在过去的十余年间，全球范围内有关全氟和多氟烷基化合物(perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances,PFASs)的环境和健康风险研究持续升温[1]. PFASs泛指脂肪烃碳链上与全部或多个碳原子相连的所有氢原子被氟原子取代，而形成的整体或部分含有CnF2n+1—基团的化合物[2]. 其是一类人工合成并广泛用于化工领域的含氟化学品，具有较好的热稳定性和化学稳定性，能显著降低水的表面张力，从19世纪50年代开始被广泛应用于农药合成、 电镀、 消防、 织物整理和高分子聚合物生产等行业[3].

对于PFASs环境风险的关注肇始于2001年Giesy等[4]关于生态系统中野生动物体内普遍监测到全氟辛烷磺酸类化合物(perfluorooctane sulfonic acid,PFOS)以及Hansen等[5]关于人体血液中广泛监测到PFOS以及和全氟辛酸类化合物(perfluorooctanoic acid,PFOA)的研究. 在此之前，全球最大的PFASs生产企业美国3M公司于2000年宣布停止生产PFOS，人们普遍认为其出于对该类产品的环境和健康风险的考虑. 随后更多的研究表明，全球环境介质以及野生动物和人体体内(血液、 母乳、 肝脏)普遍存在PFASs污染[6, 7, 8]，尤其是以PFOS和PFOA为代表的碳链长度为8个碳的长链PFASs. PFOS于2005年被提名作为一种持久性有机污染物(POPs)，后被正式列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》[9]. 2006年，8家全球主要的PFOA生产企业与美国环保署(United States Environmental Protection Agency,USEPA)签署协议，宣布到2015年自愿逐步消除PFOA的排放和使用[10]. 碳链长度达到11~14个碳的长链PFASs则被欧洲化学品管理局列为高关注物质(substances of very high concern,SVHCs)予以控制[11]. 2009年，美国及经济合作与发展组织(Organization for Economic Co-operation and Development,OECD)代表在国际化学品管理大会第二次会议上提议将以PFOS和PFOA为代表的长链PFASs被以“全氟化合物(perfluorinated chemicals,PFCs)”的名义列为国际化学品管理新兴政策问题，呼吁全世界范围内予以替代和淘汰[1,12]. 然而，随着作为“长链”PFASs 的“安全”替代品的多种“短链”PFASs及其氟调聚物逐渐大规模推广和使用，近年来已有越来越多的监测研究表明，部分“短链”PFASs的环境的浓度正在显著提高，甚至已经达到与“长链”PFASs相当的浓度水平[13, 14, 15]. 2014年，国际PFASs研究科学家团体发表关于PFASs环境风险的赫尔辛基宣言(Helsingr Statement)，明确强调：持续升高的各类PFASs环境和人体暴露将预示逐渐增大的生态环境和人体健康风险[16].

自2000年3M等全球主要PFASs生产企业逐步停止PFOS和消减PFOA生产以来，中国已成为全球PFASs及其替代品的主要生产、 进口和使用国，尤其是全球范围内含有PFASs的各类工商业消费产品的主要生产国和供应国[17, 18, 19, 20]. 许多学者报道了在中国境内的PFASs排放状况和污染水平，并揭示了由此引发的生态环境和人体健康风险[17, 20, 21, 22, 23]. 然而，国内的现有研究基本上还主要集中在已经被纳入国际化学品风险管理范畴的以PFOS和PFOA为代表的长链全氟烷基酸类化合物(perfluoroalkyl acids，PFAAs). 对于目前类别广泛的其他种类PFASs物种(如PFAAs的中性前体物、 全氟及多氟替代品等)的环境危害性、 暴露以及引致的风险研究还鲜有涉及，造成学界和管理界对PFASs整体环境和健康风险的认识尚存很大不确定性. 事实上，PFASs是一类包含上百种物种的有机氟化工产品大家族. 一方面，长期以来关于纷繁的PFASs物质概念及术语的运用存在不确定性及混淆，PFASs所涉及的物质种类和范畴的一直较为模糊，以至于各国间开展PFASs风险管理的范畴也不甚明确和统一[1,2]. 另一方面，在庞大的氟化工产业链背景下，因添加量少、 形态繁多及商业秘密等多种原因，数以百计的PFASs及其前体物的种类、 性质、 生产、 消费和环境释放与暴露等的认识都尚存诸多空白.

