替代性全氟和多氟烷基物质（PFAS）是降低了风险，还是只是将风险转移了？关于其持久性、迁移性、生物累积性、毒性、暴露程度以及更安全替代标准的批判性比较研究

《Journal of Hazardous Materials》：Do Alternative PFAS Reduce Risk or Shift It? A Critical Comparative Review of Persistence, Mobility, Bioaccumulation, Toxicity, Exposure, and Safer Substitution Criteria

　　•PFAS的替代品被评估为风险转移，而不仅仅是简单的风险降低。•对十一种传统PFAS和十八种新兴PFAS在关键危害方面进行了比较。•综合考虑了持久性、生物累积性、毒性、迁移性和可处理性。•短链PFAS可能会降低生物累积性，但会增加迁移性和持久性。•提出基于功能的评估方法，以防止遗憾的PFAS替代选择。

引言
传统的全氟和多氟烷基物质（L-PFAS），包括全氟辛酸（PFOA）、全氟辛烷磺酸（PFOS）及相关的长链化合物，由于其极高的持久性、全球分布、生物累积潜力以及有据可查的毒理学问题，已成为环境化学中的一个主要挑战[1]、[2]。对几种L-PFAS的监管限制减少了或逐步淘汰了一些历史用途，但也加速了替代化合物的采用。这些替代品被用于工业和消费品中，包括短链全氟烷基酸（PFAA）、醚基PFAS、氯化多氟烷基醚磺酸（Cl-PFESA）、氟调聚物磺酸（FTSA）和多氟烷基磷酸酯（PAP）（图1）[3]、[4]、[5]。因此，核心问题不仅仅是这些化合物在结构上是否与PFOA或PFOS不同，而是它们是否降低了总体风险，我们通过考虑危害（持久性、迁移性、转化、生物累积、食物链传递、毒性和处理去除性）以及暴露情况来评估这一风险。

替代和新兴PFAS（A-PFAS，是一个功能性术语，而非结构分类）的引入是基于这样的预期：较短的氟烷基链、改良的功能基团或醚键可以减少生物累积性和人体内的停留时间。对于某些短链PFAS来说，这种预期在一定程度上是合理的，因为它们在选定的生物体和人体监测中显示出较低的生物累积性。然而，较低的生物累积性并不一定意味着较低的环境或健康风险。短链和超短链A-PFAS可能具有很高的持久性、水溶性，在常规处理过程中难以去除，并且在释放后在环境中广泛分布[3]、[6]。一些醚基和氯化的A-PFAS也表现出持久性、环境迁移性、在特定食物网中的生物累积性和毒理学活性。此外，前体化合物可以转化为持久的终端PFAA，从而增加了环境负荷[2]、[7]、[8]。

PFAS是一大类化学性质多样化的合成有机氟物质[2]。氟化化学品被广泛应用于工业和商业领域，包括消防保护、电子产品、半导体、家居产品、化妆品、洗涤剂、纺织品和食品接触材料[3]。PFAS可以在整个生命周期中释放，从生产和加工到产品使用、废物处理和处置。人类可以通过饮用水、食物、室内外空气、灰尘、职业接触和消费品接触到PFAS（图2）[2]。

