出了各種農(nóng)田修復(fù)技術(shù)在降解全氟化合物過(guò)程中的局限性。固定化/穩(wěn)定化技術(shù)能夠通過(guò)吸附劑將PFAS固定，降低其遷移性，但固定化材料存在壽命限制，其長(zhǎng)期穩(wěn)定性仍需進(jìn)一步研究。植物/微生物修復(fù)技術(shù)雖然環(huán)保，但反應(yīng)周期相對(duì)較慢，需要更多研究探索其在長(zhǎng)期修復(fù)中的潛力。電催化氧化技術(shù)在處理PFAS時(shí)表現(xiàn)出高效性，但面臨高成本和高能耗問(wèn)題，尤其在大規(guī)模應(yīng)用時(shí)，電能消耗和操作成本可能成為限制因素。土壤淋洗法雖然能有效去除PFAS，但使用的有機(jī)溶劑可能殘留在土壤中，對(duì)土壤肥力和生態(tài)環(huán)境造成潛在影響，因此在應(yīng)用前必須對(duì)溶劑的生態(tài)毒性進(jìn)行評(píng)估。新型PFAS修復(fù)技術(shù)的開發(fā)對(duì)于解決環(huán)境污染問(wèn)題、提高材料性能、促進(jìn)可持續(xù)發(fā)展以及推動(dòng)環(huán)保技術(shù)進(jìn)步等方面都具有重要的作用，本文最后提出，需將目光聚焦在機(jī)械破壞、電子束等新型修復(fù)技術(shù)的研究。

關(guān)鍵詞：全氟化合物；農(nóng)田土壤；遷移轉(zhuǎn)化；修復(fù)技術(shù)；綜述

中圖分類號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1672-2043（2025）03-0566-14 doi：10.11654/jaes.2025-0107

全氟化合物（Perfluorinated compounds，PFCs）是一類具有F（CFn）-R結(jié)構(gòu)的新型有機(jī)污染物，主要包括全氟烷基酸（Perfluoroalkyl acids，PFAAs）、全氟烷基羧酸（Perfluoroalkyl carboxylic acids，PFCAs）、全氟烷基磺酸（Perfluoroalkyl sulfonic acids，PFSAs）等，其具有難降解性、環(huán)境持久性、流動(dòng)性、生物富集性以及生物毒性效應(yīng)[1-3]。自20世紀(jì)40年代以來(lái)，PFCs因其獨(dú)特的抗應(yīng)變性、化學(xué)耐久性和減摩性而被廣泛應(yīng)用于工業(yè)和商業(yè)產(chǎn)品中，如金屬涂料、化學(xué)添加劑、農(nóng)藥配方和食品包裝材料[4-6]。目前，全氟化學(xué)品普遍存在于世界各地的不同環(huán)境分區(qū)中，濃度從pg·L-1級(jí)到μg·L-1 級(jí)不等[7-8]。現(xiàn)有較多證據(jù)表明，全氟辛酸（Perfluorooctanoic acid，PFOA）和全氟辛烷磺酸（Per?fluorooctane sulfonic acid，PFOS）等長(zhǎng)鏈全氟烷基和多氟烷基物質(zhì)（Per - and polyfluoroalkyl substances，PFAS）具有一定生態(tài)毒性效應(yīng)，甚至能夠通過(guò)食物鏈進(jìn)行生物累積和生物放大，進(jìn)而對(duì)人類造成不良影響[9-13]。

目前，越來(lái)越多的研究開始關(guān)注土壤的全氟化合物污染。我國(guó)作為全球最大的PFAS物質(zhì)生產(chǎn)國(guó)和消費(fèi)國(guó)之一，土壤中PFAS污染水平令人擔(dān)憂。2003—2008年，PFOS 的全球產(chǎn)量達(dá)到410 t，其中一半以上在我國(guó)，2008 年我國(guó)用于紡織品處理的PFOS 達(dá)到100 t[9]?，F(xiàn)有研究表明，我國(guó)大多數(shù)氟化學(xué)品相關(guān)產(chǎn)業(yè)位于人口密集和工業(yè)化迅速的我國(guó)東部地區(qū)。我國(guó)農(nóng)田土壤中PFAS 的濃度水平在321.1 pg·g-1～950.3 pg·g-1之間波動(dòng)，其中，東部gt;中部，北方gt;南部，西南部gt;東北部，呈現(xiàn)出不均勻分布[2，9]。Liu等[14]調(diào)查污染物的空間分布特征發(fā)現(xiàn)，PFAS在稻田中的含量[平均值為（341.18±600.19）ng·g-1]最高，其次是灌溉農(nóng)田（1.13～736.61 ng·g-1），最后是旱田（0～9.62 ng·g-1）；在稻田中，麥稻兩熟田中的濃度最高（[ 712.21±716.55）ng·g-1]，其次為一年熟稻田（[ 21.08±70.30）ng·g-1]，稻麥兩熟田（[ 5.96±9.13）ng·g-1]最低。與農(nóng)田土壤不同，工業(yè)場(chǎng)地土壤中的PFAS污染主要來(lái)源于工業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中的直接排放，如氟化工園區(qū)。Brusseau等[15]總結(jié)了場(chǎng)地土壤的全氟化物污染情況，發(fā)現(xiàn)其PFAS濃度最高可達(dá)237 μg·kg-1。這說(shuō)明工業(yè)場(chǎng)地土壤中的PFAS含量更高，且遷移規(guī)律復(fù)雜，對(duì)環(huán)境和人體健康構(gòu)成較大風(fēng)險(xiǎn)。因此，工業(yè)場(chǎng)地土壤的治理技術(shù)更側(cè)重于高效去除高濃度PFAS。而農(nóng)田土壤的治理技術(shù)更側(cè)重于減少PFAS對(duì)農(nóng)作物的影響和對(duì)地下水的污染。這就要求在處理農(nóng)田土壤中的全氟化合物污染時(shí)，必須采取一種平衡的方法，確保在去除或減少這些有害化學(xué)物質(zhì)的同時(shí)，不犧牲土壤的生產(chǎn)力和肥力。這意味著需要避免使用那些可能會(huì)破壞土壤結(jié)構(gòu)、減少有機(jī)質(zhì)含量或影響土壤微生物活性的方法。此外，通過(guò)各種途徑進(jìn)入農(nóng)田土壤中的多種PFAS會(huì)被真菌的氨基酸類代謝產(chǎn)物有效吸收。具體而言，真菌在代謝過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生類似氨基酸的溶解性有機(jī)物質(zhì)，如酪氨酸和色氨酸，這些物質(zhì)能夠與PFAS發(fā)生強(qiáng)烈的相互作用，從而調(diào)節(jié)PFAS在土壤中的多相分布。隨后，PFAS的代謝產(chǎn)物聚集體從土壤顆粒表面集體遷移到土壤微生物胞外聚合物中，然后遷移到土壤溶液和上覆水中，從而促使PFAS從水稻土向地表水的釋放[16]。而且目前歐盟在REACH（Registra?tion，evaluation，authorisation and restriction of chemi?cals）標(biāo)準(zhǔn)附件ⅩⅦ中規(guī)定了物質(zhì)、混合物或物品中C9～C14全氟羧酸及其鹽類的總濃度小于25 μg·L-1，或C9～C14全氟羧酸相關(guān)物質(zhì)的總濃度小于260 μg·L-1；美國(guó)國(guó)家飲用水標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定PFOA和PFOS的最大污染物水平目標(biāo)（Maximum contaminant level goal，MCLG）為0，強(qiáng)制性最大污染物水平（Maximum pollut?ant level，MCL）為4 ng·L-1。全氟壬酸（Perfluoronona?noic acid，PFNA）、全氟己基磺酸（Perfluorohexanesul?fonic acid，PFHxS）和六氟環(huán)氧丙烷二聚酸（Hexafluo?ropropylene oxide-dimer acid，HFPO-DA）的MCLG 和MCL為10 ng·L-1。雖然美國(guó)聯(lián)邦層面尚未明確設(shè)定土壤中PFAS的統(tǒng)一限值，但部分州已根據(jù)自身情況制定了相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)。例如，加利福尼亞州要求土壤中PFAS的濃度不得超過(guò)飲用水標(biāo)準(zhǔn)；我國(guó)在《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》（GB 5749—2022）中規(guī)定了對(duì)水質(zhì)中全氟化合物的管控要求，全氟辛酸（PFOA）的限值為0.08 ng·L-1，全氟辛烷磺酸（PFOS）的限值為0.04 ng·L-1。這些措施體現(xiàn)了世界各地對(duì)PFAS的嚴(yán)格管控。全氟污染物的治理刻不容緩，農(nóng)田土壤作為PFAS主要聚集地之一，必須對(duì)其采取針對(duì)性修復(fù)技術(shù)以保護(hù)環(huán)境和公共健康。隨著對(duì)PFAS環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)的認(rèn)識(shí)不斷加深，國(guó)內(nèi)外可能會(huì)進(jìn)一步完善相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，逐步在更多環(huán)境介質(zhì)中設(shè)定PFAS的限值。