本研究旨在系统厘清国际学术界关于PFASs的术语、 范畴和应用物质的界定与变迁，遵循化学品风险评估的基本逻辑步骤，以PFASs的环境危害性评估和暴露评估为重心，综述评析当前关于PFASs环境风险评估研究现状、 不确定和未来趋势，以期为全面和客观认识PFASs物质及其环境风险，明晰主要研究方向以及合理开展风险管理行动提供参考. 1 PFASs的术语、 范畴和应用物质的界定与变迁 1.1 从PFCs到PFASs

国际社会对于PFASs曾长期没有一个统一的定义和范围界定. 鉴于PFASs环境风险问题始于8个碳的PFOS和PFOA，OECD早期开展的调查研究围绕上述两类物质展开，由于涉及的物质种类众多，遂开始将其所代表的不同碳链长度的全氟磺酸类化合物(perfluoroalkyl sulfonic acids,PFSAs)和全氟羧酸类化合物(perfluoroalkyl carboxylic acids,PFCAs)合并定名为PFCs，分别指代：“具有6个碳及以上PFAS和8个碳及以上的PFCAs，以及作为其前体物的氟调聚物[12]. PFCs一词被美国环保署、 国际化学品大会等机构及许多学者所采用，成为此后国际管理界和学术界广泛应用的术语. 与此同时，“PFCs”以及采用上述物质的酸类物质简写“PFSAs”、 “PFCAs”或“PFAAs”等用语也被各类文献使用. 面对不断涌现的PFASs相关物质及研究的日渐增多，而术语五花八门的状况，以Buck等[2]领衔的来自PFASs主要研发机构的专家，基于PFASs的化工谱系、 衍生关系及物质结构、 性质相关性等问题的进行全面梳理，对PFASs提出了一套较为完整合理的定义、 术语系统和物质范畴[2]，尤其提出应该用“PFASs”取代“PFCs”一词，作为此类化合物的统一术语. 主要理由在于“PFCs”也可以指代与此类关注化合物无关的全氟化碳(perfluorocarbons)，该名词也被用于京都议定书中的某些全氟取代的烷烃类温室气体. 从近年来的国际学术界的反馈来看，Buck等[2]的PFASs术语以及物质范畴得到了广泛认可，尤其是其得到了OECD全球PFCs专家组的采纳[1].

OECD基于Buck等[2]所提出的PFASs物质谱系，如图 1所示. 总体而言，PFASs可分为非聚合物和聚合物两类.

以非聚合物形式存在的PFASs主要包括：①全氟烷基酸类化合物及其盐类和酯类，如PFCAs和PFSAs及其相应的钾盐和铵盐； ②全氟和多氟烷基醚类化合物(per-and polyfluoroalkyl ethers,PFPEs)的羧酸或磺酸及其盐类； ③全氟烷基酰氟(perfluoroalkane sulfonyl fluoride，PASFs)及其衍生物； ④全氟烷基碘(perfluoroalkyl iodides,PFAIs)及氟调聚物，如氟聚醇类(fluorotelomer alcohol,FTOH)和氟聚磺酸类(fluorotelomer sulfonate,FTS)[2]. 其中，上述后两种物质往往以可挥发性中性分子形式存在，又被统称为中性PFASs(neutral,nPFASs)[24].

以聚合物形式存在的PFASs则根据全氟基团(CnF2n+1—)取代位置的差别，主要包括主链氟聚物(backbone fluorinated polymer)和侧链氟聚物(side-chain fluorinated polymer)两种：主链氟聚物是指由多(全)氟碳链或醚链所形成主链的聚合物(分别称为fluoropolymer和perfluoropolyether)，通常由含氟烯烃或醚基单体通过共聚或齐聚等方式聚合而成； 侧链氟聚物则指多氟或全氟基团以侧链形式附着在非氟主链的聚合物，通常由丙烯酸、 甲基丙烯酸、 氨基甲酸等非氟单体与PASFs或FTOH等含氟单体共聚而成，典型的例子如用于织物整理的全氟甲基丙烯酸酯聚合物(fluorinated methacrylate polymer,FTMAC)[20].

