**5. <u>Enjeux de santé publique</u>**

A ce jour l'enjeu de santé publique qu'implique la contamination de l'environnement par les PFAS est difficile à cerner. En effet, on manque encore d'informations pour de nombreux PFAS comme par exemple les composés précurseurs dont la présence dans l'environnement n'est que peu étudiée (car hors de la liste des 20 PFAS définis par l'Union Européenne) et pour lesquels il n'existe que peu de données relatives à leur absorption et à leur toxicité. Le même constat s'impose pour les composés dits historiques (PFOS, PFOA, PFHxS). Bien qu'ils soient plus étudiés que les précurseurs, il manque encore de nombreuses informations de base tant au niveau des sources d'exposition (quelle est la contamination atmosphérique ? quelle est la contamination des eaux de boisson sur l'ensemble du territoire français ? ...) qu'au niveau pharmacocinétique (quelle absorption cutanée ?) qu'au niveau toxicologique (y a-t-il un effet cancérigène ?). Enfin, il convient de souligner que le nombre particulièrement important de PFAS et la faible connaissance des voies et des taux de dégradation de ces composés rendent toute interprétation complexe.

Cependant, l'impact des PFAS sur la santé humaine est de moins en moins remis en question du fait d'études faisant un lien entre contamination environnementale et mortalité induite par certaines pathologies (Catelan et al., 2021; Mastrantonio et al., 2018; Messmer et al., 2022). On soulignera également que les données existantes ont été suffisantes pour conduire à de multiples condamnations à l'encontre de producteurs et d'utilisateurs de PFAS à l'international (surtout aux Etats Unis et en Australie).

S'il est impossible à l'heure actuelle d'affirmer que tous les composés perfluorés sont toxiques du fait du manque d'information, on constate néanmoins que ces composés ont généralement un effet délétère pour la santé humaine et « environnementale » aux concentrations observées. Cette toxicité additionnée à leur forte mobilité, leur persistance et leur capacité à se bioaccumuler faisant de ces composés des produits chimiques vPvB (très persistants, très bioaccumulables), il convient d'appliquer un principe de précaution et de limiter leurs rejets dans l'environnement.

**6. <u>Valeurs toxicologiques de références (VTR) disponibles</u>**

Une VTR est un indice toxicologique permettant de quantifier le risque. Elle permet de définir une relation dose/effet ou dose/probabilité d'effet, avec ou sans seuil de dose, reliant un effet défini et un polluant. Les VTR sont établies pour des expositions aigues, sub-chroniques et/ou chroniques. Il existe donc un grand nombre de VTR pour un grand nombre de composés perfluorés, pour différents effets toxiques et différentes durées d'exposition qui ont été émises par différentes agences nationales.

a. <u>Valeurs retenues par l'ANSES</u>

Les VTR pour une exposition chronique par voie orale aux PFAS ont été déterminées par l'ANSES dans un avis relatif aux risques induits par les composés perfluorés, en décembre 2017 (ANSES, 2017), en se fondant sur les travaux de l'EPA américaine et de Santé Canada, pays précurseurs dans ce domaine.

Concernant le PFOS, les américains ont retenu une Référence Dose (RfD) de 0,02 µg.kg p.c⁻¹.j⁻¹ en se fiant aux résultats de trois études rapportant une diminution de poids corporel des fœtus de rats exposés in utero (Lau et al., 2003)(Luebker, Case, et al., 2005)(Luebker, York, et al., 2005). L'ANSES a choisi de s'aligner
sur les valeurs canadiennes, en l'espèce une dose journalière tolérable (DJT) pour les effets cancérogènes et non cancérogènes, issue d'études pivots chez le rat et chez le singe, études qui ont pris en compte les incertitudes liées aux extrapolations et à la variabilité inter-espèce. La DJT pour les effets non cancérogènes se fonde sur l'hypertrophie hépatocellulaire chez le rat à une dose de 0,06 µg.kg p.c⁻¹.j⁻¹ (Butenhoff et al., 2012). Cette dose étant plus basse que les DJT relatives aux effets cancérogènes, c'est finalement celle-ci qui a été retenue. Les autres doses journalières tolérées retenues par l'ANSES sont détaillées dans le tableau ci-après.

<table><caption>Tableau 8 Résumé des Doses Journalières Tolérées retenues par l'ANSES (RECORD, 2024).</caption><thead><tr><th></th><th>PFBS</th><th>PFBA</th><th>PFPEA</th><th>PFHxS</th><th>PFHxA</th><th>PFHPA</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">DJT (ng.kg p.c⁻¹.j⁻¹)</td><td>80 000</td><td>24 000</td><td>320 000</td><td>320 000</td><td>4 000</td><td>25 000</td></tr><tr><td>PFOS</td><td>PFOA</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td></td><td>60</td><td>25</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

On constatera cependant que ces doses journalières tolérées sont bien supérieures à celles fixées dans d'autres pays, ainsi que celles retenues par l'EFSA et appliquées à ce jour. Cette différence peut s'expliquer par le choix de l'effet toxique principal. En effet, les valeurs proposées par l'ANSES ou Santé Canada retiennent l'hépatotoxicité comme effet toxique principal alors que cette dernière est modérée, celles de l'EFSA reposent sur l'immunotoxicité.

b. Autres valeurs disponibles

A ce jour on dénombre plus de 500 publications permettant de dériver des valeurs toxicologiques de référence humaines, pour environ 25 composés perfluorés, considérant diverses voies d'exposition et divers effets toxiques allant de la toxicité métabolique à l'effet cancérogène, en passant par la génotoxicité, ou encore l'immunotoxicité. Ces différentes études sont résumées dans la base de données PFAS Tox Database<fnref n="10" /> et ne seront pas présentées dans ce document.

Au niveau européen, l'EFSA a publié des VTR pour l'exposition aux PFAS par voie orale (nourriture) ne reposant que sur l'immunotoxicité de ces composés et englobant quatre perfluorés le PFOA, le PFOS, le PFNA et le PFHxS, tout en estimant l'effet cocktail de ces composés. Le Tolerable Weekly Intake (TWI) retenu est de 4,4 ng.kg p.c⁻¹.s⁻¹ (Schrenk et al., 2020) ou ramené à une dose journalière environ 0.63 ng.kg p.c⁻¹.j⁻¹, soit une concentration 40 fois inférieure à celle de l'ANSES. Cette valeur commune est venue remplacer les valeurs individuelles qui existaient jusque-là qui étaient de 6 ng.kg p.c⁻¹.s⁻¹ pour le PFOA et de 13 ng.kg p.c⁻¹.s⁻¹ pour le PFOS. Cette décision de l'EFSA constitue donc un premier pas vers une prise en charge globale des PFAS, en tant que classe, et non plus par substance prise individuellement.

En Allemagne, l'institut fédéral d'évaluation des risques (BfR) a émis plusieurs valeurs toxicologiques provisoires pour l'exposition chronique de ces composés par voie orale et pour l'effet sur le système

<footnote n="10">¹⁰ https://pfastoxdatabase.org/</footnote>
immunitaire. Ces valeurs sont d'après le rapport "Health assessment of per- and polyfluoroalkyl substances (PFASs) in drinking water" pour :

* Le PFOS : 150 ng/kg.pc/j

* Le PFOA : 400 ng/kg.pc/j

* Le PFHxS : 1000 ng/kg.pc/j

Un second rapport "Toxicokinetic modelling of per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS) with a focus on bioaccumulation in humans" propose des valeurs pour d'autres substances :

* Pour le PFNA et le PFDA : 200 ng/kg.pc/j

* Pour le PFBS : 20 000 ng/kg.pc/j

Cependant, avec l'arrivée des nouvelles valeurs toxicologiques de références ces VTR sont aujourd'hui caduques et le cadre européen s'impose.

Aux Etats Unis, il existe de nombreuses valeurs toxicologiques de référence différentes selon les états, les principales valeurs utilisées seront résumées dans le tableau ci-après. Enfin, malgré un manque de valeurs de référence pour l'effet cancérogène on soulignera la présence de deux Cancer Slope Factor (CSL) pour le PFOS et le PFOA, aux Etats Unis (Stuchal, 2020).
<table><caption>Tableau 9 Valeurs toxicologiques de références pour les composés perfluorés dans les principaux pays de l'OCDE et les principales agences américaines (compilation RECORD, 2024)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Agences</th><th colspan="12">Valeur toxicologique de référence par voie orale (ng.kg.p.c<sup>-1</sup>.j<sup>-1</sup>)</th></tr><tr><th>Gen</th><th>PFBA</th><th>PFPe</th><th>PFHx</th><th>PFHpA</th><th>PFO</th><th>PFN</th><th>PFD</th><th>PFUnDA</th><th>PFDoDA</th><th>PFTrD</th><th>PFTeD</th><th>PFBS</th><th>PFHx</th><th>PFO</th><th>PFDS</th></tr></thead><tbody><tr><td>EFSA</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,80</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1,8</td><td></td></tr><tr><td>FSANZ</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>160</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>20 for the</td><td></td></tr><tr><td>Santé Canada</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>21</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>2</td></tr><tr><td>US EPA</td><td>3</td><td>1000</td><td></td><td>500</td><td></td><td>3</td><td>3</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>300</td><td>20</td><td>20</td></tr><tr><td>MA/VT/M N/CN EPA</td><td colspan="12">VTR Additive pour les PFAs suivants : PFHpA, PFOA, PFNA, PFDA, PFHXS, PFOS: 5 CSL : PFOA : 0,07 mg/kg.pc/j ; PFOS 45.5 mg/kg.pc/j</td></tr><tr><td>TX CEQ</td><td></td><td>2900</td><td>3.8</td><td>3.8</td><td>23</td><td>12</td><td>12</td><td>15</td><td>12</td><td>12</td><td>12</td><td>12</td><td>12</td><td>1400</td><td>3.8</td><td>23</td><td>12</td></tr><tr><td>CA WRC</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,45</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1,8</td></tr><tr><td>ATSDR</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>3</td><td>3</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>2</td></tr></tbody></table>
## 7. Stratégie de mise en place de valeur toxicologique de référence

Bien qu'il existe de nombreuses publications scientifiques mettant en évidence la toxicité des PFAS, il reste difficile de réaliser des études de risques du fait du manque de données publiées par les autorités sanitaires. En effet, les VTR disponibles à ce jour n'évaluent que l'exposition par voie orale d'un nombre limité de PFAS et à l'exception de la valeur proposée par l'EFSA, ne prennent en compte ces composés qu'individuellement. Or les problématiques que doit couvrir une étude de risque sont plus complexes.

Les études de risques relatives à ces composés doivent généralement couvrir de multi expositions à de multiples PFAS, disposant potentiellement d'un effet cocktail. L'exposition des populations est certes liée à la consommation d'eau ou de nourriture contaminée, mais il convient également de prendre en compte une potentielle exposition contact cutanéo-muqueux (douche, bain, brossage de dents...) ou par voie aérienne comme par exemple pour le sud de la région lyonnaise, où on mesure des PFAS volatils ou sous forme particulaire. Le développement de valeurs de références pour ces voies serait souhaitable afin de ne pas sous-estimer les expositions et le risque induits par ces composés.

De plus, il n'existe que peu de données sur le risque cancérigène, bien que ce dernier fasse encore débat. Ainsi de nombreuses études ont mis en évidence une forte corrélation entre exposition aux PFAS et survenue de cancer. Les études de risques reposant sur le risque sans seuil étant généralement beaucoup plus sensibles du fait de la nature cumulative du risque il est donc souhaitable que soit rapidement précisé la nature cancérigène ou non cancérigène de ces composés.

Enfin, afin de faciliter la réalisation de telles études, une solution visant à prendre en compte l'intégralité des PFAS devrait être envisagée, avec une stratégie de type Quotient / Somme, ou Equivalent PFAS.

## 8. Conclusion

Les études publiées ces deux dernières décennies mettent en évidence une présence ubiquiste des composés per et polyfluorés dans l'environnement à plus ou moins forte concentration. Si les contaminations très importantes restent généralement localisées dans le proche périmètre des sites industriels producteurs ou utilisateurs de PFAS, on constate que les rejets via les eaux génèrent une dilution puis une dispersion de ces composés sur de longues distances. Cette contamination globale de l'environnement, à forte concentration (plusieurs centaines de µg/g de sol ou de µg/L d'eau), provoque des dommages sur la faune et la flore. Il convient néanmoins de souligner qu'il n'existe que peu d'informations sur l'écotoxicité de ces composés et que les études réalisées se concentrent généralement sur les effets macroscopiques. Les rares études traitant de la toxicité des PFAS à l'échelle sub-individuelle (impact sur l'intégrité du génome, augmentation des marqueurs du stress oxydant, augmentations statistiques des pathologies...) conduisent probablement à sous-évaluer les effets délétères associés.

Si la toxicité humaine fait l'objet de plus de travaux, certains PFAS (comme les composés historiques et plus généralement les composés entre 4 et 10 carbones) ont été plus étudiés que d'autres. On soulignera un manque important de connaissances pour les composés précurseurs ou à chaine ultracourte, carences qu'il faudrait rapidement combler.

De plus, il reste difficile de définir les principales voies d'exposition en conséquence des lacunes qui demeurent encore dans l'étude de la toxicocinétique. Ainsi, si la voie orale (ingestion d'eau et d'aliments contaminés) est bien connue et semble être majoritaire pour les très fortes expositions, ce n'est pas le cas pour la voie cutanée ou respiratoire. Ces voies, bien qu'encore peu étudiées, pourraient être plus largement
impliquées dans l'exposition de la population générale. Une fois absorbés, le tropisme plasmatique des PFAS conduit à une importante différence de demi-vie entre les hommes et les femmes, qu'il conviendrait de prendre en considération lors des études de risque. On notera aussi un manque de connaissance sur les paramètres d'absorption, de distribution et d'élimination pour de nombreux PFAS.

Il existe cependant des études relatives à l'impact de ces composés sur la santé humaine et qui mettent en évidence une toxicité sur de plusieurs systèmes physiologiques. On notera que les différentes agences en charge de l'évaluation des risques liés aux produits chimiques se basent sur leurs différents effets toxiques :

- L'hépatotoxicité pour l'ANSES,

- L'immunotoxicité pour l'EFSA,

Ces études ont permis le calcul de valeurs toxicologiques de référence pour certains PFAS : malheureusement ce nombre reste limité et négligeable au regard de la diversité de ces composés. Les pouvoirs publics sont confrontés à la nécessité de produire des VTR pour des milliers de composés voire des VTR dits de classe. Une coordination européenne plus efficace entre les différentes agences en charge de l'évaluation des produits chimiques, permettrait probablement de combler plus rapidement ces carences de données toxicologiques.

Seule la prise en compte d'un autre effet toxique pourrait induire un changement drastique dans les calculs de risques liés aux PFAS : si les effets cancérogènes étaient retenus comme effets prépondérants, le calcul des risques ne se ferait plus sur la base d'un risque à seuil, mais d'un risque sans seuil donc cumulable. Une telle décision conduirait à la prise en considération de l'impact de l'exposition sur la durée de vie totale et donc à une majoration des risques. De même, une prise en compte de l'effet perturbateur endocrinien aurait pour conséquence la mise en place d'une réglementation encore plus restrictive pour l'utilisation de ces composés et à terme sur les valeurs limites environnementales.

Dans ces conditions, une opportunité de développer une expertise nationale française se présente. En effet si les mécanismes d'absorption et les valeurs toxicologiques de référence pour la voie orale sont aujourd'hui identifiés, les voies d'exposition respiratoire et cutanée restent encore à étudier, ouvrant une opportunité de spécialisation pour les équipes françaises de recherche.
# IV. Partie 4 – Enjeux de la métrologie et méthodes d’analyse dans le contexte des sites et des sols pollués

## 1. Enjeux de la caractérisation de la contamination par les PFAS

La caractérisation de la contamination par un polluant est un enjeu majeur de la gestion des sites et des sols pollués, à la fois pour la phase dite de l'Interprétation de l'Etat des Milieux (IEM) ou lors de l'élaboration d'un plan de gestion. Si cette étape peut être complexe pour les polluants usuels, la caractérisation de la contamination d'un site ou d'un échantillon par les composés per et polyfluorés présente des difficultés supplémentaires qui doivent être prises en considération.

La première difficulté rencontrée est le nombre particulièrement important de PFAS existants. Avec plus de 8000 composés, les perfluorés forment une famille complexe qu'il est impossible d'analyser complètement par spectrométrie de masse quantitative à l'heure actuelle. Ce nombre important de perfluorés pose plusieurs questions. On peut s'interroger sur l'analyse à choisir, par exemple : une analyse quantitative ciblée sur une liste limitée prédéfinie de composés, ignorant une partie importante de la contamination, une analyse non ciblée non quantitative identifiants les principaux PFAS en présence ou une analyse plus intégrative apportant des informations sur la concentration totale en composés organiques fluorés ne donnant aucune information sur les PFAS en présence.

Parmi ces plus de 8000 composés il existe également de nombreux précurseurs qui peuvent se dégrader dans des proportions et avec une cinétique inconnue. Ces phénomènes peuvent conduire à une grande variabilité temporelle dans les concentrations observées dans les sols et les eaux contaminés. La concentration des PFAS résultant de mécanismes de dégradation peut varier avec le temps, avec une augmentation de leur concentration liée à la dégradation des précurseurs souvent non identifiés.

Si aujourd'hui l'analyse de contaminants classiques comme les hydrocarbures est maitrisée en revanche celle associée aux PFAS ne l'est pas totalement. En effet, la spectrométrie de masse n'est développée en routine que pour un nombre limité de composés (entre 2 et 50 selon les laboratoires analytiques commerciaux), avec des limites de quantification variables et une reproductibilité inégale. Il est fréquent d'observer des variations de l'ordre de 10 % ou plus entre les résultats entre deux analyses. Les autres méthodes analytiques sont quant à elles peu matures et ne sont pas encore encadrées par des normes ou des guides. On soulignera également la difficulté de réaliser des analyses pour certaines matrices, notamment atmosphériques où les chercheurs universitaires tentent toujours de développer une méthode fiable et reproductive pour analyser ces composés. Ces difficultés analytiques induisent également un coût analytique particulièrement élevé (entre 150 et 350€/échantillon pour les analyses par spectrométrie ciblée et plus de 1500€/échantillon pour les analyses par spectrométrie de masse non ciblée).

Enfin, du fait de la nature ubiquiste des PFAS, la contamination croisée des échantillons est une problématique importante qui peut conduire à surestimer la contamination. Dans la situation américaine où les limites environnementales proposées par l'US EPA sont de l'ordre du picogramme par litre, il est difficile de faire la différence entre contamination croisée et contamination réelle.

Pour ces raisons, la caractérisation des PFAS dans un échantillon est complexe et peut aisément être surestimée (du fait de la contamination croisée), ou sous-estimée (du fait de la présence de précurseurs pouvant se dégrader en PFAS à chaine courte) lors du diagnostic. Au cours d'un traitement, le suivi de l'efficacité de ce dernier peut également être biaisé par la contamination croisée, par un mauvais choix de liste analytique, par les précurseurs dont la dégradation peut être facilitée dans le traitement ou encore par
la variabilité des méthodes d'analyse. Il est donc difficile d'interpréter l'efficacité réelle d'un traitement et
donc de la nécessité de le poursuivre, de le modifier ou de l'interrompre.

Ce faisant, une mauvaise caractérisation des composés perfluorés ne prenant pas en compte la potentielle contamination croisée, la présence de précurseurs, la variabilité des analyses et les caractéristiques des méthodes analytiques risque de compromettre la bonne gestion d'un site contaminé et d'induire des retards et des surcoûts opérationnels significatifs.

## 2. Sources principales et secondaires de PFAS – Réalisation d'un diagnostic de site

Bien que les sources des PFAS aient été étudiées en partie I.1.c., la réalisation d'un schéma conceptuel pour le diagnostic PFAS présente certaines particularités. En effet, les différents composés per et polyfluorés ont souvent des caractéristiques physico chimiques qu'il convient de prendre en compte pour ne pas omettre une part non négligeable de la contamination.

### a. Principales sources

Pour réaliser le diagnostic d'un site contaminé par les PFAS il faut tout d'abord identifier les principales sources primaires et secondaires des PFAS.

Sont désignées comme source primaire, les sources directement responsables de la contamination d'une matrice (atmosphère, sol, eau...) par les PFAS. On retrouve parmi ces sources :

* Les sites industriels à l'origine de la production des PFAS susceptibles d'émettre de grandes quantités de PFAS dans l'atmosphère, les eaux rejetées ou encore dans les sols (par exemple, les sites de production) ...

* Les sites utilisant des PFAS dans leurs process de fabrication (usines d'électro placage, de textile, les papeteries) ou utilisant des PFAS directement comme les aires d'entrainement de pompiers,

* Les sites de stockage de PFAS purs, concentrés (mousses anti-incendies) ou dans des produits de fabrication (textile, électronique...) ...

* Les sites de stockage et/ou de traitement de déchets : décharges, incinérateurs...

Pour toutes les matrices, les sources secondaires sont quant à elles issues du mouvement d'une matrice contaminée par une source primaire. On retrouve notamment :

* Les dépôts atmosphériques sur les sols ou dans les eaux de surface,

* Les dépôts liés à l'amendement des sols avec des boues issues de stations d'épuration (ou bio solides),

* La contamination des eaux (de surface, souterraines...) par des effluents contaminés ou via la lixiviation des PFAS dans les sols.

L'identification et la caractérisation des sources primaires représentent l'un des enjeux principaux du diagnostic d'un site. Le schéma 9 et le tableau 7 illustrent l'importante variabilité qualitative et quantitative des pollutions par les PFAS selon les différentes industries et usages considérés.
<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Figure 10 Quantités de PFAS employées dans différentes catégories d'utilisation en Suède, en Finlande, en Norvège et au Danemark de 2000 à 2017, (compilation RECORD, 2024) (base de données SPIN)</figcaption></figure>

Le tableau ci-après recense les usages de certains composés perfluorés ou certaines familles de PFAS dans certaines activités ou certains produits lorsque ces derniers sont connus.

<table><thead><tr><td>Activité</td><td>PFAS observés</td><td>Source</td></tr></thead><tbody><tr><td>Industrie chimique</td><td>Il convient de considérer l'ensemble des PFAS</td><td>(UBA, 2022)</td></tr><tr><td>Production et utilisation de PFTE</td><td>PFOA</td><td>(Boiteux et al., 2017)</td></tr><tr><td>Production et utilisation de PVDF</td><td>6:2 FTSA, PFNA</td><td>(Boiteux et al., 2017 ; J. Guelfo, 2016)</td></tr><tr><td>Industrie de l'électro placage</td><td>Usages passés : PFOS, PFHxS<br>Usages actuels : 6:2 FTSA, PFBS, CI-PFESA, F-53, F53B</td><td>(S. Liu et al., 2022 ; UBA, 2022)</td></tr><tr><td>Industrie pétrochimique</td><td>FTAB, et fluorotelomères</td><td>(Gaines, 2023)</td></tr><tr><td>Pesticides, insecticides et fertilisants</td><td>Perfluoro phosphoniques acides (DDPA, PFPDPA, 5FBPA), FTS, PFOS, PFOA, PFNA, PFUnDA, N-EtFOSA,</td><td>(Gaines, 2023 ; Lasee et al., 2022)</td></tr><tr><td>Electronique</td><td>Fluoropolymères, PVDF, composés carboxyliques (PFBA, PFOA, PFNA), composés sulfoniques (non précisés)</td><td>(Gaines, 2023 ; Garg et al., 2020)</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 10 Principaux PFAS observés en fonction des différentes sources primaires (RECORD, 2024)</caption><tr><td>Industrie des semiconducteurs</td><td>Usages passés : PFOS</td><td>(Gaines, 2023; UBA, 2022)</td></tr><tr><td>Industrie de la photographie</td><td>Usages actuels : précurseurs reposant sur une base à 4, 6 ou 8 Carbones</td><td></td></tr><tr><td>Fluides hydrauliques</td><td>Usages passés : PFOS, PFECHS<br>Usages actuels : FC-98 (potassium perfluoroéthylcyclohexyl sulfonate)</td><td>(UBA, 2022)</td></tr><tr><td>Industrie de la construction</td><td>PVF, PTFE, composés carboxyliques</td><td>(Gaines, 2023)</td></tr><tr><td>Produits ménagers</td><td>Composés carboxyliques (4, 6 et 8 carbones), hydrofluoroéthers</td><td>(Gaines, 2023)</td></tr><tr><td>Peintures, vernis, encres, traitements antibuée</td><td>HFPO-DA, ADONA, EEA, HFPOTA, FTOH, PFTE, diPaP, FTOH, PFHxA, PFHpA, PFOS</td><td>(Cahuas et al., 2022b; Gaines, 2023; J. Zhou, Baumann, Chang, et al., 2022)</td></tr><tr><td>Industrie textile</td><td>Composés carboxyliques (PFOA, PFDA...), PFBSFTOH, Fluorotélomère Acrylate.</td><td>(Heydebreck et al., 2016; Schellenberger et al., 2022; UBA, 2022)</td></tr><tr><td>Papetterie et packaging alimentaire</td><td>Fluorinated phosphonic acids, FTOH, PAP, FTS, composes carboxyliques et sulfoniques.</td><td>(Gaines, 2023; Langberg et al., 2021)</td></tr><tr><td>Munitions et explosifs</td><td>1,1,2-tricholoro fluorocarbone telomer, 1,2,2-trifluoroethane, PFTE composés carboxyliques.</td><td>(Gaines, 2023)</td></tr><tr><td>Cosmétiques</td><td>Composés carboxyliques (surtout le PFHxA), PFTE, Fluoropolymères (alcool, méthacrylates, phosphate ester) PaP, diPaP.</td><td>(Gaines, 2023; Whitehead et al., 2021)</td></tr><tr><td>Dispositifs médicaux</td><td>PTFE, ETFE, composés carboxyliques.</td><td>(Gaines, 2023)</td></tr><tr><td>Utilisation de mousses anti-incendies</td><td>Selon les mousses anti-incendies :<br>- Tous les composés perfluorés de 3 à 12 carbones<br>- Des précurseurs polyfluorés : FBSA, PFHpDS, FTSA, FTSAS, PHSA-S1, FTAB, DPOSA, FTOH, FTB, FTS...</td><td>Base de données<br>VALGO : Find My Foam</td></tr></table>

Cependant, la réalisation des études historiques et l'identification des sources primaires et des composés peuvent être complexes. Tout d'abord, comme le souligne le BRGM (BRGM, 2020) l'intérêt porté aux PFAS est récent et il peut être difficile d'identifier les usages passés de ces composés pouvant conduire à en omettre. De plus les limites analytiques peuvent induire des caractérisations partielles des sources de pollutions dans les sols ainsi que des panaches de pollutions de ces composés dans les eaux souterraines.
b. <u>Principales voies de transferts entre les matrices</u>

Un second enjeu dans la réalisation d'un diagnostic de contamination liée aux composés per et polyfluorés consiste en l'identification des différentes voies de transfert existantes qui peuvent varier selon les PFAS en raison de leurs différences de caractéristiques physico chimiques (étudiées dans la première partie). Ainsi, chaque voie de transfert sera singulière.