目前，對(duì)于農(nóng)田土壤系統(tǒng)中全氟化合物的遷移轉(zhuǎn)化已有較多的研究，但缺乏系統(tǒng)總結(jié)。同時(shí)，對(duì)修復(fù)技術(shù)的研究缺乏針對(duì)性，比如，常用的吸附劑固化、化學(xué)氧化和熱處理技術(shù)可能導(dǎo)致農(nóng)田修復(fù)后無(wú)法繼續(xù)種植。而植物修復(fù)技術(shù)既不會(huì)破壞土壤結(jié)構(gòu)，也不會(huì)產(chǎn)生二次污染，比較適合農(nóng)田土壤PFCs污染的修復(fù)。因此，有必要針對(duì)現(xiàn)有的農(nóng)田土壤全氟化合物的遷移轉(zhuǎn)化和修復(fù)技術(shù)進(jìn)行系統(tǒng)的總結(jié)，為未來(lái)綠色、低碳的農(nóng)田全氟化合物的修復(fù)治理提供支撐。

1 農(nóng)田土壤中全氟化合物的遷移轉(zhuǎn)化行為

全世界有關(guān)水環(huán)境中PFAS的污染狀況研究較為詳盡，例如，處理過(guò)的飲用水[17]中PFAS濃度gt;500 ng·L-1、自來(lái)水[18]中PFAS 濃度為0.348～346 ng·L-1、工業(yè)廢水[19]中PFAS濃度高達(dá)10.8 μg·L-1。但是對(duì)土壤環(huán)境介質(zhì)中的PFAS污染狀況研究還很少[20-21]。作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的一個(gè)重要組成部分，農(nóng)田土壤是PFAS污染的重要匯。如圖1所示，農(nóng)業(yè)土壤可能因多種途徑受到PFAS污染，包括使用受污染的灌溉水、大氣中與顆粒結(jié)合的PFAS 通過(guò)降水沉積、施用含有PFAS的殺蟲劑、添加用于土壤改良的材料（如污水污泥或工業(yè)廢物），以及使用水性成膜泡沫進(jìn)行滅火等活動(dòng)，均可能導(dǎo)致PFAS進(jìn)入土壤環(huán)境，進(jìn)而影響土壤質(zhì)量與生態(tài)安全[22-25]。有研究表明，某地區(qū)氟工廠地下淺層、中層和深層水體中17 種PFAS 的總濃度分別為27.6～48.9、0.24～38.0 μg·L-1和2.32～249 μg·L-1[26]。Li等[27]檢測(cè)到灌溉水、農(nóng)業(yè)土壤、蔬菜和水果樣品中的最大PFCs分別為369.9 ng·L-1、64.7 ng·g-1（以干質(zhì)量計(jì)）、11.5 ng·g-1（以濕質(zhì)量計(jì)）和10.5 ng·g-1（以濕質(zhì)量計(jì)）。Liu等[28]通過(guò)檢測(cè)果園土壤和柑橘中的PFAS含量發(fā)現(xiàn)，柑橘組織內(nèi)PFAS 的含量（92.45～7 496.16ng·g-1，以干質(zhì)量計(jì)）遠(yuǎn)高于果園土壤（31.52～73.14ng·g-1，以干質(zhì)量計(jì)），且柑橘組織內(nèi)C4～C5 PFCAs占主導(dǎo)地位，果園土壤中C6～C7 PFAS占主導(dǎo)地位。這說(shuō)明長(zhǎng)鏈PFAS傾向于在作物根部積累，而短鏈同系物更具有轉(zhuǎn)移到地上作物組織中的潛力。值得注意的是，在歐盟，約40%的污水處理廠污泥直接或間接（堆肥）地應(yīng)用于農(nóng)業(yè)[29]。Thompson等[30]研究發(fā)現(xiàn)處理前污泥中PFAS的總含量范圍為182～1 650 ng·g-1，經(jīng)堆肥、熱處理、石灰處理和厭氧消化處理后PFAS濃度有所變化。其中，經(jīng)石灰處理的污泥中PFAS含量減少了38.5%，厭氧＋帶式壓榨脫水組合處理的污泥中PFAS含量降低了65%，而厭氧處理＋熱干燥組合處理的污泥中PFAS含量增加了102%。這說(shuō)明處理前后的污泥施用于農(nóng)田土壤中都會(huì)使得PFAS遷移到農(nóng)田土壤中。碳鏈的長(zhǎng)度和官能團(tuán)的類型是影響PFAS在環(huán)境中行為的重要因素。短鏈PFASs具有親水性，可以通過(guò)水流運(yùn)輸，而長(zhǎng)鏈PFAS具有高度疏水性，傾向于與顆粒結(jié)合，主要蓄積于河底沉積物或土壤[14，31]。留在土壤里的PFAS 會(huì)吸附在土壤顆粒表面，并溶解在土壤溶液中，長(zhǎng)鏈PFAS通過(guò)生物累積進(jìn)入作物根部組織，并通過(guò)食物鏈在生物群落甚至人體中積累，對(duì)生物和人類健康構(gòu)成巨大風(fēng)險(xiǎn)[4，10，32-34]。短鏈PFAS 如全氟丁酸（Perfluorobutanoic acid，PFBA）、全氟戊酸（Perfluoropentanoic acid，PFPeA）、PFHxA、全氟庚酸（Perfluoroheptanoic acid，PFHpA）和全氟丁烷磺酸（Perfluorobutanesulfonic acid，PFBS）具有較高的溶解度和流動(dòng)性，能夠在土壤中快速遷移，并通過(guò)地表徑流或淋溶作用進(jìn)入水體[33]。而且短鏈PFAS 相對(duì)長(zhǎng)鏈PFAS具有較低的生物累積潛力，所以目前對(duì)于農(nóng)田土壤中的短鏈PFAS研究較少。