与图 1所示复杂的PFASs物质谱系相应的是非常广泛PFASs的物质范围和种类. 仅就PFOS而言，OECD在2004~2009年在全球范围内的调查识别出165种PFOS类物质[12]，而EPA管控的碳链长于或短于8的PFSAs或聚合物则多达270种[25,26]，并且这些物质又以不同的盐类、 酯类和醇类等众多工商业化学品形式存在于市场中. 迄今为止，多数种类的PFASs的物质信息尚处于商业保密之中，人们尚不清楚全球存在多少种PFASs产品在生产、 使用和贸易之中. 与此同时，各类PFASs之间在产业与环境中还存在着复杂的连带关系[2, 20, 27]，例如：一种PFASs可以作为其他PFASs生产过程的添加剂，留存在产品中的杂质或残余，也可以经过生物或非生物反应过程转化为另一种PFASs.

在早期的报告中，基于毒性和生物累积性不同的考虑，OECD和EPA等国际机构将全氟取代的碳原子数目大于等于6的PFSAs、 全氟取代的碳原子数目大于等于8的PFCAs定义为长链(long-chain)物种，反之则称为短链(short-chain)物种[12,25]. 随着对于PFASs生物累积性研究的深入，人们普遍认为碳链长度大于7的PFCAs具有较为显著的生物富集效应，并且碳链长度越长，生物富集能力越大[28]. OECD将长链PFCAs划分依据修改为全氟取代碳原子数目大于等于7，而维持PFSAs划分标准的不变[1]. 值得注意的是，尽管OECD的定义仅以PFAAs作为范例，对于这些物种的衍生物、 前体物以及其他非聚合物PFASs亦同样适用.

学界普遍认为，长链PFASs物种比短链PFASs具有更高的固有环境危害性，因此国际社会正逐步在淘汰长链PFASs在各领域的应用[1,29]. 以全氟丁烷磺酸(perfluorobutane sulfonic acid,PFBS)和全氟己烷羧酸(perfluorohexanoic acid,PFHxA)及其衍生物为代表的短链PFASs则以替代品的形式大规模地在原长链PFASs应用的各个领域得以推广和使用，如表 1所示[1, 30, 31].

8∶2 FTOH的丙烯酸酯

4∶2FTOH或6∶2FTOH丙烯酸酯及聚合物

6∶2氟调聚类衍生物

环境持久性、 生物累积性、 潜在毒性(persistent,bioaccumulative and toxic,PBT)和长距离迁移能力(long-range transport potential,LRTP)为基本评估指标的环境危害性评估一直是全球化学品环境风险评估的首要步骤. 本研究以下就按照这几项化学品环境危害性评估的关键指标，综述评析当前PFASs的环境危害性评估现状与不确定性. 2.1 环境持久性

长链PFAAs能够抵抗光解、 水解、 OH自由基氧化和生物降解，具有显著的环境持久性[32]. EPA针对PFOS在水中光解作用研究结果表明，25℃时PFOS的间接光解半衰期估计超过3.7年[32]. OECD的PFOS危害评估报告也指出PFOS任何环境条件测试中都未出现水解、 光解或生物降解[33]. Gomis等[34]对PFAAs的总持久性(overall persistence,Pov)的模拟结果表明，PFOS、 PFOA等长链PFAAs的Pov指标均大于1000 d[34]. 现有的全球监测也证实，PFASs能够广泛在远离源头的偏远地区环境和生物体中检出[6,7].

由于具有相似稳定的全氟取代结构，在环境介质中，短链PFAAs与长链PFAAs具有类似持久性[35,36]. 表 2列举了EPA的环境危害性评工具PBT Profiler对5种PFAAs的环境持久性、 生物累积性和毒性的模拟运算结果，结果表明，在各种介质中短链PFAAs与长链物种相比均呈现相当的持久性. 值得一提的是，在动物和人体内，短链PFAAs普遍呈现出比长链PFAAs短得多的血清消除半衰期[37]. 然而这一现象并不能表明短链PFAAs的持久性低，其主要原因是短链PFAAs具有更高的渗透性，更容易通过体液排出体外[34].

