生物老化：胶体活性炭在地下环境中去除PFAS有效性被忽视的控制因素

《Environmental Science & Technology》：Biological Aging as an Overlooked Factor Controlling the Effectiveness of Colloidal Activated Carbon for PFAS Removal in Subsurface Environments

　　

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## 摘要

胶体活性炭（CAC）对全氟和多氟烷基物质（PFAS）的去除效果显著，已被用于原位修复。然而，在地下条件下，生物老化可能会影响CAC吸附屏障的性能。本研究设计了一套柱状系统，以加速CAC与微生物之间的相互作用，从而在合理的时间内评估生物老化对PFAS吸附和CAC性能的影响。通过与NaN?对照组的比较，利用微生物生长和活性的指标（如扫描电镜（SEM）、DNA和ATP）确认了老化的发生。经过四个月的培养后，收集CAC颗粒进行PFAS等温线和动力学分析。结果表明，吸附能力显著降低，尤其对于较短链和亲水性更强的全氟羧酸（PFCAs）。对新鲜和生物老化CAC的表征显示，比表面积、微孔体积和碳氧比（C/O）下降，同时颗粒直径、零电荷点（PZC）和阴离子交换容量（AEC）增加。洗涤处理部分恢复了这些性质和吸附能力。总体而言，生物老化是一个常被忽视的因素，通过生物膜附着和表面改变引起的可逆和不可逆变化，对CAC去除PFAS产生负面影响。将生物老化纳入建模框架将改善对CAC长期现场性能的预测。

## 1. 引言

全氟和多氟烷基物质（PFAS）是广泛使用于商业和工业产品中的合成有机氟化合物，因其化学和热稳定性以及亲水-疏水性而闻名。(1) PFAS暴露相关的健康担忧日益增加，(2) 其在环境中的广泛存在（如地下水），(3, 4) 以及对PFAS的严格法规(5)，凸显了对有效策略和技术来管理PFAS相关的人和环境健康风险的迫切需求。在PFAS污染的地下水场址，稳健且经济的修复技术对于保护当地和下游社区免受PFAS造成的潜在危害至关重要。应用胶体活性炭（CAC）——一种因粒径小（1–2 μm）而可注入的吸附剂——去除PFAS已被提出，并在实验室和现场试验中显示出令人满意的结果，(6?8) 表明其在原位PFAS修复中的可行性。然而，在地下环境中实施后，CAC可能会因长期暴露在动态的地下条件（包括波动的地球化学条件和氧化还原电位）中而发生老化。这些过程可能导致CAC物理和化学性质的重大且可能不可逆的改变，最终导致其行为和PFAS去除能力的永久变化。我们最近的研究调查了物理（如干湿循环）和化学老化（如H?O?、芬顿试剂和矿物酸）在实验室条件下对CAC迁移和PFAS吸附的影响。(9, 10) 结果表明，老化后的CAC表现出更高的迁移潜力(9) 和更低的PFAS吸附能力，(10) 表明老化是影响原位PFAS修复中CAC吸附屏障使用寿命和结构完整性的关键因素。这些效应可能被其他与场址相关的地下水地球化学条件（如离子强度和溶解性有机质（DOM））进一步加剧，(11?14) 可能导致CAC促进PFAS迁移。与之前研究中研究的非生物老化过程相比，由于与地下环境中微生物及相关生物材料相互作用而导致的CAC生物老化，被认为是更具代表性的自然老化过程。(10, 15) 先前的研究报告指出，细菌可在吸附剂表面（如生物炭(15, 16)、颗粒活性炭（GAC）和粉末活性炭（PAC）(17)）上形成生物膜，导致由胞外聚合物（EPS）介导的生物量–吸附剂–土壤复合体的形成。(18) 在这种情况下，除了目标化学物质的生物转化和生物降解外，生物量的代谢活性还可能通过生化反应（如活性氧（ROS）的产生以及表面基团的降解或转化）(15, 19) 改变吸附剂表面性质，以及生物残余物的沉积或孔道堵塞，(20) 从而促成生物老化。同时，吸附剂的存在可能通过提供新的生态位、通过电子穿梭促进代谢过程或充当电子供体或受体，(21) 以及提供养分或作为土壤改良剂，(22) 影响原位微生物群落。然而，迄今为止还没有研究系统评估生物老化对CAC表面性质的影响及其对PFAS吸附的后续影响。这一知识空白限制了研究人员和修复从业者全面理解CAC在野外投放后性能随时间和空间的演变能力，并阻碍了开发稳健模型以预测原位PFAS修复中CAC屏障使用寿命的过程。缺乏这些信息可能导致CAC屏障的设计、实施、安装后监测和维护不佳，可能导致PFAS过早穿透，增加对下游生态系统和公共健康的风险。

在本研究中，采用基于实验室的人工老化方法来模拟CAC的生物老化，使用装有从军事训练区收集的含水层土壤（AS）的上升柱反应器，并进行4个月的培养。尽管这种人工老化方法不能完全复制现场条件，但它在合理的实验时间内提供了有价值的见解。鉴于CAC吸附屏障安装数量有限且运营历史相对较短（大多数在2021年后安装），(23) 这一点尤为重要。利用吸附等温线检查了生物老化CAC的PFAS去除能力，并与未经生物老化的对照CAC进行比较。通过表征与PFAS吸附相关的物理化学性质来研究老化机制。这些结果增进了我们对生物老化如何影响原位PFAS及其他关注有机化学品修复中CAC吸附屏障使用寿命和性能的理解。

## 2. 材料与方法

### 2.1. 化学品和吸附材料

CAC（Intraplex，德国）由Intrapore提供，其物理化学性质列于支持信息表S1中。含水层土壤（AS）来自美国东部的一个军事训练区。全氟辛烷磺酸（PFOS）、全氟辛烷酸（PFOA）、全氟己酸（PFHxA）、全氟戊酸（PFPeA）、全氟丁磺酸（PFBS）和全氟丁酸（PFBA）用于等温线和动力学实验。本研究使用的PFAS化合物、分析试剂和其他化学品的详细信息描述于SI-1中。

### 2.2. CAC的生物老化和验证

地下环境中的自然老化过程可能需要数年至数十年，使得原位老化研究耗时且昂贵。因此，本研究采用基于实验室的方法来模拟CAC的生物老化。上升柱反应器（高度=15 cm，内径=2.5 cm，图1A）填充新鲜（未老化）CAC和AS，质量比为5:95（w/w）。与通常用于现场规模地下修复的CAC应用率（通常<0.5%，w/w）(6, 7) 相比，本研究中使用的5%（w/w）CAC含量是有意选择的，以：(i) 通过提供更多的微生物定殖表面来加速微生物附着和生物膜发育；(ii) 促进生物老化过程中CAC颗粒与土壤微生物群落之间的相互作用；(iii) 在合理的实验时间内收集足够量的老化CAC，以便进行后续的表面表征和批量等温线和动力学实验。柱状反应器在黑暗、限氧条件（溶解氧<0.5 mg/L）下于32 ± 3 °C培养四个月。图1A展示了柱状装置的示意图，图1B展示了空白柱（仅含AS）和老化柱（AS + CAC）在第1天和第110天的照片。

