Review
PFAS in Consumer and Industrial Products and PFAS Contamination Indoors
2026 Volume 36 Issue Special_Issue Pages s65-s73
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2026 Volume 36 Issue Special_Issue Pages s65-s73
イオン性PFASを中心にPOPsへの指定が行われ，イオン性PFASの環境挙動・汚染実態を考慮した結果，水環境を中心にPFASの調査・規制が進んできた。今後，食品接触素材に使用されるPFASに関しては，日本国内や国際的な規制強化にも波及することが予想される。また，食品接触素材だけでなく，我々は生活の中の様々な場面で工業製品・消費者製品と接触しており，身近な消費者製品などからのPFAS曝露による健康影響が懸念されている。本稿では，国際的に懸念され始めている工業製品・消費者製品中のPFAS含有実態について概説し，主に消費者製品が発生源・排出源として想定される室内環境中のPFAS汚染実態について文献調査を行った。
The Conference of the Parties of the Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants (POPs) listed ionic PFAS, such as PFOS, PFOA, and PFHxS. Considering the environmental behavior and contamination of ionic PFAS, investigations of PFAS have been conducted primarily in water environments. Recently, PFAS used in food contact materials are expected to be regulated internationally. The human health risk from PFAS exposure is concerning due to daily contact with industrial and consumer products, including food contact materials. This review provides an overview of PFAS concentrations in industrial and consumer products, and summarizes PFAS contamination in indoor environments, where consumer products are the primary emission sources.
ペルおよびポリフルオロアルキル化合物（PFAS: Per- and polyfluoroalkyl substances）は，撥水・撥油性，熱・化学的安定性などの物性を示すことから，1940年代に製造が開始されて以降，界面活性剤，半導体用反射防止剤，水成膜泡消火剤などの幅広い産業分野や消費者製品において用いられてきた1,2）。これらPFASは安定性が高い点で多用されてきた反面，環境残留性，生体蓄積性およびヒトへの有害性があることが2000年頃から指摘され始めた3）。一部のPFASについては，難分解性，高蓄積性，生物や環境への有害性，長距離移動性のすべての性質を満たすことが科学的に明らかとなり4），残留性有機汚染物質（POPs）に関するストックホルム条約（POPs条約）により国際的な化学物質規制の対象となっている。POPs条約上の規制対象となったPFASについて，2009年5月にはペルフルオロオクタンスルホン酸（PFOS）とその塩，ペルフルオロオクタンスルホン酸フルオリド（PFOSF）がPOPsに指定され5），2019年5月にはペルフルオロオクタン酸（PFOA）とその塩及びPFOA関連物質がPOPsに指定された6）。また2022年6月にはペルフルオロヘキサンスルホン酸（PFHxS）とその塩及びPFHxS関連物質がPOPsに指定され7），さらに2025年5月には長鎖ペルフルオロカルボン酸（LC-PFCAs）とその塩及びLC-PFCAs関連物質が新たにPOPsへ指定されることが決定した8）。
