開關表面活性劑對土壤及地下水中多環(huán)芳烴污染的增效修復研究進展

代朝猛，童汪凱，胡佳俊，段艷平，涂耀仁，賴小瑩，劉曙光，李繼香

1. 同濟大學土木工程學院，上海 200092

2. 上海大學生命科學學院，上海 200444

3. 上海師范大學環(huán)境與地理科學學院，上海 200233

4. 天津大學管理與經(jīng)濟學部，天津 300072

5. 中國科學院上海高等研究院，上海 201210

6. 中國科學院大學，北京 100049

多環(huán)芳烴(PAHs)普遍存在于環(huán)境介質中，因其具有致畸性、致癌性、致突變性而受到廣泛關注[1].PAHs具有較高的辛醇-水分配系數(shù)，進入地下水環(huán)境中極易被土壤介質吸附，對修復造成了較大的阻礙[2-4].近年來，常規(guī)表面活性劑增效修復面臨的問題是，表面活性劑與污染物混合后，很難將污染物分離出來，并且直接排放對環(huán)境造成負面影響，故解決表面活性劑與污染物的分離與回收利用技術是問題的關鍵[5-7].

開關表面活性劑的迅速發(fā)展使得表面活性劑增效修復的難題有了新機遇. 開關表面活性劑是一種可通過外界條件的施加，使其分子結構及性質發(fā)生可逆變化的表面活性劑，它具備常規(guī)表面活性劑的一切性質. 基于“可逆開關”特性，就可人為控制其表面張力及增溶、釋放疏水性有機物，輕易達到分離污染物、回收再利用開關表面活性劑的目的[8-9].

根據(jù)外界調(diào)控手段的不同，可將開關表面活性劑分為光開關型、CO2/N2開關型、氧化還原開關型、溫度開關型和pH開關型. 開關表面活性劑在藥物傳輸、生物基因傳遞、采油、環(huán)境修復領域均有涉及[10-11]，在環(huán)境修復中通常不使用pH開關型和溫度開關型表面活性劑，pH開關型表面活性劑對環(huán)境要求較嚴格，應用范圍窄，副產(chǎn)物在每個開關循環(huán)后都會在系統(tǒng)中積累[12]，溫度開關型表面活性劑的環(huán)境和經(jīng)濟成本較大，常用于制藥領域[13]. 因此列舉了常用于修復土壤及地下水PAHs污染的三類開關型表面活性劑進行闡述，如光開關型、CO2/N2開關型和氧化還原開關型表面活性劑.

1 開關表面活性劑的可逆增效機理

開關表面活性劑的“開”和“關”的狀態(tài)分別對應著其活化態(tài)和非活化態(tài)，“開關”的作用主要體現(xiàn)在以下兩方面：①改變表面/界面張力具有可逆性；②改變疏水性有機物在其溶液中的溶解度具有可逆性. 開關表面活性劑應用其增效性質時打開“開關”，表面張力顯著降低，使污染物從介質中脫附解吸，增加其流動性，同時污染物溶解在膠束內(nèi)部提供的疏水環(huán)境中. 分離開關表面活性劑與污染物時關閉“開關”，膠束解散，表面張力上升，污染物被釋放. 分離后的開關表面活性劑又可重新投入使用，其可循環(huán)利用的增效機理如圖1所示，在實際應用中的示意圖如圖2所示.

圖1 開關表面活性劑循環(huán)利用的增效機理Fig.1 Switchable surfactant-enhanced remediation mechanism for pollutants showing recycling utilization

圖2 開關表面活性劑的增效修復示意Fig.2 Schematic diagram showing the switchable surfactant-enhanced remediation

1.1 表面張力的可逆性改變

開關表面活性劑與常規(guī)表面活性劑的區(qū)別是其單體分子帶有某些可誘導膠束形成和解散的可逆性基團. 可逆性基團的調(diào)控導致其分子形態(tài)改變，疏水性和吸附性以及聚集的分子密度發(fā)生變化[14]，最終導致表面張力的改變[15]. 雖然不同可逆性基團的結構不同，其分子形態(tài)結構變化使得其聚集在氣液界面的作用力不同，但其對表面張力可逆改變的機理基本相同.