近年来，部分学者针对nPFASs替代品的环境持久性进行了评估. PASFs、 FTOH及其衍生物普遍具有较低的环境持久性，极容易降解生成对应相同碳链长度的PFAAs，所以被认为是PFAAs的前体物质[18,20]. 例如，Hurley等[38]和Andersen等[39]在气相实验中观测到了6 ∶2、 3 ∶1和5 ∶1 FTOH与OH自由基反应生成短链PFCAs. 但目前，其他类别的nPFASs环境持久性的研究数据尚很不充分，其结果也存在较大不确定性[37]. 2.2 生物累积性

对于PFASs生物累积性的研究通常主要沿用基于疏水性化合物定义的生物蓄积因子(bioconcentration factor,BCF)或生物累积因子(bioaccumulation factor,BAF)展开，一般认为BCF或BAF超过5000为具有生物累积性，而BCF或BAF介于2000~5000之间则具有潜在的生物累积性[40]. BCF监测证据显示，长链PFASs(PFOA除外)普遍具有较为显著的生物富集效应，并且碳链长度越长，生物富集能力越大[28]. 例如，虹鳟对C10以上的PFCAs的生物富集因子超过持久性有机污染物BCF大于5000的标准[41]. 而短链PFASs则普遍具有较低的BCF(见表 2). 然而近年来，部分研究者质疑BCF对于评价具有高水溶性、 易解离性的PFASs这类物质生物累积性的适用性[29,37]. 主要原因是两方面：一方面，对于水生鱼类而言，PFASs的高水溶性可以使其通过鱼鳃渗透等方式从鱼体内有效排出，从而降低了PFASs的表观BCF. 而对于陆生动物而言，PFASs并不能有效通过空气呼吸排出，用鱼类BCF进行评估则会低估PFASs的生物累积性. 改进方法是采用生物放大因子(biomagnifications factors,BMFs)或食物链放大因子(trophic magnification factors,TMFs)进行评估[29]. 事实上，欧盟REACH(Registration,Evaluation,Authorisation and Restriction of Chemicals)是通过分析不同营养级生物相的浓度确定PFOA具有生物累积性的[11, 29, 37]. 另一方面，PFASs的易解离性可以使其易于穿透生物体表屏障而被生物吸收[42, 43, 44]. 部分学者认为离子化而荷电的PFASs分子更容易与生物膜上的磷脂层结合[45,46]，部分学者则认为PFASs易与蛋白质结合从而在肝脏和血液中得到富集[47]，而传统基于脂-水分配的BCF并不能模拟这一情况[34]. 改进的方法是采用基于磷脂的模型(phospholipid,PL)或基于蛋白结合的模型(protein binding,PB)进行评估[48]. 由此可见，对生物累积性评价指标选取的科学性探讨也是目前关于PFASs环境危害性研究的一个重要方面.

3

目前针对PFASs环境和健康不利影响的研究主要集中在PFOS和PFOA等长链PFASs. 斑马鱼胚胎生殖毒性测试表明C10及以下的PFCAs的生殖毒性随着碳链长度的增加而增大，同碳原子数的全氟磺酸的毒性要略高于全氟羧酸[49]. 目前关于短链PFASs的毒理学研究数据主要来自于其化学品开发和生产商. 有研究通过对大鼠、 小鼠、 猴子等哺乳动物进行毒理实验，发现短链PFASs哺乳动物毒性相对较弱，其在动物体内代谢降解和去除速率比长链PFASs快[50, 51, 52, 53, 54]. 生态毒性方面，现有短链PFASs生态毒性研究非常有限[49, 55, 56, 57]，存在很大空白. 2.4 长距离迁移性

以PFOS为代表的长链PFAAs已经被证实具有显著的长距离迁移性[32]. 长链PFAAs长距离迁移的主要途径是有3种：由挥发性前体物的迁移转化带来的大气沉降[36]； 直接通过环境释放进入水体而进行迁移[27,58]； 通过海洋气溶胶的迁移[59]. 全球监测结果表明，在远离排放源的偏远地区的生物体体内能够普遍检出以PFOS、 PFOA为代表的长链PFASs[60]. 对于短链PFAAs以及其他含氟替代品，目前尚无长距离迁移的监测数据. 现有的模型模拟长距离迁移能力的评价指标，如特征迁移距离(characteristic travel distance,CTDs)和转化效率(transfer efficiency,TE)等，均显示短链PFASs与长链PFASs相当的长距离迁移能力. 理论上，与长链PFAAs相比，短链PFAAs具有更好的水溶性和弱吸附固体能力，从而具有更强的迁移性[37,58].

