農田土壤中全氟化合物的遷移轉化與污染控制技術研究進展

摘要：本文綜述了農田土壤中全氟烷基和多氟烷基物質（Per- and polyfluoroalkyl substances，PFAS）的遷移轉化以及固定化/穩定化、電化學氧化、植物/微生物修復、土壤淋洗等控制技術，并對這些技術方法的關鍵影響因素、優缺點以及未來發展方向進行了闡述和總結。然而，PFAS的復雜性及其具有的化學和熱穩定性，以及各種修復技術對農田土壤結構、肥力和作物生長的影響使得PFAS在農田土壤中的修復具有挑戰性。本文還指出了各種農田修復技術在降解全氟化合物過程中的局限性。固定化/穩定化技術能夠通過吸附劑將PFAS固定，降低其遷移性，但固定化材料存在壽命限制，其長期穩定性仍需進一步研究。植物/微生物修復技術雖然環保，但反應周期相對較慢，需要更多研究探索其在長期修復中的潛力。電催化氧化技術在處理PFAS時表現出高效性，但面臨高成本和高能耗問題，尤其在大規模應用時，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，但使用的有機溶劑可能殘留在土壤中，對土壤肥力和生態環境造成潛在影響，因此在應用前必須對溶劑的生態毒性進行評估。新型PFAS修復技術的開發對于解決環境污染問題、提高材料性能、促進可持續發展以及推動環保技術進步等方面都具有重要的作用，本文最后提出，需將目光聚焦在機械破壞、電子束等新型修復技術的研究。

關鍵詞：全氟化合物；農田土壤；遷移轉化；修復技術；綜述

中圖分類號：X53 文獻標志碼：A 文章編號：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結構的新型有機污染物，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、環境持久性、流動性、生物富集性以及生物毒性效應[1-3]。自20世紀40年代以來，PFCs因其獨特的抗應變性、化學耐久性和減摩性而被廣泛應用于工業和商業產品中，如金屬涂料、化學添加劑、農藥配方和食品包裝材料[4-6]。目前，全氟化學品普遍存在于世界各地的不同環境分區中，濃度從pg·L-1級到μg·L-1 級不等[7-8]。現有較多證據表明，全氟辛酸（Perfluorooctanoic acid，PFOA）和全氟辛烷磺酸（Per?fluorooctane sulfonic acid，PFOS）等長鏈全氟烷基和多氟烷基物質（Per - and polyfluoroalkyl substances，PFAS）具有一定生態毒性效應，甚至能夠通過食物鏈進行生物累積和生物放大，進而對人類造成不良影響[9-13]。

目前，越來越多的研究開始關注土壤的全氟化合物污染。我國作為全球最大的PFAS物質生產國和消費國之一，土壤中PFAS污染水平令人擔憂。2003—2008年，PFOS 的全球產量達到410 t，其中一半以上在我國，2008 年我國用于紡織品處理的PFOS 達到100 t[9]。現有研究表明，我國大多數氟化學品相關產業位于人口密集和工業化迅速的我國東部地區。我國農田土壤中PFAS 的濃度水平在321.1 pg·g-1～950.3 pg·g-1之間波動，其中，東部gt;中部，北方gt;南部，西南部gt;東北部，呈現出不均勻分布[2，9]。Liu等[14]調查污染物的空間分布特征發現，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。與農田土壤不同，工業場地土壤中的PFAS污染主要來源于工業生產過程中的直接排放，如氟化工園區。Brusseau等[15]總結了場地土壤的全氟化物污染情況，發現其PFAS濃度最高可達237 μg·kg-1。這說明工業場地土壤中的PFAS含量更高，且遷移規律復雜，對環境和人體健康構成較大風險。因此，工業場地土壤的治理技術更側重于高效去除高濃度PFAS。而農田土壤的治理技術更側重于減少PFAS對農作物的影響和對地下水的污染。這就要求在處理農田土壤中的全氟化合物污染時，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物質的同時，不犧牲土壤的生產力和肥力。這意味著需要避免使用那些可能會破壞土壤結構、減少有機質含量或影響土壤微生物活性的方法。此外，通過各種途徑進入農田土壤中的多種PFAS會被真菌的氨基酸類代謝產物有效吸收。具體而言，真菌在代謝過程中會產生類似氨基酸的溶解性有機物質，如酪氨酸和色氨酸，這些物質能夠與PFAS發生強烈的相互作用，從而調節PFAS在土壤中的多相分布。隨后，PFAS的代謝產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）標準附件ⅩⅦ中規定了物質、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全氟羧酸相關物質的總濃度小于260 μg·L-1；美國國家飲用水標準規定PFOA和PFOS的最大污染物水平目標（Maximum contaminant level goal，MCLG）為0，強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。雖然美國聯邦層面尚未明確設定土壤中PFAS的統一限值，但部分州已根據自身情況制定了相關標準。例如，加利福尼亞州要求土壤中PFAS的濃度不得超過飲用水標準；我國在《生活飲用水衛生標準》（GB 5749—2022）中規定了對水質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。這些措施體現了世界各地對PFAS的嚴格管控。全氟污染物的治理刻不容緩，農田土壤作為PFAS主要聚集地之一，必須對其采取針對性修復技術以保護環境和公共健康。隨著對PFAS環境和健康風險的認識不斷加深，國內外可能會進一步完善相關標準，逐步在更多環境介質中設定PFAS的限值。

目前，對于農田土壤系統中全氟化合物的遷移轉化已有較多的研究，但缺乏系統總結。同時，對修復技術的研究缺乏針對性，比如，常用的吸附劑固化、化學氧化和熱處理技術可能導致農田修復后無法繼續種植。而植物修復技術既不會破壞土壤結構，也不會產生二次污染，比較適合農田土壤PFCs污染的修復。因此，有必要針對現有的農田土壤全氟化合物的遷移轉化和修復技術進行系統的總結，為未來綠色、低碳的農田全氟化合物的修復治理提供支撐。