Comme évoqué en première partie de ce rapport, les composés per et polyfluorés étant généralement hydrophiles, les voies de transfert par ruissellement, écoulement, drainage, infiltration, lixiviation et captage des eaux revêtent une grande importance (Kabiri et al., 2022).

La contribution des stations de traitement des eaux usées ne doit pas être négligée, ces dernières collectant les eaux usées contaminées issues des pôles résidentiels et industriels et ne disposant pas des traitements adaptés aux composés perfluorés. On observe en effet un faible taux d'abattement dans les STEP ce qui génère des rejets significatifs dans l'environnement (Simonnet-laprade, 2017). De plus, les boues produites sont également chargées en PFAS et constituent une « source primaire » secondaire » (Munoz et al., 2022) en cas d'utilisation dans la fertilisation des sols ou par voie aérienne en cas d'incinération.

Les PFAS sont particulièrement hydrophiles, ces composés peuvent donc migrer sur de grandes distances dans les eaux de surface (Z. Zhao et al., 2012), mais également dans les eaux souterraines impliquant la prise en compte de ces sources secondaires dans l'évaluation des impacts.

On constate également une accumulation dans les végétaux (Bao et al., 2020; C. G. Pan et al., 2014), et un transport aérien (Schroeder et al., 2021) qui sont autant de voies de transfert qu'il convient d'étudier. De plus, comme évoqué en première partie, certains PFAS sont volatils comme le 8:2 FTOH et devront être pris en considération.

<figure><img src="image_13.png" /></figure>
<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Figure 1 Comportement et devenir des PFAS dans l'environnement (compilation RECORD, 2024) (ITRC, 2018)</figcaption></figure>

A ces différents enjeux se rajoutent des complexités telles que :

* La multiplicité des sources (utilisation dans les biens de consommation, sources domestiques...) qui peuvent conduire à un bruit de fond non négligeable,

* La présence de composés perfluorés dans les eaux de pluie, en relation avec le bruit de fond des PFAS

* Le nombre important et évoluant de composés perfluorés,

* La dégradation partielle des précurseurs polyfluorés et des composés perfluorés malgré leur persistance.
### c. Guides relatifs à l'échantillonnage

De nombreux guides ont été rédigés afin de réaliser des premières constatations et de planifier des plans de prélèvements efficaces.

Ceux édités par les gouvernements australiens (Department of Environmental Regulation of Western Australia, 2017), allemand (UBA, 2022), le BRGM (BRGM, 2020) ainsi que par l'ITRC (ITRC, 2017a) semblent les plus aboutis.

Pourtant, au regard des différents enjeux et complexités, aucun guide n'anticipe toutes les problématiques soulevées par les observations effectuées, même si les fiches d'information de l'ITRC semblent prendre en compte un grand nombre de problématiques.

Elles conseillent par exemple :

* De réaliser une évaluation préliminaire prenant en considération le contexte hydrologique, hydrogéologique et météorologique afin de déterminer l'importance des différentes voies de transfert, puis, en fonction des contraintes techniques et financières de sélectionner les principales voies à étudier,

* De réaliser une étude du bruit de fond local, notamment sur les couches superficielles du sol afin de déterminer l'impact des dépôts atmosphériques ainsi que de la pluie.

On notera également des orientations intéressantes dans le guide du BRGM qui incite à la caractérisation des précurseurs afin de mieux appréhender l'évolution de la contamination mais aussi à réaliser des analyses sur les aquifères souterrains et les eaux de surface en amont du site à étudier afin d'évaluer un potentiel impact depuis l'amont, sur la contamination des sols et des eaux souterraines.

Enfin, le guide australien apporte de nombreuses informations notamment sur l'identification des principales sources de PFAS dans les différentes industries, tel que cela a été évoqué dans la première partie de ce rapport.

Notons que la réalisation d'un schéma conceptuel d'échantillonnage du site est un impératif. L'objectif d'un schéma conceptuel de site vise à comprendre au mieux les interactions complexes entre les PFAS et le milieu et de réduire ainsi les risques d'interprétations erronées. Ce schéma est réalisé à l'aide des données physico chimiques des PFAS, des caractéristiques du site (géologie, hydrogéologie, ...) ainsi que des informations relatives à la contamination (étude historique ou présence de données analytiques). Un plan d'échantillonnage doit être réalisé par un expert disposant de connaissances multidisciplinaires dans le milieu des sites et sols pollués afin de produire les éléments nécessaires à la réalisation de ce schéma. Ce schéma conceptuel doit contenir toutes les données d'intérêt relatives à la contamination du site, aux sources de PFAS, mais aussi à leurs voies de transfert, et aux milieux récepteurs potentiels.

Cependant, il existe de nombreux écueils potentiels à la réalisation d'un tel schéma. Le tableau ci-après liste les difficultés qui peuvent apparaître au cours de l'élaboration du schéma conceptuel, ainsi que les solutions pertinentes à y apporter.
<table><thead><tr><td>Problématique</td><td>Solutions à envisagées</td></tr></thead><tbody><tr><td>Difficulté à trouver des données historiques</td><td>Connaissance des usages des PFAS, et réalisation d'études par des personnels disposant d'une expérience sur la problématique des PFAS.</td></tr><tr><td>Multiplicité des sources</td><td>Identification des sources principales grâce à une étude bibliographique (à l'aide de la bibliographie ou à l'aide de la sous partie I.1.c. de ce rapport) ou par une étude de site.<br/>Si la plupart des sources de PFAS impactent une surface limitée de sol, l'utilisation d'eaux souterraines contaminées dans un objectif d'irrigation peut conduire à des contaminations très étendues.</td></tr><tr><td>Présence de co-contaminants</td><td>Par interaction avec les co-contaminants le comportement des PFAS peut varier.<br/>On notera également que les panaches des PFAS couvrent généralement une surface plus petite que celle des co-contaminants (UBA et al., 2020)</td></tr><tr><td>Multiplicité des PFAS</td><td>Utilisation d'une stratégie analytique plus intégrative détaillée IV.7.</td></tr><tr><td>Choix de la liste analytique</td><td>Ne pas négliger les principaux précurseurs présents (cf. partie IV.2.a.) ni les PFAS à chaine longue pouvant se dégrader en composés à chaine plus courte, composés potentiellement plus mobiles.</td></tr><tr><td>Présence de précurseurs et dégradation</td><td>Identification des voies de transfert principales à l'aide de la bibliographie ou à l'aide des sous parties I.2, I.3., et IV.2.c. de ce rapport.</td></tr><tr><td>Identification des voies de transfert principales</td><td>Attention à :<br/>- La sorption des PFAS dans les sols (les PFAS cationiques sont plus retenus du fait de la prédominance d'espèces chargées négativement dans les sols, les composés à chaine longues sont également plus adsorbés),<br/>- La contamination des nappes du fait de la perméabilité hydraulique des sols et des aquifères,<br/>- La rétrodiffusion des PFAS d'un aquifère souterrain contaminé vers les sols (Pereira et al., 2014),<br/>- La mobilité du panache. Les PFAS étant généralement hydrophiles ces composés peuvent migrer induisant de potentielles erreurs d'interprétation. Ces variations doivent être étudiées à l'aide de modèles statistiques (comme le test de Mann Kendall). D'autres publications ou modèles décrivent et modélisent le transport et le</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td></td><td>devenir des PFAS dans les sols, les eaux, mais également dans l'air(Gefell et al., 2022; McGuire et al., 2014; Sima & Jaffé, 2022).</td></tr><tr><td>Contamination extérieures</td><td rowspan="2">Réalisation de prélèvements à l'extérieur du site étudié et de son rayon d'influence afin de déterminer le bruit de fond, ainsi que des études en amont des différentes sources secondaires afin de préciser les sources secondaires.</td></tr><tr><td>Bruit de fond lié aux dépôts atmosphériques et météorologiques</td></tr></table>

Tableau 11 Résumé des principaux enjeux de la réalisation d'un schéma conceptuel de diagnostic et des solutions à envisager (RECORD, 2024)

### 3. Méthodologie de prélèvement et gestion de la contamination croisée

Du fait de l'utilisation massive des PFAS dans les biens de consommation ainsi que du fait de leur présence ubiquiste dans l'environnement, l'enjeu principal de la caractérisation d'un site contaminé est la gestion de la contamination croisée. Si les méthodologies usuelles et les guidelines existantes peuvent s'appliquer (BRGM, 2001, 2017; SRT SDRCP BNEIPE, 2022), il convient néanmoins d'appliquer des mesures complémentaires afin d'anticiper le risque de contamination croisée en encadrant la présence de produits contenant des PFAS sur le site de prélèvement, mais aussi en déployant une stratégie d'assurance qualité/contrôle qualité rigoureuse.

#### a. Principaux guides relatifs à la gestion de la contamination croisée

On retrouve de nombreux guides qui permettent de prévoir et d'encadrer le risque de contamination croisée, notamment dans les pays anglo-saxons.

**Guides :**

* De l'US EPA 537 ; 537.1 ; 533 ; 8327 ; (US-EPA, 2019),

* De l'état du Michigan(Michigan Department of Environmental Quality, 2018),

* Du ministère de l'environnement Canadien (Transport Canada, 2017),

**Et pour l'Europe :**

* En France, produit par le BRGM (BRGM, 2020),

* En Allemagne avec le guide de l'UBA (UBA, 2022).

Après une analyse critique de ces différents guides, on observe que les documents américains, notamment ceux édictés par les antennes locales de l'US EPA sont les plus aboutis et les plus précautionneux. Il faut noter également qu'il n'existe pas de différence importante dans la stratégie de gestion de la contamination croisée de ces différents guides et que tous reprennent les règles usuelles de bonnes pratiques d'échantillonnage.

Pour en faire un résumé succinct, ces guides identifient trois paramètres clefs afin d'anticiper et de prendre en charge le risque de contamination croisée :

* La présence de PFAS dans les équipements, le matériel d'échantillonnage, les EPI...
* La contamination des équipements par leurs usages,

* Le défaut d'assurance qualité.

Et proposent plusieurs solutions :

## 1/ L'interdiction totale de nombreux équipements lors du prélèvement (cosmétiques, EPI, flaconnages...)

Ces mesures ambitionnent de limiter l'utilisation de produits contenant des PFAS à proximité des échantillons ce qui aboutit à l'interdiction totale de tous les matériaux contenant du Polytérafluoroéthylène (PTFE), du Polyvinylidène fluoride (PVDF), du Polycholotrifluoroéthylène (PCTFE), de l'éthylène-térafluoro-éthylène (ETFE), du fluoro éthylène propylène FEP. Cela concerne notamment les marques suivantes : Teflon®, Hostaflon®, Kynar®, Neoflon®, Tfzel®, Goretex® (liste non exhaustive)...

Plus spécifiquement de nombreux produits sont proscrits lors de la manipulation d'échantillons, que ce soit dans les équipements de prélèvement, dans les outils utilisés, mais également dans les équipements de protection de l'équipe en charge de la réalisation des échantillonnages. L'utilisation de cosmétique doit également être prise en considération.

Au regard de l'expérience acquise par les auteurs, il semble que certains produits soient plus responsables de co-contaminations que d'autres. Ainsi une liste ré-évaluée de gestion de la contamination croisée a été éditée.
<table><thead><tr><th></th><th>Produits interdits</th><th>Produits autorisés sous conditions</th><th>Produits autorisés</th></tr></thead><tbody><tr><td>Équipement d'échantillonnage</td><td>PTFE, PVDF, PCTFE, ETFE, FEP (attention aux pompes).</td><td>LDPE</td><td>HDPE, silicone, acier, nylon, polypropylène, polyéthylène.</td></tr><tr><td>Documentation de terrain</td><td>Marqueurs larges (Sharpie® ou autre), notes collantes (Post-it®), papier waterproof, et de cahiers de notes traités aux PFAS (papier cartonné, imperméabilisé...).</td><td>Feutres Sharpie® fins et ultrafins si utilisés en dehors de la zone de prélèvement.</td><td>Stylo BIC, étiquettes pré imprimées.</td></tr><tr><td>Stockage des échantillons et expédition<sup>11</sup></td><td>PTFE, PVDF, PCTFE, ETFE, FEP...<br/>Ne pas exposer directement les échantillons aux pains de glace (à l'aide de ziplock).</td><td>LDPE si pas de contact direct avec l'échantillon.</td><td>HDPE, verre.</td></tr><tr><td>Décontamination</td><td>Decon 90, brosses en PVC</td><td></td><td>Détergents autorisés : Alconox®, Liquinox®, and Citranox®</td></tr><tr><td>EPI</td><td>-Ne pas porter de vêtements « traités chimiquement » comme le Gore-Tex<sup>TM</sup>, Scotchgard<sup>TM</sup>, RUCO® (liste non exhaustive).<br/>-Gants en latex</td><td>-Limiter le synthétique. Il convient d'éviter les vêtements neufs ou les vêtements lavés avec des adoucisseurs (<strong>attention aux blouses</strong>),<br/>-Concernant les vêtements imperméables (bottes, K-way... ) privilégier le PVC, le polyuréthane, ou le néoprène.</td><td>-Laine, coton, ...<br/>-Gants en nitrile</td></tr></tbody></table>

<footnote n="11">¹¹ Selon les guidelines utilisées, il convient également de s'assurer du maintien de la température des échantillons entre 6 et 10°C, de s'assurer de l'expédition dans les 48h, et de la réalisation des analyses dans les 28 jours qui ont suivi l'échantillonnage. Certains guides (aux Etats Unis) préconisent l'addition d'un conservateur dans l'échantillon (Trizma, ou acétate d'ammonium).</footnote>
<table><caption>Tableau 12 Principales restrictions dans le but d'assurer une gestion de la contamination croisée des échantillons (RECORD, 2024)</caption><tr><td>Cosmétiques</td><td>Dans les 24h avant les prélèvements,<br/>-Crème solaire ou de produits anti-moustiques chimiques non autorisés,<br/>- Ne pas porter de maquillage (Vernis à ongle, poudre, mascara...),<br/>-Les locaux où sont traités et analysés les échantillons ne doivent en aucun cas contenir de prises ou de diffuseurs anti-moustiques.</td><td>Anti-moustiques : Citronnelle et autres huiles essentielles (basilic, clou de girofle...), Bracelets anti-moustiques PARA KITO.<br/>Crèmes solaires: Coppertone Sunscreen Lotion Ultra Guard Broad Spectrum SPF50, Coppertone Sunscreen Stick Kids SPF 55 • L'Oréal Silky Sheer Face Lotion 50+, Meijer Wet Skin Kids Sunscreen Continuous Spray Broad Spectrum SPF 70, Neutrogena Beach Defense Water + Sun Barrier Lotion SPF 70, Neutrogena Pure & Free Baby Sunscreen Broad Spectrum SPF60+</td></tr><tr><td>Autre</td><td>Pas de nourriture sur site.</td><td>Bouteille d'eau (à éviter autant que possible).</td></tr></table>
Ces mesures doivent être appliquées par le bureau d'étude en charge du prélèvement mais également par les laboratoires analytiques responsable de l'analyse des échantillons.

## 2/ L'entretien et le nettoyage de l'équipement d'échantillonnage et de manipulation (pompes, tarières, pHmètres...)

Afin d'éviter la contamination croisée, il est conseillé de rincer plusieurs fois les équipements à l'aide d'eau ultrapure entre chaque prélèvement. Lorsque c'est possible, l'utilisation d'un détergent de décontamination est conseillée. Un mélange éthanol - eau (70 - 30%) peut aussi être utilisé pour le rinçage des matériels. Il est également conseillé d'organiser le plan de prélèvement de manière que les zones les plus contaminées soient prélevées en dernier.

## 3/ La mise en place d'une démarche qualité lors de l'échantillonnage pour s'assurer du respect des règles édictées.

Pour s'assurer de l'efficacité des méthodes de gestion de la contamination croisée il convient de vérifier que ces dernières ont été correctement mises en œuvre. Pour ce faire il est impératif de rédiger des modes opératoires en amont des prélèvements et au regard des conditions inhérentes au terrain ainsi qu'au type de matrice collectée. La mise en œuvre d'une stratégie d'assurance qualité est nécessaire ce qui implique la formation du personnel chargé des prélèvements. Dans un second temps il faut prévoir :

* La rédaction d'un mode opératoire précis et dédié à chaque série de prélèvements : quel outil, pour quels prélèvements, s'assurer de l'absence de potentiels PFAS dans les équipements utilisés, envisager les sources potentielles au regard du site et de la contamination,

* La mise en place d'une « check list » relative aux modalités générales de gestion de la contamination croisée (cosmétiques, vêtements...),

* La production d'une fiche de suivi des différentes opérations,

* Une évaluation des équipes de prélèvement à l'aide d'audit internes et/ou externes.

## 4/ Autres considérations

* Même si les PFAS ont une demi-vie environnementale importante, il convient de transporter les échantillons dans des glacières réfrigérées afin de répondre aux exigences de certains laboratoires analytiques et de ralentir la dégradation de certains précurseurs disposants d'une demi-vie plus courte.

* Pour ce qui concerne les eaux météoriques contenant des PFAS, il est conseillé d'annoter la fiche de suivi en cas de précipitations-susceptibles de constituer une source de contamination annexe.

* Il convient de prévenir le laboratoire analytique lors de l'envoi d'échantillons pour lesquels il est suspecté une forte contamination (mousses AFFF pures, eaux de ruissellements issues de ces mousses, prélèvements à proximité d'un site de production...). Il est également conseillé de ne pas réutiliser le matériel employé pour ces prélèvements très concentrés.
*

### Retours d'expérience :

La mise en place de cette méthodologie et sa stricte application à l'aide d'une check-list par les équipes des auteurs lors des prélèvements effectués ont permis de réduire la contamination croisée de manière importante. Concrètement, la contamination croisée moyenne observée dans plus d'une quinzaine d'échantillons blancs lors d'une campagne de prélèvements dans la vallée de la Seine était de 0,514 ng/L et a atteint 1,7 ng/L pour l'échantillon le plus contaminé.

Il est nécessaire d'utiliser de l'eau triple distillée certifiée afin d'obtenir un échantillon véritablement blanc.

## b. Modalités de surveillance

Afin de s'assurer de l'efficacité des méthodes mises en œuvre, une stratégie de surveillance à l'aide d'échantillons blancs doit être prévue. Les échantillons blancs sont des échantillons d'eau ultrapure (ou triple distillée) qui seront analysés afin d'évaluer une éventuelle contamination des échantillons par des facteurs externes. Cette stratégie doit inclure des blancs de terrain, des blancs de laboratoire, des blancs de transport et des blancs d'équipement. Des échantillons dupliqués ou tripliqués doivent également être programmés.

Ces modalités de surveillance ne sont décrites à ce jour que dans les guidelines de l'US-EPA 537.1 et 533. Ces guidelines peuvent être adaptés au contexte européen conduisant à conseiller la réalisation dans un contexte optimal, d':

* Un blanc de terrain<fnref n="12" /> et de transport par site et par glacière,

* Un blanc de laboratoire<fnref n="13" /> par matrice, par projet et par jour,

* Un blanc d'équipement<fnref n="14" /> après chaque lavage,

* Un duplicata d'analyses par matrice par série de 20 échantillons,

* Un échantillon d'évaluation des performances analytiques <fnref n="15" /> par projet.

Ces analyses permettront de confirmer l'exactitude des analyses effectuées, et en cas de contamination croisée mineure, de rectifier les concentrations mesurées. Concrètement, il convient d'utiliser pour ces blancs de l'eau ultrapure ou triple distillée et du sable de Fontainebleau ou d'Ottawa pour les matrices solides.

Parallèlement il convient d'apporter une attention toute particulière aux courbes d'étalonnage (gamme de linéarité et coefficients de régression R²) ainsi qu'aux pourcentages de récupération des étalons marqués. Optimalement, il est également possible d'inclure un contrôle qualité avec un étalon à concentration connue afin de s'assurer de la justesse de la mesure.

<footnote n="12">¹² Contenant de référence qui accompagne les opérations de prélèvement et de transport des échantillons</footnote>

<footnote n="13">¹³ Echantillon évaluant l'impact des appareillages utilisés au laboratoire sur la teneur de l'échantillon</footnote>

<footnote n="14">¹⁴ Echantillon visant à évaluer l'efficacité de la décontamination des appareils utilisés</footnote>

<footnote n="15">¹⁵ Echantillon dopé par une concentration connue en PFAS visant à évaluer l'efficacité des méthodes analytiques</footnote>
### Retours d'expérience :

La réalisation d'échantillons blancs et de duplicatas sont les principales mesures à mettre en œuvre car elles permettent de diminuer les incertitudes afin de renforcer les conclusions tirées. Les blancs d'équipements apparaissent comme les plus sensibles. Les blancs d'équipement semblent être les plus contaminés par des composés perfluorés à chaine courte (notamment le PFHxS et le PFHpS) à des concentrations oscillantes entre 0,1 ng/L et quelques dizaines de ng/L selon les laboratoires analytiques.

### Avis du panel d'experts

Lors de l'analyse des échantillons solides, et notamment du fait des étapes d'extraction, le principal contaminant extérieur que l'on retrouve est le 6 :2 FTS. En cas de mono-contamination par ce composé il convient de prendre des précautions sur l'interprétation de ces résultats et prendre en considération les échantillons blancs.

Il convient également de vérifier les courbes d'étalonnage (gamme de linéarité et coefficients de détermination des régressions), les pourcentages de récupération des étalons marqués pour l'ensemble des PFAS, et si possible employer des laboratoires commerciaux utilisant plusieurs sources d'étalons dont la concentrations sont certifiés en PFAS (NIST SRM).

### c. Méthodologies de prélèvement

L'échantillonnage stricto sensu peut être réalisé en suivant les guides et les procédures standards à condition de respecter également les modalités de gestion de la contamination croisée évoqués ci-avant. Les guides RECORD, Aquaref ou Infoterre BRGM sont parfaitement adaptés pour la réalisation de ces prélèvements (BRGM, 2017, 2022 ; RECORD, 2006) dans les eaux potables, les eaux usées, les eaux de surface, les eaux souterraines, les sédiments, le sol superficiel (entre 0 et 50 cm) et le sol profond (sous 50 cm de profondeur). On notera que pour assurer une meilleure représentativité, il convient de réaliser dans les eaux (de surface ou souterraines) un échantillon composite formé d'un mélange de plusieurs échantillons à différentes profondeurs grâce à des préleveurs à bouteille en eau profonde. Par ailleurs, pour les sols il convient de réaliser un plan de prélèvement au regard des spécificités géologiques du site.

Il faut préciser toutefois que si l'utilisation d'échantillonneurs passifs comme les POCIS semble efficace et apporter des résultats stables (Simonnet-laprade, 2017) (Gobelius et al., 2019), aucune méthode n'est pour le moment reconnue et normalisée. Enfin, l'utilisation de bioindicateur d'accumulation ne semble pas encore mature. En effet de nombreuses publications montrent de fortes variations d'accumulation selon les composés (M. Guo et al., 2019 ; Lemos et al., 2022). Si ces modèles semblent adaptés à des études d'imprégnation larges, ils semblent insuffisants à ce stade pour la réalisation de suivis précis de la contamination.

Pour ce qui concerne les prélèvements d'air ambiant ou d'air à proximité des sources, il existe un besoin croissant qui a été bien identifié et détouré par les organismes étatiques nord-américains. En raison de la diversité des PFAS, plusieurs méthodes d'analyse sont nécessaires pour mesurer les PFAS polaires, non polaires, volatils, semi volatils et/ou non volatils (sous forme particulaire). Cependant, il n'existe pas à ce jour de méthodologie ou de normes appliquées globalement. A l'heure actuelle, l'US EPA semble l'organisme
le plus avancé sur le sujet et publiera, selon sa feuille de route, des guides de prélèvements dans l'air (source et air ambient) entre 2023 et 2025. Il est pour le moment conseillé d'adapter les guides OTM 45, SW846 et SW 846-TM0010 pour la mesure de PFAS dans l'air à proximité des sources et le guide EPA TO-13a utilisé pour les HAP afin de réaliser des analyses de l'air ambiant.

Concrètement, les mesures envisagées à l'heure actuelle pour mesurer les PFAS dans l'air ambient sont l'utilisation de canisters sans PFAS (Méthode de prélèvement et d'analyse OTM-50 de l'US-EPA) ou des cartouches de prélèvements (type résines XAD-2) pour les PFAS volatils et semi volatiles. L'analyse des PFAS sous forme particulaire se fera après récupération sur un simple filtre tel que décrit dans la méthode OTM-45.

**Retours d'expérience :**

Les guides disponibles pour la réalisation de prélèvements d'air et d'eau sont parfaitement adaptés pour le prélèvement de PFAS à l'exception des stricts protocoles de gestion de la contamination croisée. La fiabilité des méthodes de prélèvements atmosphériques reste à démontrer, cependant des rapports de l'US-EPA devraient bientôt répondre à ces interrogations.