部分学者关注可挥发性nPFASs在PFAAs长距离迁移进程中的贡献. 与PFAAs相比，nPFASs往往具有更高的饱和蒸汽压和更强的挥发性，可以通过全球大气环流进行长距离的输运，在此过程中发生降解生成PFAAs并最终沉积在远离排放源的偏远地区. Wania[61]借助模型比较了洋流直接输运和大气FTOH输运对极地PFOA的贡献，结果表明洋流直接输运对极地PFOA的绝对贡献高于大气FTOH输运的10倍[61]； 而考虑到全球PFOA环境释放量高于FTOH环境释放量近2~3个数量级[61]，大气FTOH输运的相对效率其实不容小觑. 对于短链nPFASs，其大气反应活性与长链物种相当，并且与相应链长PFAAs相比具有更高的使用和环境释放量，理论上，其对PFAAs长距离迁移应当有更高的贡献. 3 PFASs的环境和人体暴露评估的现状与不确定性 3.1 PFASs的环境暴露 3.1.1 PFASs的环境暴露浓度水平

迄今，PFASs已在全球范围内的水、 沉积物、 土壤、 大气环境中被广泛监测到. 对于PFASs和PFCAs等可在水体中高度解离的物种而言，水环境是其最具代表性的污染指征介质[62, 63, 64, 65, 66, 67, 68, 69, 70, 71, 72, 73, 74]，如图 2所示. 地表水环境中普遍监测到的PFASs物质为C8的PFOS和PFOA、 C9的全氟壬酸 (perfluorononanoic acid,PFNA)和C10的全氟癸酸(perfluorodecanoic acid ,PFDA)等长链PFASs. 从地区分布来看，亚洲地区的中国东南沿海、 韩国、 日本等地区浓度较高，普遍大于100 ng ·L-1，部分地区浓度为几百至上千ng ·L-1. 欧洲地区除个别监测点浓度较高，其余普遍小于几十ng ·L-1. 美国东部报道的监测浓度较高，在几百ng ·L-1左右. 除地表水以外，Mak等[75]对全球自来水中监测状况进行综述，研究表明亚洲地区PFOS和PFOA浓度偏高，特别是中国和日本，此外，印度、 意大利自来水中含有一定量的长链PFASs，其余地区浓度较低[75]. Wang等[76]对中国以PFOS、 PFOA为主的PFAAs的环境介质分布进行了综述，研究表明中国的区域城市化和工业化与PFAAs的排放和污染密切相关. 总体而言，水环境中长链PFASs的浓度在逐渐降低，如由于斯德哥尔摩公约管控，珠江等水环境浓度逐步降低[77,78].

对于全氟调聚醇、 全氟磺酰胺(fluorinated sulfonamides,FOSAs)和全氟磺酰胺基乙醇(fluorinated sulfonamidoethanols,FOSEs)等nPFASs而言，大气环境是其主要的污染指征介质. 例如Gawor等[24]采用被动监测对全球最多46个观测站点中大气nPFASs进行了监测，发现FTOHs是nPFASs的最主要物种[24]. 赵洋洋等[79]将松针作为nPFASs的一种被动采样形式，对天津市松针中的nPFASs的浓度水平进行测定，研究表明8 ∶2FTOH和10 ∶2FTOH是松针中主要检出物，从一定程度上反映大气中nPFASs的浓度水平[79]. 表 3为文献报道的全球各地大气中FTOH浓度监测结果. 结果表明，全球范围内日本大阪的大气中监测出FTOH浓度最高，发达国家(如美国、 英国和日本)大气中FTOH浓度普遍高于发展中国家(如中国和印度).