1 農田土壤中全氟化合物的遷移轉化行為

全世界有關水環境中PFAS的污染狀況研究較為詳盡，例如，處理過的飲用水[17]中PFAS濃度gt;500 ng·L-1、自來水[18]中PFAS 濃度為0.348～346 ng·L-1、工業廢水[19]中PFAS濃度高達10.8 μg·L-1。但是對土壤環境介質中的PFAS污染狀況研究還很少[20-21]。作為陸地生態系統的一個重要組成部分，農田土壤是PFAS污染的重要匯。如圖1所示，農業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、大氣中與顆粒結合的PFAS 通過降水沉積、施用含有PFAS的殺蟲劑、添加用于土壤改良的材料（如污水污泥或工業廢物），以及使用水性成膜泡沫進行滅火等活動，均可能導致PFAS進入土壤環境，進而影響土壤質量與生態安全[22-25]。有研究表明，某地區氟工廠地下淺層、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]檢測到灌溉水、農業土壤、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（以干質量計）、11.5 ng·g-1（以濕質量計）和10.5 ng·g-1（以濕質量計）。Liu等[28]通過檢測果園土壤和柑橘中的PFAS含量發現，柑橘組織內PFAS 的含量（92.45～7 496.16ng·g-1，以干質量計）遠高于果園土壤（31.52～73.14ng·g-1，以干質量計），且柑橘組織內C4～C5 PFCAs占主導地位，果園土壤中C6～C7 PFAS占主導地位。這說明長鏈PFAS傾向于在作物根部積累，而短鏈同系物更具有轉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）地應用于農業[29]。Thompson等[30]研究發現處理前污泥中PFAS的總含量范圍為182～1 650 ng·g-1，經堆肥、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%。這說明處理前后的污泥施用于農田土壤中都會使得PFAS遷移到農田土壤中。碳鏈的長度和官能團的類型是影響PFAS在環境中行為的重要因素。短鏈PFASs具有親水性，可以通過水流運輸，而長鏈PFAS具有高度疏水性，傾向于與顆粒結合，主要蓄積于河底沉積物或土壤[14，31]。留在土壤里的PFAS 會吸附在土壤顆粒表面，并溶解在土壤溶液中，長鏈PFAS通過生物累積進入作物根部組織，并通過食物鏈在生物群落甚至人體中積累，對生物和人類健康構成巨大風險[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性，能夠在土壤中快速遷移，并通過地表徑流或淋溶作用進入水體[33]。而且短鏈PFAS 相對長鏈PFAS具有較低的生物累積潛力，所以目前對于農田土壤中的短鏈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的碳鏈結構；另一類是氟烷基醚物質，通過在氟烷基鏈中引入一個或多個烷基醚（C O C）鍵來縮短碳鏈長度。在我國，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]。在京津冀地區的農田土壤中，F-53B 的檢出率高達83.3%，其含量為0.21ng·g-1，超過了PFOS的含量（0.11 ng·g-1）。這表明F-53B在環境中的分布較為廣泛，且其含量已超過傳統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較高的揮發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，這解釋了其在地下水中豐度較高的現象。相比之下，F-53B 的疏水性較強，垂直轉運能力較低。有研究發現短鏈PFBS與PFOS一樣都對煙草生長素和香味物質合成相關基因的表達有顯著的抑制作用[37]。這些替代品的環境行為和分布特征表明，盡管它們被設計為更環保的替代品，但仍具有一定的環境持久性和遷移性，可能對農田土壤和地下水構成潛在風險。

在農田生態系統中，PFAS的遷移和轉化受到多種因素的制約，包括土壤質地（如有機質含量、土壤質地、pH值和濕度）、PFAS自身的性質（如鏈長、化學結構、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、分子量、分子結構和疏水性各不相同，但溶解性有機質（DOM）主要通過疏水和靜電相互作用控制PFAS在土壤中的分配和吸附傾向。

高有機質含量的土壤對PFAS的吸附能力較強，尤其是對中長鏈PFAS（如PFOS和PFOA），從而減緩其遷移速度。腐植酸（Humic acid，HA）是水環境中普遍存在的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表面，進而改變固體表面的物理化學性質。這種性質使得HA 能夠顯著影響PFOA在土壤亞表層系統中的遷移行為[38]。

土壤的理化性質顯著調節HA對PFOA遷移的影響。其中，孔徑分布、礦物質含量（如鋁氧化物）和pH值是關鍵因素。對于中孔體積較大的土壤，HA 對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PFOA 遷移的影響不明顯。然而，對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）實驗結果表明，較高的鋁氧化物含量和較低的pH 值會通過競爭吸附位點，顯著促進HA對PFOA遷移的促進作用[39]。

2 農田土壤中的全氟污染控制技術

農田土壤中的PFAS具有較高的化學穩定性、熱穩定性和流動性，難以被生物降解，這些特點使得修復PFAS極具挑戰性[40-41]。Wu等[32]發現在農田土壤溶液中僅檢測到少量短鏈全氟辛酸，而長鏈全氟辛酸更容易分布在土壤顆粒表面。只有長鏈全氟乙酸在土壤顆粒表面的吸附受疏水效應的調節。在農田土壤修復過程中，需要通過對土壤進行不同的物理和化學處理，來消除、破壞或分離PFAS污染物[41]。因此，將PFAS污染的農田土壤控制技術分為三類：固定化/穩定化技術、破壞性修復技術和分離技術（圖2）。

2.1 固定化/穩定化技術

固定化/穩定化技術（Stabilization and solidifica?tion，S/S）是將穩定劑/固化劑添加到受污染的基質中并與之混合，通過物理作用來吸附污染物的一種常用技術[46]。在物理保護的情況下，通過降低系統的水力傳導性來防止污染物浸出[40]。這項技術既可以在污染地點直接實施（原位），也可以將土壤移至他處處理（異位）[42]。活性炭、蒙脫石黏土、生物炭等綠色材料不僅能穩定農田土壤中的PFAS，還能改善土壤環境、提升土壤肥力。穩定劑/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定劑中，在農田土壤中形成固體和穩定的基質來穩定和聚集農田土壤中的PFAS 化合物，從而抑制PFAS 化合物進一步遷移，降低其流動性和生物可利用性[40，47]。固定化/穩定化技術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，但不能破壞或從環境中除去PFAS[48]。