目前，PFAS的替代品主要分為兩大類。一類是短鏈全氟烷基羧酸或磺酸鹽，通常具有C4或C6的碳鏈結(jié)構(gòu)；另一類是氟烷基醚物質(zhì)，通過(guò)在氟烷基鏈中引入一個(gè)或多個(gè)烷基醚（C O C）鍵來(lái)縮短碳鏈長(zhǎng)度。在我國(guó)，氯化多氟烷基醚磺酸（Chlorinated poly?fluoroether sulfonic acids，Cl - PFESA，商品名為F -53B）是PFOS的重要替代品[35]。在京津冀地區(qū)的農(nóng)田土壤中，F(xiàn)-53B 的檢出率高達(dá)83.3%，其含量為0.21ng·g-1，超過(guò)了PFOS的含量（0.11 ng·g-1）。這表明F-53B在環(huán)境中的分布較為廣泛，且其含量已超過(guò)傳統(tǒng)PFAS[36]。此外，HFPO-DA 作為一種常見的醚類PFAS，其含量隨海拔升高而顯著增加，這可能是由于其相對(duì)較高的揮發(fā)性使其易于在大氣中遷移。在土壤中，Cl-PFESA 和HFPO-DA 的含量隨土壤深度增加而降低，表明醚類PFASs比傳統(tǒng)PFASs更難向下傳輸。然而，在醚類PFASs中，HFPO-DA的向下遷移能力更強(qiáng)，這解釋了其在地下水中豐度較高的現(xiàn)象。相比之下，F(xiàn)-53B 的疏水性較強(qiáng)，垂直轉(zhuǎn)運(yùn)能力較低。有研究發(fā)現(xiàn)短鏈PFBS與PFOS一樣都對(duì)煙草生長(zhǎng)素和香味物質(zhì)合成相關(guān)基因的表達(dá)有顯著的抑制作用[37]。這些替代品的環(huán)境行為和分布特征表明，盡管它們被設(shè)計(jì)為更環(huán)保的替代品，但仍具有一定的環(huán)境持久性和遷移性，可能對(duì)農(nóng)田土壤和地下水構(gòu)成潛在風(fēng)險(xiǎn)。

在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中，PFAS的遷移和轉(zhuǎn)化受到多種因素的制約，包括土壤質(zhì)地（如有機(jī)質(zhì)含量、土壤質(zhì)地、pH值和濕度）、PFAS自身的性質(zhì)（如鏈長(zhǎng)、化學(xué)結(jié)構(gòu)、離子化程度）、微生物和生物作用以及氣候條件等。盡管PFAS的全氟烷基鏈長(zhǎng)、分子量、分子結(jié)構(gòu)和疏水性各不相同，但溶解性有機(jī)質(zhì)（DOM）主要通過(guò)疏水和靜電相互作用控制PFAS在土壤中的分配和吸附傾向。

高有機(jī)質(zhì)含量的土壤對(duì)PFAS的吸附能力較強(qiáng)，尤其是對(duì)中長(zhǎng)鏈PFAS（如PFOS和PFOA），從而減緩其遷移速度。腐植酸（Humic acid，HA）是水環(huán)境中普遍存在的DOM中最重要的活性組分之一，能夠吸附到土壤顆粒、金屬氧化物和礦物質(zhì)表面，進(jìn)而改變固體表面的物理化學(xué)性質(zhì)。這種性質(zhì)使得HA 能夠顯著影響PFOA在土壤亞表層系統(tǒng)中的遷移行為[38]。

土壤的理化性質(zhì)顯著調(diào)節(jié)HA對(duì)PFOA遷移的影響。其中，孔徑分布、礦物質(zhì)含量（如鋁氧化物）和pH值是關(guān)鍵因素。對(duì)于中孔體積較大的土壤，HA 對(duì)PFOA 遷移的影響主要由HA 引起的孔隙堵塞控制。在這種情況下，較大的中孔體積可以顯著緩解HA的孔隙堵塞，但對(duì)PFOA 遷移的影響不明顯。然而，對(duì)于中孔體積較小的土壤，鋁氧化物含量和pH值則成為決定HA對(duì)PFOA遷移影響的主要因素。例如，鋁氧化物涂層的砂柱（低中孔體積）實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，較高的鋁氧化物含量和較低的pH 值會(huì)通過(guò)競(jìng)爭(zhēng)吸附位點(diǎn)，顯著促進(jìn)HA對(duì)PFOA遷移的促進(jìn)作用[39]。