### d. Méthodes d'échantillonnage spécifique

Il n'existe à ce jour aucune méthode d'échantillonnage spécifique aux PFAS, mais il est conseillé de réaliser des échantillons composites afin d'éviter des effets de matrices. On observe en effet des accumulations préférentielles des PFAS dans les eaux superficielles et une rétention des PFAS à chaine longue dans les sols.

### e. Équipement de protection

Aux limites des données disponibles à ce jour, des équipements de protection usuels sont à prévoir pour le prélèvement de matrices contenant des composés per et polyfluorés. Il n'existe aucune recommandation quant à l'utilisation d'un masque.

Enfin, il convient de souligner que le port de gants en butyle est recommandé pour la manipulation des produits purs.

## 4. Principales méthodes d'analyse

Pour analyser les échantillons prélevés, il existe de nombreuses solutions analytiques. Il est possible de réaliser des analyses ciblées (qui retiennent une liste de composés pré sélectionnées) ou d'autres non ciblées (qui portent sur l'ensemble des composés per et polyfluorés) de mobiliser l'analyse quantitative (qui mesure la concentration de PFAS), celle qualitative (identifiant les PFAS présents dans la matrice analysée) ou semi quantitative (extrapolant les concentrations des molécules analysées au regard de l'intensité relative du signal observé, en l'absence d'étalon). Chacune de ces méthodes apporte des informations différentes sur la contamination et présente des avantages et des inconvénients.

Cette sous partie n'a pas pour objectif de détailler les procédures techniques d'analyse, les normes analytiques en vigueur ou encore les méthodologies de laboratoire, mais plutôt de dresser un panorama des différentes méthodes existantes, de leurs forces et faiblesses respectives, puis de préciser leur champ
d'utilisation au regard de retours d'expérience concrets et de la bibliographie. In fine, cette sous-partie
envisage une stratégie analytique visant à définir au mieux la contamination par les PFAS.

a. Spectrométrie de masse LC MS MS

La spectrométrie de masse couplée à une chromatographie en phase liquide est à ce jour l'une des méthodes les plus utilisées pour quantifier les PFAS. Il s'agit d'une méthode quantitative ciblée qui permet de quantifier un nombre limité de composés per et/ou polyfluorés. Dans un premier temps, cette analyse sépare les différentes substances chimiques présentes dans l'échantillon au regard de leurs caractéristiques physico-chimiques dans une colonne de chromatographie. Dans un second temps, les substances chimiques séparées vont être ionisées puis dirigées dans des analyseurs (des spectromètres de masse) qui vont cribler les ions en fonction de leur ratio m/z (masse/charge). Ces ions vont ensuite impacter un détecteur qui produira un signal, l'addition de tous les signaux produira un spectre. Chaque molécule dispose d'un spectre chimique bien particulier, dont l'intensité est proportionnelle à la concentration de cette molécule. En comparant ces résultats à un standard analytique à concentration connue, la méthode permet de doser précisément les composés per et polyfluorés dans l'échantillon.

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>Figure 12 Représentation schématique d'un spectromètre de masse (compilation RECORD, 2024) (Fabrice Bray, 2017)</figcaption></figure>

Cette méthode analytique fait l'objet de nombreuses normes et guides en France, dans l'Union Européenne, ainsi qu'à l'international.

La spectrométrie de masse quantitative ciblée permet la mesure de la concentration d'un nombre limité de composés (selon les laboratoires et les méthodes employées), généralement compris entre 20 et 80 composés avec une faible limite de contamination (par exemple dans l'eau, entre 100 ng/L et quelques pg/L selon le laboratoire) sur toutes les matrices existantes. Cependant, cette méthode est informative sur un nombre limité de composés. Aussi, son utilisation peut-elle conduire à une sous-estimation de la contamination dans la matrice étudiée en ignorant un certain nombre de PFAS potentiellement présents mais non mesurés.

L'analyse par spectrométrie de masse semble être à ce jour la méthode d'analyse la plus fiable avec une reproductibilité et une répétabilité inter-laboratoire comprise entre 10 et 19% selon les PFAS. On constate également une augmentation de cette variation pour les composés à chaine longue probablement du fait
de l'impact de leur moindre solubilité (Hird et al., 2022 ; Taniyasu et al., 2022). La reproductibilité et la répétabilité intra laboratoire sont quant à elles bien meilleures et de l'ordre de quelques pourcents.

Le coût de ces analyses peut être très variable selon le nombre de composés étudiés, selon la limite de quantification, la nécessité d'effectuer des pré-traitements ou selon le choix du laboratoire ... (les coûts peuvent varier de 150 à 500€/ analyse).

Si cette méthode analytique permet de quantifier précisément une contamination connue, dans toutes les matrices et avec une bonne reproductibilité, elle n'est pas adaptée à la détection des précurseurs, certains produits de dégradation et/ou des PFAS atypiques.

Pour finir, on notera que certains laboratoires analytiques proposent des analyses différenciant certains PFAS en fonction de leur linéarité (linéaires et non linéaires), notamment le PFOS. Cette différenciation semble peu pertinente au regard de l'absence de différence de toxicité ou de réglementation entre les différentes structures moléculaires des PFAS.

<table><thead><tr><th></th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th></tr></thead><tbody><tr><td>Spectrométrie de masse ciblée</td><td><ul><li>Quantitatif,</li><li>Précis,</li><li>Efficace sur toutes les matrices,</li><li>Bonne reproductibilité.</li><li>Reconnue à l'international et réalisée par les laboratoires commerciaux,</li><li>Normé (ISO 21675 ; US EPA1633) et en développement pour la matrice air OTM 45.</li></ul></td><td><ul><li>Nombre limité de PFAS (vision incomplète de la contamination)</li><li>Coûteux pour des campagnes impliquant de nombreux prélèvement.</li></ul></td></tr></tbody></table>

Limites de quantifications usuelles : entre 1 et 20 ng/L selon les composés, des limites inférieures sont atteignables dans les laboratoires universitaires.

<caption>Tableau 13 Avantages et inconvénients de la spectrométrie de masse ciblée (RECORD, 2024)</caption>

b. **Spectrométrie de masse semi-ciblée**

La spectrométrie de masse semi-ciblée est une méthode similaire à la spectrométrie de masse LC MS MS ciblée à la différence qu'elle vise à identifier une liste de molécules en comparaison avec des spectres de référence théoriques à l'aide d'un logiciel dédié. Ce faisant l'approche semi quantitative peut analyser un nombre plus important de composés per et polyfluorés (entre 200 et 600) que la spectrométrie de masse ciblée, mais avec une marge d'erreur et une limite de quantification plus importantes. Par sécurité, cette méthode analytique est généralement effectuée en complément de l'analyse quantitative ciblée classique. Aucune publication ne fait état de la répétabilité et de la reproductibilité inter ou intra-laboratoire de cette méthode.
Cette méthode ne fait pas, pour le moment, l'objet de normes et de guides en France ou à l'international et n'est pas effectuée à ce jour par les laboratoires commerciaux : elle est pratiquée par certains laboratoires universitaires.

Le coût d'une analyse semi-ciblée est difficilement estimable du fait de l'absence d'offres commerciales, (il a été observé des compléments de facturation aux coûts des analyses ciblées, par certains laboratoires universitaires, de quelques centaines d'euros).

<table><thead><tr><th></th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Spectrométrie de masse semi-ciblée</strong></td><td><ul><li>Quantitatif et semi quantitatif,</li><li>Précis,</li><li>Efficace sur toutes les matrices,</li><li>Etudie un nombre plus important de PFAS.</li></ul></td><td><ul><li>Nombre limité de PFAS (vision incomplète de la contamination),</li><li>Incertitudes augmentées pour la liste des PFAS semi quantifiés,</li><li>Coûteuse pour des campagnes impliquant un grand nombre e prélèvements,</li><li>Non normée, et non reconnue par certaines administrations,</li><li>Non réalisée par les laboratoires commerciaux.</li></ul></td></tr></tbody></table>

Limites de quantifications usuelles : entre 1 et 20 ng/L selon les composés

<caption>Tableau 14 Avantages et inconvénients de la spectrométrie de masse semi-ciblée (RECORD, 2024)</caption>

### c. Spectrométrie de masse non-ciblée

Si la spectrométrie de masse non-ciblée repose sur les mêmes principes que la spectrométrie de masse semi ciblée et ciblée, elle s'appuie cependant sur des analyseurs qui disposent d'un plus grand pouvoir de séparation (type FTICR Fourier transform ion cyclontron resonance, FTICR 2D, TOF ou Orbitrap), ainsi que d'un détecteur à haute résolution.

L'objectif de cette méthode est de séparer au maximum les pics constituant les spectres analytiques, au détriment de l'aspect quantitatif, afin de faciliter l'identification des molécules présentes : elle permet aussi de déterminer la concentration relative de ces composés. Si cette méthode ne conduit pas à quantifier précisément les PFAS, elle permet d'identifier les per et polyfluorés majoritaires dans l'échantillon, et parfois même d'identifier de « nouveau »x PFAS (non référencés dans les listes disponibles auprès des agences d'enregistrement des substances chimiques).

Comme la spectrométrie de masse usuelle, il est possible d'appliquer cette méthode à la totalité des matrices environnementales, et il convient de relever que contrairement aux méthodes semi-ciblées, ces méthodologies sont normées, et proposées par des laboratoires commerciaux, principalement aux Etats Unis même si certains laboratoires européens commencent à proposer des offres similaires.

On notera que cette identification ne peut pas être totalement automatisée. Ainsi la durée nécessaire pour obtenir les résultats peut être longue (plus d'un mois) et le coût de ces analyses en est fortement augmenté (entre 1500 et 2000€ par échantillon). En effet, lorsque des PFAS non-référencés sont identifiés, cela implique que les résultats soient interprétés par du personnel disposant de connaissances en chimie.

Aucune publication ne fait état de la répétabilité et de la reproductibilité inter ou intra-laboratoire de cette méthode.
<table><thead><tr><th></th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th></tr></thead><tbody><tr><td>Spectrométrie de masse non ciblée</td><td><ul><li>Identification de PFAS présents dans l'échantillon,</li><li>Normes et guidelines existantes,</li><li>Proposée par les laboratoires commerciaux.</li></ul></td><td><ul><li>Non quantitative,</li><li>Coût particulièrement élevé,</li><li>Délai de réalisation.</li></ul></td></tr></tbody></table>

Limites de qualification usuelles : entre 1 et 20 ng/L selon les composés

<caption>Tableau 9 Avantages et inconvénients de la spectrométrie de masse non ciblée (RECORD, 2024)</caption>

d. TOP Assay ou TOPA

La TOP (Total Oxydable Precursors) Assay est une méthode analytique plus intégrative que la spectrométrie de masse usuelle tout en prenant appui sur celle-ci.

L'échantillon prélevé est séparé en deux sous-échantillons sous forme liquide, soit directement, soit après une étape d'extraction. Le premier sous-échantillon est analysé par spectrométrie de masse ciblée usuelle et le second est analysé après une étape d'oxydation. Cette opération a pour objectif de dégrader les précurseurs polyfluorés non mesurés par spectrométrie de masse ciblée, en composés perfluorés plus courts. Une seconde analyse par spectrométrie de masse permet ainsi d'estimer la nouvelle concentration en PFAS et par soustraction de la concentration de PFAS observés dans la première analyse d'estimer la concentration de précurseurs. Des abaques de dégradation prévisionnelle viennent au soutien des interprétations des résultats.

En reposant sur la spectrométrie de masse ciblée, la TOP Assay permet de quantifier précisément les PFAS sélectionnés tout en estimant la part que représentent les précurseurs. Cependant, cette estimation apparaît comme incertaine et peu reproductible. En effet, plusieurs biais apparaissent dans cette étape de dégradation chimique :

* L'oxydation est incomplète pour de nombreux PFAS, et impossibles pour certains, ce qui risque de conduire à une sous-estimation des précurseurs, notamment pour les précurseurs à bas poids moléculaire (Houtz & Sedlak, 2012),

* Il est difficile de maintenir une oxydation efficace pour tout type de matrice. Par exemple, les rendements d'oxydation dans le sol (efficacité de conversion de précurseurs) peuvent être plus faibles que ceux déterminés dans de l'eau ultrapure. La matière organique peut entrer en compétition et épuiser les radicaux hydroxyles générés lors de l'activation thermique de l'oxydant (le persulfate en milieu basique), résultant en une oxydation incomplète des précurseurs de PFAA.

* L'oxydation de certains précurseurs semble incomplète (notamment les fluorotélomères), ce qui peut également entrainer une sous-estimation de la contamination (Ventia Utility Services Pty Ltd, 2019),

* De nombreux précurseurs se dégradent en composés sulfoniques; or, les composés sulfoniques ont une tendance à se dégrader en carboxylique. La présence de composés sulfoniques ou une
oxydation trop importante des échantillons génère des difficultés d'interprétation (Russell et al., 2010).

* L'oxydation avec le persulfate peut conduire à la formation de PFAS à très courtes chaînes, comme l'acide trifluoroacétique (TFA) ou l'acide pentafluoropropionique (PFPrA), qui sont difficiles à analyser par les méthodes chromatographiques usuelles (faible rétention sur les colonnes de type RPLC).

<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>Figure 13 Schéma représentant le fonctionnement théorique de la TOP Assay (RECORD, 2024)</figcaption></figure>

Cette méthode est cependant aujourd'hui maitrisée par les laboratoires analytiques commerciaux qui réalisent ces analyses en routine en accord avec des normes et des guides sur toutes les matrices à l'exception des échantillons gazeux. Une analyse par TOP Assay est généralement facturée entre 250 et 450€ par les laboratoires analytiques.

Aucune publication ne fait état de la répétabilité et de la reproductibilité inter ou intra-laboratoire de cette méthode, cependant du fait de l'ajout d'une phase d'oxydation, cette analyse apporte une étape potentielle de variation supplémentaire.
<table><caption>Tableau 10 Avantages et inconvénients de la TOP Assay (RECORD, 2024)</caption><thead><tr><th></th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th></tr></thead><tbody><tr><td>TOP Assay</td><td><ul><li>Analyse précise des composés perfluorés, (cf. spectrométrie de masse ciblée),</li><li>Apporte une estimation de la concentration en précurseurs,</li><li>Efficace sur toutes les matrices,</li><li>Guidelines existantes, mais non normé,</li><li>Proposée par les laboratoires commerciaux.</li></ul></td><td><ul><li>Nombre limité de PFAS analysés,</li><li>Estimation imprécise des précurseurs, avec une forte variabilité,</li><li>Certains précurseurs ne sont pas oxydables</li><li>Coûteuse,</li><li>Non adaptée aux échantillons gazeux,</li></ul></td></tr><tr><td colspan="2">Limites de quantifications usuelles : entre 1 et 20 ng/L selon les composés</td><td></td></tr></tbody></table>

### e. Chromatographie Ionique à Combustion (CIC)

La chromatographie ionique à combustion est une méthode non ciblée intégrative qui permet la mesure du fluor organique total adsorbable (AOF) (Wagner et al., 2013) ou extractible (EOF) (Yeung et al., 2008b) et de fait donne une estimation de la concentration de molécules organiques fluorées. Ces acronymes sont régulièrement englobés dans le terme TOF : Fluor Organique Total ;

L'analyse de l'AOF repose sur l'adsorption des PFAS présents dans un échantillon liquide par du charbon actif, charbon qui sera traité par plusieurs lavages (notamment à l'aide de nitrates) afin de retirer le Fluor minéral et les autres composés halogénés. Une fois l'échantillon traité, il sera incinéré à haute température dans le but d'atteindre une minéralisation totale des PFAS. Les gaz produits seront par la suite analysés à l'aide d'une chromatographie ionique équipée d'un détecteur spécifique aux halogénés organiques.

La mesure de l'EOF repose sur un procédé similaire à la différence que les PFAS présents dans les échantillons solides sont extraits par des méthodes adaptées aux échantillons (sol, échantillons végétaux, sanguins, musculaires...).

Proposée par des laboratoires commerciaux et universitaires, et disposant de guidelines, on notera que cette méthode est surtout utilisée pour les échantillons liquides (eaux, lixiviats), ainsi que pour le sang. L'utilisation de la CIC pour analyser le fluor organique total du sol ou d'un échantillon solide (type sol ou échantillon de biote) n'est pas encore totalement encadrée par des normes ou des guidelines. En conséquence cette méthode n'est pas encore reconnue par l'Union Européenne pour l'estimation de l'ensemble des PFAS. Les offres commerciales sont disponibles pour des montants situés entre 200 et 350€ par analyse selon le laboratoire.

Cette méthode analytique comporte des biais. L'étape d'extraction ou d'absorption préalable à l'analyse, conduit généralement à une sous-estimation de la concentration du Fluor Organique Total car certains PFAS ne sont pas retenus sur le charbon actif ou ne sont pas extraits. De plus, cette méthode n'est pas spécifique
aux PFAS, d'autres molécules organiques fluorées peuvent être analysées tels que les médicaments organiques fluorés, les composés monos fluorés (généralement négligeables) ou les fluorohydrocarbures. Une étude préalable approfondie des polluants potentiellement présents sur le site est donc essentielle. Il convient également de préciser que cette méthode repose sur des détecteurs moins précis que ceux impliqués dans la spectrométrie de masse, aussi la limite de quantification est-elle généralement plus haute (entre 500 ng/L et 1000ng/L selon les laboratoires).

Usuellement, les PFAS ciblés représentent 5 à 15% des composés organiques fluorés observés par CIC bien que ce pourcentage puisse varier selon le site et la contamination.

Aucune publication ne fait état de la répétabilité et de la reproductibilité inter-laboratoire de cette méthode mais une bonne répétabilité intra-laboratoire (entre 2 et 5%) a été mentionnée (Aro et al., 2021).

<table><caption>Tableau 11 Avantages et inconvénients de la CIC (RECORD, 2024)</caption><thead><tr><th></th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th></tr></thead><tbody><tr><td>CIC</td><td><ul><li>Analyse intégrative estimant le Fluor Organique Total,</li><li>Rapide et automatisée.</li><li>Norme en développement (US EPA 1621 & 1621M)</li></ul></td><td><ul><li>Limite de quantification élevée,</li><li>Sous-estimation inhérente à l'analyse et surestimation liée à la contamination croisée nécessitant une connaissance préalable du site étudié,</li><li>Coûteuse.</li></ul></td></tr></tbody><tfoot><tr><td colspan="3">Limites de quantifications usuelles : entre 1000 et 2000 ng/L selon les matrices</td></tr></tfoot></table>

### f. Autres méthodes d'analyses

Il existe plusieurs autres méthodes analytiques en cours de développement et en phase d'optimisation au sein des laboratoires universitaires. Si ces dernières ne sont pas encore disponibles dans les laboratoires commerciaux il s'agit néanmoins de technologies d'intérêt dont le développement mérite d'être mentionné.

### i. PIGE

La méthode PIGE (Particle Induced Gamma-ray Emission spectroscopy) utilise des ions accélérés pour exciter le noyau d'éléments légers afin de produire une émission caractéristique-de rayons gamma. Le fluor étant mono isotopique, il produit une émission caractéristique de rayons gamma détectables à l'aide d'un détecteur HPGe. Puis un logiciel compare l'intensité du signal émis avec celle produite par un standard analytique afin de quantifier le fluor total. Comme dans le cas de la CIC, un traitement préalable de l'échantillon à l'aide de nitrate permet d'éluer les fluors inorganiques afin de mesurer le seul fluor organique total (E. E. Ritter et al., 2017).

Cette méthode permet donc de déterminer la concentration de fluor organique présent dans une matrice solide plane (de type textile et/ou papier) sans destruction de la matrice. Des travaux sont actuellement menés pour adapter cette méthode afin d'analyser les sols et les eaux, mais ils ne sont pas encore suffisamment matures pour une exploitation commerciale. Développée convenablement, cette méthode analytique pourrait remplacer efficacement la CIC n'étant pas soumise à une étape préalable d'extraction
ou d'absorption, en rappelant que cette méthode est sensible à la présence de composés organiques fluorés non perfluorés, autres que les PFAS (monofluorés, fluorohydrocarbures...).

Du fait du coût élevé du matériel nécessaire à la réalisation d'une spectroscopie PIGE, on peut raisonnablement supposer que le coût de ces analyses lorsqu'elles seront proposées par les laboratoires commerciaux sera supérieur à ceux de la CIC.

## ii. CIMS

La méthode analytique CIMS (Chemical Ionization Mass Spectrometry) est une méthode de spectrométrie de masse couplée à une chromatographie en phase gazeuse visant à analyser les PFAS sous forme gazeuse dans l'atmosphère (notamment les FTOH ainsi que les PFAS oxygénés). Cette méthode n'est actuellement pas détaillée dans des guides ou dans des normes et n'est réalisée que par quelques laboratoires universitaires. Au regard du faible nombre de publications disponibles et qui sont trop peu informatives, il n'est pas possible de réaliser une analyse approfondie de cette méthode. (Langlois et al., 2007; Scott, Moody, et al., 2006).

## iii. RMN du Fluor

La RMN (Résonance Magnétique du Nucléaire) du Fluor repose sur une technologie proche de l'imagerie médicale. Cette méthode permet l'identification et la quantification des PFAS dans des mélanges complexes : il s'agit donc d'une méthode non ciblée quantitative adaptée aux échantillons liquides et solides. Cependant on soulignera que les limites de quantification sont généralement élevées et que cette méthode ne fait pas encore l'objet d'une norme. Un développement intéressant pourrait être l'utilisation de cette méthode pour permettre la localisation des PFAS dans les colonnes de sols prélevés, cette fonctionnalité étant actuellement en cours de développement, son efficacité étant en phase d'évaluation.

<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 14 Représentation schématique des PFAS analysés par les différentes méthodes (RECORD, 2024</figcaption></figure>
<table><caption>Tableau 15 Résumé des caractéristiques des différentes méthodes analytiques (RECORD, 2024)</caption><thead><tr><th></th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th><th>Limites de quantification</th><th>Prix moyen</th><th>Délai moyen</th></tr></thead><tbody><tr><td>Spectrométrie de masse ciblée</td><td>- Quantitatif,<br/>- Précis,<br/>- Efficace sur toutes les matrices,<br/>- Bonne reproductibilité.<br/>- Reconnue à l'international et réalisée par les laboratoires commerciaux,<br/>- Normé (ISO 21675 ; US EPA1633) et en développement pour la matrice air OTM 45.</td><td>- Nombre limité de PFAS (vision incomplète de la contamination)<br/>- Coûteux pour des campagnes impliquant de nombreux prélèvement.</td><td>entre 1 et 20 ng/L<br/>selon les composés, des limites inférieures sont atteignables dans les laboratoires universitaires.</td><td>150 à 500€ / analyse</td><td>Entre 2 et 4 semaines</td></tr><tr><td>Spectrométrie de masse non ciblée</td><td>- Identification de PFAS présents dans l'échantillon,<br/>- Normes et guidelines existantes,<br/>- Proposée par les laboratoires commerciaux.</td><td>- Non quantitative,<br/>- Coût particulièrement élevé,<br/>- Délai de réalisation.</td><td>NA</td><td>1500 à 3000€ / analyse</td><td>Entre 2 et 3 mois</td></tr><tr><td>TOP Assay</td><td>- Analyse précise des composés perfluorés, (cf. spectrométrie de masse ciblée),<br/>- Apporte une estimation de la concentration en précurseurs,<br/>- Efficace sur toutes les matrices,<br/>- Guidelines existantes, mais non normé,<br/>- Proposée par les laboratoires commerciaux.</td><td>- Nombre limité de PFAS analysés,<br/>- Estimation imprécise des précurseurs, avec une forte variabilité,<br/>- Certains précurseurs ne sont pas oxydables<br/>- Coûteuse,<br/>- Non adaptée aux échantillons gazeux,</td><td>entre 1 et 20 ng/L<br/>selon les composés, des limites inférieures sont atteignables dans les laboratoires universitaires.</td><td>250 à 450€ / analyse</td><td>Entre 3 et 5 semaines</td></tr><tr><td>CIC</td><td>- Analyse intégrative estimant le Fluor Organique Total,<br/>- Rapide et automatisée.<br/>- Norme en développement (US EPA 1621 & 1621M</td><td>- Limite de quantification élevée,<br/>- Sous-estimation inhérente à l'analyse et surestimation liée à la contamination croisée nécessitant une connaissance préalable du site étudié,<br/>- Coûteuse.</td><td>: entre 1000 et 2000 ng/L selon les matrices</td><td>200 à 350€ / analyse</td><td>Entre 3 et 5 semaines</td></tr></tbody></table>

g. **Retours d'expérience et analyse critique des différentes méthodologies d'analyse**

Au cours de ses travaux de recherche et développement, les rédacteurs ont mis en application la majorité des méthodes analytiques exposées ci-avant. Il ressort de cette mise en application plusieurs constats. Toute d'abord, il n'existe pas de méthode analytique unique pour caractériser un site : ainsi il convient de réaliser des assemblages entre les méthodes ciblées et non ciblées, intégratives et non intégratives, pour appréhender la contamination aux PFAS de manière la plus complète possible.
La spectrométrie de masse ciblée reste la pierre angulaire de l'étude des PFAS, d'autant plus avec les évolutions réglementaires qui ont conduit les laboratoires analytiques à développer des méthodes pour un plus grand nombre de PFAS, avec de plus faibles limites de quantification et mettant en application des normes (internes ou internationales). Il s'agit d'une méthode fiable et reproductible qui permet d'analyser de nombreux PFAS dans la majorité des matrices. De plus, la multiplicité des listes analytiques (20 composés, 42 composés, 60 composés, 75 composés...) permet de la mobiliser dans de nombreuses situations (surveillance, caractérisation, suivi...). La liste de 20 composés de l'Union Européenne qui regroupe la quasi-totalité des perfluorés à chaines courtes intégrant les produits de dégradation de la quasi-totalité des précurseurs, est la liste minimale à analyser.