このようにイオン性PFASを中心にPOPsへの指定が行われ，イオン性PFASの環境挙動・汚染実態を考慮した結果，水環境を中心にPFASの調査・規制が進んできた。一方，2025年2月には，EUにおいて包装・包装廃棄物規則（PPWR: Packaging and Packaging Waste Regulation）が発効し，2026年8月以降は食品接触素材中の特定のPFAS濃度を限度値以下にすることが求められる9）。このPPWRはEU内の規制ではあるが，食品接触素材に使用されるPFASに関しては，日本国内や国際的な規制強化にも波及することが予想される。また，食品接触素材だけでなく，我々は生活の中の様々な場面で工業製品・消費者製品と接触しており，身近な消費者製品などからのPFAS曝露による健康影響が懸念されている。本稿では，国際的に懸念されている工業製品・消費者製品中のPFAS含有実態について概説し，主に消費者製品が発生源・排出源として想定される室内環境中のPFAS汚染実態について紹介する。
PFASは幅広い産業分野において使用されている。Glügeらによる調査では，1,400種類以上のPFASについて200種類以上の産業用途が報告されている1）。特に，調査された産業64分野のうち38分野では20種類以上のPFASが使用され，「写真産業」や「半導体産業」，「印刷産業」，「塗装・塗料」，「泡消火剤」，「医療器具」，「パーソナルケア用品」の7分野ではそれぞれ100種類以上のPFASの使用が報告されている1）。具体的には，ポリマー性PFASではポリテトラフルオロエチレン（PTFE），ポリフッ化ビニリデン（PVDF），フッ素化エチレンプロピレン（FEP）などが，非ポリマー性PFASではペルフルオロアルキルカルボン酸（PFCAs），ペルフルオロアルカンスルホン酸（PFSAs），フルオロテロマースルホン酸（FTSAs），フルオロテロマーアルコール（FTOHs），ペルフルオロアルカンスルホンアミドエタノール（FASEs）などが使用されている1）。また，2000年から2017年の北欧地域におけるPFASの総使用量（Fig. 1）に関して，「建築・建設業」や「化学産業」，「電子産業」，「金属製品製造」，「プラスチック・ゴム製造業」，「自動車製造業」，「塗装・塗料」，「電気・ガス・空調設備」，「潤滑剤」，「難燃剤・泡消火剤」などの分野では，合計で約14,000トンのポリマー性PFAS，約6,300トンの非ポリマー性PFASの使用が報告されている1）。次に，産業分野におけるポリマー性および非ポリマー性PFASの使用用途例と文献情報をTable 1 にまとめる1,3,10）。Table 1 で示したような産業分野は，PFASの製造や使用に伴い環境中へのPFAS排出が発生するため，直接的なPFAS発生源として懸念される。さらに，埋立地や浸出水，廃水処理場の排水を通じてPFCAs前駆物質がPFCAsに分解して環境中へ排出されるため，Table 1 で示した産業分野は間接的なPFAS発生源としても懸念されている11）。
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これらの産業分野を由来とするPFAS汚染の例として，軍事施設，空港，消防訓練場などの施設で1960年代から利用されている泡消火剤の動向について述べる12）。以前はPFOSやPFOAをはじめとした炭素鎖8以上の長鎖のペルフルオロアルキル酸（PFAAs）が主成分の泡消火剤が使用されていた。しかし，2000年以降のPFAS製造企業による自主的なPFOS，PFOAの製造廃止，使用規制により，近年ではペルフルオロアルキル基の炭素数6以下の短鎖フルオロテロマー化合物を主成分とする泡消火剤に代替が進んでいる13）。しかし，2014年の泡消火剤8製品を対象とした調査ではPFOS，PFOAがそれぞれ最大 150 mg/kg，64 mg/kgで検出され14），また韓国軍基地周辺の地下水を対象とした2025年の調査ではPFOS，PFOAがそれぞれ 120 ng/L，100 ng/L15），カナダの空港周辺の土壌を対象とした2024年の調査ではPFOS，PFOAがそれぞれ 84 ng/g，2.2 ng/gで検出されている16）。製造してから長期間保管された規制対象PFASを含有する泡消火剤が使用されることで，PFOSやPFOAなどの規制対象物質を含めたPFASの排出源になることが懸念されている17）。