2 農(nóng)田土壤中的全氟污染控制技術(shù)

農(nóng)田土壤中的PFAS具有較高的化學(xué)穩(wěn)定性、熱穩(wěn)定性和流動(dòng)性，難以被生物降解，這些特點(diǎn)使得修復(fù)PFAS極具挑戰(zhàn)性[40-41]。Wu等[32]發(fā)現(xiàn)在農(nóng)田土壤溶液中僅檢測(cè)到少量短鏈全氟辛酸，而長(zhǎng)鏈全氟辛酸更容易分布在土壤顆粒表面。只有長(zhǎng)鏈全氟乙酸在土壤顆粒表面的吸附受疏水效應(yīng)的調(diào)節(jié)。在農(nóng)田土壤修復(fù)過(guò)程中，需要通過(guò)對(duì)土壤進(jìn)行不同的物理和化學(xué)處理，來(lái)消除、破壞或分離PFAS污染物[41]。因此，將PFAS污染的農(nóng)田土壤控制技術(shù)分為三類：固定化/穩(wěn)定化技術(shù)、破壞性修復(fù)技術(shù)和分離技術(shù)（圖2）。

2.1 固定化/穩(wěn)定化技術(shù)

固定化/穩(wěn)定化技術(shù)（Stabilization and solidifica?tion，S/S）是將穩(wěn)定劑/固化劑添加到受污染的基質(zhì)中并與之混合，通過(guò)物理作用來(lái)吸附污染物的一種常用技術(shù)[46]。在物理保護(hù)的情況下，通過(guò)降低系統(tǒng)的水力傳導(dǎo)性來(lái)防止污染物浸出[40]。這項(xiàng)技術(shù)既可以在污染地點(diǎn)直接實(shí)施（原位），也可以將土壤移至他處處理（異位）[42]?；钚蕴?、蒙脫石黏土、生物炭等綠色材料不僅能穩(wěn)定農(nóng)田土壤中的PFAS，還能改善土壤環(huán)境、提升土壤肥力。穩(wěn)定劑/固化劑的添加使得PFAS從土壤溶液或顆粒中重新分配到固化劑或穩(wěn)定劑中，在農(nóng)田土壤中形成固體和穩(wěn)定的基質(zhì)來(lái)穩(wěn)定和聚集農(nóng)田土壤中的PFAS 化合物，從而抑制PFAS 化合物進(jìn)一步遷移，降低其流動(dòng)性和生物可利用性[40，47]。固定化/穩(wěn)定化技術(shù)可以盡量減少污染物從污染源淋溶到未受污染的深層土壤、地下水，但不能破壞或從環(huán)境中除去PFAS[48]。

常見的固化劑/穩(wěn)定劑包括活性炭、黏土礦物、生物炭，以及上述材料與其他材料的組合[40，47-48]（圖3）?；钚蕴浚ˋctivated carbon，AC）制成的產(chǎn)品通常被用作土壤改良劑，它們通過(guò)疏水作用和靜電作用與固定化材料結(jié)合，從而提高對(duì)PFAS 的吸附效果[42]。Barth等[48]研究發(fā)現(xiàn)顆?；钚蕴肯噍^于活性炭-黏土混合物、改性黏土、生物炭等材料在穩(wěn)定階段中的吸附效果更好。在驗(yàn)證固定化方法的有效性時(shí)，不同種類的PFAS的固定化效率以及它們的長(zhǎng)期穩(wěn)定性是關(guān)鍵指標(biāo)[49]。前期已有研究評(píng)估了不同固定化產(chǎn)品對(duì)受污染土壤中PFAS 的吸附效果和機(jī)制[42，50-52]。S?reng?rd等[53]在2019年開展了固定化/穩(wěn)定化技術(shù)降解土壤中PFAS 的研究，發(fā)現(xiàn)添加劑PAC 或Rembind?對(duì)PFAS的固定率達(dá)99.9%。說(shuō)明活性炭基固化劑的添加對(duì)于PFAS 的有效去除至關(guān)重要。另外，2021 年S?reng?rd等[47]又通過(guò)浸出和強(qiáng)度測(cè)試，結(jié)合預(yù)測(cè)的長(zhǎng)期處理效率和固定化/穩(wěn)定化技術(shù)的商業(yè)可用性，得出結(jié)論：污染土壤的S/S處理可以滿足防止PFAS 從污染土壤浸出到環(huán)境和飲用水源的修復(fù)要求。Bier?baum等[42]通過(guò)探究固定劑（AC、水泥和膨潤(rùn)土）對(duì)農(nóng)田土壤PFAS淋溶效果，發(fā)現(xiàn)AC處理的土壤PFAS的淋溶顯著減少（浸出率僅為30%），而在水泥和膨潤(rùn)土處理的土壤中，長(zhǎng)鏈全氟乙酸的淋溶減少，而短鏈全氟乙酸的淋溶增加（圖2a）；Hearon等[54]利用2%蒙脫石黏土與營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)肉毒堿和膽堿包合物與全氟辛酸和全氟辛烷磺酸緊密結(jié)合，顯著降低了土壤中的生物利用度（74%），并阻止了污染物向黃瓜芽中的遷移；Zhang等[55]通過(guò)研究粉末活性炭和蒙脫石對(duì)PFOS的前體——2-（N-乙基全氟辛烷磺酰氨基）乙酸（N-eth?ylperfluorooctane sulfonamidoacetic acid，N-EtFOSAA）在土壤-大豆系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)化的影響，發(fā)現(xiàn)N-EtFOSAA與其轉(zhuǎn)化產(chǎn)物（PFOS）的生物可利用性分別下降47.63%和61.16%。研究表明，人們對(duì)于固定化/穩(wěn)定化技術(shù)在農(nóng)田土壤污染物去除研究越來(lái)越深入，體現(xiàn)了該技術(shù)廣闊的發(fā)展前景。然而，在受污染的土壤中添加固化劑，可能會(huì)讓土壤毒性增強(qiáng)。Melo等[56]通過(guò)植物生態(tài)毒理學(xué)試驗(yàn)觀察燕麥和蕪菁的生長(zhǎng)情況，發(fā)現(xiàn)向PFAS 污染的土壤中添加Intraplex A?會(huì)導(dǎo)致兩種類型植物的新鮮芽和干芽生物量減少。Krahn[57]采用循環(huán)方法，熱解消除來(lái)自水處理廠污泥的PFAS污染，同時(shí)制得污泥生物炭（Sewage sludge biochar，SS?BC），并使用SSBC作為吸附劑來(lái)處理PFAS污染的農(nóng)田土壤。兩種污泥生物炭的吸附系數(shù)隨著鏈長(zhǎng)從最短到最長(zhǎng)而增加[lgK F的范圍為4.10～6.00（SSBC 1）、3.30～5.61（SSBC 2）]。生物炭的固碳潛力和商業(yè)價(jià)值的提高表明其是一種有前途且環(huán)境和經(jīng)濟(jì)可持續(xù)的吸附劑[58-60]。然而，需要進(jìn)一步探究穩(wěn)定劑/固化劑的長(zhǎng)期穩(wěn)定性，以及盡量降低添加固化劑對(duì)農(nóng)田土壤生產(chǎn)力的破壞[61]。