按照先前的研究(24?27)，配制了合成进料液，以0.1 mL/min的流速泵入柱中，为微生物生长和活性提供养分和底物。每升培养基含有NaNO?（0.97 g）、CH?COONa·3H?O（8.29 g）、Na?CO?（1 g）、KH?PO?（0.19 g）、MgSO?·7H?O（0.37 g）、CaCl?·2H?O（0.15 g）、NaCl（1 g）、KCl（0.5 g）和0.25 mL微量元素溶液。微量元素的详细组成见SI-2。pH通过0.1 M HCl或NaOH调节至7.8（±0.1）。培养基在泵入柱中前用0.22 μm聚丙烯（PP）滤器灭菌。

为增强CAC与微生物之间的相互作用并加速生物老化，上升柱的填充配置和操作策略进行了如下修改：首先，将CAC置于柱底部层（0–6 cm）以尽量减少CAC颗粒冲刷流失；其次，在前30天的操作中，系统以半批次模式运行，将流出液循环回柱中，以尽量减少微生物流失并增加CAC与微生物之间的接触；随后，系统切换为连续模式，新鲜培养基从底部引入，再运行三个月。老化处理期间第1天和第110天的柱照片见图1B。

除生物老化柱外，还准备了一个对照柱，其配制方式完全相同，但在培养基中补充了0.2 wt% NaN?以抑制微生物活性。(28) 还包含一个仅含AS的空白柱。每种柱均双份制备和运行。四个月的培养处理结束后，小心地打开柱体而不扰动材料的分层。将CAC主导层（距柱底0–5 cm）与上层分离，用干净的勺子从生物老化柱和对照柱（含NaN?）中收集CAC材料，分别命名为B-CAC和MB-CAC。收集到的CAC样品使用干净的玻璃棒充分混合，储存在干净的50 mL PP离心管中，随后进行洗涤步骤。具体而言，每个CAC样品用Tris-H?SO?（10 mM，pH 7.8 ± 0.1）洗涤五次，以去除残留化学品和松散附着的生物量，然后再进行表征以及吸附和动力学实验。(29, 30) B-CAC样品的一部分进一步使用低能量超声方法脱除表面相关的生物量（DB-CAC），按SI-3中描述的程序操作。所有CAC样品（包括MB-CAC、B-CAC和DB-CAC）使用FreeZone 6 L台式冷冻干燥机（Labconco，美国）在真空条件下冷冻干燥，并储存至吸附等温线和动力学实验以及表征分析。

在培养处理期间，每隔一天测量进料和出料的化学需氧量（COD）和pH以监测反应器性能。计算COD去除效率并作为微生物生长和代谢活性的初步指标。相对于对照柱（含NaN?）观察到显著且稳定的COD去除（>20%）后，收集CAC样品进行腺苷三磷酸（ATP）分析以评估微生物代谢活性。(31) 还进行了DNA提取和群落分析以检查培养处理期间的微生物群落变化。详细的ATP和DNA分析程序见SI-4。COD和pH按照标准方法测量。(32)

### 2.3. 批量吸附和动力学实验

使用从老化柱中收集的CAC样品（即MB-CAC、B-CAC和DB-CAC）进行吸附等温线实验。按照我们先前研究中描述的程序，(10) 批量实验在50 mL PP管中进行，含有10 mL混合PFAS溶液和浓度为0.1 mg/mL的CAC。吸附实验使用含有PFOS、PFOA、PFHxA、PFPeA、PFBS和PFBA的混合PFAS溶液进行。在每个实验中，所有六种PFAS的初始浓度相同（每种化合物0、0.1、0.25、0.5、0.8、1、2、3、4、5、6、8、10、12或15 μM）。使用1 mM NaHCO?溶液作为背景电解质，pH通过0.1 M NaOH/HCl调节至7.5。离子强度通过NaCl调节至10 mM。

试管被放置在室温下的旋转管架上旋转72小时，该时长已被证明足以达到吸附平衡。平衡后，样品经0.22 μm PP注射器过滤器过滤，并储藏在4 °C的PP样品瓶中直至进行PFAS分析。初步测试确认本研究使用的PP试管、过滤器和样品瓶对PFAS的吸附可忽略不计。吸附数据采用Freundlich等温线模型（公式1）进行拟合。

**Freundlich模型：**
qe = KF × Ce^(1/n) (1)

其中，qe (μmol/g)为平衡吸附量，Ce (μmol/L)为平衡浓度，KF (L^(1/n)·μmol^(1-1/n)/g)为Freundlich系数，1/n (无量纲)为Freundlich指数。吸附动力学实验在初始浓度为1.0 μM/g CAC（针对每种PFAS化合物）的条件下进行，其他条件与吸附等温线实验相同。在混合后的0、8、14、24和72小时采集样品。动力学数据采用非线性回归方法进行分析。应用了拟一级(PFO)和拟二级(PSO)动力学模型（公式2和3）。模型参数（包括吸附速率常数k1和k2以及吸附容量Qe）采用内置的非线性曲线拟合工具进行估算。拟合优度通过R2值进行评估。

**拟一级模型(PFO)：**
Qt = Qe(1 - e^(-k1×t)) (2)

**拟二级模型(PSO)：**
Qt = (Qe2 × k2 × t) / (1 + Qe × k2 × t) (3)

其中，Qt (μmol/g)为时间t（接触时间，小时）的吸附量；Qe (μmol/g)为平衡吸附容量；k1 (1/h)和k2 (g·μmol?1·h?1)分别为PFO和PSO的吸附速率常数。

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**2.4. CAC表面特性表征**

研究了MB-CAC、B-CAC和DB-CAC的吸附相关表面特性，以阐明本研究中的老化机制。采用扫描电子显微镜(SEM)对生物老化和未老化CAC的表面形貌进行成像。采用Brunauer-Emmett-Teller (BET)方法分析CAC材料的比表面积(SSA)和孔隙特性。(33) 采用激光衍射粒径分析仪(SALD-2300, Shimadzu, 日本)（配备SALD-MS23湿法分散单元）测定粒径分布。采用Kratos Axis 165 X射线光电子能谱仪(XPS, Kratos Analytical Inc., 美国)检测CAC样品的表面元素组成和化学键。(33) 此外，测量了零电荷点(PZC)和阴离子交换容量(AEC)以确定表面电荷。AEC采用氯离子吸附法测定，(34) PZC采用pH漂移浸泡法测定。(35) SEM、SSA、粒径、XPS、AEC和PZC测量的详细方法见SI-5。