Kong等[16]發(fā)現(xiàn)，開關表面活性劑BSeUCB濃度在其CMC時，活化態(tài)單體分子的疏水基伸出液面，并在界面高密度規(guī)則聚集，此時表面張力為46.63 mN/m，將活化態(tài)轉變?yōu)榉腔罨瘧B(tài)后，其分子的疏水基發(fā)生了U型彎曲，在界面形成了密度較低的吸附層，使得表面張力升至59.15 mN/m，非活化態(tài)調(diào)控到活化態(tài)后，其單體分子又會重新在界面緊密聚集，故表面張力又可恢復至初始活化態(tài)的水平. Zhai等[15]也得出了類似的結論，開關表面活性劑STGMAzo濃度為CMC時，活化態(tài)分子中的偶氮環(huán)結構的π堆積效應，緊密有序聚集在界面，非活化態(tài)時則不能有效聚集，故活化態(tài)時的氣液界面最大吸附量和單分子面積分別是非活化態(tài)時的2倍和1/2，因此其分子結構的可逆變化使得單體分子在界面的聚集性可逆改變，進而活化態(tài)與非活化態(tài)的表面張力便循環(huán)可逆地變化.

1.2 增溶作用的可逆性改變

可逆增溶機理基于其膠束形態(tài)的變化，實現(xiàn)對污染物的增溶、釋放、再增溶的循環(huán). Long等[9]發(fā)現(xiàn)，光開關表面活性劑4-丁基偶氮苯-4′-(氧乙基)三甲基溴化銨(AZTMA)在活化態(tài)時的膠束處于緊密收縮狀態(tài)，PAHs可在其中穩(wěn)定溶解，非活化態(tài)的分子疏水尾鏈長度較短，膠束的尺寸減小，PAHs被釋放. 非活化態(tài)經(jīng)“開啟”變?yōu)榛罨瘧B(tài)后，膠束又會重新聚集并增溶PAHs，其動態(tài)變化如圖3所示. Liu等[17]采用分子動力學模擬方法，研究了CO2/N2開關型表面活性劑N′十二烷基-N,N-二甲基乙酰胺碳酸氫鹽對芘的可逆增溶行為，在活化態(tài)時其具備有序的膠束結構，芘溶解于膠束內(nèi)核的疏水環(huán)境中；非活化態(tài)的聚集體是無序的分子堆積結構，分子的頭基被周圍的水分子排斥，隨著長烷基鏈之間的疏水作用其分子不斷運動，將芘被排除在分子外. 增溶釋放過程如圖4所示.

圖3 光開關表面活性劑AZTMA對典型PAHs的增溶和釋放[9]Fig.3 Solubilization and release of PAHs by the optically switchable surfactant AZTMA[9]

圖4 CO2/N2開關型表面活性劑N′十二烷基-N,N-二甲基乙酰胺碳酸氫鹽對芘的可逆增溶釋放[17]Fig.4 Schematic diagram showing the release process for pyrene molecules by the CO2/N2 switchable micelle[17]

2 不同開關型表面活性劑的調(diào)控機理及增溶應用

2.1 光開關型表面活性劑

光開關型表面活性劑疏水鏈或頭基中含有偶氮苯基[9,15,18]、二苯乙烯[19]等可響應外界光刺激的光敏基團，經(jīng)可見光或紫外光照射，可引起分子結構發(fā)生順反異構轉變、聚合等變化[20]，使其在活化態(tài)與非活化態(tài)之間轉換，從而引起CMC、表面張力、黏度、膠束形態(tài)等一系列理化性質的改變.

Zhai等[15]合成了一種含偶氮苯基光開關表面活性劑STGMAzo，經(jīng)紫外光照射后可通過覆蓋旋轉、反轉、配位反轉等異構運動形式，由反式結構(活化態(tài))變?yōu)轫樖浇Y構(非活化態(tài))，其分子的異構化運動受壓力、溶劑和自身取代基等外部因素的影響. 順式結構在紫外光照射下僅1 s可發(fā)生分子結構改變，在可見光照射后10 s內(nèi)可完成順反異構化，且可循環(huán)20個周期保持吸光度無明顯衰減. STGMAzo在維持泡沫穩(wěn)定性方面也表現(xiàn)出卓越的可逆性，活化態(tài)具有較小的表面張力和CMC，泡沫更易在界面上形成吸附，泡沫產(chǎn)量較高，經(jīng)紫外照射后泡沫體積便可迅速減少.

Long等[9]研究了AZTMA增溶釋放PAHs的特性，在其10 mmol/L濃度下，芘的溶解度是順式(非活化態(tài))AZTMA下的2倍以上. 反式(活化態(tài))AZTMA經(jīng)紫外光照射2 h后，由2.4 nm的膠束變?yōu)?.7 nm的單體分子，膠束解散，約有68%的PAHs分子被釋放. AZTMA光異構化的可逆反應如圖5所示.