常見的固化劑/穩定劑包括活性炭、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）。活性炭（Activated carbon，AC）制成的產品通常被用作土壤改良劑，它們通過疏水作用和靜電作用與固定化材料結合，從而提高對PFAS 的吸附效果[42]。Barth等[48]研究發現顆粒活性炭相較于活性炭-黏土混合物、改性黏土、生物炭等材料在穩定階段中的吸附效果更好。在驗證固定化方法的有效性時，不同種類的PFAS的固定化效率以及它們的長期穩定性是關鍵指標[49]。前期已有研究評估了不同固定化產品對受污染土壤中PFAS 的吸附效果和機制[42，50-52]。S?reng?rd等[53]在2019年開展了固定化/穩定化技術降解土壤中PFAS 的研究，發現添加劑PAC 或Rembind?對PFAS的固定率達99.9%。說明活性炭基固化劑的添加對于PFAS 的有效去除至關重要。另外，2021 年S?reng?rd等[47]又通過浸出和強度測試，結合預測的長期處理效率和固定化/穩定化技術的商業可用性，得出結論：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境和飲用水源的修復要求。Bier?baum等[42]通過探究固定劑（AC、水泥和膨潤土）對農田土壤PFAS淋溶效果，發現AC處理的土壤PFAS的淋溶顯著減少（浸出率僅為30%），而在水泥和膨潤土處理的土壤中，長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%蒙脫石黏土與營養物質肉毒堿和膽堿包合物與全氟辛酸和全氟辛烷磺酸緊密結合，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]通過研究粉末活性炭和蒙脫石對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-大豆系統中的轉化的影響，發現N-EtFOSAA與其轉化產物（PFOS）的生物可利用性分別下降47.63%和61.16%。研究表明，人們對于固定化/穩定化技術在農田土壤污染物去除研究越來越深入，體現了該技術廣闊的發展前景。然而，在受污染的土壤中添加固化劑，可能會讓土壤毒性增強。Melo等[56]通過植物生態毒理學試驗觀察燕麥和蕪菁的生長情況，發現向PFAS 污染的土壤中添加Intraplex A?會導致兩種類型植物的新鮮芽和干芽生物量減少。Krahn[57]采用循環方法，熱解消除來自水處理廠污泥的PFAS污染，同時制得污泥生物炭（Sewage sludge biochar，SS?BC），并使用SSBC作為吸附劑來處理PFAS污染的農田土壤。兩種污泥生物炭的吸附系數隨著鏈長從最短到最長而增加[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價值的提高表明其是一種有前途且環境和經濟可持續的吸附劑[58-60]。然而，需要進一步探究穩定劑/固化劑的長期穩定性，以及盡量降低添加固化劑對農田土壤生產力的破壞[61]。

2.2 破壞性修復技術

破壞性修復技術是清除污染物最理想的修復方法，是指通過電化學、熱處理、植物/微生物修復和球磨等技術，破壞農田土壤中PFAS化合物的C—F鍵來降解污染物。然而，由于全氟辛烷磺酸物質C—F鍵鍵能較大，熔點也很高，因此PFAS的穩定性很高，可供選擇的破壞性修復技術也非常少，其中大多數僅是在實驗室規模上的研究[40-42]，其實際應用尚未開展。

2.2.1 電化學氧化技術

電化學氧化是一種具有優異氧化和礦化能力的降解技術，能夠有效分解包括難降解有機化合物在內的各種污染物[62]。電化學氧化主要包括直接電化學氧化和間接電化學氧化[63-65]。直接電化學氧化法主要是利用污染物向陽極的直接電子轉移來實現有機污染物的氧化降解，參與反應的電子是“綠色試劑”，因此陽極直接氧化具有不會造成二次污染的特點[66]。一旦陽極電勢等于或大于污染物分子的氧化電勢，就會發生從污染物分子到陽極的直接電子轉移[67]。間接電化學氧化涉及氧化性中間物質，可以避免電極污染。這些中間體是由電化學過程產生的強氧化物質，包括·OH、活性氯、SO-4·、O3、H2O2、CO-3·、1 O2等[62，68-69]。這些氧化物質可以攻擊污染物，理論上將其礦化為CO2 和H2O[70]。相較于直接電化學氧化，間接電化學氧化在去除污染物方面更為有效，這是因為它能夠生成豐富的活性氧物質，這些物質能夠擴散至整個基質中，從而增加了與污染物接觸的機會[71]。

電催化氧化技術應用于農田土壤的優點包括：其強大的氧化能力可以有效降解全氟污染物，無需額外添加氧化劑避免了農田土壤被二次污染，易于模塊化組裝以及高度自動化[63]。Hou等[43]在低壓直流電條件下，采用電化學方法對農田土壤中的PFOA 和PFOS進行了處理（圖2b），10 d后，系統中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%。但沒有檢測到中間產物，如PFCAs和PFSAs，作者推測PFOA和PFOS的降解機制（圖4）如下：在PFOA電離后，C7F15COO?失去一個電子到陽極并形成PFOA自由基，由于PFOA自由基不穩定，可以脫羧產生高反應性的C7F15·。對于途徑A，在電場作用下，·OH遷移到陽極區，C7F15·很容易與·OH反應，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 高度不穩定，易形成CO2 和HF。對C6F13·重復該循環，直到其礦化為CO2和HF。對于途徑B，它在C7F15O·的形成方面與途徑A不同。在電化學實驗中，O2在陽極區域形成，與C7F15·反應轉化為C7F15OO·，C7F15OO·可以與其他過氧自由基反應產生C7F15O·，以實現CF2逐步剝落過程。上述途徑可能同時發生，因為·OH和O2都天然存在于反應體系中，并且相對不受阻礙地進行反應。PFOS的降解與PFOA的降解相似。通過直接氧化，陽極損失一個電子，形成PFOS自由基，PFOS自由基隨后進行磺化以轉化為C8F17·，并且所產生的C8F17O·重復上述循環，直到發生礦化。

2.2.2 植物/微生物修復技術

植物降解是通過根部釋放酶或誘導植物組織內的代謝活動，直接分解有機污染物。在植物降解過程中，有機污染物被根部吸收，并在植物組織中轉化為危險性較小的化學物質。去除有機污染物最常用的植物修復方法是作物吸收，其由植物蒸散（植物揮發，即污染物轉化為氣態）和植物分解（根分泌物以及微生物酶的釋放）驅動[72]。植物/微生物修復技術是一種環境友好的原位修復技術，不僅不會對農田土壤和周圍環境造成二次污染，而且成本較低，易于管理和維護[73]。該技術利用自然生態系統中的植物和微生物，具有可持續性，能夠恢復和保護農田系統的生態環境，同時通過植物根系改善土壤結構，增加農田土壤有機質含量，提高土壤肥力，進而促進農田土壤微生物的活動和生物多樣性的增加[74]。此外，植物/微生物修復技術還能顯著減少農田中PFAS的污染，保障農產品安全，具有重要的社會經濟效益[75]。

PFAS進入作物根系的過程（圖5）分為以下幾個步驟：首先，全氟烷基磺酸通過兩種主要途徑——質外體和共質體途徑進入作物根系[76]。質外體途徑涉及PFAS通過細胞壁和細胞間隙的非細胞質區域的運輸，而共質體途徑則涉及PFAS通過細胞質和細胞膜的細胞內區域的運輸[77]。其次，未電離的微小材料和多氟烷基物質的分散體可以通過被動擴散的方式從農田土壤進入根系。這種被動運輸依賴于PFAS的濃度梯度和物理化學性質（如疏水性），這些性質影響其在土壤和植物根系之間的吸附和解吸過程[78]。再次，污染物隨著植物葉片失去水分的過程（即蒸騰流過程）從根系順著維管系統向植物地上部分（如莖、芽、葉和果實）運輸。除了被動擴散，全氟烷基磺酸的主動轉運也起著重要作用。這涉及到專門轉運蛋白（如離子通道），它們可以選擇性地將PFAS從非離子化狀態轉化為離子化狀態，從而在不同細胞區室中進行運輸。在細胞區室中，全氟烷基磺酸的運輸可能涉及到水通道蛋白，這些蛋白能夠選擇性地轉運水分子，而在某些情況下也可能涉及到PFAS的運輸[79]。