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**2.5. PFAS定量**

按照我们之前的研究，(10) 采用直接进样液相色谱串联质谱(LC-MS/MS)分析所采集样品中的PFAS浓度。使用了Agilent 1290 Infinity II LC系统(Agilent Technologies, 美国)与配备电喷雾电离(ESI)的Agilent G6470A三重四极杆质谱仪(QQQ)(Agilent Technologies, 美国)联用，样品制备、质量保证/质量控制(QA/QC)和仪器条件的详细信息见SI-6和表S2–S5。

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**2.6. 原位CAC相对持久性建模**

采用反应性传输模型(ISR-MT3DMS)估算CAC作为原位吸附屏障的持久性，并采用之前研究中描述的方法。(10, 11) 该模型使用批式吸附实验获得的Freundlich等温线参数(KF和n)，估算365 m CAC吸附屏障（网格间距为0.25 m）的绝对穿透时间。通过在模型区域左侧边界和初始水相中分配恒定的水相PFAS浓度，模拟稳态PFAS羽流（图6A）。初始浓度为：PFOA为2 μg/L (0.005 μM)，PFHxA为11 μg/L (0.035 μM)，PFPeA为5 μg/L (0.019 μM)，PFBS为1 μg/L (0.003 μM)，PFBA为3 μg/L (0.014 μM)。这些浓度是Carey等人(3)报道的源区中位最大浓度的三分之一。选择0.5 μg/L (PFOA为0.0012 μM，PFHxA为0.0016 μM，PFPeA为0.019 μM，PFBS为0.0017 μM，PFBA为0.0023 μM)作为目标穿透浓度来估算穿透时间，这与Carey等人(3)的建模方法一致。与模型预测的绝对穿透时间相比，CAC的相对持久性(RL)被认为更具信息量，因为绝对穿透时间高度依赖于场地特定条件。因此，采用公式4计算RL，并用于后续讨论。模型区域范围和特征的详细描述见SI-7。

**相对持久性：**
RL (%) = (生物老化CAC的穿透时间 / 未老化CAC的穿透时间) × 100 (4)

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**2.7. 数据分析和机制定量**

吸附数据以平均值±标准差的形式汇总，描述性统计在Microsoft Excel中计算。吸附相关图形使用Origin 2024b (OriginLab, 美国)生成。根据比较和数据结构的不同，采用单因素方差分析(one-way ANOVA)配合Tukey's HSD事后检验或Student's t检验来确定结果差异的统计显著性。p < 0.05的差异被认为具有统计学显著性。为评估生物老化引起的CAC表面特性变化对PFAS吸附性能的贡献，使用R采用了多步骤定量框架。该框架包括Pearson相关系数(PCC)分析、偏最小二乘回归(PLSR)、投影变量重要性(VIP)分析以及标准化机制效应指数(SMEI)。采用PCC分析RL与测试表面特性之间的关系。由于若干CAC表面特性高度共线性，使用PLSR而非传统多元线性回归来评估PFAS疏水性和CAC表面特性在解释CAC保留PFAS性能中的相对重要性。(36, 37) 选择RL作为响应变量，因为它直接反映了老化CAC相对于对照CAC的相对长期PFAS保留性能。与绝对穿透时间相比，RL也最小化了场地特定条件的影响，使其更适合于更广泛的应用和不同现场场景的比较。Log KOW、SSA、粒径、PZC、AEC和C/O比作为预测变量。Log KOW被纳入作为PFAS特异性预测变量，因为它代表了疏水性的内在度量，而吸附衍生参数(KF、n和log Kd)被排除以避免使用与性能相关的变量来解释另一个性能衍生指标RL。在PLSR之前，将RL和所有预测变量标准化为零均值和单位方差。计算VIP得分以评估每个预测变量的相对重要性，VIP > 1表示高重要性。为了比较生物老化引起的表面特性变化相对于对照(MB-CAC)的幅度和方向，基于标准化差异/效应量的概念开发了SMEI，其中差异通过其标准差进行归一化，以实现不同单位变量之间的比较。(38, 39) 类似的基于标准化的效应排序方法已被用于吸附研究中，以比较单个因素及其相互作用的相对贡献。(40, 41) SMEI和贡献份额通过三个步骤计算。首先，相对于MB-CAC，将每个老化处理(B-或DB-CAC)中每个表面特性的老化引起的变化进行标准化（公式5）。其次，将标准化差异乘以机制定义的方向系数(Di；公式6)，以考虑基于已建立的PFAS吸附机制和本研究中观察到的PCC模式的预期变化方向。最后，从SMEI的绝对值计算每个表面特性的绝对贡献份额，以比较对生物老化引起的吸附性能变化的相对贡献（公式7）。

ΔXi,a = (Xi,a - Xi,MB) / SD(Xi) (5)

SMEIi,a = Di × ΔXi,a (6)

Sharei,a (%) = (|SMEIi,a| / Σi |SMEIi,a|) × 100 (7)

其中，Xi,a是老化CAC处理a中表面特性(i)的平均值，Xi,MB是MB-CAC中对应的值，SD(Xi)是各CAC处理中表面特性(i)的标准差，Di是机制定义的方向系数。具体而言，对于预计增加会增强RL的表面特性（即SSA、PZC、AEC和C/O比），Di设为+1；对于预计增加会降低RL的表面特性（即粒径），Di设为-1。

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**3. 结果与讨论**

**3.1. CAC生物老化处理**

为了在四个月的老化处理期间监测柱反应器性能，测量了进水口和出水口的COD浓度，并计算了COD去除效率作为微生物生长和活性的初步指标。(42) 在连续流运行期间（第30天后），所有柱子都观察到稳定的COD去除。生物老化柱的COD去除效率为24.5 ± 6.6%，显著高于空白柱（仅AS，5.8 ± 6.6%）。相比之下，对照柱（含NaN3）的COD去除效率为2.1 ± 2.9%，表明微生物活性受到抑制。为进一步验证生物老化柱中的CAC(B-CAC)暴露于增强的微生物活性并经历了加强的生物老化，在第110天采集了MB-CAC（对照柱）和B-CAC样品，并测定ATP浓度。结果与代表基线微生物活性的AS样品进行比较。如图2A所示，B-CAC中的ATP浓度显著高于MB-CAC和AS（p < 0.01），表明微生物代谢活性增强。DNA含量（图2B）也观察到类似趋势。尽管MB-CAC中ATP低于检测限，但检测到DNA，这与之前的研究结果一致，即NaN3抑制微生物活性但不一定杀死微生物。(43) SEM分析图像显示B-CAC表面有与微生物细胞一致的杆状结构（图2C）。在研究碳材料上生物量生长的研究中已报道过类似结构。(44, 45) EDS分析进一步表明与MB-CAC相比，B-CAC的氮含量增加（图S1），表明微生物细胞及相关生物残留物的附着。