在这篇综述中，我们使用“L-PFAS”作为实际比较类别，指的是历史上生产、广泛检测到和/或正式受到监管的长链PFAS，包括PFOA、PFOS、全氟壬酸（PFNA）及相关的长链同系物。我们使用“A-PFAS”来指代更广泛的替代PFAS群体，包括已记录的替代品、新兴PFAS、前体化合物和与替代相关的终端转化产物。已记录的替代PFAS包括用作受限制L-PFAS替代品的化合物，如全氟-2-甲基-3-氧己酸（HFPO-DA）和全氟(2-((6-氯己基)氧)乙烷磺酸)（6:2 Cl-PFESA）（图1）。新兴PFAS包括受较少监管或新发现的物质，它们的商业角色可能尚未完全记录。PFAA的前体包括氟调聚物醇（FTOH）、FTSA和PAP，这些物质可以转化为持久的终端PFAA，例如全氟己酸（PFHxA）和PFOA（图3）[2]、[7]、[8]。这种分类是必要的，因为并非每种非传统PFAS都是有意替换品，也不是每种前体或转化产物都应被视为L-PFAS的直接替代品。几个例子说明了这种区分的重要性。三氟乙酸（TFA）在水和其他环境介质中的检测越来越频繁，已成为一种重要的超短链PFAS，但它有多种直接和间接来源，包括氟化气体的大气转化和其他氟化前体的降解；因此，不应仅仅将其视为L-PFAS的直接替代品[9]、[10]。因此，正确的分类是评估PFAS替代是否降低了风险或转移了风险的前提。

A-PFAS的环境重要性日益明显。短链和超短链PFAA，如全氟丁酸（PFBA）、全氟丁烷磺酸（PFBS）、全氟己烷磺酸（PFHxS）、PFHxA和TFA，经常在水生系统中被检测到，包括饮用水源和偏远地区[11]、[12]、[13]、[14]。废水处理、氟化学品制造、大气转化、产品使用和废物流都可能对这些化合物的环境负担有所贡献。最近的可疑和非目标筛选研究还发现了许多以前未报告的PFAS，这突显了仅针对目标的监测的局限性[15]。然而，数据库检测结果、可疑筛选结果和基于监测的出现数据不应以相同的方式解释。在质谱数据库或回顾性筛选工作流中检测到的化合物并不一定代表量化的全球环境分布，除非有特定介质的监测数据支持[15]。

A-PFAS的毒理学证据并不均衡。一些化合物在实验或流行病学研究中与发育、肝脏、免疫、内分泌、代谢和细胞效应有关，但证据强度因化合物、终点、暴露水平和物种及内剂量指标而异[16]、[17]。对于PFAS而言，外部暴露浓度和体内负荷不能等同看待，因为毒代动力学、血清半衰期、肾脏清除率、蛋白质结合和物种特异性的消除方式强烈影响观察到的效应。因此，比较L-PFAS和A-PFAS时需要关注内部暴露、毒理学终点以及观察效应的暴露情景。

尽管关于PFAS的文献增长迅速，但核心的替代问题仍未解决：A-PFAS是否降低了总风险，或者它们将风险从生物累积性和人体内长期停留转移到了持久性、迁移性、转化性、扩散暴露、处理难度和生命周期结束时的不确定性？在这里，我们展示了L-PFAS和A-PFAS在物理化学性质、环境命运、长距离环境迁移（LRET）、出现频率、生物累积、食物链传递、毒性和暴露方面的共同特征。我们使用风险转移框架来评估替代是否降低了关键危害维度或将关注点从一处转移到了另一处。这种方法避免将所有A-PFAS简单地视为本质上更安全或更危险的，而是询问当前的替代策略降低了哪些危害维度，保留了哪些，或者加剧了哪些危害维度。

PFAS的历史反映了化学管理中的一个反复出现的模式：广泛商业化应用、对环境和人类暴露的延迟认识、对选定化合物的逐步监管，以及随后向替代化学物质的转变（图4）。PFAS的工业化始于1938年杜邦公司发现聚四氟乙烯（PTFE）[4]。3M公司在20世纪40年代开始商业化生产PFOS相关化学品，杜邦公司则在1951年开发了PFOA作为PTFE制造的加工辅助剂[4]。到了20世纪60年代末和70年代，已有证据表明PFAS可以在环境中和人体组织中积累，包括在人类血清和血液库样本中检测到PFOA（图4a）[18]。这些早期发现预示了后来对长链L-PFAS的持久性、迁移性、生物累积性和毒性的担忧。