一般來說，全氟辛烷磺酸不易被生物降解，這是因為淹水水稻土壤中PFAS的生物有效性是由土壤溶液和胞外多糖共同調控的。土壤微生物在群落聚集過程中會形成生物膜，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從鍵合態到可溶態的遷移會隨著碳鏈長度的增加而下降，這是由于長鏈PFAS具有較高的親脂性、親蛋白性，以及由疏水性引起的對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[48，80-81]。因此，微生物降解研究主要集中在更容易轉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刺激微生物活性[82-83]。Zhu等[44]在農場土壤中接種ZY 2菌株（根瘤菌），不僅顯著提高了油菜的生物量（油菜根長、根質量、株高和地上部質量顯著增加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 菌株同時加入外源黃腐酸（Fulvic acid，FA）可以使土壤中PFOA 的殘留分數從34.1%大幅降低到1.9%（圖2c）。Wu等[32]通過硫酸亞鐵與尿素配施，增加了土壤顆粒對PFAAs的吸附（P lt;0.05），通過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運，有效降低了農田土壤中PFAAs向小麥轉移的風險。為了解決農業土壤中PFAS的污染問題，深入研究植物及其根際微生物對PFAS的生物積累和運輸機制具有重要意義。這不僅有助于揭示PFAS在植物-微生物系統中的遷移和轉化規律，還能為開發高效的植物-微生物聯合修復技術提供理論依據和科學指導。Liu等[84]研究發現，PFAS單一或混合污染對根際微生物多樣性、群落組成和種間相互作用的影響各不相同，且混合污染更為復雜。更重要的是，鞘氨醇單胞菌科和根瘤菌科微生物群落對PFAS脅迫不敏感，有助于植物-微生物土壤修復的實踐。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]發現，在PFAS 的遷移調控中，真菌的作用顯著高于細菌。具體而言，真菌對PFAS遷移的調控作用相關系數為0.379～0.526，而細菌的相關系數僅為0.021～0.030。在水-土界面上，類氨基酸溶解性有機物（如酪氨酸和色氨酸）對PFAS的多相分布貢獻最大，占比可達48.5%～58.6%。進一步的非靶向代謝組學研究發現，真菌代謝產物中的氨基酸樣物質（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鍵觸發物。這些代謝物在調節PFAS界面易位過程中起著至關重要的作用。因此，在稻田PFAS污染的控制中，應重視真菌對土壤有機質的調控作用。

植物/微生物修復技術在去除農田中PFAS方面展現出顯著優勢，包括環境友好性、低成本、可持續性等。然而，未來研究和應用中仍需進一步研究和篩選出對PFAS具有高效吸收或降解能力的植物種類或菌種，并優化其生長條件，以提高修復效率。許多前體（生成全氟辛酸的中間體）在農業相關土壤條件下的降解速率和降解途徑缺乏研究，進一步闡明這些前體的形成機制將促進PFAS中間體和PFAA在植物根區中降解的研究[85]。

2.3 分離技術

在分離技術中，通過在被污染的土壤中施加水、溶劑或氣泡可以實現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，通過將淋洗劑注入地下并通過物理和/或化學分離從土壤中去除污染物[6，86-87]。土壤淋洗技術在去除農田土壤中的PFAS方面優勢顯著，它可以高效快速地降低污染物濃度，同時避免二次污染。該技術不僅保護土壤結構和生態功能，還具備較高的經濟效益，并推動土壤資源的可持續利用，符合綠色發展的理念。基于土壤-水分配系數，PFAS傾向于從土壤中分離并轉移到水中[88]（圖6）。該技術適用于處理大量土壤，其主要優點在于能夠在現場直接處理，避免了土壤的運輸和相關成本，而且可以從污染土壤中永久去除PFAS而不產生任何副產物[89]。此外，土壤性質、淋洗劑的化學成分、水土比、萃取時間以及PFAS的官能團和化合物的碳鏈長度都會影響該技術去除污染物的效率[88-89]。通常，可以通過添加化學藥劑（包括堿性溶液、表面活性劑和有機化合物）來提高PFAS的淋洗效率[65]。

Usman等[45]比較了水、乙醇（體積分數為1%、25%和50%）、甲醇（體積分數為1%、25% 和50%）和環糊精（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，但對全氟辛烷磺酸、PFDA和6∶2 FTAB的去除率可忽略不計。與水相比，其他淋洗劑即使在低濃度下也能提高對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PFAS，去除率范圍為92%～98%。

處理土壤淋洗過程中產生的PFAS污染廢水是修復工作中的一個關鍵環節。眾多研究已經探討了從水體中去除PFAS的多種有效技術，例如利用離子交換樹脂、活性炭以及泡沫分離技術[6]。同時，電化學氧化技術、混凝工藝、吸附技術也被應用于土壤淋洗處理后產生的滲濾液處理，并且取得了不錯的效果[64，87]。因此后續需要通過將這些水處理技術整合進土壤淋洗流程中，確保采取一種全面且有效的策略來持續清除PFAS。

3 綜合技術對比

去除農田土壤中PFAS的方法主要包括固定化/穩定化、電化學氧化、植物/微生物修復和土壤淋洗。這些方法各有其關鍵影響因素、優勢、不足及適用范圍。

固定化/穩定化通過添加吸附劑（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（如pH、陽離子交換容量、氧化還原電位、有機質含量）的影響，優勢在于操作簡便、成本較低且可原位處理，但不能降解PFAS，吸附劑需定期補充。這種方法適用于中低濃度PFAS污染的土壤，尤其是需要長期穩定的場景。

電化學氧化利用電極表面產生的強氧化劑（如羥基自由基）降解PFAS，其關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值和反應時間。該方法具有高去除率和快速降解的優點，但存在高能耗、可能產生副產物（如短鏈PFAS、高氯酸鹽）以及設備成本較高的不足。它適用于高濃度PFAS污染的土壤，尤其是需要快速降解的場景。

植物/微生物修復是利用植物吸收或微生物降解PFAS，是一種環保的修復方式。其修復效果受植物種類、微生物群落、土壤肥力、環境條件（溫度、濕度）等因素的影響。其優勢在于生態友好和可持續性，但修復周期長，對高濃度PFAS效果有限，且受環境條件限制。這種方法適用于輕度污染的農田土壤，尤其是需要生態修復的區域。