2.2 破壞性修復(fù)技術(shù)

破壞性修復(fù)技術(shù)是清除污染物最理想的修復(fù)方法，是指通過(guò)電化學(xué)、熱處理、植物/微生物修復(fù)和球磨等技術(shù)，破壞農(nóng)田土壤中PFAS化合物的C—F鍵來(lái)降解污染物。然而，由于全氟辛烷磺酸物質(zhì)C—F鍵鍵能較大，熔點(diǎn)也很高，因此PFAS的穩(wěn)定性很高，可供選擇的破壞性修復(fù)技術(shù)也非常少，其中大多數(shù)僅是在實(shí)驗(yàn)室規(guī)模上的研究[40-42]，其實(shí)際應(yīng)用尚未開展。

2.2.1 電化學(xué)氧化技術(shù)

電化學(xué)氧化是一種具有優(yōu)異氧化和礦化能力的降解技術(shù)，能夠有效分解包括難降解有機(jī)化合物在內(nèi)的各種污染物[62]。電化學(xué)氧化主要包括直接電化學(xué)氧化和間接電化學(xué)氧化[63-65]。直接電化學(xué)氧化法主要是利用污染物向陽(yáng)極的直接電子轉(zhuǎn)移來(lái)實(shí)現(xiàn)有機(jī)污染物的氧化降解，參與反應(yīng)的電子是“綠色試劑”，因此陽(yáng)極直接氧化具有不會(huì)造成二次污染的特點(diǎn)[66]。一旦陽(yáng)極電勢(shì)等于或大于污染物分子的氧化電勢(shì)，就會(huì)發(fā)生從污染物分子到陽(yáng)極的直接電子轉(zhuǎn)移[67]。間接電化學(xué)氧化涉及氧化性中間物質(zhì)，可以避免電極污染。這些中間體是由電化學(xué)過(guò)程產(chǎn)生的強(qiáng)氧化物質(zhì)，包括·OH、活性氯、SO-4·、O3、H2O2、CO-3·、1 O2等[62，68-69]。這些氧化物質(zhì)可以攻擊污染物，理論上將其礦化為CO2 和H2O[70]。相較于直接電化學(xué)氧化，間接電化學(xué)氧化在去除污染物方面更為有效，這是因?yàn)樗軌蛏韶S富的活性氧物質(zhì)，這些物質(zhì)能夠擴(kuò)散至整個(gè)基質(zhì)中，從而增加了與污染物接觸的機(jī)會(huì)[71]。

電催化氧化技術(shù)應(yīng)用于農(nóng)田土壤的優(yōu)點(diǎn)包括：其強(qiáng)大的氧化能力可以有效降解全氟污染物，無(wú)需額外添加氧化劑避免了農(nóng)田土壤被二次污染，易于模塊化組裝以及高度自動(dòng)化[63]。Hou等[43]在低壓直流電條件下，采用電化學(xué)方法對(duì)農(nóng)田土壤中的PFOA 和PFOS進(jìn)行了處理（圖2b），10 d后，系統(tǒng)中PFOA 的總降解率和脫氟率分別為51.7%和44.7%，PFOS的總降解率和脫氟率分別為33%和23%。但沒(méi)有檢測(cè)到中間產(chǎn)物，如PFCAs和PFSAs，作者推測(cè)PFOA和PFOS的降解機(jī)制（圖4）如下：在PFOA電離后，C7F15COO?失去一個(gè)電子到陽(yáng)極并形成PFOA自由基，由于PFOA自由基不穩(wěn)定，可以脫羧產(chǎn)生高反應(yīng)性的C7F15·。對(duì)于途徑A，在電場(chǎng)作用下，·OH遷移到陽(yáng)極區(qū)，C7F15·很容易與·OH反應(yīng)，生成C7F15OH，然后，C7F15OH的氫原子可以被·OH 捕獲生成C7F15O·，隨后分解為C6F13·和CF2O。CF2O 高度不穩(wěn)定，易形成CO2 和HF。對(duì)C6F13·重復(fù)該循環(huán)，直到其礦化為CO2和HF。對(duì)于途徑B，它在C7F15O·的形成方面與途徑A不同。在電化學(xué)實(shí)驗(yàn)中，O2在陽(yáng)極區(qū)域形成，與C7F15·反應(yīng)轉(zhuǎn)化為C7F15OO·，C7F15OO·可以與其他過(guò)氧自由基反應(yīng)產(chǎn)生C7F15O·，以實(shí)現(xiàn)CF2逐步剝落過(guò)程。上述途徑可能同時(shí)發(fā)生，因?yàn)椤H和O2都天然存在于反應(yīng)體系中，并且相對(duì)不受阻礙地進(jìn)行反應(yīng)。PFOS的降解與PFOA的降解相似。通過(guò)直接氧化，陽(yáng)極損失一個(gè)電子，形成PFOS自由基，PFOS自由基隨后進(jìn)行磺化以轉(zhuǎn)化為C8F17·，并且所產(chǎn)生的C8F17O·重復(fù)上述循環(huán)，直到發(fā)生礦化。

2.2.2 植物/微生物修復(fù)技術(shù)