Un des écueils majeurs de cette méthode est son nombre limité de PFAS analysés qui risque de conduire à une sous-estimation de la contamination réelle et la non-considération de précurseurs pouvant se dégrader par la suite en PFAS à chaines plus courtes. Bien que la spectrométrie de masse semi-ciblée ou non-ciblée tente de répondre à cette problématique, ces méthodes ne sont pas les plus adaptées. La méthode semi-ciblée dépendante d'un logiciel souvent développé en milieu universitaire est ainsi non reconnue par les autorités environnementales compétentes. La méthode non-ciblée se caractérise par des inconvénients tels que son coût, son délai, son aspect personnel dépendant (interprétation des résultats par un opérateur) ainsi que par ses résultats non quantitatifs. La méthode non-ciblée peut cependant être utilisée pour déterminer les principaux PFAS en présence sur un site, mais les offres commerciales ne proposent généralement qu'une liste limitée de PFAS. Les laboratoires universitaires, bien que présentant des délais plus longs, sont généralement plus précis et peuvent identifier un grand nombre de composés perfluorés. Néanmoins l'analyse non-ciblée n'est pas quantitative.

Ces méthodes peuvent cependant être utilisées de manière ponctuelle pour répondre à des situations particulières. Les méthodes non-ciblées peuvent être notamment utiles lors de la caractérisation d'un site afin d'identifier les principaux contaminants ou préalablement à des travaux de dépollution pour mieux cerner les composés en présence.

Les méthodes intégratives apparaissent adaptées pour identifier les PFAS au sein des différentes matrices environnementales, cependant elles nécessitent une analyse quantitative ciblée préalable, qui permettra de qualifier précisément l'éventuelle contamination par les PFAS les plus réglementés. La TOP assay ne semble pas être la méthode intégrative la plus utile. Les retours d'expérience des rédacteurs nous ont montré que cette méthode était moins reproductible et moins facilement interprétable que la CIC, tout en présentant, néanmoins, l'avantage de venir au soutien de l'interprétation d'une analyse par spectrométrie de masse usuelle.

La CIC, est particulièrement informative, malgré des limites opérationnelles liées, notamment, à ses limites de quantification, sa sous-estimation de la concentration totale en PFAS et à sa sensibilité à certains contaminants. On observe généralement des concentrations en PFAS totaux (Fluor Organic Total) 10 fois supérieure à la somme des PFAS mesurés par spectrométrie de masse (y compris pour des listes étendues de 75 composés). Si certains bureaux d'études utilisent la CIC comme méthode de screening, l'utilisation de la CIC reste selon nos retours d'expérience plus adaptée pour déterminer la totalité des PFAS sur un site et par différence avec le résultat des méthodes ciblées, pour apprécier la proportion des PFAS non identifiés par spectrométrie de masse.

Enfin, parmi les méthodes en cours de développement, la RMN du Fluor semble la plus prometteuse du fait de son aspect quantitatif, sa facilité de mise en œuvre et sa capacité à identifier les PFAS.
## 5. Mise en place d'une stratégie analytique

Comme évoqué précédemment, il n'est pas possible de faire le diagnostic d'un site sans un assemblage de plusieurs méthodes analytiques. Cette partie résume les protocoles analytiques mis en place par les rédacteurs aux regards des différents retours d'expérience de ses équipes afin de caractériser au mieux une contamination par les PFAS.

### Criblage d'un site – Screening

**Objectifs :**

Déterminer la contamination potentielle d'un site.

**Analyse(s) principale(s) :**

1/ Analyse intégrative – Top Assay

**Analyse(s) complémentaire(s) :**

Non Nécessaire

**Remarques techniques :**

La mise en œuvre d'analyses intégratives apparaît comme particulièrement utile lors de l'étape de criblage. Du fait de sa limite de quantification élevée, la TOP assay apparaît ici comme préférable à la Chromatographie Ionique à Combustion.

Au regard du nombre important de sites à étudier lors d'un criblage, il convient de réduire au maximum le nombre d'analyse dans l'objectifs de réduire la durée et le coût des opérations.

La réalisation de duplicatas et/ou de triplicatas est conseillée pour identifier d'éventuels résultats aberrants ou des variations importantes lors de l'analyse.

Il convient de conserver le même laboratoire analytique au cours de la caractérisation d'un site afin de se prémunir des risques liés à la variabilité inter-laboratoire.

### Caractérisation initiale d'un site

**Objectifs :**

Déterminer la contamination réelle en vue de la conception d'une Interprétation de l'Etat des Milieux et/ou d'un Plan de gestion.

**Analyse(s) principale(s) :**

1/ Analyse par spectrométrie de masse ciblée (A Minima sur la liste réglementaire, plus si possible) sur les différents points de prélèvement prévus,

2/ Analyse par spectrométrie de masse non-ciblée à proximité des sources potentielles ou avérées.

**Analyse(s) complémentaire(s) :**

**Méthodes non-ciblées :** chromatographie ionique à combustion ou TOP Assay au niveau de la source concentrée.

**Remarques techniques :**

La mise en œuvre d'analyses non-ciblées et intégratives apparaît comme particulièrement utile lors de l'étape de caractérisation de la contamination d'un site. En effet, les précurseurs à chaines longues pouvant se dégrader en composés à chaines plus courtes au fil du temps, ou au cours d'un traitement, ces analyses permettent d'estimer la part de cette contamination non mise en évidence par la spectrométrie de masse usuelle.
La réalisation de duplicatas et/ou de triplicatas est conseillée pour identifier d'éventuels résultats aberrants ou des variations importantes lors de l'analyse.

Il convient de conserver le même laboratoire analytique au cours de la caractérisation d'un site afin de se prémunir des risques liés à la variabilité inter-laboratoire.

## Dimensionnement et suivi de l'efficacité d'un traitement

### Objectifs :

(1) Evaluer l'efficacité d'un traitement et la concentration en PFAS dans les matrices traitées,

(2) Evaluer l'efficacité d'un traitement visant à minéraliser les PFAS.

### Analyse(s) principale(s) :

(1) Analyse par spectrométrie de masse ciblée sur les différents points de prélèvement prévus,

(2) Analyse par spectrométrie de masse couplée à une mesure du fluor organique total par CIC

### Analyse(s) complémentaire(s) :

Aucune analyse complémentaire nécessaire.

### Remarques techniques :

Dans le cas du dimensionnement d'un traitement il convient de réduire la liste des PFAS à analyser par spectrométrie de masse ciblée à l'aide des résultats issues de l'étape de caractérisation du site. Au regard de la saturation rapide de certains traitements, il convient de réaliser des mesures régulières de l'efficacité d'un traitement. La difficulté majeure de ce suivi réside surtout dans les délais analytiques des laboratoire commerciaux.

La réalisation de duplicatas et/ou de triplicatas est conseillée pour identifier d'éventuels résultats aberrants ou des variations importantes lors de l'analyse.

Il convient de conserver le même laboratoire analytique au cours du traitement afin de se prémunir des risques liés à la variabilité inter-laboratoire.

(1) La réalisation d'études poussées lors du diagnostic du site peut permettre de réduire la liste analytique durant la phase de traitement, et ainsi de réduire les coûts analytiques. Cependant, cette réduction de la liste de PFAS à surveiller n'est pertinente que pour les traitements qui n'impliquent pas l'oxydation, la réduction ou la minéralisation des PFAS.

(2) Aucune remarque particulière

## Suivi régulier des émissions

### Objectifs :

Surveiller la conformité des émissions potentielles d'une installation classée.

### Analyse(s) principale(s) :

Spectrométrie de masse usuelle, liste des 20 composés de l'Union Européenne

### Analyse(s) complémentaire(s) :

Dans une logique proactive : analyse du fluor organique total par chromatographie ionique à combustion pour estimer la part des PFAS non identifiés si les concentrations observées par spectrométrie sont supérieures ou égales à 100 ng/L pour les matrices liquides (conformément à la directive cadre sur l'eau) ou 100 ng/g pour les sols.
### Remarques techniques :

La réalisation de duplicatas et/ou de triplicatas n'est pas essentielle pour des rejets de faibles volumes.

Il convient de conserver le même laboratoire analytique afin d'éviter la variabilité inter-laboratoires qui peut être non négligeable.

Pour la surveillance des émissions atmosphériques, il convient d'étendre la liste à certains PFAS se dégradant rapidement en composés perfluorés à chaines courtes comme ceux de la famille des FTOH.

## Suivi régulier de la qualité d'un milieu

### Objectifs :

Suivi régulier de l'état de la contamination dans une matrice

### Analyse(s) principale(s) :

Spectrométrie de masse usuelle (liste analytique la plus étendue possible).

### Analyse(s) complémentaire(s) :

Dans une logique proactive : analyse du fluor organique total par chromatographie ionique à combustion pour estimer la part des PFAS non identifiés si les concentrations observées par spectrométrie sont supérieures ou égales à 100 ng/L pour les matrices liquides ou 100 ng/g pour les sols.

### Remarques techniques :

Il convient de conserver le même laboratoire analytique afin d'éviter la variabilité inter-laboratoires qui peut être importante.

## 6. Conclusion

La caractérisation des composés perfluorés est une étape critique. Du fait de leur ubiquité dans l'environnement, ainsi que des valeurs limites environnementales de plus en plus basses, il peut être parfois difficile de faire la différence entre une contamination réelle et un bruit de fond. Le nombre important de composés fluorés et de sources secondaires potentielles, font que le diagnostic d'un site devient alors une étape cruciale.

Ainsi le risque de caractérisation incomplète d'un site peut être lié à la sur ou la sous-évaluation des concentrations en PFAS, à la non-évaluation de précurseurs inconnus, à une erreur sur la concentration en PFAS totaux ou encore à l'identification imparfaite des sources secondaires. Une caractérisation incomplète d'un site aura des conséquences sur les études de risques, la conception des plans de gestion l'évaluation des budgets de travaux et sur le suivi des traitements de réhabilitation. Dans le cas d'une réhabilitation, une mauvaise qualification initiale de la contamination expose à un risque d'inefficacité du traitement puisque ce dernier n'aura pas été conçu pour les PFAS réellement présents (précurseurs non-identifiés saturant rapidement le charbon actif, dégradation des précurseurs...).

Ainsi convient-il de porter une attention toute particulière à la caractérisation du site, et notamment aux différents points critiques que sont :
f. Le schéma conceptuel : une étude réalisée sur un périmètre trop restreint peut conduire à la non prise en considération de certaines sources secondaires et donc à ignorer certains secteurs impliqués dans la contamination du site,

g. Les méthodes de prélèvement : elles doivent prévenir éviter une surestimation de la situation liée au risque de contamination croisée induisant une trop forte variabilité des résultats,

h. La liste de composés analysés : elle ne doit pas se limiter à une liste de PFAS connus afin de pouvoir évaluer la part des précurseurs,

i. Les limites de quantification des méthodes : il existe un risque de sous-estimer la contamination lorsque ces dernières s'avèrent trop élevées.

Pour prévenir ces risques liés à la métrologie, il est conseillé de suivre une méthodologie claire et qui soit parfaitement assimilée par les équipes terrain. Ces méthodologies ont été détaillées précédemment dans ce rapport. L'utilisation de plusieurs méthodes analytiques est également cruciale afin de réduire les incertitudes liées à l'impossibilité de réaliser des analyses ciblées pour tous les PFAS.

Au regard de l'intérêt croissant porté aux composés perfluorés et à la tendance qu'a le législateur à porter son attention sur un nombre toujours plus important de PFAS, une augmentation des coûts analytiques est prévisible. En effet, si certaines sous-catégories de PFAS ne peuvent pas être analysées à l'aide de méthodes classiques, les composés ultracourts, certains précurseurs comme le DiPAP ou encore les PFAS volatils nécessitent, quant à eux, des analyses spécifiques. Aussi est-il essentiel de maitriser l'apport des méthodes intégratives comme la TOP Assay ou la CIC et de comprendre leurs forces et faiblesses respectives dans la démarche métrologique globale.

Enfin si les méthodes analytiques visant à quantifier les PFAS présents dans les eaux sont bien développées et permettent une mesure précise de ces composés, l'analyse des PFAS volatils et/ou semi-volatils est quant à elle encore peu développée. En effet, il n'existe pas encore de norme validée et les laboratoires appliquent des méthodes internes dont la reproductibilité et l'efficacité n'a pas encore été totalement éprouvée. Cette faiblesse représente également une opportunité pour développer une expertise nationale française et peser dans le débat européen
Conclusion générale

La problématique des composés per et polyfluorés constitue une thématique particulièrement évolutive et complexe à étudier du fait :

- De la multiplicité des composés (plus de 10 000),

- De leurs caractéristiques physico-chimiques particulièrement variées,

- De la difficulté à les analyser,

- Du manque de données fiables sur certains aspects,

- De l'absence de consensus scientifique sur d'autres thématiques.

Les études de caractérisation d'une éventuelle contamination de l'environnement sont également difficiles à réaliser. En effet l'utilisation de méthodes analytiques usuelles comme la spectrométrie de masse LC MS MS n'est pas toujours la plus informative. Les PFAS étant ubiquistes dans l'ensemble des matrices environnementales, lors de la phase d'interprétation des résultats il est difficile de faire la différence entre le bruit de fond, la contamination croisée et les contaminations avérées. Enfin, du fait des seuils environnementaux particulièrement bas, les méthodes analytiques retenues doivent se caractériser par de très faibles limites de quantification. Pour toutes ces raisons, il convient de mettre en œuvre une stratégie de prélèvement et d'analyse fiable afin d'étudier convenablement la contamination réelle.

Ce rapport a donc poursuivi plusieurs objectifs. Il s'est agi tout d'abord de faire l'état des lieux des connaissances, à date, sur des thématiques variées telles les caractéristiques physico-chimiques des PFAS, la réglementation internationale ou encore les méthodes d'analyses existantes. Puis, ce rapport a cherché à préciser les enjeux de la métrologie de ces composés, mais aussi de proposer une méthodologie cohérente et structurée pour définir convenablement la contamination.

On constate cependant, que si les méthodologies visant à détecter, identifier et quantifier les PFAS présents dans les eaux sont courantes, elles sont plus rares pour ce qui concerne les sols et presque inexistantes pour l'atmosphère. Le même constat peut être fait lorsqu'il s'agit des valeurs toxicologiques de référence. Ce manque de données pour certaines thématiques constitue une opportunité afin de développer une expertise nationale complémentaire à celle des autres acteurs de l'Union Européenne.

A la lumière de ce rapport, deux constats principaux peuvent être faits. Tout d'abord, il existe un vide réglementaire pour de nombreux PFAS (aucune méthode analytique n'étant à ce jour qualifiée pour estimer l'ensemble des PFAS) mais aussi pour de nombreuses matrices. Si des valeurs seuils pour la matrice eau ont été proposées, celles pour les sols et les matériaux excavés restent parcellaires et celles pour l'atmosphère ne sont pas encore développées. Pour les sols Il convient de concevoir ces valeurs afin de permettre la mise en place d'actions de réhabilitation
environnementale. Cependant, ces valeurs seuils se doivent d'être réalistes. En effet, des valeurs
trop basses (de l'ordre du pg/L ou du pg/g) conduiraient à l'impossibilité d'atteindre ces seuils à
l'aide des méthodes de dépollution disponibles sur le marché. *A contrario*, des valeurs trop
élevées, conduiraient à un risque d'inaction et conséquemment à l'exposition des populations à
ces composés. Pour la mise en place de valeurs seuils pour les sols, il existe plusieurs stratégies :

- Fixer une ou plusieurs limites dans les sols (comme en Allemagne ou aux Pays-Bas) prenant en considération ou non les différents usages,

- Fixer une limite pour les PFAS présents dans les eaux lixiviant à travers les sols, afin de protéger les eaux souterraines sous-jacente en Allemagne.

A l'instar des valeurs limites européennes, elles peuvent viser un nombre limité de composés ou l'ensemble des PFAS en précisant qu'il est également envisageable de mettre en place un quotient de risque (comme aux Etats Unis ou en Allemagne).

Enfin, le nombre particulièrement important de PFAS conduit à une difficulté d'appréhender
convenablement cette problématique. Ainsi il conviendrait soit :

- De considérer les PFAS comme une classe,

- De développer une classification de ces composés reposant sur des têtes d'affiches auxquelles seraient associés des sous-groupes,

Ces sous-groupes regrouperaient des PFAS partageant des caractéristiques similaires (comportement, caractéristiques physico chimiques, toxicité...). Considérer l'ensemble des PFAS comme une seule et unique classe permettrait une meilleure prise en charge de la contamination, et la seconde solution permettrait de faciliter la conception des études de risques. A ce jour, on notera cependant deux écueils techniques : l'absence de méthodes d'analyse pour l'ensemble des PFAS avec des limites de quantification proches (en accord avec les) des seuils réglementaires (entre 4 et 100 ng/L) et l'impossibilité de doser individuellement l'ensemble de ces composés, même répartis en famille. Le développement de nouvelles méthodes analytiques ou l'utilisation de modèles d'extrapolation, permettront une meilleure prise en charge des risques liés à ces substances
# Annexes

Annexe 1 Principales sources de PFAS dans les différents secteurs d'activité (Department of Environmental Regulation of Western Australia, 2017; Glüge et al., 2020; ITRC, 2017)