土壤淋洗是通過淋洗劑將PFAS從土壤中洗脫出來，再進行后續處理。其關鍵影響因素包括土壤顆粒大小、液土比和淋洗劑性質（pH值、成分）。該方法具有高效去除PFAS的優點，但需要大量水資源，可能產生二次污染，且對細顆粒土壤效果有限。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景。

綜上所述，選擇適合的PFAS去除方法應根據污染程度、土壤性質和修復目標綜合考慮。

4 結論與展望

4.1 結論

（1）在遷移轉化方面：農業土壤可能通過多種途徑受到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廢物以及滅火用的AFFF等。PFAS分為短鏈和長鏈兩類，短鏈PFAS具有親水性，可通過水流遷移或通過蒸騰作用被攜帶到植物地上部分并富集；長鏈PFAS則高度疏水，易與顆粒結合沉積于河底或留在土壤中，并通過生物累積進入作物根部，對生物和人類健康構成巨大風險。

（2）在污染控制技術方面：固定化/穩定化技術可以將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的長期穩定性需進一步研究。植物/微生物修復技術存在反應周期相對較慢的缺點，還需進一步展開研究，尋找高效的植物/微生物修復菌劑的同時探索快速高效的化學-生物修復聯合技術。電催化氧化技術在處理PFAS時可能面臨較高的成本和能耗問題。尤其是在大規模應用時，電能消耗和相關的操作成本可能會成為限制因素。土壤淋洗法中使用的有機溶劑會殘留在農田中，因此在使用前必須對溶劑的生態毒性進行評估，以確保不會對農田土壤肥力造成進一步的傷害。

4.2 展望

農業可持續性主要包括土壤肥力提升、農產品安全以及農產品產量3 個方面。修復農田土壤中的PFAS，應該在保證去除效率的同時，盡最大努力延續其農業可持續性。盡管固定化/穩定化、電催化氧化、植物/微生物修復技術、土壤淋洗等用于控制農田中PFAS的研究已取得一些重要進展，但仍有一些關鍵問題尚待解決。未來的研究應重點面向以下幾個方面展開：

（1）需要進一步研究PFAS在固定化產品處理的土壤中的淋溶行為和相關機制，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期潛力。結合多種材料的優點，開發具有協同作用的復合材料，例如將生物炭與磷酸鹽或鐵基材料復合，以增強對PFAS的固定效果。

（2）在修復技術方面，應關注能夠高效分解持久性有機污染物的綠色化學技術（無需依賴有毒溶劑、極端溫度或有害添加劑，也無需高壓條件），例如：機械化學技術（又稱高能球磨），能提供高的氧化和還原能力，同時不需要添加任何化學品，具有高選擇性和高處理效率的電子束技術。開發高效、穩定的電極材料對于電化學氧化技術修復農田土壤中的PFAS至關重要。將土壤淋洗技術更多地與泡沫分餾和電化學氧化等技術集成，形成多階段處理系統。此外，淋洗劑在農田土壤中的生態毒性、生物可降解性也應該被進一步關注。利用基因工程技術改造植物或微生物，深入研究微生物代謝活動、降解中間產物的形成及其在PFAS脅迫下的行為表現，為植物/微生物修復技術優化提供理論支持。

（3）應結合多種技術手段（如高級氧化技術、電熱礦化等）提高PFAS 降解效率，有效避免土壤中長鏈PFAS降解不徹底而生成短鏈PFAS，從而減少對環境和人類健康的潛在危害。

參考文獻：

[1] 譚冬飛， 張艷偉， 王璐， 等. 海南省部分區域農田地下水中全氟烷基

酸類濃度水平和潛在污染源分析[J]. 農業環境科學學報， 2018， 37

（2）：350-357. TAN D F， ZHANG Y W， WANG L， et al. Distribution

and potential PFAA pollution sources in farmland groundwater from

Hainan Province[J]. Journal of Agro - Environment Science， 2018， 37

（2）：350-357.

[2] CHENG Y， AN Q， QI H S， et al. Temporal trends of legacy and

emerging PFASs from 2011 to 2021 in agricultural soils of eastern

China：impacts of the Stockholm convention[J]. Environmental Science

amp; Technology， 2023， 57（25）：9277-9286.

[3] GHISI R， VAMERALI T， MANZETTI S. Accumulation of perfluorinated

alkyl substances（PFAS）in agricultural plants：a review[J]. Environmental

Research， 2019， 169：326-341.

[4] XING Z A， WANG G G， LIU S H， et al. Legacy and emerging per- and

polyfluoroalkyl substances（PFASs） in agricultural soils affected by

fluorochemical manufacturing facilities， north China：occurrence，

region-specific distribution， substitution trend and source appointment

[J]. Journal of Hazardous Materials， 2024， 474：134770.

[5] ZWEIGLE J， BUGSEL B， R?HLER K， et al. PFAS-contaminated soil

site in Germany：nontarget screening before and after direct TOP assay

by kendrick mass defect and FindPFΔS[J]. Environmental Science amp;

Technology， 2023， 57（16）：6647-6655.

[6] LI W J， TANAKA S， KITAJI Y， et al. Remediation of per - and

polyfluoroalkyl substances（PFAS）contaminated soil via soil washing

with various water-organic solvents[J]. Journal of Hazardous Materials，

2024， 480：135943.

[7] CHOI G H， LEE D Y， JEONG D K， et al. Perfluorooctanoic acid

（PFOA） and perfluorooctanesulfonic acid（PFOS） concentrations in

the South Korean agricultural environment：a national survey[J].

Journal of Integrative Agriculture， 2017， 16（8）：1841-1851.

[8] LIN H K， LIU Z Q， YANG H M， et al. Per - and polyfluoroalkyl

substances（PFASs）impair lipid metabolism in Rana nigromaculata：a

field investigation and laboratory study[J]. Environmental Science amp;

Technology， 2022， 56（18）：13222-13232.

[9] WANG L X， CHEN L Y， WANG J Z， et al. Spatial distribution，

compositional characteristics， and source apportionment of legacy and

novel per- and polyfluoroalkyl substances in farmland soil[J]. Journal

Hazardous Materials， 2024， 470：134238.

[10] GAN C D， GAN Z W， CUI S F， et al. Agricultural activities impact on

soil and sediment fluorine and perfluorinated compounds in an

endemic fluorosis area[J]. Science of the Total Environment， 2021，

771：144809.

[11] CONSOLATO S， FRANCESCO R， MARIO R A， et al. Quantification

of PFAS in rice and maize：validation of a UHPLC-HRMS / MS

isotopic dilution approach in support to food safety[J]. Chemosphere，

2024， 362：142690.