圖5 AZTMA光異構化的可逆反應Fig.5 The reversible photo-isomerization of AZTMA

目前，偶氮苯類的光開關型表面活性劑仍是研究的熱點，其可逆性極佳，響應迅速，與其他調(diào)控條件相比，光刺激具有無需添加劑、可重復性強、易控制等優(yōu)點. 當然，不足之處是應用中較難滿足調(diào)控的條件，給可逆增效帶來不便.

2.2 CO2/N2開關型表面活性劑

CO2/N2型開關表面活性劑是通常含有胍基、脒基、酸根結構等可相應受到CO2刺激的功能型基團的表面活性劑[21-23]. 通入N2和CO2的目的是使溶液pH上升和下降，表面活性劑離子化基團發(fā)生了質子化或去質子化反應[24]，溶解度發(fā)生改變，進而導致其表面張力等物化性質的改變.

陰、陽離子的CO2/N2型開關表面活性劑的開關機理不同. 通入CO2可使陰離子CO2/N2型開關表面活性劑“關閉”，使之生成了溶解度較低的中性形式HA，是因為其分子中通常帶有酸根結構，如羧酸、苯甲酸、硒酸等[25-27]，其本身就是這些酸的鈉鹽、鉀鹽等. 反應原理如式(1)[23]所示.

目前陰離子CO2/N2開關表面活性劑用于增溶PAHs的研究較少，多用于修復石油類泄露污染. 陽離子CO2/N2型開關表面活性劑的可逆機理則與陰離子型相反，其分子結構中通常帶有脒基、胍基等可響應CO2刺激的基團，通入CO2發(fā)生質子化反應便可使之“開啟”為活化態(tài)，通入空氣或N2、Ar等惰性氣體使之溶解性降低導致“關閉”. Liu等[28]在給N′-十六烷基-N,N-二甲基乙基脒的二甲基亞砜溶液中分別通入CO2和Ar后發(fā)現(xiàn)，溶液的電導率迅速上升又迅速下降，并且證實了通入CO2后生成了可溶于水的碳酸氫鹽，其可逆反應如圖6所示. 何珊珊[29]測試了十二烷基四甲基胍(DTMG)的可逆性與增溶能力，在通入CO2前后，表面張力變幅達78%左右，與同一碳鏈長度的常規(guī)表面活性劑十二烷基三甲基溴化銨(DTAB)相比，在其活化態(tài)時對芘的膠束分配系數(shù)(Kmc)是DTAB的1.3倍，且CMC僅為DTAB的1/25，其可逆反應如圖7所示.

圖6 N′-十六烷基-N,N-二甲基乙基脒的可逆反應Fig.6 The reversible reaction of naphthyl-hexadecyl-N-dimethylethyl amidine

圖7 十二烷基四甲基胍(DTMG)的可逆反應Fig.7 The reversible reaction of dodecyl tetramethylguanidine (DTMG)

雖然CO2/N2開關表面活性劑即使在較低濃度下也具有極佳的可逆特性，但由于其可逆調(diào)控后會有沉淀產(chǎn)生，所以沉淀物與PAHs分離是目前還未解決的問題. 因此，未來還需研發(fā)易與污染物分離的開關表面活性劑.

2.3 氧化還原型開關表面活性劑

氧化還原型開關表面活性劑可通過化學、電化學的方法來可逆的調(diào)控其溶液氧化還原態(tài)[16,30-32]，從而引起內(nèi)部膠束微觀形態(tài)的改變. 通常含有二茂鐵基的表面活性劑通過電化學方法進行氧化還原反應，轉化率較高且穩(wěn)定，是目前使用較成熟的一類[31,33-34].Long等[31]制備了氧化還原開關型表面活性劑十一烷基二茂鐵聚氧乙烯醚(FPEG)，發(fā)現(xiàn)其還原態(tài)(活化態(tài))經(jīng)氧化后的膠束尺寸發(fā)生了明顯變化，由9.9 nm縮至2.7 nm，膠束平均尺寸的減小使得CMC升高為還原態(tài)的2倍，其調(diào)控機理如圖8所示. 李光[32]探究了FPEG多環(huán)芳烴菲、芘、苊的可逆增溶特性，還原態(tài)FPEG濃度為500 mg/L時，F(xiàn)PEG對芘、菲、苊的增溶量可達到純水的33、22和7倍，且還原態(tài)FPEG對芘、菲、苊的增溶量是氧化態(tài)(非活化態(tài))時的2倍左右.