<table><thead><tr><th>Activité industrielle</th><th>Usages et sources de PFAS</th></tr></thead><tbody><tr><td>Aéroports, aviation, aérospatial ...</td><td><ul><li>Mousses anti incendies (utilisation et entrainement)</li><li>Huiles moteurs (composés type PFSA) et fluides hydrauliques</li><li>Composés mécaniques (PFTE et PFA)</li></ul></td></tr><tr><td>sites SEVESO et sites industriels à hauts risques</td><td><ul><li>Mousses anti incendies (utilisation et entrainement)</li></ul></td></tr><tr><td>Plaquage et électroplaquage</td><td><ul><li>Brumisateurs industriels</li></ul></td></tr><tr><td>Fabriques de divers produits commerciaux et à usages domestiques</td><td>Stockage et production de :<ul><li>Surfactants (Détergents alcalins, circuits imprimés, industrie pharmaceutique...)</li><li>Emulsifiants</li><li>Pesticides</li><li>Agent hydrophobe (textile, cuirs, lunettes, montres, papetterie...)</li><li>Packaging alimentaire</li><li>Agent antistatique (photographie)</li><li>Textiles (tapis, cires, agents ménagers...)</li><li>Poêles en teflon</li></ul></td></tr><tr><td>Automobile</td><td><ul><li>Cales, système d'alimentation en carburant, joints, roulements, lubrifiants</li><li>Traitement des moquettes et/ou des cuirs</li><li>Traitement des peintures</li></ul></td></tr><tr><td>Production minière, pétrolière, fracking</td><td><ul><li>Revêtement intérieur des pipelines (gaz)</li><li>Surfactant anti moussant (fracking, ou flottation minière)</li></ul></td></tr><tr><td>Cosmétiques</td><td><ul><li>Produits d'hygiène (Fil dentaire, shampoings...) - variable selon les marques</li><li>Cosmétiques waterproof (vernis à ongle, poudre, mascaras...) - variable selon les marques</li></ul></td></tr><tr><td>Papeterie, packaging</td><td><ul><li>Papier / carton ignifugé</li><li>Papier / Carton résistant à l'eau</li><li>Papier résistant à la graisse (emballages alimentaires)</li></ul></td></tr><tr><td>Médicaments, dispositifs médicaux, biotechnologies</td><td><ul><li>Dispositifs médicaux : Patch chirurgicaux, agrafes, cathéters...</li><li>Films radiographiques</li></ul></td></tr></tbody></table>
<table><tr><td></td><td>- Médicaments ( en adjuvant ou en principe actif)</td></tr><tr><td>Industrie phytosanitaire</td><td>- Principe actif de certains Biocides (sulfuramides) dans les agents anti fourmis ou anti termites<br/>- Agent surfactant s'opposant à la formation de mousse</td></tr><tr><td>Industrie chimique</td><td>- Production de PFAS purs,<br/>- Production de mousses anti incendies<br/>- Production de plastiques</td></tr><tr><td>Secteur de l'énergie</td><td>- Enrichissement de l'Uranium</td></tr><tr><td>Construction</td><td>- Vernis, peintures, ...<br/>- Câbles électriques résistants à la chaleur</td></tr><tr><td>Electronique et industrie des semi-conducteurs</td><td>- Isolants (circuits imprimés)<br/>- Retardateurs de flammes (circuits imprimés)</td></tr><tr><td>Textile</td><td>- Tissus résistant à l'eau (GoreTex, ScotchGuard...)<br/>- Additifs favorisant la persistance des teintures</td></tr><tr><td>Stockage et traitement de déchets</td><td>- Lixiviats de décharge<br/>- Eaux usées<br/>- Bio solides</td></tr></table>
<table><caption>Annexe 2 Les propriétés physico-chimiques des PFAS.</caption><thead><tr><th>Nom</th><th>Acronyme</th><th>Numéro CAS</th><th>Formule moléculaire</th><th>Masse molaire [g/mol]</th><th>Densité (20 - 25 °C) [g/mol]</th><th>Solubilité dans l'eau (20 - 25 °C) [mg/L]</th><th>Point de fusion [°C]</th><th>Point d'ébullition [°C]</th><th>Pression de vapeur [Pa]</th><th>Constante de Henry [Pa·m³-/mol]</th><th>log K<sub>OW</sub> [-]</th><th>log K<sub>OC</sub> [L/kg]</th><th>Constante de dissociation (pKa)</th><th>CMC (20-25°C) [mol/L]</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="17">Carboxylates perfluoroalkyliques / Acides perfluoroalkylcarboxyliques (PFCAs)</td></tr><tr><td>Acide perfluorobutanoïque</td><td>PFBA</td><td>375-22-4</td><td>F(CF2)<sub>3</sub>COOH</td><td>214,04</td><td>1,65</td><td>49025</td><td>-17.5</td><td>121</td><td>1307</td><td>1,2</td><td>1,43</td><td>1,88</td><td>-0,2 à 0,7</td><td>0,8</td></tr><tr><td>Acide perfluoropentanoïque</td><td>PFPeA</td><td>2706-90-3</td><td>F(CF2)<sub>4</sub>COOH</td><td>264,05</td><td>1,70</td><td>9812</td><td>-13,2 à -5,9</td><td>124,4</td><td>1057</td><td>1,5</td><td>1,35</td><td>1,37</td><td>-0,06</td><td>0,2</td></tr><tr><td>Acide perfluorohexanoïque</td><td>PFHxA</td><td>307-24-4</td><td>F(CF2)<sub>5</sub>COOH</td><td>314,05</td><td>1,72</td><td>1893</td><td>14</td><td>143</td><td>2720</td><td>0,93</td><td>2,85</td><td>1,91</td><td>-0,13</td><td>0,08</td></tr><tr><td>Acide perfluoroheptanoïque</td><td>PFHpA</td><td>375-85-9</td><td>F(CF2)<sub>6</sub>COOH</td><td>364,06</td><td>1,79</td><td>1,2E5</td><td>30</td><td>175</td><td>1770</td><td>0,57</td><td>2,05</td><td>2,19</td><td>-0,15</td><td>0,03</td></tr><tr><td>Acide perfluorooctanoïque</td><td>PFOA</td><td>335-67-1</td><td>F(CF2)<sub>7</sub>COOH</td><td>414,07</td><td>1,80</td><td>3300 - 4340</td><td>37 - 60</td><td>188 - 192</td><td>4 - 1300</td><td>0,36</td><td>3,10</td><td>1,31 - 2,35</td><td>-0,16 à 3,8</td><td>0,01</td></tr><tr><td>Acide perfluorononanoïque</td><td>PFNA</td><td>375-95-1</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>COOH</td><td>464,08</td><td>1,75</td><td>12</td><td>59 - 66</td><td>218</td><td>1,3</td><td>3,4<sup>E</sup>-6</td><td>3,54</td><td>2,39</td><td>-0,17</td><td>0,003</td></tr><tr><td>Acide perfluorodécanoïque</td><td>PFDA</td><td>335-76-2</td><td>F(CF2)<sub>9</sub>COOH</td><td>514,09</td><td>1,76</td><td>260</td><td>77 - 88</td><td>218</td><td>0,2</td><td>1,2<sup>E</sup>-7</td><td>4,15</td><td>2,76</td><td>-0,17</td><td>0,001</td></tr><tr><td>Acide perfluoroundécanoïque</td><td>PFUnA</td><td>2058-94-8</td><td>F(CF2)<sub>10</sub>COOH</td><td>564,09</td><td>1,76</td><td>92</td><td>83 - 101</td><td>160 - 230</td><td>0,1</td><td>3,8<sup>E</sup>-7</td><td>4,00</td><td>3,30</td><td>-0,17</td><td>0,0003</td></tr><tr><td>Acide perfluorodécanoïque</td><td>PFDoA ou PFDoD A</td><td>307-55-1</td><td>F(CF2)<sub>11</sub>COOH</td><td>614,10</td><td>1,77</td><td>0,52</td><td>107 - 109</td><td>245</td><td>0,01</td><td>4,0<sup>E</sup>-7</td><td>7,77</td><td>4,93</td><td>-0,17 à 0,8</td><td>9,3E-5</td></tr><tr><td>Acide perfluorotridécanoïque</td><td>PFTrdA</td><td>72629-94-8</td><td>F(CF2)<sub>12</sub>COOH</td><td>664,11</td><td>1,77</td><td>28,5 - 3,4E6</td><td>112 - 123</td><td>224 - 261</td><td>0,09 - 0,48</td><td>1,0<sup>E</sup>-3</td><td>8,76</td><td>5,26</td><td>-</td><td>3,0E-5</td></tr><tr><td>Acide perfluorotetradécanoïque</td><td>PFTeDA</td><td>376-06-7</td><td>F(CF2)<sub>13</sub>COOH</td><td>714,12</td><td>1,78</td><td>0,30</td><td>130 - 135</td><td>270</td><td>0,1</td><td>1,8<sup>E</sup>-9</td><td>5,10</td><td>5,37</td><td>-0,21</td><td>1,0E-5</td></tr><tr><td>Acide perfluoropentadécanoïque</td><td>PFPeDA</td><td>141074-63-7</td><td>F(CF2)<sub>14</sub>COOH</td><td>764,12</td><td>1,78</td><td>2,4E3</td><td>117</td><td>252</td><td>1,66</td><td>3,7E-5</td><td>9,86</td><td>5,02</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide pentadécafluorooctanoïque</td><td>APFO</td><td>3825-26-1</td><td>C<sub>8</sub>H<sub>4</sub>F<sub>15</sub>NO<sub>2</sub></td><td>445,11</td><td>1,73</td><td>516 - 1,4E5</td><td>157 - 165</td><td>190</td><td>0,01</td><td>1,9E-5</td><td>5,74</td><td>3,22</td><td>2,5</td><td>-</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>sel d'ammonium (pentadécafluorooctanoate d'ammonium)</th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th></tr></thead><tbody><tr><th colspan="15">Sulfonates de perfluoroalkyle / Acides perfluoroalkylsulfoniques (PFSAs)</th></tr><tr><td>Acide perfluorobutane sulfonique</td><td>PFBS</td><td>375-73-5</td><td>F(CF2)<sub>4</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>300,10</td><td>1,81</td><td>6875</td><td>76 - 84</td><td>211</td><td>132</td><td>2,6<sup>E</sup>-4</td><td>2,79</td><td>1,00</td><td>-6,0 à -5,0</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide perfluoropentane sulfonique</td><td>PFPeS</td><td>2706-91-4</td><td>F(CF2)<sub>5</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>350,10</td><td>1,81 - 1,84</td><td>43062</td><td>10,7 - 78,4</td><td>225</td><td>3,8E-5</td><td>2,2E-5</td><td>3,39</td><td>3,02</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide perfluorohexane sulfonique</td><td>PFHxS</td><td>355-46-4</td><td>F(CF2)<sub>6</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>400,11</td><td>1,84</td><td>243</td><td>190</td><td>95 - 452</td><td>47,9</td><td>3,5<sup>E</sup>-5</td><td>2,20</td><td>1,78</td><td>-6,0 à -5,0</td><td>0,02</td></tr><tr><td>Acide perfluoroheptane sulfonique</td><td>PFHpS</td><td>375-92-8</td><td>F(CF2)<sub>7</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>450,12</td><td>1,84 - 1,89</td><td>464 - 7,1E4</td><td>24,9 - 73,1</td><td>206 - 250</td><td>4,4E-5</td><td>2,4<sup>E</sup>-5</td><td>4,85</td><td>3,09</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide perfluorooctanesulfonique</td><td>PFOS</td><td>1763-23-1</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>500,13</td><td>1,84 - 1,85</td><td>910</td><td>54</td><td>133 - 249</td><td>17</td><td>4,8<sup>E</sup>-6</td><td>5,61</td><td>2,5 - 3,1</td><td>-6,0 à -2,6</td><td>0,001</td></tr><tr><td>Acide perfluorononane sulfonique</td><td>PFNS</td><td>68259-12-1</td><td>F(CF2)<sub>9</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>550,10</td><td>1,84 - 1,88</td><td>384 - 1,6E6</td><td>13,4 - 76,5</td><td>224 - 272</td><td>2,0E-4</td><td>1,9E-6</td><td>6,58</td><td>2,72</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide perfluorodécane sulfonique</td><td>PFDS</td><td>335-77-3</td><td>F(CF2)<sub>10</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>600,14</td><td>1,83 - 1,93</td><td>194 - 2,2<sup>E</sup>6</td><td>11,6 - 85,2</td><td>224 - 284</td><td>0,71</td><td>3,5E-5</td><td>7,06</td><td>3,53</td><td>0,14</td><td>-</td></tr><tr><th colspan="15">Acides fluorotélomères carboxyliques (FTCAs)</th></tr><tr><td>5:3 Fluorotelomer carboxylic acid</td><td>5:3 FTCA</td><td>914637-49-3</td><td>F(CF2)<sub>5</sub>(CH2)2CO OH</td><td>342,10</td><td>1,59</td><td>179 - 1,3E6</td><td>53,9 - 57,3</td><td>181</td><td>20</td><td>2,3E-5</td><td>3,83</td><td>2,94</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>6:2 Acide fluorotélomère carboxylique</td><td>6:2 FTCA</td><td>53826-12-3</td><td>F(CF2)<sub>6</sub>CH2COOH</td><td>378,10</td><td>1,64 - 1,67</td><td>5,3E3 - 1,5E6</td><td>55</td><td>175 - 193</td><td>27</td><td>2,2E-5</td><td>4,75</td><td>3,38</td><td>2,82</td><td>-</td></tr><tr><th colspan="15">Acides perfluoroalkylphosphoniques (PFPAs)</th></tr><tr><td>Acide perfluorobutylphosphonique</td><td>PFBPA</td><td>52299-24-8</td><td>F(CF2)<sub>4</sub>P(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>350,02</td><td>1,84</td><td>3,5E5</td><td>141</td><td>206</td><td>1,8E-1</td><td>1,6E-5</td><td>2,19</td><td>1,51</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide perfluorohexyle phosphonique</td><td>PFHxPA</td><td>40143-76-8</td><td>F(CF2)<sub>6</sub>P(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>400,03</td><td>1,84</td><td>5,5E5</td><td>196</td><td>212</td><td>4,0E-2</td><td>1,05E-6</td><td>3,48</td><td>3,18</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide perfluorooctylphosphonique</td><td>PFOPA</td><td>40143-78-0</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>P(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>500,05</td><td>1,83</td><td>8,7E5</td><td>207</td><td>227</td><td>1,0E-2</td><td>1,6E-6</td><td>4,73</td><td>2,82</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide perfluorodécylphosphonique</td><td>PFDPA</td><td>52299-26-0</td><td>F(CF2)<sub>10</sub>P(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>600,06</td><td>1,83</td><td>1,2E6</td><td>187</td><td>241</td><td>2E-4</td><td>1,62E-6</td><td>5,98</td><td>4,26</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><th colspan="15">Perfluorooctane sulfonamide et leurs dérivés (FASAs et FASEs)</th></tr><tr><td>Perfluorooctane</td><td>FOSA</td><td>754-91-6</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>SO<sub>2</sub>NH<sub>2</sub></td><td>499,14</td><td>1,78 - 1,79</td><td>5,1</td><td>155</td><td>194 - 253</td><td>15,14</td><td>6,5<sup>E</sup>-6</td><td>6,44</td><td>2,5 - 6,52</td><td>3,9E-5</td><td>-</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Sulfonamide</th><th>ou<br>PFOSA</th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th></tr></thead><tbody><tr><td>Perfluorooctane<br>sulfonamidoéthanol</td><td>FOSE</td><td>10116-92-4</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>SO<sub>2</sub>NH(CH<sub>2</sub>)<sub>2</sub>OH</td><td>543,19</td><td>1,73</td><td>2,6 - 3,8E6</td><td>90,9</td><td>221</td><td>3E-2</td><td>2,5</td><td>5,78</td><td>3,08</td></tr><tr><td>N-méthyl-<br>perfluorooctane<br>sulfonamide</td><td>N-<br>MeFOS<br>A</td><td>31506-32-8</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>SO<sub>2</sub>NHCH<sub>3</sub></td><td>513,17</td><td>1,62 - 1,71</td><td>1,3</td><td>21,2 -<br>92,6</td><td>198 - 261</td><td>10,23</td><td>1,8<sup>E</sup>-7</td><td>6,07</td><td>3,14</td></tr><tr><td>N-méthyl-<br>perfluorooctane<br>sulfonamidoéthanol</td><td>N-<br>MeFOS<br>E</td><td>24448-09-7</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>SO<sub>2</sub>N(CH<sub>3</sub>)<br>(CH<sub>2</sub>)<sub>2</sub>OH</td><td>557,22</td><td>1,69 - 1,76</td><td>0,81</td><td>75 - 95</td><td>186 - 300</td><td>0,70</td><td>1,4E-8</td><td>6,00</td><td>3,72</td></tr><tr><td>N-éthyl-<br>perfluorooctane<br>sulfonamide</td><td>N-<br>EtFOSA</td><td>4151-50-2</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>SO<sub>2</sub>NHCH<sub>2</sub><br>CH<sub>3</sub></td><td>527,20</td><td>1,60 - 1,67</td><td>0,43</td><td>90</td><td>110</td><td>7,0</td><td>4,0<sup>E</sup>-7</td><td>6,71</td><td>3,23</td></tr><tr><td>N-éthyl-<br>perfluorooctane<br>sulfonamidoéthanol</td><td>N-<br>EtFOSE</td><td>1691-99-2</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>SO<sub>2</sub>N(CH<sub>2</sub><br>CH<sub>3</sub>)(CH<sub>2</sub>)<sub>2</sub>OH</td><td>571,25</td><td>1,65 - 1,76</td><td>0,89</td><td>55 - 60</td><td>118</td><td>0,35</td><td>1,6<sup>E</sup>-8</td><td>6,52</td><td>4,20</td></tr></tbody></table>

Acides fluorotélomères sulfoniques (FTS(A)s)

<table><tbody><tr><td>Acide 1H, 1H, 2H, 2H-<br>perfluorobutanesulfo<br>nique</td><td>H4-<br>PFBS<br>(2:2<br>FTS(A))</td><td>149246-63-9</td><td>F(CF2)<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>CH<br><sub>2</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>228,13</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Acide 1H, 1H, 2H, 2H-<br>perfluorohexanesulfo<br>nique</td><td>H4-<br>PFHxS<br>(4:2<br>FTS(A))</td><td>757124-72-4</td><td>F(CF2)<sub>4</sub>CH<sub>2</sub>CH<br><sub>2</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>328,15</td><td>1,68</td><td>791 - 6,3E5</td><td>107</td><td>216</td><td>0,33</td><td>3,9E-3</td><td>2,04</td><td>2,70</td></tr><tr><td>Acide<br>perfluorooctanesulfo<br>nique 1H, 1H, 2H, 2H</td><td>H4-<br>PFOS<br>(6:2<br>FTS(A))</td><td>27619-97-2</td><td>F(CF2)<sub>6</sub>CH<sub>2</sub>CH<br><sub>2</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>428,17</td><td>1,64 - 1,71</td><td>514 - 1,1E6</td><td>18,7 -<br>80,7</td><td>219 - 272</td><td>0,11</td><td>1,9E-5</td><td>3,73</td><td>2,98</td></tr><tr><td>Acide<br>perfluorodécanesulfo<br>nique 1H, 1H, 2H, 2H</td><td>H4-<br>PFDeS<br>(8:2<br>FTS(A))</td><td>39108-34-4</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>CH<sub>2</sub>CH<br><sub>2</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>528,18</td><td>1,69</td><td>358 - 1,8E6</td><td>16,8 -<br>91,1</td><td>224 - 293</td><td>0,01</td><td>1,7E-6</td><td>5,22</td><td>3,23</td></tr><tr><td>Acide 1H, 1H, 2H, 2H-<br>perfluoroundécanesu<br>fonique</td><td>H4-<br>PFUdS<br>(10:2<br>FTS(A))</td><td>120226-60-0</td><td>F(CF2)<sub>10</sub>CH<sub>2</sub>C<br>H<sub>2</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>628,20</td><td>1,75</td><td>35 - 2,6E6</td><td>173</td><td>220</td><td>2E-3</td><td>3,3E-5</td><td>6,87</td><td>5,12</td></tr><tr><td>Acide 1H, 1H, 2H, 2H-<br>perfluorotétradécane<br>sulfonique</td><td>H4-<br>PFTeS<br>(12:2<br>FTS(A))</td><td>149246-64-0</td><td>F(CF2)<sub>12</sub>CH<sub>2</sub>C<br>H<sub>2</sub>SO<sub>3</sub>H</td><td>728,21</td><td>-</td><td>0,0002</td><td>-</td><td>-</td><td>1,0E-3</td><td>-</td><td>7,94</td><td>-</td></tr></tbody></table>

Acides perfluoroalcanes sulfonamido acétiques (FASAAs)

<table><tbody><tr><td>Acide acétique<br>perfluorooctane<br>sulfonamido</td><td>FOSAA</td><td>2806-24-8</td><td>C<sub>8</sub>F<sub>17</sub>SOONHC<br>H<sub>2</sub>CO<sub>2</sub>H</td><td>557,2</td><td>1,69 - 1,79</td><td>12 - 3,7E6</td><td>54,8 - 191</td><td>221</td><td>0,02</td><td>5,7E-6</td><td>6,12</td><td>3,69</td></tr><tr><td>Acide N-méthyl<br>perfluorooctane</td><td>MeFOS</td><td>2355-31-9</td><td>C<sub>8</sub>F<sub>17</sub>SOON(C</td><td>571,2</td><td>1,75 - 1,82</td><td>2,2 - 3,7E6</td><td>75 - 95</td><td>186 - 300</td><td>2E-3</td><td>3,2E-5</td><td>6,63</td><td>4,17</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>atemonoester</th><th>monoP<br>AP</th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th></tr></thead><tbody><tr><td>6:2<br>Fluortélomerphosph<br>atemonoester</td><td>6:2<br>monoP<br>ap</td><td>57678-01-0</td><td>F(CF2)<sub>6</sub>CH<sub>2</sub>CH<br>2OP(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>444,09</td><td>-</td><td>2,6E3</td><td>-</td><td>-</td><td>6,9E-2</td><td>-</td><td>3,39</td><td>2,72</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>8:2<br>Fluortélomerphosph<br>atemonoester</td><td>8:2<br>monoP<br>AP</td><td>57678-03-2</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>CH<sub>2</sub>CH<br>2OP(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>544,10</td><td>-</td><td>1,6E2</td><td>-</td><td>-</td><td>2,2E-2</td><td>-</td><td>4,67</td><td>3,08</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>10:2<br>Fluortélomerphosph<br>atemonoester</td><td>10:2<br>monoP<br>AP</td><td>57678-05-4</td><td>F(CF2)<sub>10</sub>CH<sub>2</sub>C<br>H<sub>2</sub>OP(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>644,12</td><td>-</td><td>10</td><td>-</td><td>-</td><td>1,1E-2</td><td>-</td><td>5,92</td><td>5,16</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>12:2<br>Fluortélomerphosph<br>atemonoester</td><td>12:2<br>monoP<br>AP</td><td>57678-07-6</td><td>F(CF2)<sub>12</sub>CH<sub>2</sub>C<br>H<sub>2</sub>OP(O)(OH)<sub>2</sub></td><td>744,13</td><td>-</td><td>0,3</td><td>-</td><td>-</td><td>1,6E-2</td><td>-</td><td>7,21</td><td>5,38</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><th colspan="14">Phosphates d'alkyle polyfluorés (PAPs) : diester (diPAP)</th></tr><tr><td>4:2 Diester de<br>phosphate de<br>fluorotélomère</td><td>4:2<br>diPAP</td><td>135098-69-0</td><td>F(CF2)<sub>4</sub>CH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>OP<br>(OH)OCH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>-</td><td>590,15</td><td>-</td><td>0,4</td><td>-</td><td>-</td><td>1,7E-2</td><td>-</td><td>5,45</td><td>5,16</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>6:2 Diester de<br>phosphate de<br>fluorotélomère</td><td>6:2<br>diPAP</td><td>57677-95-9</td><td>F(CF2)<sub>6</sub>CH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>OP<br>(OH)OCH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>-</td><td>790,18</td><td>1,89</td><td>8E-04</td><td>71</td><td>286</td><td>2,5E-3</td><td>-</td><td>7,77</td><td>5,18</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>8:2 Diester de<br>phosphate de<br>fluorotélomère</td><td>8:2<br>diPAP</td><td>678-41-1</td><td>F(CF2)<sub>8</sub>CH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>OP<br>(OH)OCH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>-</td><td>990,21</td><td>1,98</td><td>5E-7</td><td>50</td><td>325</td><td>2,1E-5</td><td>-</td><td>11,70</td><td>5,12</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>10:2 Diester de<br>phosphate de<br>fluorotélomère</td><td>10:2<br>diPAP</td><td>1895-26-7</td><td>F(CF2)<sub>10</sub>CH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>OP<br>(OH)OCH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>-</td><td>1190,24</td><td>2,07</td><td>2E-9</td><td>50</td><td>353</td><td>4,9E-7</td><td>-</td><td>14,3</td><td>5,00</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>12:2 Diester de<br>phosphate de<br>fluorotélomère</td><td>12:2<br>diPAP</td><td>57677-99-3</td><td>F(CF2)<sub>12</sub>CH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>OP<br>(OH)OCH<sub>2</sub>CH<sub>2</sub>-</td><td>1390,27</td><td>2,16</td><td>3E-12</td><td>49</td><td>371</td><td>3,0E-7</td><td>-</td><td>17,0</td><td>5,00</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Polytérafluoroéthyl<br>ène (téflon)</td><td>PTFE</td><td>9002-84-0</td><td>(CF2)<sub>2n</sub></td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>327°C<br>(se<br>décompose<br>à 260°C)</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td><td>-</td></tr></tbody></table>

Valeurs en police rouge : valeurs calculées par modélisation en se basant sur la forme neutre de la substance.

Valeurs en police orange : valeurs extrapolées à partir des données mesurées.

Valeurs en police noire : valeurs obtenues expérimentalement.

CAS : source http://www.chemicalbook.com

Sources de données : (CompTox Chemicals Dashboard, 2022; ITRC, 2022; Pancras et al., 2016; Wang, Macleod, et al., 2011).
<table><caption>Annexe 3 Encadrement des PFAS dans l'eau potable dans les différents Etats américains en mars 2022 (ITRC, 2022a)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Etat</th><th colspan="2">Eaux potables</th><th colspan="2">Sols</th></tr><tr><th>Nature de la réglementation</th><th>Valeur limite</th><th>Nature de la réglementation</th><th>Valeur limite dans les sols pour assurer une protection des eaux souterraines</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">US EPA</td><td rowspan="4">Guide</td><td>PFOA 0.004 ng/L</td><td rowspan="4">RSL</td><td>PFOA 0.000172 mg/kg</td></tr><tr><td>PFBS 2000 ng/L</td><td>PFBS 0.00194 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOS 0.02 ng/L</td><td>PFOS 0.000378 mg/kg</td></tr><tr><td>GenX 10 ng/L</td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Alaska</td><td rowspan="2">Notification</td><td rowspan="2">Somme (PFOS, PFOA) 70 ng/L</td><td rowspan="2">CL</td><td>PFOS 0.003 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOA 0.001 mg/kg</td></tr><tr><td rowspan="3">Californie</td><td rowspan="3">Notification</td><td>PFOA 5,1 ng/L</td><td rowspan="3">-</td><td rowspan="3">-</td></tr><tr><td>PFBS 500 ng/L</td></tr><tr><td>PFOS 6,5 ng/L</td></tr><tr><td rowspan="3">Colorado</td><td rowspan="3">Guide</td><td>PFBS 400 000 ng/L</td><td rowspan="3">-</td><td rowspan="3">-</td></tr><tr><td>PFHxS 700 ng/L</td></tr><tr><td>Somme (PFOS, PFOA, PFNA) 70 ng/L</td></tr><tr><td rowspan="5">Connecticut</td><td rowspan="5">Notification</td><td rowspan="5">Somme (PFOS, PFOA, PFHpA, PFHxS, PFNA) 70 ng/L</td><td rowspan="5">AP GA PMC</td><td>PFHpA 0.0014 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOA 0.0014 mg/kg</td></tr><tr><td>PFNA 0.0014 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHxS 0.0014 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOS 0.0014 mg/kg</td></tr><tr><td>Delaware</td><td>Notification</td><td>PFOS et PFOA 70 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Floride</td><td>-</td><td>-</td><td>PSCTL</td><td>PFOA 0.002 mg/kg<br>PFOS 0.007 mg/kg</td></tr><tr><td rowspan="23">Hawaii</td><td rowspan="23">-</td><td rowspan="23">-</td><td rowspan="23">EAL</td><td>PFNA 0.00078 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOA 0.0012 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOS 0.0075 mg/kg</td></tr><tr><td>PFBA 0.099 mg/kg</td></tr><tr><td>PFBS 0.0031 mg/kg</td></tr><tr><td>PFPeA 0.0031 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHxS 0.0018 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHxA 0.013 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHpA 0.00029 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHpS 0.0041 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOSA 50 mg/kg</td></tr><tr><td>PFDA 0.00048 mg/kg</td></tr><tr><td>PFDS 0.013 mg/kg</td></tr><tr><td>PFUnDA 0.0045 mg/kg</td></tr><tr><td>PFDoDA 1 000 000 mg/kg</td></tr><tr><td>PFTrDS 1 000 000 mg/kg</td></tr><tr><td>PFTeDA 1 000 000 mg/kg</td></tr><tr><td>GenX 0.00032 mg/kg</td></tr><tr><td rowspan="3">Maine</td><td rowspan="3">Notification</td><td rowspan="3">Somme (PFOA, PFOS, PFHxS, PFNA, PFHpA, PFDA) 20 ng/L</td><td rowspan="3">RAG</td><td>PFBS 7.1 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOS 0.021 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOA 0.0095 mg/kg</td></tr><tr><td>Maryland</td><td>Guide</td><td>PFHxS 140 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td rowspan="7">Massachusetts</td><td rowspan="7">MCL</td><td rowspan="7">Somme (PFOA, PFOS, PFHxS, PFNA, PFHpA, PFDA) 20 ng/L</td><td rowspan="7">DEP - Protection des eaux potables</td><td>PFHxS 0.0003 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOS 0.002 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHpA 0.0005 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOA 0.00072 mg/kg</td></tr><tr><td>PFNA 0.00032 mg/kg</td></tr><tr><td>PFDA 0.0003 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHxS 0.3 mg/kg</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td></td><td></td><td></td><td>DEP – protection des eaux souterraines</td><td>PFOS 0.3 mg/kg<br>PFHpA 0.3 mg/kg<br>PFOA 0.3 mg/kg<br>PFNA 0.3 mg/kg<br>PFDA 0.3 mg/kg</td></tr><tr><td rowspan="6">Michigan</td><td rowspan="6">MCL</td><td>PFBS 420 ng/L</td><td rowspan="6">GSIPC</td><td>PFOA 10 mg/kg</td></tr><tr><td>PFHxS 51 ng/L</td><td></td></tr><tr><td>PFOS 16 ng/L</td><td></td></tr><tr><td>PFHxA 400 000 ng/L</td><td>PFOS 0.00024 mg/kg</td></tr><tr><td>PFOA 8 ng/L</td><td></td></tr><tr><td>PNFA 6 ng/L</td><td></td></tr><tr><td></td><td></td><td>GenX 370 ng/L</td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="5">Minesota</td><td rowspan="5">Guide</td><td>PFBA 7000 ng/L</td><td rowspan="5">-</td><td rowspan="5">-</td></tr><tr><td>PFOA 35 ng/L</td></tr><tr><td>PFBS 2000 ng/L</td></tr><tr><td>PFHxS 47 ng/L</td></tr><tr><td>PFOS 15 ng/L</td></tr><tr><td rowspan="2">Nebraska</td><td rowspan="2">-</td><td rowspan="2">-</td><td rowspan="2">RG</td><td>PFOA 0.00060 mg/kg<br>PFOS 0.00078 mg/kg</td></tr><tr><td></td></tr><tr><td rowspan="3">New Hampshire</td><td rowspan="3">MCL</td><td>PFOA 12 ng/L</td><td rowspan="3">-</td><td rowspan="3">-</td></tr><tr><td>PFOS 15 ng/L</td></tr><tr><td>PFNA 11 ng/L</td></tr><tr><td rowspan="3">New Jersey</td><td rowspan="3">MCL</td><td>PFOS 13 ng/L</td><td rowspan="3">-</td><td rowspan="3">-</td></tr><tr><td>PFNA 13 ng/L</td></tr><tr><td>PFOA 14 ng/L</td></tr><tr><td>New York</td><td>MCL</td><td>PFOA 10 ng/L</td><td>GV</td><td>PFOA 0.00110 mg/kg<br>PFOS 0.00370 mg/kg</td></tr><tr><td>Nevada</td><td>Guide</td><td>PFOS et PFOA 667 000 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Nouveau Mexique</td><td>Notification</td><td>Somme (PFOS, PFOA) 70 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td rowspan="2">Caroline du Nord</td><td rowspan="2">Guide</td><td rowspan="2">GenX 140 ng/L</td><td rowspan="2">DEQ</td><td>PFOA 0.017 mg/kg<br>PFBS 0.91 mg/kg</td></tr><tr><td></td></tr><tr><td rowspan="5">Ohio</td><td>Notification</td><td>Somme (PFOS, PFOA) 70 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td rowspan="4">Guide</td><td>PFBS 147 000 ng/L</td><td rowspan="4">-</td><td rowspan="4">-</td></tr><tr><td>PFHxS 140 ng/L</td></tr><tr><td>PFNA 21 ng/L</td></tr><tr><td>GenX 700 ng/L</td></tr><tr><td>Oregon</td><td>Guide</td><td>Somme (PFOS, PFOA, PFHxS, PFNA) 30 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Texas</td><td>-</td><td>-</td><td>CEQ – source 0.5 acres</td><td>PFNA 0.003 mg/kg<br>PFOA 0.003 mg/kg<br>PFOS 0.05 mg/kg<br>PFBA 0.2 mg/kg<br>PFBS 0.11 mg/kg<br>PFPeA 0.00032 mg/kg<br>PFHxS 0.002 mg/kg<br>PFHxA 0.00048 mg/kg<br>PFHpA 0.0046 mg/kg<br>PFOSA 0.92 mg/kg<br>PFDA 0.022 mg/kg<br>PFDS 0.04 mg/kg</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFUnDA 0,018 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFDoDA 0,034 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFTrDA 0,061 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFTeDA 0,0015 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td>CEQ - Source 30 acres</td><td></td><td>PFNA 0,0015 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFOA 0,015 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFOS 0,025 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFBA 0.098 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFBS 0,053 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFPeA 0,00016 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFHxS 0,001 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFHxA 0,00024 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFHpA 0,0023 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFOSA 0,46 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFDA 0,011 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFDS 0,02 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFUnDA 0,0092 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFDoDA 0,017 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFTrDA 0,03 mg/kg</td></tr><tr><td></td><td></td><td></td><td></td><td>PFTeDA 0.056 mg/kg</td></tr><tr><td>Vermont</td><td>MCL</td><td>Somme (PFOA, PFOS, PFHpA, PFHxS, PFNA) 20 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr><tr><td>Washington</td><td>Notification</td><td>PFBS 345 ng/L</td><td>-</td><td>-</td></tr></table>