[12] LIN H K， WU H Y， LIU F Y， et al. Assessing the hepatotoxicity of

PFOA， PFOS， and 6∶2 Cl-PFESA in black-spotted frogs（Rana

nigromaculata） and elucidating potential association with gut

microbiota[J]. Environmental Pollution， 2022， 312：120029.

[13] LIU Z Q， LIN H K， ZHENG Y Y， et al. Perfluorooctanoic acid and

perfluorooctanesulfonic acid induce immunotoxicity through the NF-

κB pathway in black-spotted frog （Rana nigromaculata） [J].

Chemosphere， 2023， 313：137622.

[14] LIU J C， XIE Y N， REN J H， et al. Occurrence characteristics， source

analysis and ecological risk of PFASs in different cultivated soil at an

urban scale in Yangtze River basin[J]. Emerging Contaminants， 2025，

11（1）：100413.

[15] BRUSSEAU M L， ANDERSON R H， GUO B. PFAS concentrations in

soils：background levels versus contaminated sites[J]. Science of the

Total Environment， 2020， 740：140017.

[16] WU J Y， LI L X， CHEN M， et al. Metabolomic interpretation of

bacterial and fungal contribution to per - and polyfluoroalkyl

substances interface migration in waterlogged paddy fields[J].

Environmental Pollution， 2025， 367：125580.

[17] DIXIT F， DUTTA R， BARBEAU B， et al. PFAS removal by ion

exchange resins：a review[J]. Chemosphere， 2021， 272：129777.

[18] SMALLING K L， ROMANOK K M， BRADLEY P M， et al. Per- and

polyfluoroalkyl substances （PFAS） in United States tapwater：

comparison of underserved private-well and public-supply exposures

and associated health implications[J]. Environment International，

2023， 178：108033.

[19] ULRICH H， MACHERIUS A， KUNKEL U， et al. Novel PFASspecific

monitoring approach for highly impacted surface waters[J].

Chemosphere， 2024， 349：140893.

[20] LI F， ZHANG C J， QU Y， et al. Quantitative characterization of shortand

long-chain perfluorinated acids in solid matrices in Shanghai，

China[J]. Science of the Total Environment， 2010， 408（3）：617-623.

[21] PODDER A， SADMANI A H M A， REINHART D， et al. Per and

poly-fluoroalkyl substances（PFAS） as a contaminant of emerging

concern in surface water：a transboundary review of their occurrences

and toxicity effects[J]. Journal of Hazardous Materials， 2021， 419：

126361.

[22] MCLACHLAN M S， FELIZETER S， KLEIN M， et al. Fate of a

perfluoroalkyl acid mixture in an agricultural soil studied in lysimeters

[J]. Chemosphere， 2019， 223：180-187.

[23] COSTELLO M C S， LEE L S. Sources， fate， and plant uptake in

agricultural systems of per - and polyfluoroalkyl substances[J].

Current Pollution Reports， 2024， 10（4）：799-819.

[24] CHU S G， LETCHER R J. Side-chain fluorinated polymer surfactants

in aquatic sediment and biosolid-augmented agricultural soil from the

Great Lakes basin of north America[J]. Science of the Total

Environment， 2017， 607：262-270.

[25] BLAINE A C， RICH C D， HUNDAL L S， et al. Uptake of

perfluoroalkyl acids into edible crops via land applied biosolids：field

and greenhouse studies[J]. Environmental Science amp; Technology，

2013， 47（24）：14062-14069.

[26] DING X Y， SONG X， XU M M， et al. Co-occurrence and correlations

of PFASs and chlorinated volatile organic compounds（cVOCs） in

subsurface in a fluorochemical industrial park：laboratory and field

investigations[J]. Science of the Total Environment， 2022， 814：

152814.

[27] LI P Y， OYANG X， ZHAO Y L， et al. Occurrence of perfluorinated

compounds in agricultural environment， vegetables， and fruits in

regions influenced by a fluorine-chemical industrial park in China[J].

Chemosphere， 2019， 225：659-667.

[28] LIU Z Y， LIU S， XIAO F， et al. Tissue-specific distribution and

bioaccumulation of perfluoroalkyl acids， isomers， alternatives， and

precursors in citrus trees of contaminated fields：implication for risk

assessment[J]. Journal of Hazardous Materials， 2024， 465：133184.

[29] BRAMBILLA G， D’HOLLANDER W， OLIAEI F， et al. Pathways and

factors for food safety and food security at PFOS contaminated sites

within a problem based learning approach[J]. Chemosphere， 2015，

129：192-202.

[30] THOMPSON J T， ROBEY N M， TOLAYMAT T M， et al.

Underestimation of per- and polyfluoroalkyl substances in biosolids：

precursor transformation during conventional treatment[J].

Environmental Science amp; Technology， 2023， 57（9）：3825-3832.

[31] EUN H， YAMAZAKI E， TANIYASU S， et al. Evaluation of

perfluoroalkyl substances in field-cultivated vegetables[J].

Chemosphere， 2020， 239：124750.

[32] WU J Y， HUA Z L， GU L. Iron-nitrogen amendment reduced

perfluoroalkyl acids′ phyto-uptake in the wheat-soil ecosystem：

contributions of dissolved organic matters in soil solution and root

extracellular polymeric substances[J]. Environmental Science amp;

Technology， 2023， 57（42）：16065-16074.

[33] KRIPPNER J， BRUNN H， FALK S， et al. Effects of chain length and

pH on the uptake and distribution of perfluoroalkyl substances in

maize（Zea mays）[J]. Chemosphere， 2014， 94：85-90.

[34] FELIZETER S， JüRLING H， KOTTHOFF M， et al. Influence of soil

on the uptake of perfluoroalkyl acids by lettuce：a comparison

between a hydroponic study and a field study[J]. Chemosphere， 2020，

260：127608.

[35] LAN Z H， YAO Y M， XU J Y， et al. Novel and legacy per - and

polyfluoroalkyl substances（PFASs）in a farmland environment：soil

distribution and biomonitoring with plant leaves and locusts[J].

Environmental Pollution， 2020， 263：114487.

[36] FENG S T， LU X F， OUYANG K G， et al. Environmental occurrence，

bioaccumulation and human risks of emerging fluoroalkylether

substances：insight into security of alternatives[J]. Science of the Total

Environment， 2024， 922：171151.

[37] LI S H， WANG L J， LI J， et al. Migration characteristics and toxic

effects of perfluorooctane sulfonate and perfluorobutane sulfonate in

tobacco[J]. Science of the Total Environment， 2025， 961：178405.

[38] CHEN Y H， CAO D， LI X T， et al. Interactive effects of soil dissolved

organic matter（DOM）and per - and polyfluoroalkyl substances on

contaminated soil site：DOM molecular-level perspective[J]. Journal

of Hazardous Materials， 2025， 488：137372.