**图2** （A）第110天在对照柱（含NaN3）的MB-CAC、生物老化柱的B-CAC和空白柱（仅AS）的含水层固体中测量的ATP和（B）DNA浓度。（C）生物老化CAC的SEM图像；白色箭头指示与疑似微生物细胞一致的杆状结构。#表示低于检测限的值。*表示在p < 0.05 (*)和p < 0.01 (**)水平上具有统计学显著性差异。

综合这些结果，证实了基于实验室的生物老化方法有效地增强了微生物活性并促进了密集的CAC-微生物相互作用，从而促进CAC的生物诱导老化。NaN3处理的对照柱成功地最小化了微生物活性，使MB-CAC代表具有可忽略生物老化的CAC。这使得MB-CAC成为评估生物老化对CAC影响的比新鲜CAC更合适的对照组。需要注意的是，基于实验室的生物老化方法在准确复制自然地下老化过程方面存在局限性，这些过程高度依赖于场地并受环境影响。在实验室条件下，人工老化方法通常会引起更高程度的表面氧化和更明显的物理化学转变。(10, 15, 16) 在本研究中，实验室培养可能改变了原始AS样品的固有微生物群落。(46) 基因组测序分析表明，在四个月的老化处理后，优势属从原始AS中的Massilia（52.3%，以快速定殖根际而闻名）转变为Pseudomonas（80.2%）（图S2）。Pseudomonas是杆状细胞，且以产生胞外多糖而闻名，(47) 这与图2C中的SEM观察结果一致。尽管存在这些局限性，基于实验室的生物老化提供了一种受控和实用的方法来研究老化引起的吸附剂行为和吸附性能变化，特别是当现场老化CAC样品难以获取时。(9, 15)

**3.2. 生物老化对PFAS吸附行为的影响**

采用吸附等温线实验评估生物老化对PFAS吸附行为的影响，将MB-CAC、B-CAC和DB-CAC与含有PFOS、PFOA、PFHxA、PFPeA、PFBS和PFBA的PFAS溶液混合。

如图3A–E所示，所测试的CAC的吸附等温线和Freundlich模型拟合结果（R2 = 0.81–0.99）表明，生物老化后PFAS的吸附量有所降低。唯一的例外是PFOS，在所有测试条件下均被完全去除（≥99%），无论是否经过老化。这一观察结果与我们之前关于CAC物理老化和化学老化的研究一致。（10）

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图3. 所测试的PFAS（除PFOS外）与MB-CAC、B-CAC和DB-CAC的吸附等温曲线（A–E）及吸附系数KF（F）。实线为Freundlich模型拟合结果。误差棒代表95%置信区间。*表示p < 0.05（*）和p < 0.01（**）时具有统计学显著差异。由于PFOS在本研究实验条件下在新鲜和老化CAC组中的吸附率均超过99%，因此无法提供其结果。

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图3. 所测试的PFAS（除PFOS外）与MB-CAC、B-CAC和DB-CAC的吸附等温曲线（A–E）及吸附系数KF（F）。实线为Freundlich模型拟合结果。误差棒代表95%置信区间。*表示p < 0.05（*）和p < 0.01（**）时具有统计学显著差异。由于PFOS在本研究实验条件下在新鲜和老化CAC组中的吸附率均超过99%，因此无法提供其结果。关闭图3。

图3F和表S6中所示的KF计算值和log Kd（Caq = 0.05 μM）进一步支持了这一趋势。与MB-CAC相比，在B-CAC中，所测试的PFAS化合物（除PFOS外）的KF和log Kd分别降低了28–74%和9–47%。尽管吸附能力发生了变化，但生物老化后整体吸附亲和力顺序保持一致，趋势（从低到高）为：PFBA（C4）< PFPeA（C5）< PFBS（C4）≈ PFHxA（C6）? PFOA（C8）? PFOS（C8）。这些发现与之前关于新鲜、物理老化和化学老化CAC的研究一致（10, 48?51），表明：1）生物老化对吸附能力产生负面影响，且对短链、亲水性更强的PFAS影响更为显著；2）疏水相互作用仍是所有老化条件下PFAS在碳基吸附剂上吸附的主导机制。

此外，进行了动力学实验，模型拟合结果（PFO和PSO）如图4所示，计算得到的动力学参数见表S7。简单一级动力学（PFO）模型充分描述了所测试PFAS化合物的吸附趋势，包括PFOA、PFHxA、PFPeA和PFBA（R2 = 0.79–1.0），而二级动力学（PSO）模型也提供了良好的拟合结果（R2 = 0.74–1.0）。这些结果表明，PFAS在CAC上的吸附涉及物理和化学过程，与之前关于新鲜CAC及其他碳基吸附剂的研究一致。（49, 51, 52）

如图4所示，生物老化导致CAC上的吸附动力学变慢。具体而言，MB-CAC中PFOA、PFHxA、PFPeA和PFBA的速率常数（K1, 1/h）分别为0.46、0.35、0.17和0.08，在B-CAC中则变为0.45、0.19、0.08和0.07（表S7）。这些负面影响可能归因于生物膜相关物质（如胞外聚合物EPS）附着在CAC上导致的内部吸附位点扩散阻力增加和外表面积减少，以及孔隙堵塞。（51）然而，仍需进一步研究以阐明老化如何改变CAC表面性质并影响吸附行为。

尽管混合PFAS溶液中含有PFOS和PFBS，但由于母液配制不当，它们在动力学实验中的初始浓度比目标值（1 μM/g CAC）低了一个数量级以上。因此，其浓度曲线未被用于推断预期投加条件下的吸附动力学，其动力学参数也未纳入比较。动力学拟合和讨论相应地聚焦于PFCA化合物，因为其设计的初始浓度得以实现并获得了可靠的模型拟合结果。

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图4. 四种所测试PFAS（PFOA、PFHxA、PFPeA和PFBA）在MB-CAC（A）、B-CAC（B）和DB-CAC（C）上的吸附动力学数据，以拟一级动力学（PFO）和拟二级动力学（PSO）模型拟合。PFAS初始浓度为1 μM/g CAC。误差棒代表标准偏差。

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图4. 四种所测试PFAS（PFOA、PFHxA、PFPeA和PFBA）在MB-CAC（A）、B-CAC（B）和DB-CAC（C）上的吸附动力学数据，以拟一级动力学（PFO）和拟二级动力学（PSO）模型拟合。PFAS初始浓度为1 μM/g CAC。误差棒代表标准偏差。关闭图4。