また金属メッキ産業では，ミスト抑制剤としてPFOSが使用されてきたが，低毒性の三価クロムをPFOSの代替物質として用いることが可能となった18）。しかし，硬質クロムメッキでは三価クロムが使用できずPFOSの使用が継続され，金属メッキ産業はPFOSの直接的な発生源となっている11）。中国の金属メッキ工場廃水を対象にした2024年の調査では，PFOSが 0.041 mg/Lで検出された19）。また，PFOSの代替物質としてPFOSと同程度の急性毒性を持つ6:2塩素化ポリフルオロアルキルエーテルスルホン酸塩（6:2 Cl-PFESA，商品名F-53B）も近年使用され20），中国の工業地帯の河川表層水を対象とした2024年の調査ではPFOS，6:2 Cl-PFESA がそれぞれ 19 ng/L，3.1 ng/L で検出された21）。中国全土の土壌を対象とした2024年の調査では，PFOS，6:2 Cl-PFESA がそれぞれ 1.4 ng/g，0.54 ng/gで検出されている22）。これらのことから，幅広い産業分野において既存の規制対象物質だけでなく新たに使用される代替物質を含めて，PFASを包括的に管理することが求められる。
このように，産業分野で使用されるPFASは環境水をはじめ，土壌中からも幅広く検出されており，様々な産業活動がPFASへの曝露を考える上で考慮すべき重要なPFAS発生源・排出源になると考えられる。
PFASは，産業分野だけでなく我々の身近で様々な消費者製品にも使用されている。Dewapriyaらの調査では，PFASが検出された消費者製品（1,040製品）の内訳は，繊維製品が37％，食品接触素材が18％，家庭用品（洗剤等）が12％，化粧品が7.2％，建築材料が6.0％，ワックス・研磨剤が5.0％，泡消火薬剤が3.8％，プラスチック製品が3.1％，電子製品が2.4％，塗料が1.9％であることが報告されている23）。特に，「繊維製品」と「食品接触素材」を合わせるとPFASが検出された全1,040製品中の半数以上を占め，繊維製品や食品接触素材などの消費者製品は，消費者へのPFAS曝露を考える上で重要な発生源・曝露源になり得ると考えられる。また，繊維製品や食品接触素材に加えて，幅広い消費者製品からPFASが検出されており，身近なPFASの発生源・曝露源は多岐にわたることが考えられる。
様々な消費者製品に含まれるPFASの種類および濃度に関して，総説，および既往研究で報告されている製品種ごとのPFAS個別濃度をFig. 2 に示す23,24,25,26,27,28,29,30,31,32,33,34）。またFig. 2 中の各製品種について，それぞれ調査対象となった製品数や検出されたPFASの数，および文献情報をTable 2 に示す23,24,25,26,27,28,29,30,31,32,33,34）。各製品中PFASの合計濃度に関して，Fig. 2 の左側に示した防曇製品や繊維仕上げ剤，家庭用化学製品，ワックス・研磨剤のように，噴霧・塗布して使用する製剤系の製品では主に数十～数千mg/kgと高濃度のPFASが含まれていた23,24,25）。特に布・クロス系の防曇製品については，PFAS濃度が 110,000 mg/kgである製品があり，Fig. 2 の他製品と比較し100倍以上高濃度で検出されている24）。一方，Fig. 2 の右側に示した食品接触素材や繊維製品，衛生用品，プラスチックのように，表面加工などで成分が塗布される形式の製品では数mg/kg以下でPFASが検出されている23,28,29,30,31,32,33,34）。PFAS が塗布された食品接触素材から食品への移行などを評価する際は，製品全体のPFAS濃度だけでなく，表面積当たりの物質量で評価することも必要となる。これは，表面加工された製品では PFAS が製品表面に偏在するため，噴霧や塗布して使用する製剤系の製品と比較して，製品全体のPFAS濃度が見かけ上低く評価される一方で，表面濃度や存在量は高いことが想定されるからである。今後，EU の PPWR において食品接触素材中の PFAS濃度が規制指標となる可能性があるが，こうした背景を踏まえた評価手法の検討が求められる。