RSL: Regional Screening Level; CL: Cleanup Level; APS GA PMC: Additional Polluting Substance GA Pollutant Mobility Criteria; PSCTL: Provisional Soil Cleanup Level; EAL: Environmental Action Level; RAG: Remedial Action Goal; GSIPC: Groundwater Surface Water Protection Criteria; RG: Remediation Goal; GV: Guidance Value; PSRG: Preliminary Soil Remediation Goal; PSL: Preliminary Screening Level
<table><caption>Annexe 4 Principales valeurs réglementaires pour les PFAS (en µg/L) pour les eaux souterraines, les eaux usées, ou les lixiviats dans les états américains (ITRC, 2022a)</caption><thead><tr><th></th><th>Mise à jour</th><th>Nature de la réglementation</th><th>Matrice</th><th>Promulguée</th><th>PFO A</th><th>PFO S</th><th>PFN A</th><th>PFB A</th><th>PFB S</th><th>PFHx S</th><th>PFHx A</th><th>PFPe A</th><th>PFHp A</th><th>PFHp S</th><th>PFOS A</th><th>PFD A</th><th>PFD S</th><th>PFUnD A</th><th>PFDoD A</th><th>PFTrD A</th><th>PFTeD A</th><th>HFP O-DA (Gen-X)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">US-EP A</td><td>2021</td><td>RSL</td><td>GW</td><td>N</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>6</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2021</td><td>RSL Calculation</td><td>GW</td><td>N</td><td>0,400</td><td>0,400</td><td></td><td></td><td></td><td>6,01</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>Interim Recommendation</td><td>GW</td><td>N</td><td>0,040</td><td>0,040</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Etats</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Alaska (AK)</td><td>2016</td><td>CL</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,400</td><td>0,400</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2018</td><td>Action Level</td><td>DW/GW/S W</td><td>N</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Colorado (CO)</td><td>2018</td><td>GQS</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2020</td><td>Translation Levels</td><td>GW/SW</td><td>Y</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td>400</td><td>0,700</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Connecticut (CT)</td><td>2016</td><td>AL</td><td>DW/GW</td><td>N</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2018</td><td>APS GWPC</td><td>GW</td><td>N</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Delaware (DE)</td><td>2016</td><td>RL</td><td>GW</td><td>N</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2016</td><td>SL</td><td>GW</td><td>N</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Florida (FL)</td><td>2019</td><td>PGCTL</td><td>GW</td><td>O</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>SL</td><td>SW</td><td>O</td><td>0,500</td><td>0,010</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Hawaii (HI)</td><td>2020</td><td>EAL</td><td>Protected GW</td><td>Y</td><td>0,040</td><td>0,040</td><td>0,004 4</td><td>7,6</td><td>40</td><td>0,019</td><td>4,0</td><td>0,08</td><td>0,040</td><td></td><td>0,024</td><td>0,00 4</td><td>0,02</td><td>0,01</td><td>0,013</td><td>0,013</td><td>0,13</td><td>0,016</td></tr><tr><td></td><td>Non-protected GW</td><td>Y</td><td>22,00 0</td><td>31,00 0</td><td>0,004 4</td><td>7,6</td><td>5000 0</td><td>31</td><td>48000</td><td>0,8</td><td>0,040</td><td></td><td>0,024</td><td>0,04</td><td>0,02</td><td>0,01</td><td>0,013</td><td>0,013</td><td>0,13</td><td>0,16</td></tr><tr><td>Hawaii (HI)</td><td>2021</td><td>EAL</td><td>GW</td><td>O</td><td>0,040</td><td>0,040</td><td>0,004 4</td><td>7,6</td><td>0,6</td><td>0,019</td><td>4</td><td>0,8</td><td>0,040</td><td>0,020</td><td>0,024</td><td>0,00 4</td><td>0,02</td><td>0,01</td><td>0,013</td><td>0,013</td><td>0,13</td><td>0,16</td></tr><tr><td>Illinois (IL)</td><td>2021</td><td>HBGL</td><td>DW/GW</td><td>Y</td><td>0,002</td><td>0,014</td><td></td><td></td><td>2,1</td><td>0,140</td><td>560</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>
<table><tbody><tr><td>Indiana (IN)</td><td>2019</td><td>SL (tap)</td><td>Protected GW</td><td>Y</td><td></td><td></td><td></td><td>400</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Iowa (IA)</td><td>2016</td><td rowspan="2">Statewide Standards</td><td>Protected GW</td><td>Y</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2016</td><td>Non-protected GW</td><td>Y</td><td></td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Maine (ME)</td><td>2018</td><td>RAG</td><td>GW</td><td>N</td><td>0,400</td><td>0,400</td><td></td><td>400</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="3">Massachusetts (MA)</td><td>2018/2019</td><td>Drinking Water Values</td><td>DW</td><td>O</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td></td><td>0,020</td><td></td><td>0,020</td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>GW-1</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td></td><td>0,020</td><td></td><td>0,020</td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>GW-3</td><td>GW</td><td>Y</td><td>40000</td><td>500</td><td>40000</td><td></td><td>500</td><td></td><td>40000</td><td></td><td>40000</td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Michigan (MI)</td><td>2015</td><td>HNV</td><td>SW</td><td>Y</td><td>0,420</td><td>0,011</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2021</td><td>MCL/GCC</td><td>DW/GW</td><td>Y</td><td>0,008</td><td>0,016</td><td>0,006</td><td>0,420</td><td>0,051</td><td>400</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>0,370</td></tr><tr><td rowspan="5">Minnesota (MN)</td><td>2018</td><td>HRL-subchronic</td><td>DW/GW</td><td>Y</td><td>0,035</td><td></td><td></td><td>7</td><td>9</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2018</td><td>HRL-chronic</td><td>DW/GW</td><td>Y</td><td>0,300</td><td></td><td></td><td>7</td><td>7</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>HBV-subchronic</td><td>DW/GW</td><td>N</td><td>-</td><td>0,015</td><td></td><td>-</td><td>3</td><td>0,047</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>HBV-chronic</td><td>DW/GW</td><td>N</td><td>-</td><td>0,015</td><td></td><td>-</td><td>2</td><td>0,047</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>2007</td><td>HBV</td><td>SW-lake</td><td>N</td><td>-</td><td>0,012</td><td></td><td>-</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Montana (MT)</td><td>2019</td><td>Water Quality Standard</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>New Hampshire (NH)</td><td>2019</td><td>AGQS</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,012</td><td>0,015</td><td>0,011</td><td></td><td></td><td>0,018</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>New Jersey (NJ)</td><td>2020</td><td>GWQS</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,014</td><td>0,013</td><td>0,013</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>
<table><tr><td>New York (NY)</td><td>2006</td><td>IMAC</td><td>GW</td><td>Y</td><td>2</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>North Carolina (NC)</td><td>2006</td><td>IMAC</td><td>GW</td><td>Y</td><td>2</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Oregon (OR)</td><td>2011</td><td>IL</td><td>SW</td><td>Y</td><td>24</td><td>300</td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>300</td><td>0,200</td><td></td></tr><tr><td>Pennsylvania (PA)</td><td>2016</td><td>MSC</td><td>GW</td><td>N</td><td>0,070</td><td>0,070</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Texas (TX)</td><td>2021</td><td>Tier 1 PCL</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,290</td><td>0,560</td><td>0,290</td><td>71</td><td>34</td><td>0,093</td><td>0,093</td><td>0,093</td><td>0,560</td><td>0,290</td><td>0,370</td></tr><tr><td rowspan="4">Vermont (VT)</td><td>2020</td><td>MCL</td><td>DW/GW</td><td>Y</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td></td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td></tr><tr><td>2018</td><td>HA</td><td>DW/GW</td><td>Y</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td></td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>GES</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td>0,020</td><td></td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td><td>0,020</td><td></td><td></td></tr><tr><td>2019</td><td>PAL</td><td>GW</td><td>Y</td><td>0,002</td><td>0,002</td><td>0,002</td><td></td><td></td><td>0,002</td><td></td><td></td><td>0,002</td><td></td><td></td></tr></table>

GW: GroundWater; DW: Drinking Water, SW: Sewage Water; Y: yes; N No; O: Ongoing; AGQS = ambient groundwater quality standard; AAC = annual average concentration; AL = private well action level; APS GWPC = additional polluting substance groundwater protection criteria; BCL = basic comparison level; CL = groundwater cleanup level; CW = Coastal Water; DWSV = Drinking Water Screening Value; EAL = Environmental Action Level; ES = environmental standard; EQS = environmental quality standard; EQSD = environmental quality standard daughter; GCC = Generic Cleanup Criteria; GES = Groundwater Enforcement Standard; GFS = Significance Thresholds; GQS = Site-Specific Groundwater Quality Standard; GTLC = groundwater cleanup target levels; GWQS = Groundwater Water Quality Standard; HNV = human noncancer value for surface drinking water; HBV = health-based value; HBGL = health-based guidance level; HRL = health risk limit; IL = initiation level; IMAC = interim maximum allowable standard; ISGWQS = Interim Specific Ground Water Quality Standard; MAC = maximum acceptable/allowable concentration; MCL = maximum contaminant level; MEG = maximum exposure guideline; MSC = medium-specific concentration; NL = Notification Level; PAL = preventive action level; PCL = protective concentration level; PGCTL = provisional groundwater target cleanup level; PGWES = primary groundwater enforcement standard; PHG = public health goal; RAG = remedial action guideline; RL = reporting level; RL (CA) = Response Level (California only); RSL = regional screening level; SL = screening
<table><caption>Annexe 5 Concentration des PFAs étudiés dans les eaux de distribution françaises en ng.L-1 d'après le rapport (ANSES, 2017)</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="5">Brazil</th><th colspan="5">France</th></tr><tr><th>Frequency (%)</th><th>Max. (ng/l)</th><th>Min. (ng/l)</th><th>Median (ng/l)</th><th>Mean (ng/l)</th><th>Frequency (%)</th><th>Max. (ng/l)</th><th>Min. (ng/l)</th><th>Median (ng/l)</th><th>Mean (ng/l)</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="11" style="text-align: left; font-weight: bold;">Bottled water</td></tr><tr><td>PFBS</td><td>50</td><td>3.6</td><td>3.1</td><td>3.5</td><td>3.4</td><td>32</td><td>6.7</td><td>1.3</td><td>2.9</td><td>3.2</td></tr><tr><td>PFHxA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFHxS</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>5</td><td>6.7</td><td>6.7</td><td>6.7</td><td>6.7</td></tr><tr><td>PFHpA</td><td>67</td><td>8.9</td><td>5.7</td><td>6.3</td><td>6.8</td><td>47</td><td>25</td><td>4.5</td><td>9.9</td><td>11</td></tr><tr><td>PFOA</td><td>33</td><td>12</td><td>3.4</td><td>7.6</td><td>7.6</td><td>16</td><td>7.4</td><td>3.9</td><td>4.8</td><td>5.4</td></tr><tr><td>PFOS</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>26</td><td>11</td><td>1.6</td><td>4.2</td><td>5.2</td></tr><tr><td>PFNA</td><td>17</td><td>10</td><td>10</td><td>10</td><td>10</td><td>16</td><td>12</td><td>10</td><td>11</td><td>11</td></tr><tr><td>PFUnA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFDA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>16</td><td>22</td><td>12</td><td>12</td><td>16</td></tr><tr><td>PFDS</td><td>17</td><td>15</td><td>15</td><td>15</td><td>15</td><td>5</td><td>23</td><td>23</td><td>23</td><td>23</td></tr><tr><td>PFDoA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>5</td><td>16</td><td>16</td><td>16</td><td>16</td></tr><tr><td>FOSA</td><td>17</td><td>8.7</td><td>8.7</td><td>8.7</td><td>8.7</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFTrA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFTeA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>5</td><td>29</td><td>29</td><td>29</td><td>29</td></tr><tr><td>PFHxD</td><td>33</td><td>8.4</td><td>2.6</td><td>5.48</td><td>5.48</td><td>26</td><td>23</td><td>2.1</td><td>6.0</td><td>8.0</td></tr><tr><td>PFODA</td><td>17</td><td>15</td><td>15</td><td>15</td><td>15</td><td>21</td><td>25</td><td>1.4</td><td>6.3</td><td>9.8</td></tr><tr><td colspan="11" style="text-align: left; font-weight: bold;">Tap water</td></tr><tr><td>PFBS</td><td>90</td><td>16</td><td>0.48</td><td>1.3</td><td>4.4</td><td>62</td><td>15</td><td>2.0</td><td>6.5</td><td>6.8</td></tr><tr><td>PFHxA</td><td>14</td><td>15.9</td><td>nd</td><td>13</td><td>9.6</td><td>25</td><td>6.8</td><td>5.8</td><td>6.3</td><td>6.3</td></tr><tr><td>PFHxS</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFHpA</td><td>76</td><td>36</td><td>5.2</td><td>18</td><td>17</td><td>37</td><td>33</td><td>13</td><td>22</td><td>22</td></tr><tr><td>PFOA</td><td>33</td><td>46</td><td>3.0</td><td>10</td><td>16</td><td>25</td><td>18</td><td>8.7</td><td>13</td><td>13</td></tr><tr><td>PFOS</td><td>100</td><td>44</td><td>4.6</td><td>5.8</td><td>16</td><td>38</td><td>30</td><td>11.99</td><td>19.87</td><td>20.61</td></tr><tr><td>PFNA</td><td>52</td><td>47</td><td>6.5</td><td>12</td><td>15</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFUnA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFDA</td><td>14</td><td>20</td><td>10</td><td>17</td><td>16</td><td>13</td><td>12</td><td>12</td><td>12</td><td>12</td></tr><tr><td>PFDS</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>38</td><td>12</td><td>5.9</td><td>9.7</td><td>9.1</td></tr><tr><td>PFDoA</td><td>19</td><td>42</td><td>17</td><td>27</td><td>28</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>FOSA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFTrA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>PFTeA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>13</td><td>18</td><td>18</td><td>18</td><td>18</td></tr><tr><td>PFHxD</td><td>9</td><td>3.2</td><td>3.1</td><td>3.1</td><td>3.1</td><td>13</td><td>2.6</td><td>2.6</td><td>2.6</td><td>2.6</td></tr><tr><td>PFODA</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>0</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Annexe 6 Concentration des PFAs étudiés dans les eaux de surface et souterraines françaises en ng.L⁻¹ d'après le rapport (ANSES, 2011)</caption><thead><tr><th>COMPOSE</th><th>Etude d'origine</th><th>Matrice</th><th>médiane (ng.l<sup>-1</sup>)</th><th>Moyenne (ng.l<sup>-1</sup>)</th><th>Cmin (ng.l<sup>-1</sup>)</th><th>Cmax (ng.l<sup>-1</sup>)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">PFOS</td><td>Loos (2009)</td><td>Eau de surface</td><td>6</td><td>39</td><td>&lt;1</td><td>1371</td></tr><tr><td>ANSES (2011)</td><td>Eau de surface</td><td>1</td><td>3</td><td>&lt;1</td><td>62</td></tr><tr><td>Loos (2010b)</td><td>Eau souterraine</td><td>&lt;0,4</td><td>4</td><td>0,4</td><td>135</td></tr><tr><td rowspan="3">PFOA</td><td>ANSES (2011)</td><td>Eau souterraine</td><td>&lt;1</td><td>&lt;1</td><td>&lt;1</td><td>50</td></tr><tr><td>Loos (2009)</td><td>Eau de surface</td><td>3</td><td>12</td><td>&lt;1</td><td>174</td></tr><tr><td>ANSES (2011)</td><td>Eau de surface</td><td>1</td><td>1</td><td>&lt;1</td><td>7</td></tr><tr><td rowspan="6">PFHXS</td><td>Loos (2010b)</td><td>Eau souterraine</td><td>1</td><td>3</td><td>&lt;0,4</td><td>39</td></tr><tr><td>ANSES (2011)</td><td>Eau souterraine</td><td>&lt;1</td><td>1</td><td>&lt;2</td><td>28</td></tr><tr><td>ANSES (2011)</td><td>Eau de surface</td><td>&lt;1</td><td>&lt;1</td><td>&lt;1</td><td>3</td></tr><tr><td>Loos (2010b)</td><td>Eau souterraine</td><td>&lt;0,4</td><td>1</td><td>0,4</td><td>19</td></tr><tr><td>ANSES (2011)</td><td>Eau souterraine</td><td>&lt;1</td><td>1</td><td>&lt;1</td><td>32</td></tr></tbody></table>

<table><caption>Annexe 7 Principales publications traitant des PFAS dans les sédiments.</caption><thead><tr><th>Article</th><th>Auteur</th><th>Année</th><th>Zone géographique</th></tr></thead><tbody><tr><td>Spatial distribution and partitioning behavior of selected poly- and perfluoroalkyl substances in freshwater ecosystems: a french nationwide survey</td><td>Munoz</td><td>2015</td><td>France entière (133 points de prélèvement)</td></tr><tr><td>Combined spatial and retrospective analysis of fluoroalkyl chemicals in fluvial sediments reveal changes in levels and patterns over the last 40 years</td><td>Mourrier</td><td>2019</td><td>Rhône</td></tr><tr><td>Bioaccumulation of per- and polyfluoroalkyl substance in fish from an urban river: occurrence, patterns and investigation of potential ecological drivers</td><td>Macorps</td><td>2022</td><td>Seine</td></tr></tbody></table>
Abusallout, I., Holton, C., Wang, J., & Hanigan, D. (2022). Henry's Law constants of 15 per- and polyfluoroalkyl substances determined by static headspace analysis. *Journal of Hazardous Materials Letters*, **3**, 100070. https://doi.org/10.1016/j.hazl.2022.100070

Ahrens, L., Gerwinski, W., Theobald, N., & Ebinghaus, R. (2010). Sources of polyfluoroalkyl compounds in the North Sea, Baltic Sea and Norwegian Sea: Evidence from their spatial distribution in surface water. *Marine Pollution Bulletin*, **60**(2), 255-260.
https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2009.09.013

Andersen, M. E., Clewell, H. J., Tan, Y. M., Butenhoff, J. L., & Olsen, G. W. (2006). Pharmacokinetic modeling of saturable, renal resorption of perfluoroalkylacids in monkeys-Probing the determinants of long plasma half-lives. *Toxicology*. https://doi.org/10.1016/j.tox.2006.08.004

Andvik, C., Jourdain, E., Lyche, J. L., Karoliussen, R., & Borgå, K. (2021). High Levels of Legacy and Emerging Contaminants in Killer Whales (Orcinus orca) from Norway, 2015 to 2017. *Environmental Toxicology and Chemistry*, **40**(7), 1848-1858.
https://doi.org/https://doi.org/10.1002/etc.5064

ANSES. (2011). Campagne nationale d'occurrence des composés alkyls perfluorés dans les eaux destinées à la consommation humaine.

ANSES. (2017). *AVIS de l'Agence nationale de sécurité sanitaire de l'alimentation, de l'environnement et du travail relatif à l'évaluation des risques sanitaires d'alkyls per- et polyfluorés dans les eaux destinées à la consommation humaine*. 33(0), 27-31.

ARCADIS. (2021). *Bases de décision pour le traitement des sites pollués par des PFAS en Suisse*.

Arkenbout, A. (2018). Long-term sampling emission of PFOS and PFOA of a Waste-to-Energy incinerator. *NGO ToxicoWatch*, 2014, 3-5. https://doi.org/10.13140/RG.2.2.14281.19046

Aro, R., Eriksson, U., Kärrman, A., Reber, I., & Yeung, L. W. Y. (2021). Combustion ion chromatography for extractable organofluorine analysis. *IScience*, **24**(9), 102968.
https://doi.org/10.1016/J.isci.2021.102968

Atsdr. (2022). *Toxicological Profile for Perfluoroalkyls*.

Babut, M., Labadie, P., Simonnet-Laprade, C., Munoz, G., Roger, M. C., Ferrari, B. J. D., Budzinski, H., & Sivade, E. (2017). Per- and poly-fluoroalkyl compounds in freshwater fish from the Rhône River: Influence of fish size, diet, prey contamination and biotransformation. *Science of the Total Environment*, **605**, 38-47. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.06.111

Bach, C., Dauchy, X., Boiteux, V., Colin, A., Hemard, J., Sagres, V., Rosin, C., & Munoz, J.-F. (2017). The impact of two fluoropolymer manufacturing facilities on downstream contamination of a river and drinking water resources with per- and polyfluoroalkyl substances. *Environmental Science and Pollution Research*, **24**(5), 4916-4925.
https://doi.org/10.1007/s11356-016-8243-3

Bagley, B. D., Chang, S. C., Ehresman, D. J., Eveland, A., Zitzow, J. D., Parker, G. A., Peters, J. M., Wallace, K. B., & Butenhoff, J. L. (2017). Perfluorooctane sulfonate-induced hepatic steatosis in male sprague dawley rats is not attenuated by dietary choline supplementation. *Toxicological Sciences*. https://doi.org/10.1093/toxsci/kfx185

Bakke, T., Källqvist, T., Ruus, A., Breedveld, G. D., & Hylland, K. (2010). Development of sediment quality criteria in Norway. *Journal of Soils and Sediments*, **10**(2), 172-178.
https://doi.org/10.1007/s11368-009-0173-y

Banzhaf, S., Filipovic, M., Lewis, J., Sparrenbom, C. J., & Barthel, R. (2017). A review of contamination of surface-, ground-, and drinking water in Sweden by perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances (PFASs). In *Ambio* (pp. 335-346). https://doi.org/10.1007/s13280-016-0848-8

Bao, J., Li, C. L., Liu, Y., Wang, X., Yu, W. J., Liu, Z. Q., Shao, L. X., & Jin, Y. H. (2020). Bioaccumulation of perfluoroalkyl substances in greenhouse vegetables with long-term
groundwater irrigation near fluorochemical plants in Fuxin, China. *Environmental Research*, **188**, 109751. https://doi.org/10.1016/J.ENVRES.2020.109751

Barry, V., Winquist, A., & Steenland, K. (2013). Perfluorooctanoic acid (PFOA) exposures and incident cancers among adults living near a chemical plant. *Environmental Health Perspectives*, **121**(11–12), 1245-A343. https://doi.org/10.1289/ehp.1306615

Barton, C. A., Botelho, M. A., & Kaiser, M. A. (2008). Solid Vapor Pressure and Enthalpy of Sublimation for Perfluorooctanoic Acid. *Journal of Chemical & Engineering Data*, **53**(4), 939–941. https://doi.org/10.1021/je700593d

Barzen-Hanson, K. A., Roberts, S. C., Choyke, S., Oetjen, K., McAlees, A., Riddell, N., McCrindle, R., Ferguson, P. L., Higgins, C. P., & Field, J. A. (2017). Discovery of 40 Classes of Per- and Polyfluoroalkyl Substances in Historical Aqueous Film-Forming Foams (AFFFs) and AFFF-Impacted Groundwater. *Environmental Science & Technology*, **51**(4), 2047–2057. https://doi.org/10.1021/acs.est.6b05843

Boiteux, V., Dauchy, X., Bach, C., Colin, A., Hemard, J., Sagres, V., Rosin, C., & Munoz, J. F. (2017). Concentrations and patterns of perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances in a river and three drinking water treatment plants near and far from a major production source. *Science of The Total Environment*, **583**, 393–400. https://doi.org/10.1016/J.SCITOTENV.2017.01.079

Bonefeld-Jorgensen, E. C., Long, M., Bossi, R., Ayotte, P., Asmund, G., Krüger, T., Ghisari, M., Mulvad, G., Kern, P., Nzulumiki, P., & Dewailly, E. (2011). Perfluorinated compounds are related to breast cancer risk in Greenlandic Inuit: A case control study. *Environmental Health: A Global Access Science Source*. https://doi.org/10.1186/1476-069X-10-88

Bossi, R., Vorkamp, K., & Skov, H. (2016). Concentrations of organochlorine pesticides, polybrominated diphenyl ethers and perfluorinated compounds in the atmosphere of North Greenland. *Environmental Pollution*, **217**, 4–10. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2015.12.026

BRGM. (2001). Guide méthodologique pour l'analyse des sols pollués.

BRGM. (2017). Aquaref.

BRGM. (2020). *Les composés alkyls poly/per fluorés. Etat de l'art et enjeux dans un contexte SSP*.

BRGM. (2022). *Guide technique sur l'échantillonnage des sols pour la recherche de composés organiques volatils et semi-volatils*.

Brooke, D., Footitt, A., Nwaogu, T. A., & Great Britain. Environment Agency. (2004). *Environmental risk evaluation report : perfluoroctanesulphonate (PFOS)*. Environment Agency.