监管响应逐渐发展（图4）。20世纪90年代末发布的毒性和环境分布信息增加了对主要制造商的法律和监管压力。21世纪初，美国EPA要求在制造或进口用于重要新用途的特定PFAS之前进行通知[4]。2006年的PFOA管理计划进一步针对PFOA排放和产品含量的减少，包括相关前体和更长链化合物[4]。国际上，2009年PFOS及相关化合物被列入《斯德哥尔摩公约》，随后在2019年又加上了PFOA及相关化合物[1]、[19]。这些行动确立了L-PFAS作为一个全球监管关注的重点类别。

全球各地的监管机构已经提出或监管了饮用水中的PFAS（图4）。2013至2015年期间，美国根据《未受管制污染物监测规则3》对PFOA和PFOS进行了监测，并将其列入污染物候选名单[4]。2016年，美国EPA发布了关于饮用水中PFOA和PFOS总浓度的70 ng/L的终身健康建议[3]。2024年出台了更为严格的联邦法规，为PFOA、PFOS、PFHxS、PFNA和HFPO-DA制定了可执行的饮用水限制，并对包含PFHxS、PFNA、HFPO-DA和PFBS的选定混合物采用了危害指数方法[3]。在中国，PFOA、PFOS和PFHxS被列入2023年的重点控制新污染物名单（图4a）[3]。其他司法管辖区，包括加拿大、欧盟、日本、澳大利亚和几个欧洲国家，也实施了控制PFAS生产、使用、排放或饮用水浓度的措施（图4b）[19]、[20]。

这些监管发展带来了两个相互关联的结果。首先，它们减少或限制了某些L-PFAS的用途。其次，它们鼓励采用A-PFAS，而这些替代品的完整环境、毒理学和处理特性往往不够明确。因此，从L-PFAS向A-PFAS的转变不能仅仅被视为监管的成功或失败。必须将其作为替代过程来评估：哪些危害得到了降低，哪些得到了保留，又产生了哪些新的管理问题？

对长链PFAS的限制促进了旨在保持技术性能同时减少与传统PFAS相关问题的替代化学物质的发展和采用。这些替代品通常被广泛称为“替代PFAS”，但这个术语应谨慎使用。在本综述中，“替代PFAS”主要指一个功能性术语，而非结构分类，包括有记录或合理作为受限制传统PFAS替代品的化合物。

三种替代策略尤其相关（图1）。首先是链长缩短，用短链类似物（如PFBA、PFHxA和PFBS）替换长链PFAA[3]、[5]。这种策略可以减少某些物质的生物累积性和人体停留时间，但由于短链PFAS通常更易溶于水且更难从受污染的水中去除，因此可能会增加迁移性和由此引起的暴露。第二种策略是用C-H键替换部分C-F键或引入其他极性功能基团，例如6:2多氟烷基磷酸酯（6:2 diPAP）和6:2氟调聚物磺酸（6:2 FTSA）。第三种策略是在主链中插入氧原子（醚键），从而缩短连续的全氟烷基段落，例如HFPO-DA和6:2 Cl-PFESA[5]。这些化合物旨在保持工业性能的同时改变环境和毒代动力学行为。然而，它们的持久性、迁移性、毒理学活性及其在环境介质中的检测结果表明，缩短全氟烷基链或引入其他功能基团并不能自动解决PFAS的风险问题。其中一些化合物直接作为产品替代品，而许多氟调聚物衍生物（例如FTOH）更好地被理解为可以转化为持久终端PFAA的前体。因此，即使前体本身不是传统PFAS的直接替代品，也必须评估其替代风险。