植物降解是通過(guò)根部釋放酶或誘導(dǎo)植物組織內(nèi)的代謝活動(dòng)，直接分解有機(jī)污染物。在植物降解過(guò)程中，有機(jī)污染物被根部吸收，并在植物組織中轉(zhuǎn)化為危險(xiǎn)性較小的化學(xué)物質(zhì)。去除有機(jī)污染物最常用的植物修復(fù)方法是作物吸收，其由植物蒸散（植物揮發(fā)，即污染物轉(zhuǎn)化為氣態(tài)）和植物分解（根分泌物以及微生物酶的釋放）驅(qū)動(dòng)[72]。植物/微生物修復(fù)技術(shù)是一種環(huán)境友好的原位修復(fù)技術(shù)，不僅不會(huì)對(duì)農(nóng)田土壤和周圍環(huán)境造成二次污染，而且成本較低，易于管理和維護(hù)[73]。該技術(shù)利用自然生態(tài)系統(tǒng)中的植物和微生物，具有可持續(xù)性，能夠恢復(fù)和保護(hù)農(nóng)田系統(tǒng)的生態(tài)環(huán)境，同時(shí)通過(guò)植物根系改善土壤結(jié)構(gòu)，增加農(nóng)田土壤有機(jī)質(zhì)含量，提高土壤肥力，進(jìn)而促進(jìn)農(nóng)田土壤微生物的活動(dòng)和生物多樣性的增加[74]。此外，植物/微生物修復(fù)技術(shù)還能顯著減少農(nóng)田中PFAS的污染，保障農(nóng)產(chǎn)品安全，具有重要的社會(huì)經(jīng)濟(jì)效益[75]。

PFAS進(jìn)入作物根系的過(guò)程（圖5）分為以下幾個(gè)步驟：首先，全氟烷基磺酸通過(guò)兩種主要途徑——質(zhì)外體和共質(zhì)體途徑進(jìn)入作物根系[76]。質(zhì)外體途徑涉及PFAS通過(guò)細(xì)胞壁和細(xì)胞間隙的非細(xì)胞質(zhì)區(qū)域的運(yùn)輸，而共質(zhì)體途徑則涉及PFAS通過(guò)細(xì)胞質(zhì)和細(xì)胞膜的細(xì)胞內(nèi)區(qū)域的運(yùn)輸[77]。其次，未電離的微小材料和多氟烷基物質(zhì)的分散體可以通過(guò)被動(dòng)擴(kuò)散的方式從農(nóng)田土壤進(jìn)入根系。這種被動(dòng)運(yùn)輸依賴于PFAS的濃度梯度和物理化學(xué)性質(zhì)（如疏水性），這些性質(zhì)影響其在土壤和植物根系之間的吸附和解吸過(guò)程[78]。再次，污染物隨著植物葉片失去水分的過(guò)程（即蒸騰流過(guò)程）從根系順著維管系統(tǒng)向植物地上部分（如莖、芽、葉和果實(shí)）運(yùn)輸。除了被動(dòng)擴(kuò)散，全氟烷基磺酸的主動(dòng)轉(zhuǎn)運(yùn)也起著重要作用。這涉及到專門轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白（如離子通道），它們可以選擇性地將PFAS從非離子化狀態(tài)轉(zhuǎn)化為離子化狀態(tài)，從而在不同細(xì)胞區(qū)室中進(jìn)行運(yùn)輸。在細(xì)胞區(qū)室中，全氟烷基磺酸的運(yùn)輸可能涉及到水通道蛋白，這些蛋白能夠選擇性地轉(zhuǎn)運(yùn)水分子，而在某些情況下也可能涉及到PFAS的運(yùn)輸[79]。

一般來(lái)說(shuō)，全氟辛烷磺酸不易被生物降解，這是因?yàn)檠退就寥乐蠵FAS的生物有效性是由土壤溶液和胞外多糖共同調(diào)控的。土壤微生物在群落聚集過(guò)程中會(huì)形成生物膜，生物膜分泌的胞外多糖可視為污染物遷移的物理屏障[32]。PFAS從鍵合態(tài)到可溶態(tài)的遷移會(huì)隨著碳鏈長(zhǎng)度的增加而下降，這是由于長(zhǎng)鏈PFAS具有較高的親脂性、親蛋白性，以及由疏水性引起的對(duì)固體更高的親和力和吸附容量[16]。全氟辛烷磺酸在C C鍵周圍形成致密疏水層的能力和烷基鏈中氫原子的不可獲得性阻礙了微生物降解的啟動(dòng)[48，80-81]。因此，微生物降解研究主要集中在更容易轉(zhuǎn)化的全氟化合物前體化合物的降解。此外，也可添加專門的微生物菌株或添加共底物來(lái)刺激微生物活性[82-83]。Zhu等[44]在農(nóng)場(chǎng)土壤中接種ZY 2菌株（根瘤菌），不僅顯著提高了油菜的生物量（油菜根長(zhǎng)、根質(zhì)量、株高和地上部質(zhì)量顯著增加5.52%、194.67%、14.49%和37.38%），而且使得土壤中PFOA的去除量增加3 倍以上，接種ZY 2 菌株同時(shí)加入外源黃腐酸（Fulvic acid，F(xiàn)A）可以使土壤中PFOA 的殘留分?jǐn)?shù)從34.1%大幅降低到1.9%（圖2c）。Wu等[32]通過(guò)硫酸亞鐵與尿素配施，增加了土壤顆粒對(duì)PFAAs的吸附（P lt;0.05），通過(guò)增加土壤溶液和根系胞外聚合物的滯留，減少了PFAAs 從土壤顆粒向小麥根系的轉(zhuǎn)運(yùn)，有效降低了農(nóng)田土壤中PFAAs向小麥轉(zhuǎn)移的風(fēng)險(xiǎn)。為了解決農(nóng)業(yè)土壤中PFAS的污染問(wèn)題，深入研究植物及其根際微生物對(duì)PFAS的生物積累和運(yùn)輸機(jī)制具有重要意義。這不僅有助于揭示PFAS在植物-微生物系統(tǒng)中的遷移和轉(zhuǎn)化規(guī)律，還能為開發(fā)高效的植物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)提供理論依據(jù)和科學(xué)指導(dǎo)。Liu等[84]研究發(fā)現(xiàn)，PFAS單一或混合污染對(duì)根際微生物多樣性、群落組成和種間相互作用的影響各不相同，且混合污染更為復(fù)雜。更重要的是，鞘氨醇單胞菌科和根瘤菌科微生物群落對(duì)PFAS脅迫不敏感，有助于植物-微生物土壤修復(fù)的實(shí)踐。這一研究可為PFAS土壤污染的生物治理提供新思路。另外，有研究[16]發(fā)現(xiàn)，在PFAS 的遷移調(diào)控中，真菌的作用顯著高于細(xì)菌。具體而言，真菌對(duì)PFAS遷移的調(diào)控作用相關(guān)系數(shù)為0.379～0.526，而細(xì)菌的相關(guān)系數(shù)僅為0.021～0.030。在水-土界面上，類氨基酸溶解性有機(jī)物（如酪氨酸和色氨酸）對(duì)PFAS的多相分布貢獻(xiàn)最大，占比可達(dá)48.5%～58.6%。進(jìn)一步的非靶向代謝組學(xué)研究發(fā)現(xiàn)，真菌代謝產(chǎn)物中的氨基酸樣物質(zhì)（如磷酸烯醇丙酮酸和甲硫氨酸）是刺激酪氨酸和色氨酸生物合成的關(guān)鍵觸發(fā)物。這些代謝物在調(diào)節(jié)PFAS界面易位過(guò)程中起著至關(guān)重要的作用。因此，在稻田PFAS污染的控制中，應(yīng)重視真菌對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的調(diào)控作用。