圖8 十一烷基二茂鐵聚氧乙烯醚(FPEG)可逆反應[31]Fig.8 The reversible reaction of undecylferrocene polyoxyethylene ether (FPEG)[31]

Li等[30]通過土柱淋濾試驗模擬了電化學氧化還原開關型表面活性劑N,N-二甲基二茂鐵甲基十二烷基溴化銨(Fc12)的實際修復應用. 結果表明，使用0.015 mol/L還原態(tài)(活化態(tài))Fc12對菲、芘污染土壤的沖刷效率分別為65.28%和46.45%，將淋洗液通過電化學氧化后，菲和芘的解吸率分別為74.94%和72.75%，表明通過簡單的電化學控制可以很好地分離PAHs與回收Fc12.

除了含有二茂鐵基或二硫化物的表面活性劑外，一些含硒化合物也可作為氧化還原型開關表面活性劑，通常額外添加還原劑和氧化劑來開啟和關閉.Kong等[16]合成了含硒羧基的氧化還原開關表面活性劑BSeUCB，這些表面活性劑的一個共同特征是疏水尾部末端位置都帶有苯基硒化物或芐基硒化物基團[35]，此類表面活性劑經(jīng)H2O2氧化后，二價硒化物轉化為親水性四價硒氧化物，表面活性大幅度提升，活化態(tài)CMC處的表面張力由67 mN/m降至46 mN/m左右. Lv等[36]合成了分子中包含兩個二價硒化物基團的表面活性劑 SBSe2S，當濃度大于CMC時，氧化態(tài)(非活化態(tài))SBSe2S溶液具有和純水相當?shù)谋砻鎻埩Γ?固界面的接觸角高達105.8°，無法產(chǎn)生穩(wěn)定泡沫，將其還原只需添加Na2SO3反應3 min即可，表面張力迅速降至51 mN/ m左右，液-固界面接觸角降至75.8°，且循環(huán)5~10次后，活性指標未發(fā)生明顯變化，其可逆反應如圖9所示.

圖9 SBSe2S的可逆反應Fig.9 The reversible reaction of SBSe2S

此類通過添加氧化劑、還原劑調(diào)控開關的表面活性劑發(fā)生多次循環(huán)反應后，一定量的副產(chǎn)物較易累積，可能會干擾下次的循環(huán)反應及活性，在應用中應嚴格控制氧化劑和還原劑用量，避免造成浪費和污染.

表1總結了用于增溶PAHs的三類開關表面活 性劑的代表性響應基團及其可逆反應原理，表2列舉了這三類開關型表面活性劑在活化態(tài)和非活化態(tài)時的臨界膠束濃度(CMC)與表面張力(γcmc).

表1 三類開關型響應基團及可逆反應Table 1 Details of the response groups and reversible reactions for the three types of switchable surfactants

表2 三類開關型表面活性劑臨界膠束濃度(CMC)、表面張力(γcmc)Table 2 Critical micelle concentrations (CMC) and surface tension values (γcmc) for the three types of switchable surfactant

3 影響開關表面活性劑去除土壤及地下水中PAHs的因素

目前關于開關表面活性劑去除土壤及地下水中PAHs污染的野外試驗還未有研究，研究者們大多參考了常規(guī)表面活性劑應用的影響因素，在室內(nèi)試驗中考察這些因素對開關表面活性劑增溶洗脫的影響.主要因素有溫度、pH、無機離子和土壤礦物. 這些影響因素一般是通過吸附作用、離子交換、靜電斥力等機理影響著開關表面活性劑的調(diào)控可逆性或增溶性[44-46].

3.1 溫度

通常溫度的變化不會使非溫度開關型表面活性劑的開關特性發(fā)生改變，至于表面活性劑的發(fā)泡性和泡沫穩(wěn)定性受溫度影響較大，且與開關表面活性劑的種類有關. 周素林[39]對陽離子CO2/N2開關型表面活性劑N′-十二烷基-N,N-二甲基乙脒基碳酸氫鹽(DMAAB-12)的研究表明，在不同溫度下，通入CO2后，非活化態(tài)DMAA-12向活化態(tài)DMAAB-12轉變過程中，電導率呈直線上升趨勢，且與溫度保持恒定條件下的變化相似，說明溫度不足以影響活化態(tài)的DMAAB-12與非活化態(tài)的DMAA-12之間的轉換. 溫度對其發(fā)泡性能稍有影響，在低溫情況下發(fā)泡性能較差，通入CO2，隨溫度的升高，泡沬體積先減小后增大，且起泡速度加快，泡沬逐漸均勻穩(wěn)定. 相反，Li等[30]的研究也表明，氧化還原型開關表面活性劑Fc12的還原態(tài)和氧化態(tài)的發(fā)泡能力都隨著溫度的升高而降低，溫度的升高會導致表面黏度降低，液膜變薄[47]，故泡沫穩(wěn)定性也呈現(xiàn)下降趨勢，特別是還原狀態(tài)的Fc12泡沫在40～60 ℃內(nèi)急劇下降.