Brusseau, M. L., Yan, N., Van Glubt, S., Wang, Y., Chen, W., Lyu, Y., Dungan, B., Carroll, K. C., & Holguin, F. O. (2019). Comprehensive retention model for PFAS transport in subsurface systems. *Water Research*, **148**, 41–50. https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.10.035

Buck, R. C., Franklin, J., Berger, U., Conder, J. M., Cousins, I. T., de Voogt, P., Jensen, A. A., Kannan, K., Mabury, S. A., & van Leeuwen, S. P. (2011a). Perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances in the environment: Terminology, classification, and origins. *Integrated Environmental Assessment and Management*, **7**(4), 513–541. https://doi.org/10.1002/ieam.258

Buck, R. C., Franklin, J., Berger, U., Conder, J. M., Cousins, I. T., de Voogt, P., Jensen, A. A., Kannan, K., Mabury, S. A., & van Leeuwen, S. P. J. (2011b). Perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances in the environment: Terminology, classification, and origins. *Integrated Environmental Assessment and Management*, **7**(4), 513–541. https://doi.org/10.1002/ieam.258

BURGOT, J.-L. (2015). *Détermination des constantes d'acidité en milieu aqueux : Définition du pKa en milieu aqueux | Techniques de l'Ingénieur*. https://www.techniques-ingenieur.fr/base-documentaire/sciences-fondamentales-th8/caracterisations-thermodynamiques-42341210/determination-des-constantes-d-acidite-en-milieu-aqueux-k695/definition-du-pka-en-milieu-aqueux-k695niv10002.html

Burkhard, L. P. (2021). Evaluation of Published Bioconcentration Factor (BCF) and Bioaccumulation Factor (BAF) Data for Per-and Polyfluoroalkyl Substances Across Aquatic
Species. *Environmental Toxicology and Chemistry*, 40(6), 1530-1543.
https://doi.org/10.1002/etc.5010

Butenhoff, J. L., Chang, S. C., Olsen, G. W., & Thomford, P. J. (2012). Chronic dietary toxicity and carcinogenicity study with potassium perfluorooctanesulfonate in Sprague Dawley rats. *Toxicology*, 291(1-3), 1-15. https://doi.org/10.1016/j.tox.2012.01.003

Cahuas, L., Muensterman, D. J., Kim-Fu, M. L., Reardon, P. N., Titaley, I. A., & Field, J. A. (2022a). Paints: A Source of Volatile PFAS in Air—Potential Implications for Inhalation Exposure. *Environmental Science & Technology*, 56(23), 17070-17079.
https://doi.org/10.1021/acs.est.2c04864

Cahuas, L., Muensterman, D. J., Kim-Fu, M. L., Reardon, P. N., Titaley, I. A., & Field, J. A. (2022b). Paints: A Source of Volatile PFAS in Air—Potential Implications for Inhalation Exposure. *Environmental Science & Technology*, 56(23), 17070-17079.
https://doi.org/10.1021/acs.est.2c04864

Carnero, A. R., Lestido-Cardama, A., Loureiro, P. V., Barbosa-Pereira, L., de Quirós, A. R. B., & Sendón, R. (2021). Presence of perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances (Pfas) in food contact materials (fcm) and its migration to food. In *Foods* (Vol. 10, Issue 7). MDPI AG.
https://doi.org/10.3390/foods10071443

Catelan, D., Biggeri, A., Russo, F., Gregori, D., Pitter, G., Da Re, F., Fletcher, T., & Canova, C. (2021). Exposure to perfluoroalkyl substances and mortality for covid-19: A spatial ecological analysis in the veneto region (italy). *International Journal of Environmental Research and Public Health*, 18(5), 1-12. https://doi.org/10.3390/ijerph18052734

Chang, S. C., Noker, P. E., Gorman, G. S., Gibson, S. J., Hart, J. A., Ehresman, D. J., & Butenhoff, J. L. (2012). Comparative pharmacokinetics of perfluorooctanesulfonate (PFOS) in rats, mice, and monkeys. *Reproductive Toxicology*, 33(4), 428-440.
https://doi.org/10.1016/j.reprotox.2011.07.002

Cheng, J., Lv, S., Nie, S., Liu, J., Tong, S., Kang, N., Xiao, Y., Dong, Q., Huang, C., & Yang, D. (2016). Chronic perfluorooctane sulfonate (PFOS) exposure induces hepatic steatosis in zebrafish. *Aquatic Toxicology*, 176, 45-52. https://doi.org/10.1016/j.aquatox.2016.04.013

Cheng, W., & Ng, C. A. (2019). Using Machine Learning to Classify Bioactivity for 3486 Per-And Polyfluoroalkyl Substances (PFASs) from the OECD List. *Environmental Science and Technology*, 53(23), 13970-13980. https://doi.org/10.1021/acs.est.9b04833

Christensen, K. Y., Raymond, M., Blackowicz, M., Liu, Y., Thompson, B. A., Anderson, H. A., & Turyk, M. (2017). Perfluoroalkyl substances and fish consumption. *Environmental Research*, *Apr*, 145-151. https://doi.org/10.1016/j.envres.2016.12.032

Clara, M., Scheffknecht, C., Scharf, S., Weiss, S., & Gans, O. (2008). Emissions of perfluorinated alkylated substances (PFAS) from point sources - Identification of relevant branches. *Water Science and Technology*, 58, 59-66. https://doi.org/10.2166/wst.2008.641

CONCAWE. (2020). Performance of water treatment systems for PFAS removal.

Convention de Stockholm. (2018). *Convention de Stockholm*. 1-59.

Costanza, J., Arshadi, M., Abriola, L. M., & Pennell, K. D. (2019). Accumulation of PFOA and PFOS at the Air-Water Interface. *Environmental Science & Technology Letters*, 6(8), 487-491.
https://doi.org/10.1021/acs.estlett.9b00355

Cousins, I. T., Vestergren, R., Wang, Z., Scheringer, M., & McLachlan, M. S. (2016). The precautionary principle and chemicals management: The example of perfluoroalkyl acids in groundwater. In *Environment International*. https://doi.org/10.1016/j.envint.2016.04.044

Cui, R., Zhang, H., Guo, X., Cui, Q., Wang, J., & Dai, J. (2015). Proteomic analysis of cell proliferation in a human hepatic cell line (HL-7702) induced by perfluorooctane sulfonate using iTRAQ. *Journal of Hazardous Materials*. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2015.06.031

Dawson, P. A., & Oelkers, P. (1995). Bile acid transporters. In *Current Opinion in Lipidology*.
https://doi.org/10.1097/00041433-199504000-00009

Delor, L., Louzon, M., Pelosi, C., Michel, E., Maillet, G., & Carronnier, H. (2023). Ecotoxicity of single and mixture of perfluoroalkyl substances (PFOS and PFOA) in soils to the earthworm
DEPA. (2014). Screeningsundersøgelse af udvalgte PFAS-forbindelser som jord-og grundvandsforurening i forbindelse med punktkilder. *Miljøprojekt Nr. 1600*. www.mst.dk

Department of Environmental Regulation of Western Australia. (2017). *Interim Guideline on the Assessment and Management of Perfluoroalkyl and Polyfluoroalkyl Substances (PFAS) Contaminated Sites Guidelines*. www.der.wa.gov.au

Dreyer, A., Weinberg, I., Temme, C., & Ebinghaus, R. (2009). Polyfluorinated compounds in the atmosphere of the Atlantic and Southern Oceans: Evidence for a global distribution. *Environmental Science and Technology*, 43, 6507–6514. https://doi.org/10.1021/es9010465

Du, G., Hu, J., Huang, H., Qin, Y., Han, X., Wu, D., Song, L., Xia, Y., & Wang, X. (2013). Perfluorooctane sulfonate (PFOS) affects hormone receptor activity, steroidogenesis, and expression of endocrine-related genes in vitro and in vivo. *Environmental Toxicology and Chemistry*, 32(2), 353–360. https://doi.org/10.1002/etc.2034

Du, Z., Deng, S., Bei, Y., Huang, Q., Wang, B., Huang, J., & Yu, G. (2014). Adsorption behavior and mechanism of perfluorinated compounds on various adsorbents—A review. *Journal of Hazardous Materials*, 274, 443–454. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2014.04.038

EFSA. (2012). Perfluoroalkylated substances in food: occurrence and dietary exposure. EFSA, 10(6). https://doi.org/10.2903/j.efsa.2012.2743

EFSA. (2020). Outcome of a public consultation on the draft risk assessment of perfluoroalkyl substances in food. *EFSA Supporting Publications*, 17(9).
https://doi.org/10.2903/sp.efsa.2020.en-1931

EFSA CONTAM panel. (2020). Risk to human health related to the presence of perfluoroalkyl substances in food. In *Toxics* (Vol. 8, Issue 3, pp. 10–12).
https://doi.org/10.3390/TOXICS8030064

Emmett, E. A., Zhang, H., Shofer, F. S., Freeman, D., Rodway, N. V., Desai, C., & Shaw, L. M. (2006). Community exposure to perfluorooctanoate: Relationships between serum levels and certain health parameters. *Journal of Occupational and Environmental Medicine*, 48, 771.
https://doi.org/10.1097/01.jom.0000233380.13087.37

Eriksen, K. T., Sørensen, M., McLaughlin, J. K., Lipworth, L., Tjønneland, A., Overvad, K., & Raaschou-Nielsen, O. (2009). Perfluorooctanoate and perfluorooctanesulfonate plasma levels and risk of cancer in the general danish population. *Journal of the National Cancer Institute*, 101(8), 605–609. https://doi.org/10.1093/jnci/djp041

Fabrice Bray. (2017). *La spectrométrie de masse haute résolution : Application à la FT-ICR bidimensionnelle et à la protéomique dans les domaines de l'archéologie et la paléontologie*.

Fair, P. A., Romano, T., Schaefer, A. M., Reif, J. S., Bossart, G. D., Houde, M., Muir, D., Adams, J., Rice, C., Hulsey, T. C., & Peden-Adams, M. (2013). Associations between perfluoroalkyl compounds and immune and clinical chemistry parameters in highly exposed bottlenose dolphins (Tursiops truncatus). *Environmental Toxicology and Chemistry*, 32(4), 736–746.
https://doi.org/https://doi.org/10.1002/etc.2122

Fei, C., McLaughlin, J. K., Lipworth, L., & Olsen, J. (2009). Maternal levels of perfluorinated chemicals and subfecundity. *Human Reproduction*, 24(5), 1200–1205.
https://doi.org/10.1093/humrep/den490

Fletcher, T., Galloway, T. S., Melzer, D., Holcroft, P., Cipelli, R., Pilling, L. C., Mondal, D., Luster, M., & Harries, L. W. (2013). Associations between PFOA, PFOS and changes in the expression of genes involved in cholesterol metabolism in humans. *Environment International*, 57–58, 2–10.
https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envint.2013.03.008

Frisbee, S. J., Shankar, A., Knox, S. S., Steenland, K., Savitz, D. A., Fletcher, T., & Ducatman, A. M. (2010). Perfluorooctanoic acid, perfluorooctanesulfonate, and serum lipids in children and adolescents: Results from the C8 health project. *Archives of Pediatrics and Adolescent Medicine*, 164(9), 860–869. https://doi.org/10.1001/archpediatrics.2010.163
Fromme, H., Wöckner, M., Roscher, E., & Völkel, W. (2017). ADONA and perfluoroalkylated substances in plasma samples of German blood donors living in South Germany. *International Journal of Hygiene and Environmental Health, 220*, 455-460.
https://doi.org/10.1016/j.ijheh.2016.12.014

Gaines, L. G. T. (2023). Historical and current usage of per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS): A literature review. *American Journal of Industrial Medicine, 66*(5), 353-378.
https://doi.org/https://doi.org/10.1002/ajim.23362

Gallo, V., Leonardi, G., Genser, B., Lopez-Espinosa, M. J., Frisbee, S. J., Karlsson, L., Ducatman, A. M., & Fletcher, T. (2012). Serum perfluorooctanoate (PFOA) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) concentrations and liver function biomarkers in a population with elevated PFOA exposure. *Environmental Health Perspectives, 120*(5). https://doi.org/10.1289/ehp.1104436

Galloway, J. E., Moreno, A. V. P., Lindstrom, A. B., Strynar, M. J., Newton, S., May, A. A., May, A. A., Weavers, L. K., & Weavers, L. K. (2020). Evidence of Air Dispersion: HFPO-DA and PFOA in Ohio and West Virginia Surface Water and Soil near a Fluoropolymer Production Facility. *Environmental Science and Technology, 54*(12), 7175-7184.
https://doi.org/10.1021/acs.est.9b07384

Garg, S., Kumar, P., Mishra, V., Guijt, R., Singh, P., Dumée, L. F., & Sharma, R. S. (2020). A review on the sources, occurrence and health risks of per-/poly-fluoroalkyl substances (PFAS) arising from the manufacture and disposal of electric and electronic products. *Journal of Water Process Engineering, 38*, 101683. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.jwpe.2020.101683

Gefell, M. J., Huang, H., Opdyke, D., Gustafson, K., Vlassopoulos, D., McCray, J. E., Best, S., & Carey, M. (2022). Modeling PFAS Fate and Transport in Groundwater, with and Without Precursor Transformation. *Groundwater, 60*(1), 6-14.
https://doi.org/https://doi.org/10.1111/gwat.13152

Ghisi, R., Vamerali, T., & Manzetti, S. (2019a). Accumulation of perfluorinated alkyl substances (PFAS) in agricultural plants: A review. In *Environmental Research 169* (pp. 326-341).
https://doi.org/10.1016/j.envres.2018.10.023

Ghisi, R., Vamerali, T., & Manzetti, S. (2019b). Accumulation of perfluorinated alkyl substances (PFAS) in agricultural plants: A review. In *Environmental Research*. https://doi.org/10.1016/j.envres.2018.10.023

Giacomin, H., Unno, M., Eichbauer, K., & Atkins, C. (2019). Automotive wastes. In *Water Environment Research 123* (pp. 194-209). https://doi.org/10.1002/wer.1217

Giesy, J. P., Naile, J. E., Khim, J. S., Jones, P. D., & Newsted, J. L. (2010). Aquatic toxicology of perfluorinated chemicals. *Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 202*, 1-52. https://doi.org/10.1007/978-1-4419-1157-5_1

Glüge, J., Scheringer, M., Cousins, I. T., Dewitt, J. C., Goldenman, G., Herzke, D., Lohmann, R., Ng, C. A., Trier, X., & Wang, Z. (2020). An overview of the uses of per- And polyfluoroalkyl substances (PFAS). *Environmental Science: Processes and Impacts, 22*(12), 2345-2373.
https://doi.org/10.1039/d0em00291g

Gobelius, L., Persson, C., Wiberg, K., & Ahrens, L. (2019). Calibration and application of passive sampling for per- and polyfluoroalkyl substances in a drinking water treatment plant. *Journal of Hazardous Materials, 362*, 230-237.
https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2018.09.005

Grandjean, P., Andersen, E. W., Budtz-Jørgensen, E., Nielsen, F., Mølbak, K. R., Weihe, P., & Heilmann, C. (2012). Serum vaccine antibody concentrations in children exposed to perfluorinated compounds. *JAMA - Journal of the American Medical Association, 307*, 391-397. https://doi.org/10.1001/jama.2011.2034

Guelfo, J. (2016). *ANALYSIS OF PER-AND POLYFLUOROALKYL SUBSTANCES (PFAS) INTRODUCTION: PFAS IN THE NEWS*.

Guelfo, J. L., & Higgins, C. P. (2013). Subsurface transport potential of perfluoroalkyl acids at aqueous film-forming foam (AFFF)-impacted sites. *Environmental Science and Technology,*
Guo, B., Zeng, J., & Brusseau, M. L. (2020). A Mathematical Model for the Release, Transport, and Retention of Per- and Polyfluoroalkyl Substances (PFAS) in the Vadose Zone. *Water Resources Research*, 56(2). https://doi.org/10.1029/2019WR026667

Guo, M., Zheng, G., Peng, J., Meng, D., Wu, H., Tan, Z., Li, F., & Zhai, Y. (2019). Distribution of perfluorinated alkyl substances in marine shellfish along the Chinese Bohai Sea coast. *Journal of Environmental Science and Health, Part B*, 54(4), 271-280. https://doi.org/10.1080/03601234.2018.1559570

Hammel, E., Webster, T. F., Gurney, R., & Heiger-Bernays, W. (2022). Implications of PFAS definitions using fluorinated pharmaceuticals. *IScience*, 25(4), 104020. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.isci.2022.104020

Harada, K. H., Hashida, S., Kaneko, T., Takenaka, K., Minata, M., Inoue, K., Saito, N., & Koizumi, A. (2007). Biliary excretion and cerebrospinal fluid partition of perfluorooctanoate and perfluorooctane sulfonate in humans. *Environmental Toxicology and Pharmacology*, 24(2), 134-139. https://doi.org/10.1016/j.etap.2007.04.003

Harada, K., Xu, F., Ono, K., Iijima, T., & Koizumi, A. (2005). Effects of PFOS and PFOA on L-type Ca2+ currents in guinea-pig ventricular myocytes. *Biochemical and Biophysical Research Communications*, 329(2), 487-494. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.bbrc.2005.01.163

Hardell, E., Kärrman, A., van Bavel, B., Bao, J., Carlberg, M., & Hardell, L. (2014). Case-control study on perfluorinated alkyl acids (PFAAs) and the risk of prostate cancer. *Environment International*, 63, 35-39. https://doi.org/10.1016/j.envint.2013.10.005

Hasegawa, T. (2017). Physicochemical Nature of Perfluoroalkyl Compounds Induced by Fluorine. *The Chemical Record*, 17(10), 903-917. https://doi.org/https://doi.org/10.1002/tcr.201700018

Haug, L. S., Huber, S., Becher, G., & Thomsen, C. (2011). Characterisation of human exposure pathways to perfluorinated. *Environ Int*, 37(4), 687-693. https://doi.org/10.1016/j.envint.2011.01.011

Hepburn, E., Madden, C., Szabo, D., Coggan, T. L., Clarke, B., & Currell, M. (2019). Contamination of groundwater with per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS) from legacy landfills in an urban re-development precinct. *Environmental Pollution*, 248, 101-113. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.02.018

Heydebreck, F., Tang, J., Xie, Z., & Ebinghaus, R. (2016). Emissions of Per- and Polyfluoroalkyl Substances in a Textile Manufacturing Plant in China and Their Relevance for Workers' Exposure. *Environmental Science & Technology*, 50(19), 10386-10396. https://doi.org/10.1021/acs.est.6b03213

Hird, S., Adams, S., Organtini, K. L., Willmer, H., & Williams, J. (2022). *Evaluation of the Performance of a UPLC-MS/MS Method for the Determination of PFAS in Drinking Water, for Checking Compliance with the EU Drinking Water Directive, Using an Interlaboratory Study*.

Hoffman, K., Webster, T. F., Bartell, S. M., Weisskopf, M. G., Fletcher, T., & Vieira, V. M. (2011). Private drinking water wells as a source of exposure to perfluorooctanoic acid (PFOA) in communities surrounding a fluoropolymer production facility. *Environmental Health Perspectives*, 119(1), 92-97. https://doi.org/10.1289/ehp.1002503

Horst, J., McDonough, J., Ross, I., & Houtz, E. (2020). Understanding and Managing the Potential By-Products of PFAS Destruction. *Groundwater Monitoring and Remediation*, 40(2), 17-27. https://doi.org/10.1111/gwmr.12372

Houtz, E. F., & Sedlak, D. L. (2012). Oxidative Conversion as a Means of Detecting Precursors to Perfluoroalkyl Acids in Urban Runoff. *Environmental Science & Technology*, 46(17), 9342-9349. https://doi.org/10.1021/es302274g

Hu, X. C., Andrews, D. Q., Lindstrom, A. B., Bruton, T. A., Schaider, L. A., Grandjean, P., Lohmann, R., Carignan, C. C., Blum, A., Balan, S. A., Higgins, C. P., & Sunderland, E. M. (2016a). Detection of Poly- and Perfluoroalkyl Substances (PFASs) in U.S. Drinking Water Linked to Industrial Sites, Military Fire Training Areas, and Wastewater Treatment Plants.
Environmental Science & Technology Letters, 3(10), 344-350.
https://doi.org/10.1021/acs.estlett.6b00260

Hu, X. C., Andrews, D. Q., Lindstrom, A. B., Bruton, T. A., Schaider, L. A., Grandjean, P., Lohmann, R., Carignan, C. C., Blum, A., Balan, S. A., Higgins, C. P., & Sunderland, E. M. (2016b). Detection of Poly- and Perfluoroalkyl Substances (PFASs) in U.S. Drinking Water Linked to Industrial Sites, Military Fire Training Areas, and Wastewater Treatment Plants. *Environmental Science and Technology Letters*. https://doi.org/10.1021/acs.estlett.6b00260

Ingelido, A. M., Abballe, A., Gemma, S., Dellatte, E., Iacovella, N., De Angelis, G., Zampaglioni, F., Marra, V., Miniero, R., Valentini, S., Russo, F., Vazzoler, M., Testai, E., & De Felip, E. (2018). Biomonitoring of perfluorinated compounds in adults exposed to contaminated drinking water in the Veneto Region, Italy. *Environment International*, 110, 149-159.
https://doi.org/10.1016/j.envint.2017.10.026

ITRC. (2017a). History and Use of Per- and Polyfluoroalkyl Substances (PFAS). *Interstate Technology Regulatory Council Sheets*, KEMI 2015, 1-8.

ITRC. (2017b). *ITRC Report - 7 Human and Ecological Health Effects of select PFAS*.

ITRC. (2018). Naming Conventions and Physical and Chemical Properties of Per- and Polyfluoroalkyl Substances. *Interstate Technology Regulatory Council*, 1-15.

ITRC. (2022). Technical Resources for Addressing Environmental Releases of PFAS. https://pfas-1.itrcweb.org/

Joensen, U. N., Bossi, R., Leffers, H., Jensen, A. A., Skakkebæk, N. E., & Jørgensen, N. (2009). Do Perfluoroalkyl compounds impair human semen quality? *Environmental Health Perspectives*, 117(6). https://doi.org/10.1289/ehp.0800517

Joensen, U. N., Veyrand, B., Antignac, J. P., Blomberg Jensen, M., Petersen, J. H., Marchand, P., Skakkebæk, N. E., Andersson, A. M., Le Bizec, B., & Jørgensen, N. (2013). PFOS (perfluorooctanesulfonate) in serum is negatively associated with testosterone levels, but not with semen quality, in healthy men. *Human Reproduction*, 28(3), 599-608.
https://doi.org/10.1093/humrep/des425

Johansson, J. H., Yan, H., Berger, U., & Cousins, I. T. (2017). Water-to-air transfer of branched and linear PFOA: Influence of pH, concentration and water type. *Emerging Contaminants*, 3(1), 46-53.
https://doi.org/10.1016/j.emcon.2017.03.001

Ju, X., J. Y., S. K. and S. N., (2008). Perfluorinated surfactants in surface, subsurface water and microlayer from Dalian coastal waters in China. *Environmental Science & Technology*, 42(10), 3538-3542.

Kabiri, S., Tucker, W., Navarro, D. A., Bräunig, J., Thompson, K., Knight, E. R., Nguyen, T. M. H., Grimison, C., Barnes, C. M., Higgins, C. P., Mueller, J. F., Kookana, R. S., & McLaughlin, M. J. (2022). Comparing the Leaching Behavior of Per- and Polyfluoroalkyl Substances from Contaminated Soils Using Static and Column Leaching Tests. *Environmental Science & Technology*, 56(1), 368-378.
https://doi.org/10.1021/acs.est.1c06604

Kang, J. S., Choi, J. S., & Park, J. W. (2016). Transcriptional changes in steroidogenesis by perfluoroalkyl acids (PFOA and PFOS) regulate the synthesis of sex hormones in H295R cells. *Chemosphere*, 155, 436-443.
https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2016.04.070

Karnjanapiboonwong, A., Deb, S. K., Subbiah, S., Wang, D., & Anderson, T. A. (2018). Perfluoroalkylsulfonic and carboxylic acids in earthworms (Eisenia fetida): Accumulation and effects results from spiked soils at PFAS concentrations bracketing environmental relevance. *Chemosphere*, 199, 168-173.
https://doi.org/10.1016/J.CHEMOSPHERE.2018.02.027

Katakura, M., Kudo, N., Tsuda, T., Hibino, Y., Mitsumoto, A., & Kawashimaa, Y. (2007). Rat organic anion transporter 3 and organic anion transporting polypeptide 1 mediate perfluorooctanoic acid transport. *Journal of Health Science*, 53(1), 77-83.
https://doi.org/10.1248/jhs.53.77

Katyal, A., & Morrison, R. D. (2007). FORENSIC APPLICATIONS OF CONTAMINANT TRANSPORT MODELS IN THE SUBSURFACE. *Introduction to Environmental Forensics*, 513-575.
https://doi.org/10.1016/B978-012369522-2/50012-9
Kempisty, D. M., X. Y., & R. L. (2018). *Perfluoroalkyl Substances in the Environment: Theory, Practice, and Innovation* (1st ed.). CRC Press. https://doi.org/10.1201/9780429487125

Kerstner-Wood, C., Coward, L., & Gorman, G. (2003). Protein binding of perfluorobutane sulfonate, perfluorohexanesulfonate, perfluorooctane sulfonate and perfluorooctanoate to plasma (human, rat, and monkey), and various human-derived plasma protein fractions. *Southern Research Corporation, Study*.

Kielsen, K., Shamim, Z., Ryder, L. P., Nielsen, F., Grandjean, P., Budtz-Jørgensen, E., & Heilmann, C. (2016). Antibody response to booster vaccination with tetanus and diphtheria in adults exposed to perfluorinated alkylates. *Journal of Immunotoxicology*, 13(2), 270–273.
https://doi.org/10.3109/1547691X.2015.1067259

Kim, S. K., & Kannan, K. (2007). Perfluorinated acids in air, rain, snow, surface runoff, and lakes: Relative importance of pathways to contamination of urban lakes. *Environmental Science and Technology*, 41(24), 8328–8334. https://doi.org/10.1021/es072107t

Kissa, E., & Kissa, E. (2001). *Fluorinated surfactants and repellents*. 615.