植物/微生物修復(fù)技術(shù)在去除農(nóng)田中PFAS方面展現(xiàn)出顯著優(yōu)勢(shì)，包括環(huán)境友好性、低成本、可持續(xù)性等。然而，未來(lái)研究和應(yīng)用中仍需進(jìn)一步研究和篩選出對(duì)PFAS具有高效吸收或降解能力的植物種類或菌種，并優(yōu)化其生長(zhǎng)條件，以提高修復(fù)效率。許多前體（生成全氟辛酸的中間體）在農(nóng)業(yè)相關(guān)土壤條件下的降解速率和降解途徑缺乏研究，進(jìn)一步闡明這些前體的形成機(jī)制將促進(jìn)PFAS中間體和PFAA在植物根區(qū)中降解的研究[85]。

2.3 分離技術(shù)

在分離技術(shù)中，通過(guò)在被污染的土壤中施加水、溶劑或氣泡可以實(shí)現(xiàn)污染物從土壤和沉積物中異位或原位分離。土壤淋洗是一種原位分離技術(shù)，通過(guò)將淋洗劑注入地下并通過(guò)物理和/或化學(xué)分離從土壤中去除污染物[6，86-87]。土壤淋洗技術(shù)在去除農(nóng)田土壤中的PFAS方面優(yōu)勢(shì)顯著，它可以高效快速地降低污染物濃度，同時(shí)避免二次污染。該技術(shù)不僅保護(hù)土壤結(jié)構(gòu)和生態(tài)功能，還具備較高的經(jīng)濟(jì)效益，并推動(dòng)土壤資源的可持續(xù)利用，符合綠色發(fā)展的理念?；谕寥?水分配系數(shù)，PFAS傾向于從土壤中分離并轉(zhuǎn)移到水中[88]（圖6）。該技術(shù)適用于處理大量土壤，其主要優(yōu)點(diǎn)在于能夠在現(xiàn)場(chǎng)直接處理，避免了土壤的運(yùn)輸和相關(guān)成本，而且可以從污染土壤中永久去除PFAS而不產(chǎn)生任何副產(chǎn)物[89]。此外，土壤性質(zhì)、淋洗劑的化學(xué)成分、水土比、萃取時(shí)間以及PFAS的官能團(tuán)和化合物的碳鏈長(zhǎng)度都會(huì)影響該技術(shù)去除污染物的效率[88-89]。通常，可以通過(guò)添加化學(xué)藥劑（包括堿性溶液、表面活性劑和有機(jī)化合物）來(lái)提高PFAS的淋洗效率[65]。

Usman等[45]比較了水、乙醇（體積分?jǐn)?shù)為1%、25%和50%）、甲醇（體積分?jǐn)?shù)為1%、25% 和50%）和環(huán)糊精（2-Hydroxypropyl-β-cyclodextrin，HPCD，1、5 mg·g-1 和10 mg·g-1）等不同淋洗劑溶液的效率（圖2d）。水能夠去除約65%～75%的全氟-2-丙氧基丙酸（Per?fluoro-2-propoxypropanoic acid，GenX）和lt;45% 的PFOA，但對(duì)全氟辛烷磺酸、PFDA和6∶2 FTAB的去除率可忽略不計(jì)。與水相比，其他淋洗劑即使在低濃度下也能提高對(duì)PFAS的去除效率。其中，甲醇（50%）和HPCD（10 mg·g-1）顯示出特別高的去除效率，可以去除所有目標(biāo)PFAS，去除率范圍為92%～98%。

處理土壤淋洗過(guò)程中產(chǎn)生的PFAS污染廢水是修復(fù)工作中的一個(gè)關(guān)鍵環(huán)節(jié)。眾多研究已經(jīng)探討了從水體中去除PFAS的多種有效技術(shù)，例如利用離子交換樹脂、活性炭以及泡沫分離技術(shù)[6]。同時(shí)，電化學(xué)氧化技術(shù)、混凝工藝、吸附技術(shù)也被應(yīng)用于土壤淋洗處理后產(chǎn)生的滲濾液處理，并且取得了不錯(cuò)的效果[64，87]。因此后續(xù)需要通過(guò)將這些水處理技術(shù)整合進(jìn)土壤淋洗流程中，確保采取一種全面且有效的策略來(lái)持續(xù)清除PFAS。

3 綜合技術(shù)對(duì)比

去除農(nóng)田土壤中PFAS的方法主要包括固定化/穩(wěn)定化、電化學(xué)氧化、植物/微生物修復(fù)和土壤淋洗。這些方法各有其關(guān)鍵影響因素、優(yōu)勢(shì)、不足及適用范圍。

固定化/穩(wěn)定化通過(guò)添加吸附劑（如活性炭、生物炭、黏土礦物）將PFAS固定在土壤中，減少其遷移性。該方法的固定效果受吸附劑類型和用量及土壤性質(zhì)（如pH、陽(yáng)離子交換容量、氧化還原電位、有機(jī)質(zhì)含量）的影響，優(yōu)勢(shì)在于操作簡(jiǎn)便、成本較低且可原位處理，但不能降解PFAS，吸附劑需定期補(bǔ)充。這種方法適用于中低濃度PFAS污染的土壤，尤其是需要長(zhǎng)期穩(wěn)定的場(chǎng)景。

電化學(xué)氧化利用電極表面產(chǎn)生的強(qiáng)氧化劑（如羥基自由基）降解PFAS，其關(guān)鍵影響因素包括電極材料（如摻硼金剛石、PbO2）、電流密度、土壤pH值和反應(yīng)時(shí)間。該方法具有高去除率和快速降解的優(yōu)點(diǎn)，但存在高能耗、可能產(chǎn)生副產(chǎn)物（如短鏈PFAS、高氯酸鹽）以及設(shè)備成本較高的不足。它適用于高濃度PFAS污染的土壤，尤其是需要快速降解的場(chǎng)景。