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各製品種から検出されたPFASの種類に注目すると，防曇製品（布・クロス，スプレー）ではフルオロテロマーエトキシレート（FTEOs）が主に検出されており24），化粧品（ファンデーション）ではポリフルオロアルキルリン酸エステル（PAPs）が高い組成割合で検出されている26,27）。一方で，ワックス・研磨剤や殺虫剤，塗装・塗料，化粧品（パウダー），ペット食品接触素材，プラスチック，電子製品ではPFSAsやPFCAsなどのPFAAsが主に検出されている23,26）。また，繊維仕上げ剤や家庭用化学製品，油・潤滑剤，建築材料，食品接触素材（紙ボックス），衛生用品ではFTOHsが高い組成割合で検出されている23,28,29）。加えて，撥水スプレー剤や化粧品（リップ，マスカラ），食品接触素材（耐油紙，紙皿），繊維製品（アウトドア衣類，カーペット，チャイルドシート）では，FTOHsに加えてフルオロテロマーアクリレート（FTACs）やフルオロテロマーメタクリレート（FTMACs），およびPFAAsも高い組成割合で検出されている25,27,28,29,30,31,32,33,34）。その他にも，撥水スプレー剤や繊維製品，食品接触素材などの製品からはペルフルオロアルカンスルホンアミドエタノール（FASEs）やFTSAs，フルオロテロマーカルボン酸（FTCAs），フルオロテロマー不飽和カルボン酸（FTUCAs）などのPFASも検出されており25,28,29,30,31,32,33,34），我々の身近な消費者製品が多種多様なPFASの発生源・曝露源になっていることを示している。
Fig. 2 は非ポリマー性PFASの濃度について示しているが，消費者製品には大量のポリマー性PFASが使用されていることも報告されている1）。特に近年，繊維製品や食品接触素材などの消費者製品に使用される側鎖フッ素化ポリマー（SFPs）は，環境中で分解してPFCAsやFTOHsなどのPOPs規制関連の物質を含む非ポリマー性PFASを新たに生成することが報告されている31,33,35,36）。つまり，SFPsが使用された身近な消費者製品は，POPs規制関連の物質を含む非ポリマー性PFASの潜在的な発生源になり得ることが考えられ，消費者製品の使用時や廃棄後の環境中でのPFAS分解生成能を含めた評価・管理が求められる。
室内環境では，消費者製品に含まれるPFASが揮発し，空気中に放散することによる吸入曝露や，PFASが吸着した粉塵の吸入曝露・経口曝露によって，総PFAS曝露量の約50％を占めることが指摘されている37）。特に，FTOHsやペルフルオロアルカンスルホンアミド（FASAs），FASEsなどの中性PFASは，イオン性PFASであるPFAAsやPAPsと比べて蒸気圧が高い物質が多く，室内空気中で高濃度になることが報告されている38）。その中でもFTOHsは，住宅環境で最も高頻度かつ高濃度に検出される代表的な揮発性PFASである。
Klepeisらの研究よると，米国の人々が室内環境で過ごす時間は1日のうち86.9％を占めており，そのうち住宅で過ごす時間は68.7％を占めることから，他の室内環境に比べて曝露リスクが高いことが懸念されている39）。そこで，住宅の室内空気中におけるFTOHs濃度の報告例をTable 3 に示す40,41,42,43,44,45,46,47,48,49）。Table 3 に示したように，住宅環境では，POPsに関するストックホルム条約におけるPFOA関連物質に該当する8:2 FTOHが特に高濃度で検出されている。先述のように，FTOHsはカーペットやソファー，衣類，カーテンなどの繊維製品や家具に含まれており，これら製品の使用時や経時的劣化を通じてFTOHsが室内空気中へ放散されることが報告されている50,51）。近年の研究においても，室内空気中で8:2 FTOHや10:2 FTOHなどの規制対象PFASが依然として検出されており，規制前に製造・販売された製品の残存や，規制が不十分な国からの製品輸入の影響があると示唆されている52）。また，調査地域による濃度の違いに着目すると，Eichlerらの研究によると同一国内の研究でも濃度差が1,000倍以上に及ぶ事例もあり40,41），室内空気中FTOHs濃度の違いは，地域的要因よりも家庭ごとの建材や消費者製品の使用状況，住宅構造，換気条件の違いに起因すると考えられる。さらに，夏季における室内空気中のFTOHs濃度は，冬季よりも高くなることが報告され，季節による温度変化に伴うFTOHsの排出速度への影響も指摘されている42）。一方で，温度以外にも日射量などの季節的要因や季節による衣類の種類の変化もPFAS濃度に影響を与えることが指摘されている51）。以上の知見から，住宅内におけるPFAS濃度を評価する際，建材や製品中PFASの影響だけでなく，温度や換気条件，季節変化などの環境要因を含めて総合的に考慮する必要がある。