目前日益引起关注的是，在近几年的环境监测研究中，作为长链PFASs替代品的短链PFASs在水环境中的浓度逐步升高[58]. 水环境中短链PFASs的主要监测到的物质为全氟丁酸(perfluorobutanoic acid,PFBA)、 PFBS、 PFHxA等. 从地区分布来看，美国、 欧洲各国、 亚洲的中国、 韩国和日本等国家普遍检出C4和C6的PFASs，特别是中国东部地区监测浓度较高. 中国作为目前PFASs最主要的生产和加工地，部分地区水环境中短链PFASs浓度接近甚至高于长链PFASs浓度，如：辽宁阜新和武汉汤逊湖等地区. 辽宁阜新地区地表水环境中PFBS的浓度约为几百ng ·L-1，显著高于PFOS和PFOA[13]. 在武汉汤逊湖中PFBS和PFBA是地表水中最主要的PFASs，浓度分别是3660 ng ·L-1和4770 ng ·L-1 [14].

水环境中短链PFASs，特别是PFBS、 PFBA的浓度急剧升高，主要原因在于：首先，短链PFASs具有易于释放和迁移的特性. 例如，Gellrich等[58]的研究表明短链PFASs可以穿透土壤层，更容易随地表径流迁移，短链PFASs比长链PFASs具有更好的水溶性且在水环境中不易被去除[58]. Ahrens等[86]发现短链PFCAs主要出现在溶解相随水流迁移，而长链PFCAs和PFSAs则主要黏附在颗粒相中. 其次，由于部分短链PFASs在工业应用性能表现上略逊于长链PFASs[87]，为达到相同效果需要使用更多的短链PFASs，有可能引发更高环境释放和暴露[16].

短链PFASs有可能成为未来水环境(尤其是饮用水)中含氟物质最主要的污染源. 虽然学界尚未就短链PFASs的环境持久性、 生物累积性、 毒性等危害性形成共识，但目前可以确认的是，持续升高的短链PFASs环境暴露和人体负荷将预示逐渐增大的生态环境和人体健康风险[16]. 短链PFASs的环境风险研究现存在非常大的空白和不确定性，将成为全球学术界和管理界未来持续关注的焦点. 事实上，由于PFASs独特的理化特性，目前学术界对于其生物累积性的判别已经另有看法，而短链PFASs不断增高的环境浓度已引起各界对其环境风险的审视与关注.

综上所示，PFASs具有纷繁复杂的物质谱系及衍生关系，非常广泛的物质范畴，以及难以全面识别的化学品种类及应用领域，而关于PFOS和PFOA以外的短链PFASs及其他PFASs的环境风险评估尚远不充分，当前关于PFASs风险鉴定与控制的物质范围仅限于部分长链PFASs的界定尚值得商榷. 3.2 PFASs的人体暴露

与环境中日益增高的PFASs浓度相应的是人体体内的暴露不断增高. 相比大量的环境监测研究而言，PFASs的人体暴露研究并不多. 本研究归纳了全球主要国家地区现有的人体中血液和母乳的PFASs的浓度水平的监测研究结果，分别如表 4和表 5所示.

当前世界各地人体血液和母乳中均可普遍检测出各种PFASs，其中检出最频繁、 浓度最高的是C8的PFOS和PFOA，其他主要检出物质有PFHxS、 PFNA和PFDA，短链PFASs暴露于人体血液和母乳中的监测报道较少. 血液含量方面，全球普遍监测出长链PFASs浓度范围在10~30 ng ·mL-1左右. 其中，欧洲的波兰浓度最高，达26.8 ng ·mL-1，而亚洲的日本和韩国水平相当，约为20 ng ·mL-1[88, 89, 90]. 随着全球范围内有关长链PFASs的管理控制措施的实施，西方发达国家人体血液中PFOS、 PFOA的浓度正在逐步降低[91, 92, 93]，而中国等发展中国家人体血液中PFOA的浓度有升高趋势，这一定程度上与全球含氟化工的产业转移有关[20]. 而通过母乳的监测表明，如表 5所示，全球平均PFASs浓度约为100 pg ·mL-1，作为主产区的中国辽宁、 福建和湖北省的浓度明显高于其他地区[94, 95, 96]，显示出PFASs环境污染与人体暴露的明显相关性，同时也间接指示了在PFASs污染地区可能存在的较为显著的环境风险. 但总体而言，关于短链PFASs的环境与健康风险评估尚存很大空白. 4 PFASs的替代品评估的现状与不确定性