与生物老化CAC（B-CAC）相比，额外的洗涤处理（DB-CAC）在平衡等温线和吸附动力学两方面部分恢复了所测试PFAS的吸附能力（图3–4及表S6–S7）。然而，吸附量仍低于MB-CAC（未经老化或极少生物老化）的观察值。这些结果表明，生物老化对CAC吸附能力的影响可能涉及多种机制的组合，包括可逆过程（如生物膜及其相关残留物（如EPS）的附着或孔隙堵塞）和不可逆过程（与CAC物理和化学性质的永久性改变相关）。生物膜形成对碳基吸附剂（如生物炭、GAC和PAC）的可逆和不可逆效应均已有报道。（50, 53）在本研究中，洗涤后观察到的恢复为可逆组分提供了证据。然而，洗涤程序可能不够充分以去除紧密结合的生物膜及相关残留物。因此，需要额外分析以评估不可逆变化的程度。

3.3. 生物老化CAC的表面特性表征

在生物老化前后，对CAC的吸附相关物理和化学性质进行了表征。结合吸附等温线和动力学结果，这些表征数据提供了对生物老化及其对CAC上PFAS吸附行为影响的全面理解。

3.3.1. 表面积、孔隙结构和粒径分布

CAC在生物老化前后的SSA和中位粒径汇总于表1，粒径分布和孔隙体积分布分别呈现于图5A–B和表S8。与新鲜（未老化）CAC相比，MB-CAC表现出相当的SSA、中位粒径、粒径分布和孔隙体积分布。这些结果表明，人工生物老化处理中所用的老化柱装置、运行条件和样品回收程序对CAC性质的影响可以忽略不计，支持使用MB-CAC作为未老化CAC的代表进行比较。从新鲜CAC（1066 ± 28 m2/g, 2.2 ± 0.3 μm）到MB-CAC（911 ± 29 m2/g, 2.4 ± 0.1 μm）的SSA轻微降低和中位粒径增加，可能归因于样品从柱中回收后残留的AS颗粒，和/或四个月孵化期间发生的轻微物理和化学老化。之前的研究表明，物理和化学老化过程可以降低SSA，特别是微孔区域。（10）然而，本研究使用的较温和条件预期不会导致显著变化。

表1. 新鲜CAC、MB-CAC、B-CAC和DB-CAC在PFAS吸附前后的比表面积（SSA）、中位粒径和表面元素组成（相对百分比，%）

表面元素组成（%）| CAC | SSA (m2/g) | 中位粒径 (μm) | C | O | N | P | F | C/O | C/N | C/P
吸附前
新鲜CAC | 1066 ± 28 | 2.2 ± 0.3 | 91.5 | 7.8 | 0.2 | <0.1 | <0.1 | 12458 | >915 | —
MB-CAC | 911 ± 29 | 2.4 ± 0.1 | 85.5 | 12.9 | 0.8 | <0.1 | 0.3 | 7108 | 282 | —
B-CAC | 480 ± 17 | 7.1 ± 0.1 | 70.1 | 23.2 | 4.2 | <0.1 | 1.3 | 1673 | — | —
DB-CAC | 742 ± 24 | 4.8 ± 0.1 | 69.6 | 24.3 | 4.0 | <0.1 | 0.93 | 1779 | — | —

吸附后?
新鲜CAC + PFAS | — | — | 85.8 | 10.0 | 0.5 | 1.8 | <0.1 | 9172 | >858 | —
MB-CAC + PFAS | — | — | 82.9 | 13.8 | 0.8 | 2.3 | 0.16 | 1048 | 29 | —
B-CAC + PFAS | — | — | 69.6 | 25.6 | 4.1 | 0.3 | 0.43 | 1717 | 4 | —

? 新鲜和老化CAC样品在PFAS吸附实验后收集用于XPS分析。在PFAS吸附实验过程中，新鲜和老化CAC（0.1 mg/mL）与PFAS在含1 mM NaHCO?（pH 7.5）的多组分体系中共混，离子强度为10 mM（使用NaCl），每种PFAS化合物浓度为10 μM（即PFOS、PFOA、PFHxA、PFBS、PFPeA和PFBA），持续72小时。

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图5. CAC在生物老化前后的累积（A）和微分（B）粒径分布，以及零电荷点（PZC）和阴离子交换容量（AEC）（C）。pH = 7.5（虚线）表示PFAS污染场地的典型环境pH。*表示p < 0.05时与对照组存在显著差异（*）。

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图5. CAC在生物老化前后的累积（A）和微分（B）粒径分布，以及零电荷点（PZC）和阴离子交换容量（AEC）（C）。pH = 7.5（虚线）表示PFAS污染场地的典型环境pH。*表示p < 0.05时与对照组存在显著差异（*）。关闭图5。

与MB-CAC相比，B-CAC的SSA显著降低（480 ± 17 m2/g, p < 0.01）。生物老化后总孔隙和微孔体积均有所下降，导致微孔占总孔隙体积比（Vmic/Vtotal）从49.4%（MB-CAC）降至27.5%（B-CAC）（表S8）。同时，粒径分析显示中位粒径显著增加至7.1 ± 0.1 μm，粒径分布也发生了偏移（图5B）。这些变化可能归因于生物膜及相关生物材料（如EPS）导致的孔隙堵塞和表面覆盖。尽管针对CAC的研究有限，但其他碳基吸附剂也有类似的观察报告。（15）例如，Gabr等人（2009）观察到GAC上生物膜负载后SSA显著下降（从1548降至35 m2/g）和总孔隙体积减小（从1.3降至0.1 cm3/g），（54）而Rivera-Utrilla等人（2003）报告了生物膜覆盖后GAC外表面积减少39%。（55）此外，生物膜和EPS的存在可能改变表面电荷和静电相互作用，促进颗粒团聚，（9）这可能解释了图5B中B-CAC观察到的两个峰。

洗涤后，DB-CAC显示出部分恢复，与B-CAC相比，SSA增加且中位粒径减小。具体而言，DB-CAC的SSA为742 ± 24 m2/g，中位粒径为4.8 ± 0.1 μm（表1和图5A）。然而，这些值仍与MB-CAC存在差异，表明在所施加的洗涤条件下，生物老化的影响并未完全可逆。图5B中的粒径分布曲线显示从较大粒径向较小粒径的偏移，表明由于松散附着生物膜或聚集体（如生物膜包覆CAC或CAC-生物膜-CAC簇）的去除而实现了部分解聚。SSA的降低意味着可用吸附位点减少，而粒径增加可能导致颗粒内扩散阻力增大。（51）综合来看，这些变化表明吸附能力排序为（从高到低）：MB-CAC > DB-CAC > B-CAC。这一趋势与生物老化前后平衡和动力学实验中观察到的PFAS吸附行为一致（图3和图4）。