[39] LYU X Y， CHEN Y F， XU Z Y. Pore size distribution and Al oxide

content significantly regulated the effects of humic acid on

perfluorooctanoic acid transport in natural soils[J]. Chemosphere，

2024， 352：141342.

[40] BOLAN N， SARKAR B， YAN Y B， et al. Remediation of poly- and

perfluoroalkyl substances（PFAS）contaminated soils：to mobilize or

to immobilize or to degrade？[J]. Journal of Hazardous Materials， 2021，

401：123892.

[41] MAHINROOSTA R， SENEVIRATHNA L. A review of the emerging

treatment technologies for PFAS contaminated soils[J]. Journal of

Environmental Management， 2020， 255：109896.

[42] BIERBAUM T， KLAAS N， BRAUN J， et al. Immobilization of perand

polyfluoroalkyl substances（PFAS）：comparison of leaching

behavior by three different leaching tests[J]. Science of the Total

Environment， 2023， 876：162588.

[43] HOU J， LI G A， LIU M R， et al. Electrochemical destruction and

mobilization of perfluorooctanoic acid（PFOA） and perfluorooctane

sulfonate（PFOS） in saturated soil[J]. Chemosphere， 2022， 287：

132205.

[44] ZHU Y L， ZHANG X G， ZHOU W Q， et al. Synergistic contributions

of plant growth-promoting rhizobacteria and exogenous fulvic acid to

enhance phytoremediation efficiency of perfluorooctanoic acid

（PFOA）- contaminated soils：boosting PFOA bioavailability and

elevating pakchoi tolerance[J]. Science of the Total Environment， 2024，

955：176862.

[45] USMAN M， CHAUDHARY A， HANNA K. Efficient PFAS removal

from contaminated soils through combined washing and adsorption in

soil effluents[J]. Journal of Hazardous Materials， 2024， 476：135118.

[46] JIANG T， PERVEZ M N， QUIANES M M， et al. Effective stabilization

of per - and polyfluoroalkyl substances（PFAS） precursors in

wastewater treatment sludge by surfactant-modified clay[J].

Chemosphere， 2023， 341：140081.

[47] S?RENG?RD M， GAGO-FERRERO P， KLEJA D B， et al.

Laboratory-scale and pilot-scale stabilization and solidification（S/S）

remediation of soil contaminated with per - and polyfluoroalkyl

substances（PFASs）[J]. Journal of Hazardous Materials， 2021， 402：

123453.

[48] BARTH E， MCKERNAN J， BLESS D， et al. Investigation of an

immobilization process for PFAS contaminated soils[J]. Journal of

Environmental Management， 2021， 296：113069.

[49] ABOU-KHALIL C， KEWALRAMANI J， ZHANG Z M， et al. Effect of

clay content on the mobilization efficiency of per- and polyfluoroalkyl

substances（PFAS） from soils by electrokinetics and hydraulic

flushing[J]. Environmental Pollution， 2023， 322：121160.

[50] JARJOUR J， YAN B， MUNOZ G， et al. Reduced bioaccumulation of

fluorotelomer sulfonates and perfluoroalkyl acids in earthworms

（Eisenia fetida）from soils amended with modified clays[J]. Journal of

Hazardous Materials， 2022， 423：126999.

[51] SHAHROKHI R， RAHMAN A， HUBBE M A， et al. Aminated claypolymer

composite as soil amendment for stabilizing the short- and

long-chain per- and poly-fluoroalkyl substances in contaminated soil

[J]. Journal of Hazardous Materials， 2024， 472：134470.

[52] ZHOU P F， GU Q， ZHOU S， et al. A novel montmorillonite claycetylpyridinium

chloride material for reducing PFAS leachability and

bioavailability from soils[J]. Journal of Hazardous Materials， 2024，

465：133402.

[53] S?RENG?RD M， KLEJA D B， AHRENS L. Stabilization and

solidification remediation of soil contaminated with poly - and

perfluoroalkyl substances（PFASs）[J]. Journal of Hazardous Materials，

2019， 367： 639-646.

[54] HEARON S E， ORR A A， MOYER H， et al. Montmorillonite claybased

sorbents decrease the bioavailability of per - and

polyfluoroalkyl substances（PFAS）from soil and their translocation to

plants[J]. Environmental Research， 2022， 205：112433.

[55] ZHANG W L， WELLINGTON T E， LIANG Y N. Effect of two

sorbents on the distribution and transformation of N-ethyl

perfluorooctane sulfonamido acetic acid（N-EtFOSAA） in soilsoybean

systems[J]. Environmental Pollution， 2023， 318：120941.

[56] MELO T M， SCHAUERTE M， BLUHM A， et al. Ecotoxicological

effects of per- and polyfluoroalkyl substances（PFAS）and of a new

PFAS adsorbing organoclay to immobilize PFAS in soils on

earthworms and plants[J]. Journal of Hazardous Materials， 2022， 433：

128771.

[57] KRAHN K M， CORNELISSEN G， CASTRO G， et al. Sewage sludge

biochars as effective PFAS-sorbents[J]. Journal of Hazardous

Materials， 2023， 445：130449.

[58] WANG B， GAO B， ZIMMERMAN A R， et al. Novel biocharimpregnated

calcium alginate beads with improved water holding and

nutrient retention properties[J]. Journal of Environmental Management，

2018， 209：105-111.

[59] GAGLIANO E， SGROI M， FALCIGLIA P P， et al. Removal of polyand

perfluoroalkyl substances（PFAS）from water by adsorption：role

of PFAS chain length， effect of organic matter and challenges in

adsorbent regeneration[J]. Water Research， 2020， 171：115381.

[60] NGUYEN M D， SIVARAM A K， MEGHARAJ M， et al. Investigation

on removal of perfluorooctanoic acid （PFOA）， perfluorooctane

sulfonate（PFOS）， perfluorohexane sulfonate（PFHxS） using water

treatment sludge and biochar[J]. Chemosphere， 2023， 338：139412.

[61] LYU H H， HE Y H， TANG J C， et al. Effect of pyrolysis temperature

on potential toxicity of biochar if applied to the environment[J].

Environmental Pollution， 2016， 218：1-7.

[62] ZHUO Q F， LU J C， NIU J F， et al. Electrocatalytic oxidation

processes for treatment of halogenated organic pollutants in aqueous

solution：a critical review[J]. ACS ESamp;T Engineering， 2022， 2（10）：

1756-1775.

[63] TAN B T， ABU BAKAR N H H， LEE H L. Electrochemical methods

for treatment of per- and polyfluoroalkyl substances（PFAS）：a review

[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering， 2025， 13（1）：

114990.