3.2 pH

pH影響著PAHs在開關表面活性劑中的溶解度和釋放率，影響程度的大小取決于不同離子型開關表面活性劑的電荷密度，pH越高，體系中存在的負電荷可能越多. 在一定范圍內(nèi)，負電荷的存在可能會使帶正電荷的陽離子開關表面活性劑分子間的排斥作用減小，使得膠束更易形成. 當負電荷積累到一定程度也可能會使離子間排斥作用增強，導致膠束解散. 當pH在6～9之間時，芘在陽離子氧化還原開關型表面活性劑Fc12還原態(tài)中的溶解度隨pH升高呈現(xiàn)先增后減的趨勢；當pH=9時，溶解度達到最大；pH=10時，此時溶解度比最大溶解度減小了30%. 將Fc12氧化后，測得芘的釋放率在pH=8時達到最大[42].

開關表面活性劑的發(fā)泡性和穩(wěn)定泡沫的性能受pH的影響取決于其處于活化態(tài)還是非活化態(tài). 如Fc12處于還原態(tài)時，由于形成的膠束較穩(wěn)定，受體系內(nèi)電荷的影響較小，故pH在6～9的改變對其發(fā)泡性沒有顯著影響. 氧化態(tài)Fc12形成的膠束數(shù)量比相同濃度下其還原態(tài)大大減少，F(xiàn)c12單體會直接與帶負電荷的OH-反應，同時也減少了膠束之間的斥力，故pH對其發(fā)泡性與泡沫穩(wěn)定性影響較大，均隨pH的升高而降低[30].

另外，pH影響著開關表面活性劑的吸附和解吸的程度、溶解度. 在酸性pH條件下，土壤膠體攜帶的正電荷高于負電荷，土壤對陰離子開關表面活性劑的吸附量會隨著土壤pH的降低而增加，若體系中存在交換反應，可能會改變體系的pH. 這也是在表面活性劑強化修復技術中，非離子表面活性劑更受青睞的原因[48].

3.3 無機離子

無機陽離子的濃度對開關表面活性劑的可控性影響甚微，周素林[39]用電導率測試了在不同濃度的NaCl溶液時，開關表面活性劑DMAAB-12的 CO2/N2開關靈敏度，結果表明，溶液電導率的變化基本是由于NaCl的濃度引起的，對其激發(fā)和關閉的難易幾乎無影響.

陰離子開關表面活性劑與Ca2+、Mg2+等金屬陽離子結合形成不溶性鹽而沉淀[49]，相反，無機陽離子一方面可以減少陽離子與非離子開關表面活性劑在土壤礦物上的吸附量，如Na+、Mg2+、Cr3+等金屬陽離子能使陽離子CO2/N2開關表面活性劑DTTM在黏土礦物上的吸附量降低[50]，且?guī)д姾稍礁叩年栯x子的吸附抑制作用越明顯[51]；另一方面，無機離子可使非離子表面活性劑分子結構中的烷基鏈發(fā)生“鹽析”效應[52]，同時增加界面附近表面活性物質的積累[53]，起到提高表面活性劑性能的作用. 李光[32]在非離子氧化還原開關表面活性劑活化態(tài)的FPEG溶液中，加入了0.1 mol/L的NaCl和CaCl2，其CMC由原來的15 mg/L分別降至12和8 mg/L，由于CMC的降低，膠束則更易形成，對芘的摩爾增溶比(MSR)較其單獨溶液時增加了49%和19%.

3.4 土壤礦物

土壤礦物對開關表面活性劑的影響主要是吸附作用. Amirianshoja等[54]發(fā)現(xiàn)，各種礦物對表面活性劑都有不同程度的吸附，通常陰離子表面活性劑的吸附量小于非離子表面活性劑[55-56]. 由于大多數(shù)土壤礦物帶負電荷，具有較高的陽離子交換能力，故極易吸附陽離子開關表面活性劑. 土壤礦物會導致表面疏水性增強，會使已經(jīng)溶解在表面活性劑膠束中的有機污染物再吸附到土壤礦物膠體中[57].