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N.A.…分析対象外，BDL…メソッド検出下限未満
次に，オフィスや学校，商業施設，公共建築物などの非住宅環境におけるFTOHs濃度をTable 4 に示す43,44,45,53,54,55）。Table 4 では，繊維製品を扱う空間（オフィスや家具販売店，学校など）に限定して示している。非住宅環境では，住宅に比べてやや高いFTOHs濃度が報告されているが，使用される製品や管理状態の違いによって濃度差が見られる43）。特に，カーペット敷設面積の大きいオフィスビルや家具販売店では6:2 FTOHや8:2 FTOHが数ng/m3から数十ng/m3レベルで検出された。一方，カーペット敷設面積の小さい施設ではより低濃度であった。また学校や図書館では児童の健康影響への懸念から複数の研究が行われ44,45），カリフォルニア州の幼稚園の教室では最大で6:2 FTOHが 600 ng/m3，8:2 FTOHが 160 ng/m3であったと報告されている52）。以上の結果から，非住宅環境におけるFTOHs濃度は，建物用途や内部材料，換気・清掃の管理状態に強く依存することが示されている。特に，8:2 FTOHや10:2 FTOHなどが依然として製品中に残留し，室内環境における主な発生源の一つとなっている。このことは，今後の規制強化により，PFASの製造および使用が禁止されたとしても，長期間にわたり規制対象PFASの室内汚染が継続することを示しており，室内環境でのリスク評価・管理は非常に重要な課題である。
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N.A.…分析対象外
BDL…メソッド検出下限未満
近年の報告において，FTOHsだけでなく，様々な種類のPFASが室内環境で検出されている。特に，イオン性PFASや短鎖PFASへの関心が高まっている56,57）。イオン性PFASはFTOHsと比較して蒸気圧が低いため，従来は空気中への放散量が少なく，低濃度になることが想定されており，研究例も限られていた38）。しかし，製品の摩耗や粒子状物質（ハウスダスト）への吸着などにより室内空気中に存在することが示唆されている57）。さらに，長鎖PFAAsの規制を背景に，代替物質として使用が拡大している新規PFAS（短鎖PFAAsやパーフルオロエーテルカルボン酸（PFECAs），パーフルオロエーテルスルホン酸（PFESAs）など）への注目も高まっている58）。特に，PFECAsの一種であるGenXはPFOAの代替物質として広く利用されており，近年の複数の研究において室内環境での検出事例が報告されている57,58,59）。これら新規PFASは，有害性や分解性などの情報が十分ではなく，環境およびヒトへの潜在的リスクが懸念されている60）。このように室内環境中のPFAS汚染実態は多様化してきており，今後は多様なPFASの濃度や挙動を包括的に把握することが求められる。
現在，環境省では「PFASに対する総合戦略検討専門家会議」を設置し，PFASに関して当面対応すべき候補物質の整理，存在状況に関する調査の強化（水環境中の調査，化学物質のヒトへの曝露モニタリング調査対象物質の検討），調査結果を踏まえた対応（適正な管理の在り方の検討，物質群としての評価手法の検討）に関する議論を進めている。主に，特定の数種のPFASに焦点を当てた議論が行われており，本稿で示したような多種多様なPFASのリスク評価・管理についての議論に至っていない。消費者製品をはじめとして国際的なPFAS規制が進もうとしている中，ヒト健康リスクや環境リスクの観点から高懸念な物質や製品に関する議論が進展し，PFAS全体の適切なリスク評価・管理が進むことを期待したい。
本調査の一部は，環境研究総合推進費（3-2403: JPMEERF20243003，1MF-2304: JPMEERF20231M04）の助成を受けて実施された。