3.3.2. 表面元素组成、阴离子交换容量（AEC）和零电荷点（PZC）

表1汇总了CAC在生物老化前后的表面元素组成。在CAC表面扫描了五种主要元素（C、O、N、P和F）。与新鲜（未老化）CAC相比，MB-CAC的C含量较低，O、N和P含量较高，导致MB-CAC的C/O、C/N和C/P比值降低。这些变化可能归因于样品提取程序后残留的AS颗粒。在吸附等温线实验前，任何CAC样品中均未检测到氟（F, <0.1%）。生物老化后，B-CAC上O、N和P的含量大幅增加（表1），表明CAC表面发生了显著改变。B-CAC上C/O和C/N比值的降低与图S1所示的SEM-EDS分析一致，很可能与生物膜生长以及核酸和蛋白质等生物组分的积累有关。（56）在PFAS吸附后的CAC样品中也观察到类似趋势，全谱扫描和分峰拟合结果见图S3–S4。与MB-CAC相比，B-CAC表现出更高的O含量和含氧官能团丰度的增加（如羟基/醚（?C?OR, ~286.4 eV）和羰基（>C═O, ~287.2 eV），如图S4所示）。这些变化表明表面极性增加和疏水性降低，（10）这可能阻碍PFAS吸附，特别是通过疏水相互作用。

这种解释得到了B-CAC中较低的氟含量（0.3%）相对于MB-CAC（2.3%）的支持，以及在等温平衡实验和动力学实验（图3和图4）中观察到的PFAS吸附量减少。表面电荷在阴离子型PFAS化合物的去除中起着关键作用。对CAC的零电荷点（PZC）和阴离子交换容量（AEC）进行了分析。如图4C所示，MB-CAC的零电荷点为8.5 ± 0.3，阴离子交换容量为8.4 ± 3.0 cmol/kg，与新鲜（未老化）活性炭的零电荷点（8.8 ± 0.5）和阴离子交换容量（11.5 ± 0.3 cmol/kg）相当，(10) 表明其整体表面电荷特性和阴离子交换潜力相似。经过生物老化后，B-CAC表现出显著更高的阴离子交换容量（16.5 ± 1.4 cmol/kg，p < 0.05），零电荷点也有所升高（10.2 ± 0.5）。在环境相关条件下（例如pH = 7.5），这种变化表明B-CAC具有更正的表面电荷，可能增强对阴离子型PFAS的静电吸引。在使用活性炭布作为4-硝基酚生物转化的生物膜载体后，零电荷点的类似增加已在相关研究中被报道。(57) 零电荷点和阴离子交换容量均受到表面组成和官能团的强烈影响。(58) X射线光电子能谱结果（表1和图S4）表明含氧官能团增加，同时与胞外聚合物相关的磷酸基团也随之增加，这些官能团在水溶液中脱质子后会贡献负表面电荷。(59) 然而，在B-CAC中观察到的氮含量升高表明氨基（例如胞外聚合物中的蛋白质）的形成或附着，引入了有利于阴离子型PFAS吸附的正电荷位点。(60)

尽管可能引入了额外的正电荷位点并增加了去除阴离子型PFAS的阴离子交换容量潜力，但CAC生物老化的整体影响表明PFAS吸附容量净下降，这由吸附等温线和动力学结果（图3和图4）所证实。这表明孔道堵塞、表面可及性降低和表面化学富氧的负面影响超过了静电相互作用增强所带来的任何收益。如表1和图5C所示，清洗程序所得到的DB-CAC并未显示出表面元素组成、阴离子交换容量和零电荷点的明显变化。如前所述，本研究中使用的清洗条件可能不够强烈，无法去除紧密附着的生物膜及其相关残留物。未来的研究可以考虑评估替代清洗方法和不同强度的清洗，以更好地了解生物膜及相关材料在CAC上的黏附强度。

3.4 生物老化对CAC去除PFAS影响的定量与机理阐释

3.4.1 模拟生物老化影响下CAC吸附屏障的寿命

本研究等温平衡实验所得结果，包括弗罗伊赫利希参数KF和n，被用于更新Carey等人(3, 61)开发的反应输运模型（ISR-MT3DMS）中的默认参数设置，以估计和比较是否考虑生物老化效应时CAC吸附屏障去除PFAS的穿透时间。模型区域的范围和特征如图6A所示，建模细节详见补充材料SI-7和表S9。为了量化生物老化对屏障性能的影响，本研究使用了相对寿命（RL），定义为B-CAC或DB-CAC穿透时间与MB-CAC穿透时间的比值（公式4）。采用该方法是因为绝对穿透时间强烈依赖于特定场地的环境条件。(61)

图6 (A) 用于计算穿透时间的反应输运模型（ISR-MT3DMS）的区域范围和特征选择；(B) 在考虑生物老化影响时，CAC吸附屏障去除所测PFAS化合物的相对寿命。相对寿命的估算基于所测PFAS化合物的穿透时间，以MB-CAC为基准进行归一化。以下参数用于在ISR-MT3DMS中模拟绝对穿透时间，采用自Carey等人(61)的研究：v，地下水速度；ρ，土壤干容重；θ，有效孔隙率；fCAC和fOC，网格单元中CAC和有机碳含量；KOC，土壤有机碳-水分配系数。参数选择基于先前研究提供的场地特定信息。(61) 每个参数的详细来源和理由详见补充材料SI-7和表S9。*图中所示的KOC值仅为PFOA模拟的示例，其他PFAS使用的KOC值列于表S9中。由于PFOS在所有组的批量等温实验中均被完全吸附（>99%），因此没有获得PFOS的结果。

如图6B所示，与使用来自MB-CAC的参数计算出的相对寿命（代表未老化CAC场景）相比，考虑生物老化效应的CAC吸附屏障对于所有测试的PFAS（PFOS除外）均显示出显著降低的相对寿命（p < 0.01）。相对寿命的降低幅度为68%至86%，与先前研究中采用芬顿试剂老化模拟实验室条件下CAC化学老化效应所报道的57%至94%的降低幅度相当。(10) 当生物膜及其相关生物残留物被部分去除时（例如通过本研究中应用的清洗程序，这可能代表在不利地下波动导致生物膜破裂的现场条件，如pH和温度的变化或微生物抑制剂的产生），CAC吸附屏障的相对寿命部分恢复（p < 0.05）至未生物老化CAC所观察到的相对寿命的32%至83%。然而，需要注意的是，该模型通过将CAC老化视为空间均质和时间不变的来简化现场条件，没有考虑吸附屏障内生物膜的渐进和不均质发展。(10) 此外，该模型没有动态模拟生物膜可能引起的渗透性变化和本地质量传递条件的变化。因此，预测的穿透时间应被解读为新鲜和生物老化CAC之间的情景对比，而不是屏障性能的直接现场尺度预测。