因此，这篇综述通过多维度的风险框架来评估A-PFAS，而不是简单的传统PFAS与替代品的对立。一个更安全的替代品不仅应减少生物累积性或人体半衰期，还应降低持久性、迁移性、向终端PFAS的环境转化、暴露潜力、毒性、处理难度以及生产、使用和排放的不确定性。如果一种替代品减少了某一维度，但增加了另一个维度，那么替代可能会转移风险而不是降低风险。扩散源在空间上是分散的，包括大气中的L-PFAS和A-PFAS的生物累积和营养传递机制。生物累积和营养传递对于评估PFAS替代是否能够降低生态和人类暴露风险，或者将风险转移到其他化合物、组织和食物网中至关重要。L-PFAS和某些A-PFAS已被发现在水生、陆地和河岸食物网中存在，但它们的累积机制与传统的疏水性持久性有机污染物（POPs）不同。PFAS的生物累积主要不是由中性脂质分配决定的，而是受到亲蛋白性的影响。

L-PFAS和A-PFAS的毒性证据对于确定PFAS替代是否能够降低健康和生态风险，或者将风险转移到研究较少的化合物上至关重要。针对L-PFAS和A-PFAS的毒理学研究使用了多种实验系统，包括斑马鱼、啮齿动物、其他脊椎动物、无脊椎动物、植物、藻类、细菌、人体组织、流行病学队列以及体外细胞培养或代谢组学平台（图10，表S12、S13）[172]、[173]。这些模型提供了机制上的见解。

根据第2.4节的内容，所检测的十八种A-PFAS中没有一种在所有维度上都满足净风险降低的标准（表S6）。然而，不同化合物的风险转移证据强度不同，我们对证据进行了区分，即已证明的风险转移、混合证据和不足的证据，而不是将所有A-PFAS一视同仁（表S6）。已证明的风险转移（至少有一个维度增加且没有维度减少）适用于6:2/8:2 Cl-PFESA、8:2 FTSA、8:2 monoPAP、6:2 diPAP。

本文评估了A-PFAS相对于L-PFAS是否降低了风险，或者是否在不同风险特性（持久性、移动性、转化、生物累积、营养传递、毒性、处理可去除性）和暴露维度上改变了风险。现有证据并不支持一种简单的结论，即替代PFAS要么普遍更安全，要么普遍更危险。实际上，替代效果是混合的。某些短链A-PFAS可能表现出较低的生物累积特性。

对传统全氟和多氟烷基物质（PFAS）的监管限制加速了替代品和新兴PFAS的使用，但替代效果的评估往往仅基于生物累积减少或人体停留时间缩短等狭义标准。本文对十一种传统PFAS（L-PFAS）和十八种替代品及新兴PFAS（A-PFAS）在物理化学性质、环境命运、全球分布、持久性、生物累积和毒性（PBT）方面进行了重要的比较评估。

**作者贡献声明：**
张坤峰：撰写——审查与编辑、撰写——初稿、资源收集、调查、数据分析、概念构思。
阿卜杜勒·卡迪尔：撰写——审查与编辑、撰写——初稿、资源收集、调查、数据分析、概念构思。
穆罕默德·阿尼斯：撰写——审查与编辑、撰写——初稿、方法研究、调查、数据分析、概念构思。
涂翔：撰写——审查与编辑、撰写——初稿、软件使用、概念构思。
傅青：声明在写作过程中使用了生成式AI和AI辅助技术。
在本文的准备工作期间，作者使用了“Publish or Perish”和Scopus AI工具辅助文献检索，并通过Paperpal、Grammarly和LLM改进了英文语言、可读性和手稿流程。使用这些工具后，作者根据需要对内容进行了审查和编辑，并对发表文章的内容负全责。

**利益冲突声明：**
作者声明没有已知的财务利益或个人关系可能会影响本文的研究结果。

**致谢：**
本项目得到了中央公益性科学机构基础研究基金国际合作专项（2025YSKY-66）、生态环境部饮用水源保护国家重点实验室开放研究基金（2024YYSYKFYB02）、中央公益性科学机构基础研究基金（2024YSKY-02）以及北京市自然科学基金的支持。

**作者名单：**
张坤峰 | 阿卜杜勒·卡迪尔 | 穆罕默德·阿尼斯 | 刘峰 | 元航 | 涂翔 | 傅青 | 张帆 | Zeeshan Ajmal | 于彦玲 | 常胜