土壤礦物中黏土礦物成分是影響吸附的主要因素. Zhang等[50]研究發(fā)現(xiàn)，在接近中性pH下，開關表面活性劑DTTM質子化后帶正電，在以碳酸鈣為主體成分的純方解石上表現(xiàn)出低吸附性. 然而，蒙脫石和高嶺土等帶負電荷較多的硅質礦物對DTTM具有高吸附性. 為了減少陽離子開關表面活性劑在硅質礦物上的吸附，目前使用較多的一類方法是將陽離子開關表面活性劑與非離子表面活性劑復配[58]. Hu等[8]研究了陽離子開關表面活性劑11-二茂鐵基十一烷基三甲基溴化銨(FTMA)與非離子表面活性劑Tween80的混合體系在蒙脫石上的吸附，研究表明，加入Tween80后，由于氫鍵作用，F(xiàn)TMA的陽離子交換作用減弱. 當FTMA添加量為2 874 mg/L，Tween80的添加量為50倍的CMC時，F(xiàn)TMA的吸附量下降了16%，同時Tween80的吸附量從118.7 mg/g降至62.7 mg/g.

4 結論與展望

4.1 結論

a) 開關表面活性劑用于修復土壤及地下水中PAHs污染的增效機理包括改變表面張力的可逆性和增溶作用的可逆性，可逆性的變化基于單體分子和膠束形態(tài)的改變.

b) 用于修復土壤及地下水PAHs污染的開關表面活性劑有光開關型、CO2/N2開關型和氧化還原開關型. 不同開關型的調(diào)控機理基于所有不同的化學反應的發(fā)生，光開關型表面活性劑調(diào)控速度快、調(diào)控手段簡易環(huán)保、可逆效率高，在修復地下水PAHs中很有發(fā)展?jié)摿Γ瑢嶋H應用中調(diào)控條件較難滿足；CO2/N2開關型表面活性劑具備很好的乳化/破乳性能和增溶能力，不足之處是其本身形成沉淀與污染物較難分離，且CO2的大量使用可能會對環(huán)境造成負擔；氧化還原型開關表面活性劑的轉化時間短，增溶效果明顯，不過操作手段較復雜，每次循環(huán)的添加劑和產(chǎn)物易累積，對可逆次數(shù)造成影響.

c) 影響開關表面活性劑在土壤及地下水中修復PAHs的因素研究是基于室內(nèi)試驗探究而來，其主要有溫度、pH、無機離子和土壤礦物. 這些影響因素對開關表面活性劑本身和修復過程起到了正反兩方面作用，這些作用包括吸附作用、離子交換、靜電斥力等.

4.2 展望

a) 盡管目前的技術在實驗室能合成很多類型開關表面活性劑，但能做到批量生產(chǎn)、易精準控制、循環(huán)次數(shù)多、所用激發(fā)開關的物質環(huán)保易得等優(yōu)點的卻很少，后續(xù)有必要在上述方向進一步探索與改良.

b) 目前在土壤及地下水PAHs污染修復中，開關表面活性劑的普及率極低，根本原因是其經(jīng)濟效益較低、調(diào)控所需環(huán)境要求相對較高. 直接原因是由于在野外實際應用過程中有很多因場地環(huán)境而變化的復雜動態(tài)因素. 該文提到的pH、溫度、離子、土壤性質僅在室內(nèi)試驗中進行了單獨的探究，未來需結合野外試驗進行動態(tài)綜合考察. 復雜環(huán)境下的影響也需亟待解決兩個方面問題：一是復雜環(huán)境因素的耦合作用下必然會影響開關表面活性劑增溶洗脫的過程，其在多孔介質中的運移規(guī)律受外界因素限制較多，如其吸附損失、增溶洗脫時效性等影響機理需進一步完善；二是淋洗后的液體的分離問題. 淋洗后的液體成分相當復雜，勢必影響開關的調(diào)控，建議今后可在其可控性方面入手，明確不同應用環(huán)境中的分離難點是否與其調(diào)控開關有關，比較不同開關在不同環(huán)境應用的差異才能從根本上解決分離難題，同時也可為開關表面活性劑的研發(fā)合成提供理論數(shù)據(jù)支撐.

c) 今后需重視開關表面活性劑的生態(tài)毒理特征，其對土壤及地下水系統(tǒng)的生物多樣性、群落結構方面的影響有待完善.