3.4.2 表面性质贡献的定量评估

预测吸附屏障寿命的建模结果表明，生物老化可显著降低PFAS吸附性能。然而，导致这种下降的机制并不简单，因为生物老化同时改变了CAC的多个表面性质，包括孔道/表面可及性、表面电荷和表面化学性质。这些性质在机理上相互耦合且高度共线，使得使用传统的回归方法难以区分它们对PFAS保留的各自贡献。为了应对这一挑战，本研究采用了一种结合皮尔逊相关系数（PCC）、偏最小二乘回归-变量重要性投影（PLSR-VIP）和标准化机理效应指数（SMEI）的多步骤解释框架，以量化老化引起的表面性质变化的相对重要性、方向和相互抵消效应。

进行了皮尔逊相关系数分析以识别影响相对寿命的主要因素。结果表明，CAC吸附屏障相对寿命的变化与比表面积和碳氧比呈正相关（图7A）。这些发现与先前考察物理（即干湿循环）和化学老化（即过氧化氢、芬顿试剂和矿物酸）对CAC寿命影响的研究一致，(10) 凸显了表面性质和组成在CAC吸附屏障长期去除PFAS有效性中的关键作用。对于生物老化的CAC，比表面积被发现与颗粒直径呈负相关，这表明生物膜及相关生物材料的形成和附着降低了CAC上吸附位点的总体可用性。此外，相对寿命与碳氧比的正相关表明，该参数捕捉了生物老化过程中关键的表面化学变化。较低的碳氧比表明CAC表面氧含量更高，这可能削弱与PFAS的疏水相互作用，从而降低CAC的寿命。相对寿命与零电荷点和阴离子交换容量之间的负相关关系进一步支持了先前的观察结果，即静电相互作用并不是新鲜或生物老化CAC中去除PFAS的主导机制。尽管生物膜形成可能引入正电荷官能团，从而增强对阴离子型PFAS的静电吸引，但可及吸附位点的减少似乎对CAC整体性能施加了更为显著的影响（图3和图4）。

图7 (A) 皮尔逊相关分析（PCC）考察了对数辛醇-水分配系数（log KOW）、吸附亲和参数（KF、n和log Kd）、相对寿命（RL）以及CAC表面性质（比表面积、粒径、零电荷点、阴离子交换容量和碳氧比）之间的相关性。颜色标度表示相关系数，蓝色表示正相关，红色表示负相关。若数值在+1至+0.7（正相关）或-1至-0.7（负相关）范围内，则判定为强相关。其他介于-0.7至+0.7之间的数值表示弱相关。(B) PLSR-VIP得分显示PFAS化学性质（即log KOW，灰色）和CAC表面性质（蓝色）在解释相对寿命中的相对重要性。虚线表示VIP = 1的阈值。

在皮尔逊相关系数分析所识别的双向关系基础上，偏最小二乘回归-变量重要性投影进一步在多变量框架内评估了对数辛醇-水分配系数和CAC表面性质在解释相对寿命中的相对重要性。与皮尔逊相关系数分析结果一致，偏最小二乘回归-变量重要性投影表明CAC表面性质在解释相对寿命方面比对数辛醇-水分配系数更为重要（图7B），证实了MB-CAC、B-CAC和DB-CAC之间相对寿命的变化主要与生物老化引起的CAC表面性质变化有关。需要注意的是，这一发现并不削弱对数辛醇-水分配系数在控制具有不同结构和官能团的PFAS化合物的吸附亲和性中已确立的作用；相反，它表明老化引起的CAC材料性质变化是控制吸附屏障相对寿命的主导因素。

为了进一步区分单个生物老化引起的表面性质变化的方向和幅度，采用标准化机理效应指数分析以量化相对于MB-CAC的标准化机理效应。如图8A所示，平均绝对贡献份额表明，碳氧比和零电荷点的变化对整体表面性质效应的贡献最大，各占24%，其次是粒径（19%）、比表面积（17%）和阴离子交换容量（15%）。此外，标准化机理效应指数结果区分了预期增强相对寿命和预期抑制相对寿命的表面性质变化（图8B和图8C），为尽管生物老化后表面正电荷增加但仍出现PFAS保留量整体下降这一现象提供了机理解释。

在B-CAC和DB-CAC中，PZC和AEC的升高（图5C）表明存在正向机制效应，反映了其通过更强的与PFAS的静电相互作用来增强RL的潜力。然而，这些增强效应被吸附位点可及性降低和表面富氧化学特性所带来的抑制效应所抵消，后者由生物老化后观察到的SSA降低、粒径增大以及C/O比值降低所证实（表1）。因此，生物老化CAC的总体净表面性质效应为负值。与B-CAC相比，DB-CAC表现出较弱的净负效应（图8C），这与其在去除部分附着生物量后较小的粒径和较高的SSA相一致。尽管AEC的降低预期会通过削弱其对PFAS吸附的正向贡献来部分抵消这一改善，但总体净效应仍弱于B-CAC所观察到的负效应。然而，SMEI结果应被解释为一种描述性的、基于机制的标准化指数，用于比较老化诱导的表面性质变化的相对贡献，而非因果效应的独立估计。

图8 标准机制效应指数（SMEI）对相对于MB-CAC的老化诱导表面性质效应的分解。（A）各表面性质的平均绝对SMEI贡献份额。贡献份额由绝对SMEI值计算得出，代表各表面性质变化的相对幅度，与效应方向无关。（B）B-CAC和DB-CAC处理下各表面性质的个体SMEI值。正值（蓝色）和负值（红色）SMEI值分别表示预期会增强或抑制RL的表面性质变化。（C）B-CAC和DB-CAC的累积增强效应、抑制效应和净SMEI效应。增强效应和抑制效应分别代表正值（蓝色）和负值（红色）SMEI值的总和，而净效应为其总和（灰色）。

图9 生物老化对与PFAS去除相关的CAC表面性质影响的推测机制。

3.4.3. 生物老化对PFAS去除效应的作用机制探讨

基于CAC表征结果以及PFAS等温线和动力学分析结果，提出了生物老化影响PFAS去除吸附行为的机制。如图9所示，由CAC与生物膜相关物质之间的相互作用所驱动的生物老化可诱导CAC发生可逆和不可逆的变化。