目前C4和C6类短链PFASs及氟调聚物等含氟替代品已成为目前广为认可并已投入大规模生产使用的方向[31]. 现有针对替代品的研究还主要集中在评估其环境危害性. 例如，Gomis等[34]对16种含氟替代品进行的物化性质、 环境归趋和危害性评估表明，由于含氟替代品与长链PFASs具有相似的分子结构，替代品的基本环境危害性与其所替代的长链PFASs相近，尤其是环境持久性和长距离迁移性[31,34]. 国际上已有一些组织和机构专门进行长链PFASs替代技术的研发，如美国的PFOA及相关化学品的替代品研发审查平台(New chemical review of alternatives for PFOA and related chemicals)[104]. 然而，按照目前学界普遍接受的关于“风险”的定义，环境健康风险是“物质危害性”和“环境暴露”两方面的函数. 危害评估仅仅考虑短链PFASs自身的理化和毒理学性质，而缺乏短链PFASs实际环境释放和暴露信息，其结果并不能反映短链PFASs在环境中迁移转化和生物有效性，也难以客观反映短链PFASs在环境中的真实风险.

鉴于短链PFASs的环境和健康风险被日渐关注，非氟类替代品被呼吁作为更安全的替代发展趋势[37]. 非氟类替代品如联苯类、 磺基琥珀酸、 碳氢表面活性剂、 有机硅聚合物等可以在涂料、 电镀、 纺织等行业中应用[1,30]，但其替代效果往往远不如长链PFASs. PFASs替代技术方面的上述发展不足实际上阻碍了全球PFASs风险管理行动的开展. 未来无论是含氟替代技术、 还是非氟替代技术，都有待更进一步的环境风险评估，而PFASs相关替代产品的物质信息公开则将是PFASs及其替代品风险评估和风险管理将面临的更大挑战.

5 结论与展望

(1)PFASs作为当今一类广泛用于工农业生产和社会生活的多用途化学品，具有复杂的物质谱系、 衍生关系及庞大的物质范畴，目前难以全面识别的化学品种类及应用领域. 短链PFASs作为主要替代品形式大量涌现，但其危害性尚存很多研究空白及不确定性，当前以长、 短链划分的PFASs环境风险控制物质范围界定值得商榷. 短链PFASs近年来急剧增高的环境浓度，加之其显著的环境持久性和迁移性，使其环境暴露和风险研究需要进一步拓展和深化； 而基于短链PFASs并可能成为其前体物质的FTOH等nPFASs的环境风险评估研究则存在更大不足. 商业秘密及市场竞争因素使得全球PFASs替代技术普遍缺乏公开性和透明度，PFASs替代品的物质结构和风险信息比较缺乏. 市场现存的多种含氟替代品与其所替代的长链PFASs不仅具有相近的结构，而且具有相近的环境危害性. 非氟替代品可能作为未来PFASs安全替代技术的发展趋势，但其替代效果和信息公开性方面目前还存在很大不足，且环境风险性更有待评估.

(2)随着国际学界及管理界逐渐意识到PFASs所具有的复杂的物质谱系、 衍生关系及庞大的物质范畴，近年来，国际上针对PFASs的研究在总体上呈现出由以PFOS和PFOA等为代表的长链PFAAs逐步扩展到短链PFAAs，再扩展到其他非PFAAs的PFASs物种(如nPFASs及其他含氟替代品)的发展趋势. 当前亟待解决及未来将持续研究关注的几个主要问题应包括：关于短链PFASs的生物累积性和环境迁移性等关键环境危害性的评估指标和方法的优化，及其环境释放和多介质环境归趋； nPFASs的环境归趋及其作为短链PFAAs潜在前体物的转化和贡献； 未来PFASs含氟或非氟替代品的风险识别和评估.