植物/微生物修復(fù)是利用植物吸收或微生物降解PFAS，是一種環(huán)保的修復(fù)方式。其修復(fù)效果受植物種類、微生物群落、土壤肥力、環(huán)境條件（溫度、濕度）等因素的影響。其優(yōu)勢(shì)在于生態(tài)友好和可持續(xù)性，但修復(fù)周期長(zhǎng)，對(duì)高濃度PFAS效果有限，且受環(huán)境條件限制。這種方法適用于輕度污染的農(nóng)田土壤，尤其是需要生態(tài)修復(fù)的區(qū)域。

土壤淋洗是通過(guò)淋洗劑將PFAS從土壤中洗脫出來(lái)，再進(jìn)行后續(xù)處理。其關(guān)鍵影響因素包括土壤顆粒大小、液土比和淋洗劑性質(zhì)（pH值、成分）。該方法具有高效去除PFAS的優(yōu)點(diǎn)，但需要大量水資源，可能產(chǎn)生二次污染，且對(duì)細(xì)顆粒土壤效果有限。該方法適用于顆粒較粗、PFAS濃度較高的污染土壤，尤其是需要快速去除的場(chǎng)景。

綜上所述，選擇適合的PFAS去除方法應(yīng)根據(jù)污染程度、土壤性質(zhì)和修復(fù)目標(biāo)綜合考慮。

4 結(jié)論與展望

4.1 結(jié)論

（1）在遷移轉(zhuǎn)化方面：農(nóng)業(yè)土壤可能通過(guò)多種途徑受到PFAS污染，包括受污染的灌溉水、降水、大氣顆粒物沉積、施用殺蟲劑、添加污水污泥或工業(yè)廢物以及滅火用的AFFF等。PFAS分為短鏈和長(zhǎng)鏈兩類，短鏈PFAS具有親水性，可通過(guò)水流遷移或通過(guò)蒸騰作用被攜帶到植物地上部分并富集；長(zhǎng)鏈PFAS則高度疏水，易與顆粒結(jié)合沉積于河底或留在土壤中，并通過(guò)生物累積進(jìn)入作物根部，對(duì)生物和人類健康構(gòu)成巨大風(fēng)險(xiǎn)。

（2）在污染控制技術(shù)方面：固定化/穩(wěn)定化技術(shù)可以將PFAS吸附到固定劑上，但是固定化材料有壽命限制，因此固定化PFAS的長(zhǎng)期穩(wěn)定性需進(jìn)一步研究。植物/微生物修復(fù)技術(shù)存在反應(yīng)周期相對(duì)較慢的缺點(diǎn)，還需進(jìn)一步展開研究，尋找高效的植物/微生物修復(fù)菌劑的同時(shí)探索快速高效的化學(xué)-生物修復(fù)聯(lián)合技術(shù)。電催化氧化技術(shù)在處理PFAS時(shí)可能面臨較高的成本和能耗問(wèn)題。尤其是在大規(guī)模應(yīng)用時(shí)，電能消耗和相關(guān)的操作成本可能會(huì)成為限制因素。土壤淋洗法中使用的有機(jī)溶劑會(huì)殘留在農(nóng)田中，因此在使用前必須對(duì)溶劑的生態(tài)毒性進(jìn)行評(píng)估，以確保不會(huì)對(duì)農(nóng)田土壤肥力造成進(jìn)一步的傷害。

4.2 展望

農(nóng)業(yè)可持續(xù)性主要包括土壤肥力提升、農(nóng)產(chǎn)品安全以及農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量3 個(gè)方面。修復(fù)農(nóng)田土壤中的PFAS，應(yīng)該在保證去除效率的同時(shí)，盡最大努力延續(xù)其農(nóng)業(yè)可持續(xù)性。盡管固定化/穩(wěn)定化、電催化氧化、植物/微生物修復(fù)技術(shù)、土壤淋洗等用于控制農(nóng)田中PFAS的研究已取得一些重要進(jìn)展，但仍有一些關(guān)鍵問(wèn)題尚待解決。未來(lái)的研究應(yīng)重點(diǎn)面向以下幾個(gè)方面展開：

（1）需要進(jìn)一步研究PFAS在固定化產(chǎn)品處理的土壤中的淋溶行為和相關(guān)機(jī)制，以及這些吸附劑在降低PFAS 生物可利用性方面的田間有效性和長(zhǎng)期潛力。結(jié)合多種材料的優(yōu)點(diǎn)，開發(fā)具有協(xié)同作用的復(fù)合材料，例如將生物炭與磷酸鹽或鐵基材料復(fù)合，以增強(qiáng)對(duì)PFAS的固定效果。

（2）在修復(fù)技術(shù)方面，應(yīng)關(guān)注能夠高效分解持久性有機(jī)污染物的綠色化學(xué)技術(shù)（無(wú)需依賴有毒溶劑、極端溫度或有害添加劑，也無(wú)需高壓條件），例如：機(jī)械化學(xué)技術(shù)（又稱高能球磨），能提供高的氧化和還原能力，同時(shí)不需要添加任何化學(xué)品，具有高選擇性和高處理效率的電子束技術(shù)。開發(fā)高效、穩(wěn)定的電極材料對(duì)于電化學(xué)氧化技術(shù)修復(fù)農(nóng)田土壤中的PFAS至關(guān)重要。將土壤淋洗技術(shù)更多地與泡沫分餾和電化學(xué)氧化等技術(shù)集成，形成多階段處理系統(tǒng)。此外，淋洗劑在農(nóng)田土壤中的生態(tài)毒性、生物可降解性也應(yīng)該被進(jìn)一步關(guān)注。利用基因工程技術(shù)改造植物或微生物，深入研究微生物代謝活動(dòng)、降解中間產(chǎn)物的形成及其在PFAS脅迫下的行為表現(xiàn)，為植物/微生物修復(fù)技術(shù)優(yōu)化提供理論支持。

（3）應(yīng)結(jié)合多種技術(shù)手段（如高級(jí)氧化技術(shù)、電熱礦化等）提高PFAS 降解效率，有效避免土壤中長(zhǎng)鏈PFAS降解不徹底而生成短鏈PFAS，從而減少對(duì)環(huán)境和人類健康的潛在危害。

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（責(zé)任編輯：宋瀟）