图9 生物老化对与PFAS去除相关的CAC表面性质影响的推测机制。

可逆变化包括由于生物膜及相关生物物质附着在CAC表面而引起的表面积、孔结构、粒径、表面元素组成和官能团的变化。在本研究中，生物老化后SSA的降低（表1）、Vmic/Vtotal比值的降低（表S8），以及粒径的增大（图5A）、含氧官能团的增加（图S4）和AEC与PZC的升高（图5C），均归因于这些效应。原则上，此类变化可通过去除附着的生物物质来缓解或逆转。反冲或超声波清洗等处理已被用于从吸附剂上脱附微生物和生物膜相关物质以恢复吸附能力。（50, 53）然而，某些紧密结合的物质即使经过强化处理也难以去除，其影响可被视为"永久性"变化。例如，先前的研究表明，紧密结合的胞外聚合物（TB-EPS）需要更严苛的条件（如加热）才能提取，而松散结合的胞外聚合物（LB-EPS）则可通过温和处理（如振荡后离心）去除。（62）这表明松散结合的物质可能在地下环境中流动地下水产生的剪切力作用下从生物老化CAC上脱离，（63）而紧密结合的物质可能持续存在于表面并在更长的时间尺度上继续影响吸附行为。这很可能解释了清洗生物老化CAC后在DB-CAC中观察到的SSA（表1）、Vmic/Vtotal比值（表S8）、粒径（图5A）和吸附能力（图3和4）的部分而非完全恢复。同时，DB-CAC中吸附能力的部分恢复表明，除了可恢复的生物膜相关效应外，生物老化还可能涉及CAC的不可逆变化。一种可能的贡献途径是CAC与活性氧物种（ROS）之间的局部反应。ROS如超氧阴离子（O2•?）、过氧化氢（H2O2）和羟基自由基（•OH）可通过生物过程、矿物-水界面的非生物反应以及碳材料介导的反应产生，并已在包括地下系统在内的环境基质中被报道。（64, 65）特别是，水位波动和海入侵影响的河岸带和沿海区域有利于ROS的产生，因为在热力学不稳定条件下氧与还原态物种（如Fe(II)）共存。（66）在河流影响的非承压含水层和冲积含水层中，已报道在过渡氧化还原条件下H2O2浓度可达数十至超过100 mM。（66, 67）鉴于ROS寿命短、有效作用半径有限（<200 nm），（68）生物膜与CAC的直接接触促进了可以永久改变CAC表面结构和组分的局部反应。然而，生物老化过程中ROS介导的CAC变化仍属假设，需要未来研究进行直接实验验证。

总体而言，结合表面表征和吸附数据，生物老化降低CAC吸附能力的主要机制包括结构降解（即SSA和孔体积降低）、表面疏水性降低（即O含量增加）以及质量传递阻力增大（即粒径增大）。这些变化共同削弱了CAC与PFAS之间的疏水相互作用。对于较短链、亲水性更强的全氟羧酸（如PFBA和PFPeA），这种影响更为明显，因为它们更依赖微孔的可及性和有利的表面相互作用进行吸附。（48）随着生物老化降低了微孔可及性并增加了表面极性，这些化合物的吸附亲和力损失大于长链PFAS。此外，增大的质量传递阻力进一步限制了短链PFAS的摄取，因为它们扩散更快且吸附驱动力更弱。（69）这些发现强调了在评估CAC屏障用于PFAS修复的长期有效性时考虑生物老化的重要性。

3.5. CAC原位修复地下水中PFAS的环境意义

由于微生物在地下环境中普遍存在且常以表面附着生物膜形式存在，（70?72）微生物附着和注入或布设固体材料上的生物膜发育是地下修复系统的重要考量因素。碳基材料被广泛报道为微生物载体或可定殖表面，因为其粗糙多孔结构提供了丰富的附着位点、保留营养物质并促进胞外电子传递。（18, 53, 73, 74）这些特性已被应用于工程化修复系统中以增强微生物生长和污染物转化。（18, 73, 74）此外，使用环境基质进行的研究表明，碳基材料上的微生物定殖可在数周至数月内进展至成熟生物膜，表明微生物附着远超出短期表面接触。（30, 75, 76）尽管关于原位CAC吸附屏障上生物膜形成的直接现场证据仍然有限，本研究的发现表明，CAC在布设于地下环境后很可能会经历微生物定殖和生物老化。据我们所知，迄今为止尚无研究系统评估生物老化对CAC上PFAS吸附行为的影响。因此，本研究的发现，特别是从等温线实验中获得的参数，为研究人员和修复实践者提供了有价值的信息。这些结果可以通过明确考虑现场条件下通常被忽视的生物老化影响，来支持对CAC寿命的改进预测和对原位CAC吸附屏障性能的更准确评估。然而，需要注意的是，本研究聚焦于由微生物附着和活动引起的CAC生物老化及其对PFAS去除性能的影响。在现场条件下，生物老化预期将涉及CAC、微生物和天然含水层材料（如土壤有机质和矿物表面）之间更复杂的耦合相互作用。这些组分可能影响胶体碳基材料的沉积和空间分布、微生物定殖以及生物膜发育的演变。（13, 77）此外，本研究用于制备生物老化CAC的CAC含量（5%，w/w）的选取是为了在合理的工程时间范围内实现老化CAC的充分回收。然而，这一用量远高于现场规模地下修复中通常施加的CAC含量，后者通常低于0.5%（w/w）。（6, 7）较高的CAC用量可能改变环境化学、影响CAC沉积和空间分布、影响微生物定殖和活动，以及改变CAC与天然含水层材料之间的相互作用。因此，本研究的实验室条件下观察到的生物老化的程度和特征可能与现场中发生的情况不同。相应地，在将本研究的发现外推至特定场地的CAC应用时应谨慎行事。此外，在自然环境中，CAC的生物老化是一个渐进且持续的过程，并与吸附屏障内PFAS的吸附和脱附同时发生。在本研究中，将MB-CAC和B-CAC的等温线参数作为固定输入应用，通过忽略这些参数随时间的动态演变简化了模型（假设屏障中填充的是完全新鲜或已老化的CAC）。在实际情况中，生物膜发育以及CAC、AS及相关生物物质之间的相互作用可能在空间和时间上发生变化。根据场地特定条件（如pH、温度、营养可用性、底物存在情况），初始微生物定殖可能在数小时至数天内发生，而成熟生物膜的发育通常需要数周至数月。（78）相反，抑制性化合物的存在或环境条件的剧烈变化可能破坏生物膜的结构、功能和组成。（79）因此，使用当前模型设置估算的RL可能高估了生物老化对CAC性能的不利影响，结果应谨慎解读。此外，此类比较未考虑其他与现场相关的因素，如有机质、共存的污染物、离子强度、PFAS降解剂的存在以及老化引起的CAC颗粒运移变化，（9, 11?14）这些因素可能影响地下水系统中的PFAS修复，因此不应作为现场应用的确定性指导。随着CAC吸附屏障越来越多地应用于PFAS影响介质的修复以及其在现场的长期运行，未来研究有望解决这些局限性。具体而言，结合天然含水层材料的柱实验将有助于阐明CAC-基质相互作用如何影响生物老化及CAC屏障的长期性能。除此之外，未来工作应通过在部署吸附屏障的现场直接采集和分析CAC样本来监测生物老化效应。此外，将微生物老化的动态和时间演化影响纳入数值模拟和运移模型工作，将为预测现场条件下CAC吸附屏障的长期性能提供更稳健和准确的框架。此类工作还将改善对PFAS和携带PFAS的CAC颗粒淋滤潜在风险的评估。