[64] KARATAS O， KHATAEE A， KOBYA M， et al. Electrochemical

oxidation of perfluorooctanesulfonate（PFOS） from simulated soil

leachate and landfill leachate concentrate[J]. Journal of Water Process

Engineering， 2023， 56：104292.

[65] NGUYEN D， SCHAEFER C E， BAMER J T， et al. Bench-scale

testing of a novel soil PFAS treatment train for informed remedial

planning and decision-making[J]. Remediation Journal， 2023， 33（4）：

309-321.

[66] ZHOU X D， ZHONG Y S， TIAN X C， et al. Electrochemical oxidation

of perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances： mechanisms，

implications， and challenges[J]. Science China Technological Sciences，

2024， 67（10）：2972-2990.

[67] WANG L， LU J H， LI L， et al. Effects of chloride on electrochemical

degradation of perfluorooctanesulfonate by Magnéli phase Ti4O7 and

boron doped diamond anodes[J]. Water Research， 2020， 170：115254.

[68] MARTíNEZ-HUITLE C A， PANIZZA M. Electrochemical oxidation

of organic pollutants for wastewater treatment[J]. Current Opinion in

Electrochemistry， 2018， 11：62-71.

[69] SONG D B， QIAO B T， WANG X， et al. Degradation of

perfluorooctanoic acid by chlorine radical triggered electrochemical

oxidation system[J]. Environmental Science amp; Technology， 2023， 57

（25）：9416-9425.

[70] LI M， ZHANG H G， CHENG J L， et al. Unveiling the decomposing

and mineralizing mechanism of novel perfluoroalkyl acids via

hydroxyl radical dominated electrochemical oxidation[J]. Applied

Catalysis B：Environment and Energy， 2024， 351：123983.

[71] ZHU Y F， CHEN F， JIANG F F， et al. Enhanced remediation of

PFAS-metal co-contaminated soil by ceramsite supported Fe3O4-

MoS2 heterojunction as a high-performance piezocatalyst[J]. Journal

of Environmental Management， 2024， 365：121716.

[72] HUANG D L， XIAO R H， DU L， et al. Phytoremediation of poly- and

perfluoroalkyl substances：a review on aquatic plants， influencing

factors， and phytotoxicity[J]. Journal of Hazardous Materials， 2021，

418：126314.

[73] TIAN J Y， ZHONG H， WU Z N， et al. Metagenomic sequencing

reveals mechanisms of adaptation and biodegradation of

dechlorinatingbacteriatotrichloroethylene[J]. Journal of Environmental

Chemical Engineering， 2024， 12（2）：112459.

[74] ZHONG H， LYU H H， WANG Z Q， et al. Application of dissimilatory

iron-reducing bacteria for the remediation of soil and water polluted

with chlorinated organic compounds：progress， mechanisms， and

directions[J]. Chemosphere， 2024， 352：141505.

[75] EBINEZER L B， BATTISTI I， SHARMA N， et al. Perfluorinated alkyl

substances affect the growth， physiology and root proteome of

hydroponically grown maize plants[J]. Journal of Hazardous Materials，

2022， 438：129512.

[76] BIZZOTTO E C， LIBRALATO G， DE NATALE A， et al. Uptake of

cyclic C6O4 in maize and tomato：results from a greenhouse study[J].

Science of the Total Environment， 2024， 924：171613.

[77] WANG T T， YING G G， SHI W J， et al. Uptake and translocation of

perfluorooctanoic acid（PFOA） and perfluorooctanesulfonic acid

（PFOS） by wetland plants：tissue - and cell-level distribution

visualization with desorption electrospray ionization mass

spectrometry （DESI-MS） and transmission electron microscopy

equipped with energy-dispersive spectroscopy （TEM-EDS） [J].

Environmental Science amp; Technology， 2020， 54（10）：6009-6020.

[78] WANG T T， YING G G， HE L Y， et al. Uptake mechanism，

subcellular distribution， and uptake process of perfluorooctanoic acid

and perfluorooctane sulfonic acid by wetland plant Alisma orientale[J].

Science of the Total Environment， 2020， 733：139383.

[79] KAVUSI E， SHAHI KHALAF ANSAR B， EBRAHIMI S， et al.

Critical review on phytoremediation of polyfluoroalkyl substances

from environmental matrices： need for global concern[J].

Environmental Research， 2023， 217：114844.

[80] BOLAN N， SARKAR B， VITHANAGE M， et al. Distribution，

behaviour， bioavailability and remediation of poly - and perfluoroalkyl

substances（PFAS） in solid biowastes and biowastetreated

soil[J]. Environment International， 2021， 155：106600.

[81] FANG J H， LI S L， GU T H， et al. Treatment of per - and

polyfluoroalkyl substances（PFAS） ：a review of transformation

technologies and mechanisms[J]. Journal of Environmental Chemical

Engineering， 2024， 12（1）：111833.

[82] BERHANU A， MUTANDA I， JI T L， et al. A review of microbial

degradation of per - and polyfluoroalkyl substances （PFAS） ：

biotransformation routes and enzymes[J]. Science of the Total

Environment， 2023， 859：160010.

[83] KIM J， LEONARD S W， VAN METER M I， et al. Nexus of soil

microbiomes， genes， classes of carbon substrates， and

biotransformation of fluorotelomer-based precursors[J]. Environmental

Science amp; Technology， 2024， 58（46）：20553-20565.

[84] LIU H N， HU W L， LI X， et al. Effects of perfluoroalkyl substances on

root and rhizosphere bacteria： phytotoxicity， phyto-microbial

remediation， risk assessment[J]. Chemosphere， 2022， 289：133137.

[85] HE H Z， LI Y Y， SHEN R， et al. Environmental occurrence and

remediation of emerging organohalides：a review[J]. Environmental

Pollution， 2021， 290：118060.

[86] GRIMISON C， KNIGHT E R， NGUYEN T M H， et al. The efficacy of

soil washing for the remediation of per - and poly-fluoroalkyl

substances（PFASs）in the field[J]. Journal of Hazardous Materials，

2023， 445：130441.

[87] HUBERT M， MEYN T， HANSEN M C， et al. Per- and polyfluoroalkyl

substance（PFAS） removal from soil washing water by coagulation

and flocculation[J]. Water Research， 2024， 249：120888.

[88] PANG H J， DORIAN B， GAO L， et al. Remediation of poly-and

perfluoroalkyl substances （PFAS） contaminated soil using gas

fractionation enhanced technology[J]. Science of the Total Environment，

2022， 827：154310.

[89] UWAYEZU J N， REN Z F， SONNENSCHEIN S， et al. Combination of

separation and degradation methods after PFAS soil washing[J].

Science of the Total Environment， 2024， 907：168137.

（責任編輯：宋瀟）