Kwok, K. Y., Taniyasu, S., Yeung, L. W. Y., Murphy, M. B., Lam, P. K. S., Horii, Y., Kannan, K., Petrick, G., Sinha, R. K., & Yamashita, N. (2010). Flux of perfluorinated chemicals through wet deposition in Japan, the United States, and several other countries. *Environmental Science and Technology*, 44(18), 7043–7049. https://doi.org/10.1021/es101170c

Lalonde, B., & Garron, C. (2022). Perfluoroalkyl Substances (PFASs) in the Canadian Freshwater Environment. *Archives of Environmental Contamination and Toxicology*, 82(4), 581–591.
https://doi.org/10.1007/s00244-022-00922-x

Langberg, H. A., Arp, H. P. H., Breedveld, G. D., Slinde, G. A., Høiseter, Å., Grønning, H. M., Jartun, M., Rundberget, T., Jenssen, B. M., & Hale, S. E. (2021). Paper product production identified as the main source of per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS) in a Norwegian lake: Source and historic emission tracking. *Environmental Pollution*, 273, 116259.
https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envpol.2020.116259

Langlois, I., Berger, U., Zencak, Z., & Oehme, M. (2007). Mass spectral studies of perfluorooctane sulfonate derivatives separated by high-resolution gas chromatography. *Rapid Communications in Mass Spectrometry*, 21(22), 3547–3553. https://doi.org/https://doi.org/10.1002/rcm.3241

Lasee, S., McDermett, K., Kumar, N., Guelfo, J., Payton, P., Yang, Z., & Anderson, T. A. (2022). Targeted analysis and Total Oxidizable Precursor assay of several insecticides for PFAS. *Journal of Hazardous Materials Letters*, 3, 100067.
https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.hazl.2022.100067

Lau, C., Thibodeaux, J. R., Hanson, R. G., Rogers, J. M., Grey, B. E., Stanton, M. E., Buttenhoff, J. L., & Stevenson, L. A. (2003). Exposure to perfluorooctane sulfonate during pregnancy in rat and mouse. II: Postnatal evaluation. In *Toxicological Sciences* (74-2) (pp. 382–392).
https://doi.org/10.1093/toxsci/kfg122

Lee, K. S., & Lee, J. H. (2019). Hybrid Chemical EOR Using Low-Salinity and Smart Waterflood. *Hybrid Enhanced Oil Recovery Using Smart Waterflooding*, 65–110.
https://doi.org/10.1016/B978-0-12-816776-2.00004-0

Lemos, L., Gantiva, L., Kaylor, C., Sanchez, A., & Quinete, N. (2022). American oysters as bioindicators of emerging organic contaminants in Florida, United States. *Science of The Total Environment*, 835, 155316. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.155316

Lesmeister, L., Lange, F. T., Breuer, J., Biegel-Engler, A., Giese, E., & Scheurer, M. (2021). Extending the knowledge about PFAS bioaccumulation factors for agricultural plants – A review. *Science of The Total Environment*, 766, 142640.
https://doi.org/10.1016/J.SCITOTENV.2020.142640

Li, Y., Fletcher, T., Mucs, D., Scott, K., Lindh, C. H., Tallving, P., & Jakobsson, K. (2018). Half-lives of PFOS, PFHxS and PFOA after end of exposure to contaminated drinking water. *Occupational and Environmental Medicine*, 75(1), 46. https://doi.org/10.1136/oemed-2017-104651
Li, Y., Oliver, D. P., & Kookana, R. S. (2018). A critical analysis of published data to discern the role of soil and sediment properties in determining sorption of per and polyfluoroalkyl substances (PFASs). In *Science of the Total Environment* (pp. 110–120). https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.01.167

Lim, X. (2019). Tainted water: the scientists tracing thousands of fluorinated chemicals in our environment. *Nature*, **566**(7742), 26–29. https://doi.org/10.1038/d41586-019-00441-1

Lipson, D.S., Raine B., & Webb M. (2013). Transport of Perfluorooctane Sulfonate (PFOS) in Fractured Bedrock at a Well-Characterized Site. *SETAC Europe Conference*.

Liu, M., Munoz, G., Vo Duy, S., Sauvé, S., & Liu, J. (2021). Per- and Polyfluoroalkyl Substances in Contaminated Soil and Groundwater at Airports: A Canadian Case Study. *Environmental Science and Technology*.

Liu, S., Jin, B., Arp, H. P. H., Chen, W., Liu, Y., & Zhang, G. (2022). The Fate and Transport of Chlorinated Polyfluorinated Ether Sulfonates and Other PFAS through Industrial Wastewater Treatment Facilities in China. *Environmental Science & Technology*, **56**(5), 3002–3010. https://doi.org/10.1021/acs.est.1c04276

Liu, Y., Qi, F., Fang, C., Naidu, R., Duan, L., Dharmarajan, R., & Annamalai, P. (2020). The effects of soil properties and co-contaminants on sorption of perfluorooctane sulfonate (PFOS) in contrasting soils. *Environmental Technology & Innovation*, **19**, 100965. https://doi.org/10.1016/J.ETI.2020.100965

Liu, Z., Lu, Y., Wang, T., Wang, P., Li, Q., Johnson, A. C., Sarvajayakesavvalu, S., & Sweetman, A. J. (2016a). Risk assessment and source identification of perfluoroalkyl acids in surface and ground water: Spatial distribution around a mega-fluorochemical industrial park, China. *Environment International*, **91**, 69–77. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envint.2016.02.020

Liu, Z., Lu, Y., Wang, T., Wang, P., Li, Q., Johnson, A. C., Sarvajayakesavvalu, S., & Sweetman, A. J. (2016b). Risk assessment and source identification of perfluoroalkyl acids in surface and ground water: Spatial distribution around a mega-fluorochemical industrial park, China. *Environment International*, **91**, 69–77. https://doi.org/10.1016/j.envint.2016.02.020

Loos, R., Gawlik, B. M., Locoro, G., Rimaviciute, E., Contini, S., & Bidoglio, G. (2009). EU-wide survey of polar organic persistent pollutants in European river waters. *Environmental Pollution*, **157**(2), 561–568. https://doi.org/10.1016/j.ENVPOL.2008.09.020

Lopez-Espinosa, M. J., Fletcher, T., Armstrong, B., Genser, B., Dhatariya, K., Mondal, D., Ducatman, A., & Leonardi, G. (2011). Association of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) with age of puberty among children living near a chemical plant. *Environmental Science and Technology*, **45**(19), 8160–8166. https://doi.org/10.1021/es1038694

Louis, G. M. B., Chen, Z., Schisterman, E. F., Kim, S., Sweeney, A. M., Sundaram, R., Lynch, C. D., Gore-Langton, R. E., & Barr, D. B. (2015). Perfluorochemicals and Human Semen Quality: The LIFE Study. *Environmental Health Perspectives*, **123**(1). https://doi.org/10.1289/ehp.1307621

Luebker, D. J., Case, M. T., York, R. G., Moore, J. A., Hansen, K. J., & Butenhoff, J. L. (2005). Two-generation reproduction and cross-foster studies of perfluorooctanesulfonate (PFOS) in rats. *Toxicology*, **215**(1–2), 126–148. https://doi.org/10.1016/j.tox.2005.07.018

Luebker, D. J., York, R. G., Hansen, K. J., Moore, J. A., & Butenhoff, J. L. (2005). Neonatal mortality from in utero exposure to perfluorooctanesulfonate (PFOS) in Sprague-Dawley rats: Dose-response, and biochemical and pharamacokinetic parameters. *Toxicology*, **215**(1–2), 149–169. https://doi.org/10.1016/j.tox.2005.07.019

Lutze, H., Panglisch, S., Bergmann, A., & Schmidt, T. C. (2012). Treatment options for the removal and degradation of polyfluorinated chemicals. *Handbook of Environmental Chemistry*, **17**, 103–125. https://doi.org/10.1007/978-3-642-21872-9_6/COVER

Macorps, N., Labadie, P., Lestremau, F., Assoumani, A., & Budzinski, H. (2023). Per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS) in surface sediments: Occurrence, patterns, spatial
distribution and contribution of unattributed precursors in French aquatic environments.
*Science of The Total Environment*, 874, 162493.
https://doi.org/10.1016/J.SCITOTENV.2023.162493

Mastrantonio, M., Bai, E., Uccelli, R., Cordiano, V., Screpanti, A., & Crosignani, P. (2018). Drinking water contamination from perfluoroalkyl substances (PFAS): an ecological mortality study in the Veneto Region, Italy. *European Journal of Public Health*, 28(1), 180–185.
https://doi.org/10.1093/eurpub/ckx066

McCarthy, C., Kappleman, W., & DiGuiseppi, W. (2017). Ecological Considerations of Per- and Polyfluoroalkyl Substances (PFAS). *Current Pollution Reports*, 3(4), 289–301.
https://doi.org/10.1007/s40726-017-0070-8

McGuire, M. E., Schaefer, C., Richards, T., Backe, W. J., Field, J. A., Houtz, E., Sedlak, D. L., Guelfo, J. L., Wunsch, A., & Higgins, C. P. (2014). Evidence of Remediation-Induced Alteration of Subsurface Poly- and Perfluoroalkyl Substance Distribution at a Former Firefighter Training Area. *Environmental Science & Technology*, 48(12), 6644–6652.
https://doi.org/10.1021/es5006187

Mejia-Avendaño, S., Munoz, G., Vo Duy, S., Desrosiers, M., Benoît, P., Sauvé, S., & Liu, J. (2017). Novel Fluoroalkylated Surfactants in Soils Following Firefighting Foam Deployment During the Lac-Mégantic Railway Accident. *Environmental Science & Technology*, 51(15), 8313–8323.
https://doi.org/10.1021/acs.est.7b02028

Melzer, D., Rice, N., Depledge, M. H., Henley, W. E., & Galloway, T. S. (2010). Association between serum perfluorooctanoic acid (PFOA) and thyroid disease in the U.S. National Health and Nutrition Examination Survey. *Environmental Health Perspectives*, 118(5), 686–692.
https://doi.org/10.1289/ehp.0901584

Messmer, M. F., Salloway, J., Shara, N., Locwin, B., Harvey, M. W., & Traviss, N. (2022). Risk of Cancer in a Community Exposed to Per- and Poly-Fluoroalkyl Substances. *Environmental Health Insights*, 16. https://doi.org/10.1177/11786302221076707

Michigan Department of Environmental Quality. (2018). *General PFAS sampling guidance*.

Milinovic, J., Lacorte, S., Vidal, M., & Rigol, A. (2015). Sorption behaviour of perfluoroalkyl substances in soils. *Science of The Total Environment*, 511, 63–71.
https://doi.org/10.1016/J.SCITOTENV.2014.12.017

Ministère de l’écologie. (2023). *Rapport du gouvernement au parlement sur la pollution des eaux et des sols par les substances perfluoroalkyles et polyfluoroalkyles (PFAS) et sur les solutions applicables pour la dépollution des eaux et des sols contaminés par les PFAS*.

Mohsin, M., Sarwar, N., Ahmad, S., Rasheed, A., Ahmad, F., Afzal, A., & Zafar, S. (2016). Maleic acid crosslinking of C-6 fluorocarbon as oil and water repellent finish on cellulosic fabrics. *Journal of Cleaner Production*, 112(4), 3525–3530.
https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2015.10.045

Moldoveanu, S., & David, V. (2021). Phase transfer in sample preparation. *Modern Sample Preparation for Chromatography*, 151–190. https://doi.org/10.1016/B978-0-12-821405-3.00011-3

Mueller, R., & Yingling, V. (2017). Per- and Polyfluoroalkyl Substances (PFAS) Fact Sheets. *Interstate Technology Regulatory Council Sheets*.

Muir, D., & Miaz, L. T. (2021). Spatial and Temporal Trends of Perfluoroalkyl Substances in Global Ocean and Coastal Waters. *Environmental Science & Technology*, 55(14), 9527–9537.
https://doi.org/10.1021/acs.est.0c08035

Munoz, G., Giraudel, J.-L., Botta, F., Lestremau, F., Dévier, M.-H., Budzinski, H., & Labadie, P. (2015a). Spatial distribution and partitioning behavior of selected poly- and perfluoroalkyl substances in freshwater ecosystems: a French nationwide survey. *The Science of the Total Environment*, 517, 48–56. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.02.043

Munoz, G., Giraudel, J.-L., Botta, F., Lestremau, F., Dévier, M.-H., Budzinski, H., & Labadie, P. (2015b). Spatial distribution and partitioning behavior of selected poly- and perfluoroalkyl
substances in freshwater ecosystems: A French nationwide survey. *Science of The Total Environment*, **517**, 48–56. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.02.043

Munoz, G., Liu, M., Vo Duy, S., Liu, J., & Sauvé, S. (2023). Target and nontarget screening of PFAS in drinking water for a large-scale survey of urban and rural communities in Québec, Canada. *Water Research*, **233**, 119750. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.watres.2023.119750

Munoz, G., Michaud, A. M., Liu, M., Vo Duy, S., Montenach, D., Resseguier, C., Watteau, F., Sappin-Didier, V., Feder, F., Morvan, T., Houot, S., Desrosiers, M., Liu, J., & Sauvé, S. (2022). Target and Nontarget Screening of PFAS in Biosolids, Composts, and Other Organic Waste Products for Land Application in France. *Environmental Science & Technology*, **56**(10), 6056–6068. https://doi.org/10.1021/acs.est.1c03697

Navarro, I., de la Torre, A., Sanz, P., Porcel, M. Á., Pro, J., Carbonell, G., & Martínez, M. de los Á. (2017). Uptake of perfluoroalkyl substances and halogenated flame retardants by crop plants grown in biosolids-amended soils. *Environmental Research*, **152**, 199–206. https://doi.org/10.1016/j.envres.2016.10.018

Nickerson, A., Maizel, A. C., Schaefer, C. E., Ranville, J. F., & Higgins, C. P. (2023). Effect of geochemical conditions on PFAS release from AFFF-impacted saturated soil columns. *Environmental Science: Processes & Impacts*. https://doi.org/10.1039/D2EM00367H

Nilsson, H., Kärrman, A., Rotander, A., Van Bavel, B., Lindström, G., & Westberg, H. (2013). Professional ski waxers’ exposure to PFAS and aerosol concentrations in gas phase and different particle size fractions. *Environmental Sciences: Processes and Impacts*, **15**(4), 814–822. https://doi.org/10.1039/c3em30739e

Nilsson, H., Kärrman, A., Rotander, A., van Bavel, B., Lindström, G., & Westberg, H. (2013). Professional ski waxers’ exposure to PFAS and aerosol concentrations in gas phase and different particle size fractions. *Environmental Science: Processes & Impacts*, **15**(4), 814–822. https://doi.org/10.1039/C3EM30739E

Nordastrom, N., & Öberg, T. (2021). *Evaluation of distribution coefficients (KOC and Kd) for per- and polyfluoroalkyl substances*. Linnaeus University.

Oakes, K. D., Sibley, P. K., Martin, J. W., Maclean, D. D., Solomon, K. R., Mabury, S. A., & Van Der Kraak, G. J. (2005). Short-term exposures of fish to perfluorooctane sulfonate: Acute effects on fatty acyl-CoA oxidase activity, oxidative stress, and circulating sex steroids. *Environmental Toxicology and Chemistry*, **24**(5), 1172–1181. https://doi.org/https://doi.org/10.1897/04-419.1

OECD. (2018). *Toward a New Comprehensive Global Database of Per- And Polyfluoroalkyl Substances (PFASs): Summary Report on Updating the OECD 2007 List of Per- and Polyfluoroalkyl Substances (PFASs)*.

Oliaei, F., Kriens, D., Weber, R., & Watson, A. (2013). PFOS and PFC releases and associated pollution from a PFC production plant in Minnesota (USA). *Environmental Science and Pollution Research*, **20**, 1977–1992. https://doi.org/10.1007/s11356-012-1275-4

Olsen, G. W., & Zobel, L. R. (2007). Assessment of lipid, hepatic, and thyroid parameters with serum perfluorooctanoate (PFOA) concentrations in fluorochemical production workers. *International Archives of Occupational and Environmental Health*, **81**(2), 231–246. https://doi.org/10.1007/s00420-007-0213-0

Pan, C. G., Liu, Y. S., & Ying, G. G. (2016). Perfluoroalkyl substances (PFASs) in wastewater treatment plants and drinking water treatment plants: Removal efficiency and exposure risk. *Water Research*, **106**, 562–570. https://doi.org/10.1016/j.watres.2016.10.045

Pan, C. G., Zhao, J. L., Liu, Y. S., Zhang, Q. Q., Chen, Z. F., Lai, H. J., Peng, F. J., Liu, S. S., & Ying, G. G. (2014). Bioaccumulation and risk assessment of per- and polyfluoroalkyl substances in wild freshwater fish from rivers in the Pearl River Delta region, South China. *Ecotoxicology and Environmental Safety*, **107**, 192–199. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2014.05.031

Pancras, T., Schrauwen, G., Held, T., Baker, K., Ross, I., & Slenders, H. (2016). Environmental fate and effects of poly- and perfluoroalkyl substances (PFAS), Concawe report no. 8/16. In *Science*
Pereira, L. A. M., Martins, L. F. G., Ascenso, J. R., Morgado, P., Ramalho, J. P. P., & Filipe, E. J. M. (2014). Diffusion Coefficients of Fluorinated Surfactants in Water: Experimental Results and Prediction by Computer Simulation. *Journal of Chemical & Engineering Data*, *59*(10), 3151–3159. https://doi.org/10.1021/je500211w

Pérez, F., Nadal, M., Navarro-Ortega, A., Fàbrega, F., Domingo, J. L., Barceló, D., & Farré, M. (2013). Accumulation of perfluoroalkyl substances in human tissues. *Environment International*, *59*, 354–362. https://doi.org/10.1016/j.envint.2013.06.004

Picard, J.-C., Munoz, G., Vo Duy, S., & Sauvé, S. (2021). Longitudinal and vertical variations of waterborne emerging contaminants in the St. Lawrence Estuary and Gulf during winter conditions. *Science of The Total Environment*, **777**, 146073. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.146073

Pierozan, P., Cattani, D., & Karlsson, O. (2020). Perfluorooctane sulfonate (PFOS) and perfluorooctanoic acid (PFOA) induce epigenetic alterations and promote human breast cell carcinogenesis in vitro. *Archives of Toxicology*. https://doi.org/10.1007/s00204-020-02848-6

Pierozan, P., & Karlsson, O. (2018). PFOS induces proliferation, cell-cycle progression, and malignant phenotype in human breast epithelial cells. *Archives of Toxicology*, *92*(2), 705–716. https://doi.org/10.1007/s00204-017-2077-8

Qiu, T., Chen, M., Sun, X., Cao, J., Feng, C., Li, D., Wu, W., Jiang, L., & Yao, X. (2016). Perfluorooctane sulfonate-induced insulin resistance is mediated by protein kinase B pathway. *Biochemical and Biophysical Research Communications*, **477**(4), 781–785. https://doi.org/10.1016/j.bbrc.2016.06.135

RECORD. (2006). *Stratégie et technique d'échantillonnage des sols pour l'évaluation des pollutions*. www.record-net.org

Reiner, J. L., & Place, B. J. (2015). Perfluorinated Alkyl Acids in Wildlife. In J. C. DeWitt (Ed.), *Toxicological Effects of Perfluoroalkyl and Polyfluoroalkyl Substances* (pp. 127–150). Springer International Publishing. https://doi.org/10.1007/978-3-319-15518-0_5

Richardson, M. J., Kabiri, S., Grimison, C., Bowles, K., Corish, S., Chapman, M., & McLaughlin, M. J. (2022). Per- and Poly-Fluoroalkyl Substances in Runoff and Leaching from AFFF-Contaminated Soils: a Rainfall Simulation Study. *Environmental Science & Technology*, *56*(23). https://doi.org/10.1021/ACS.EST.2C05377

Riegel, M. (2020). *Review of water treatment systems for PFAS removal*. TZW.

Ritter, E. E., Dickinson, M. E., Harron, J. P., Lunderberg, D. M., DeYoung, P. A., Robel, A. E., Field, J. A., & Peaslee, G. F. (2017). PIGE as a screening tool for Per- and polyfluorinated substances in papers and textiles. *Nuclear Instruments and Methods in Physics Research Section B: Beam Interactions with Materials and Atoms*, **407**, 47–54. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.nimb.2017.05.052

Ritter, S. K. (2010). Fluorochemicals go short. *Chemical and Engineering News*.

Russell, M. H., Berti, W. R., Szostek, B., Wang, N., & Buck, R. C. (2010). Evaluation of PFO formation from the biodegradation of a fluorotelomer-based urethane polymer product in aerobic soils. *Polymer Degradation and Stability*, *95*(1), 79–85. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.polymdegradstab.2009.10.004

Salihovic, S., Stubleski, J., Kärrman, A., Larsson, A., Fall, T., Lind, L., & Lind, P. M. (2018). Changes in markers of liver function in relation to changes in perfluoroalkyl substances - A longitudinal study. *Environment International*. https://doi.org/10.1016/j.envint.2018.04.052

Sato, I., Kawamoto, K., Nishikawa, Y., Tsuda, S., Yoshida, M., Yaegashi, K., Saito, N., Liu, W., & Jin, Y. (2009). Neurotoxicity of perfluorooctane sulfonate (PFOS) in rats and mice after single oral exposure. *Journal of Toxicological Sciences*, **34**(5), 569–574. https://doi.org/10.2131/jts.34.569

Schellenberger, S., Liagkouridis, I., Awad, R., Khan, S., Plassmann, M., Peters, G., Benskin, J. P., & Cousins, I. T. (2022). An Outdoor Aging Study to Investigate the Release of Per- And
Polyfluoroalkyl Substances (PFAS) from Functional Textiles. *Environmental Science & Technology*, 56(6), 3471–3479. https://doi.org/10.1021/acs.est.1c06812

Scher, D. P., Kelly, J. E., Huset, C. A., Barry, K. M., Hoffbeck, R. W., Yingling, V. L., & Messing, R. B. (2018). Occurrence of perfluoroalkyl substances (PFAS) in garden produce at homes with a history of PFAS-contaminated drinking water. *Chemosphere*. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2017.12.179

Schrenk, D., Bignami, M., Bodin, L., Chipman, J. K., del Mazo, J., Grasl-Kraupp, B., Hogstrand, C., Hoogenboom, L., Leblanc, J. C., Nebbia, C. S., Nielsen, E., Ntzani, E., Petersen, A., Sand, S., Vleminckx, C., Wallace, H., Barregård, L., Ceccatelli, S., Cravedi, J. P., ... Schwerdtle, T. (2020). Risk to human health related to the presence of perfluoroalkyl substances in food. *EFSA Journal*. https://doi.org/10.2903/j.efsa.2020.6223

Schroeder, T., Bond, D., & Foley, J. (2021). PFAS soil and groundwater contamination via industrial airborne emission and land deposition in SW Vermont and Eastern New York State, USA. *Environmental Science: Processes & Impacts*, 23(2), 291–301. https://doi.org/10.1039/D0EM00427H

Scott, B. F., Moody, C. A., Spencer, C., Small, J. M., Muir, D. C. G., & Mabury, S. A. (2006). Analysis for Perfluorocarboxylic Acids/Anions in Surface Waters and Precipitation Using GC-MS and Analysis of PFOA from Large-Volume Samples. *Environmental Science & Technology*, 40(20), 6405–6410. https://doi.org/10.1021/es061131o

Scott, B. F., Spencer, C., Mabury, S. A., & Muir, D. C. G. (2006). Poly and perfluorinated carboxylates in north American precipitation. *Environmental Science and Technology*. https://doi.org/10.1021/es061403n

Shankar, A., Xiao, J., & Ducatman, A. (2012). Perfluorooctanoic Acid and Cardiovascular Disease in US Adults. *Archives of Internal Medicine*, 172(18), 1397–1403. https://doi.org/10.1001/archinternmed.2012.3393

Sheng, J. J. (2011). Surfactant Flooding. *Modern Chemical Enhanced Oil Recovery*, 239–335. https://doi.org/10.1016/B978-1-85617-745-0-00007-3

Shrestha, S., Bloom, M. S., Yucel, R., Seegal, R. F., Wu, Q., Kannan, K., Rej, R., & Fitzgerald, E. F. (2015). Perfluoroalkyl substances and thyroid function in older adults. *Environment International*, 75, 206–214. https://doi.org/10.1016/j.envint.2014.11.018

Sima, M. W., & Jaffé, P. R. (2021). A critical review of modeling Poly- and Perfluoroalkyl Substances (PFAS) in the soil-water environment. *Science of The Total Environment*, 757, 143793. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.143793

Simonnet-laprade. (2017). Ecodynamique des substances poly- et perfluoroalkylées (PFAS) dans les systèmes aquatiques : identification des sources en milieu urbain et évaluation du transfert trophique. *Thèse Université de Bordeaux*.

Singh, R. K., Fernando, S., Baygi, S. F., Multari, N., Thagard, S. M., & Holsen, T. M. (2019). Breakdown Products from Perfluorinated Alkyl Substances (PFAS) Degradation in a Plasma-Based Water Treatment Process. *Environmental Science and Technology*. https://doi.org/10.1021/acs.est.8b07031

Specht, I. O., Hougaard, K. S., Spanò, M., Bizzaro, D., Manicardi, G. C., Lindh, C. H., Toft, G., Jönsson, B. A. G., Giwercman, A., & Bonde, J. P. E. (2012). Sperm DNA integrity in relation to exposure to environmental perfluoroalkyl substances - A study of spouses of pregnant women in three geographical regions. *Reproductive Toxicology*, 33(4), 577–583. https://doi.org/10.1016/j.reprotox.2012.02.008

SRT SDRCP BNEIPE. (2022). Guide de mise en oeuvre relatif aux opérations d'échantillonnage et d'analyse de substance dans es rejets aqueux des ICPE.

Stanifer, J. W., Stapleton, H. M., Souma, T., Wittmer, A., Zhao, X., & Boulware, L. E. (2018). Perfluorinated chemicals as emerging environmental threats to kidney health: A scoping review. *Clinical Journal of the American Society of Nephrology*. https://doi.org/10.2215/CJN.04670418