Dies ist eine HTML Version eines Anhanges der Informationsfreiheitsanfrage 'All the meetings and discussions about PFAS (perfluoroalkyl substances)'.




Ref. Ares(2021)6233449 - 13/10/2021
 
May 15, 2018 
 SUMMARY OF THE ENVIRONMENTAL OCCURRENCE, HUMAN 
EXPOSURE, TOXICITY, AND AVAILABLE REMEDIATION 
TECHNOLOGIES FOR PERFLUOROHEXANOIC ACID (PFHXA)  
As summarized below, the body of scientific evidence does not support the listing of 
PFHxA as a substance of very high concern.  Available toxicity information demonstrates 
that PFHxA is not carcinogenic, mutagenic or toxic for reproduction and poses no human 
health risk based on standard risk assessment methodology.  Empirical data on PFHxA in 
the environment and in human serum from biomonitoring studies, all support a conclusion 
with high confidence that PFHxA is either not detected or is present at very low levels, 
indicating a high margin of safety for PFHxA from all potential sources and routes of 
exposure.  Finally, recent advances in remediation technologies, including ion exchange 
resins and membrane filtration, have resulted in full-scale water treatment technologies 
currently able to effectively and efficiently remove short chain perfluoroalkyl acids, 
including PFHxA, from groundwater and drinking water.    
 
Combined, PFHxA is not a substance of very high concern; human health toxicity and risk 
is low, exposure is low, and effective remediation technologies are available as needed.  
A.  Toxicological Data for PFHxA Demonstrates Low Human Health 
Risk  
The full suite of standard laboratory assays are available for PFHxA and include: 
•  2 year rodent cancer bioassay (Klaunig 2015) 
•  DNA mutation and genotoxicity in vitro assays (NTP 2018; Loveless 2009; Eriksen 
2010) 
•  Chronic systemic toxicity rodent bioassay (Klaunig 2015) 
•  Reproductive/Developmental rodent bioassays (Loveless 2009; Iwai 2014) 
•  Sub-chronic systemic toxicity bioassays (Loveless 2009; Chengelis 2009; Iwai 2014) 
•  Analysis of endocrine disruption (Behr 2018; Borghoff in press, presented as poster 
at SETAC North America 2017) 
•  High-throughput molecular in vitro assays (EPA Tox21) 
•  Toxicokinetic assays in rats, mice, microminipigs, monkeys and humans (many, 
examples include Chengelis 2009; Iwai 2011; Russell  2013, 2015; Nilsson 2010, 2013; 
Fujii 2014; Guruge 2015; Gannon 2011, 2016) 
 
Integral Consulting Inc.      
                   1                                                         

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
1.  PFHxA does not exhibit carcinogenicity, mutagenicity, or genotoxicity. PFHxA is not an 
endocrine disruptor.  Sensitive endpoints in rodent studies include effects on liver, thyroid, 
kidney, and hematology at high doses.
 
 
PFHxA was not carcinogenic and has not exhibited any DNA mutation or genotoxic effects 
in several studies (NTP 2018, Klaunig 2015, Loveless 2009, Nobels 2010).  A comprehensive 
review of both in vitro and in vivo studies evaluating PFHxA activity across endocrine 
pathways shows that PFHxA is not bioactive in estrogen, androgen, aromatase or thyroid 
receptor signaling pathways (Borghoff in prep.) and does not act as an estrogen or 
androgen receptor agonist or antagonist at environmentally relevant levels1 (Behr 2018).  
Effects noted from high level exposure (more than 100 mg/kg) to PFHxA in subchronic and 
chronic noncancer rodent bioassays include liver, thyroid, kidney and hematologic effects 
(Loveless 2009, Chengelis 2009, Iwai 2014), with the lowest no-observed-adverse effect level 
(NOAEL) of 30 mg/kg-day from the chronic rat study (Klaunig 2015).   
 
2.  PFHxA does not exhibit adverse effects on reproduction, and developmental effects are mixed 
and occur at higher doses than other endpoints (see above). 
 
PFHxA has not demonstrated any adverse reproductive effects in mice or rats, however, 
findings regarding developmental endpoints are mixed.  PFHxA exposure did not cause 
any developmental effects in rats (Loveless 2009).  A mouse study indicated some potential 
developmental concerns due to low incidences of increased stillbirths, pup death at 
postnatal days 1 to 4, and effects on the eye (Iwai 2014).  However, when the full 
concurrent controls are included and when historical controls from the same mouse strain 
and lab are evaluated, it is clear that the low incidence of stillbirths is unrelated to PFHxA 
exposure (follow-on publication in preparation).  Due to the inconsistency between studies 
and the questionable biological and statistical significance of the mouse effects, we do not 
believe that PFHxA is a developmental toxicant.  However, even if these developmental 
endpoints were considered, the no-observed-adverse effect level from the 2-year rodent 
bioassay is more sensitive (i.e. lower) and, therefore, would be protective of any potential 
developmental effects in a quantitative risk assessment (see below for more detail).   
 
3.  Epidemiologic data on PFHxA are limited and do not demonstrate consistency with adverse 
effects in animal toxicity studies. 
 
There are very few human observational studies that have included PFHxA due to the low 
frequency of detection and low levels detected.  A study of Taiwanese children found no 
association with PFHxA and immunological markers or asthma in the children (Dong 
                                                      
1 Specifically, PFHxA did not act as an agonist or antagonist to estrogen (alpha and beta) or androgen receptors, 
did not affect steroidogenesis, and did not impact estrogen or androgen responsive mRNA transcript levels in 
this study at concentrations of 10, 50, 100 or 500 µM.  PFHxA only elicited statistically significant co-stimulatory 
effects on androgen receptor activation in the presence of dihydrotestosterone at high PFHxA levels of 100 µM 
and was negative in all other assays.  100 µM PFHxA equates to an exposure of over 31,000 µg/L, 
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
2013).  A study of the general population in China found that exposure to PFHxA was 
positively associated with two thyroid antibody markers often used as clinical markers for 
thyroid autoimmune diseases (Li 2017), however, this was inconsistent with the other PFAS 
included in the study (i.e. PFOS, PFHxS, PFOA, PFBS) and is inconsistent with the rat 
studies of thyroid effects (Loveless 2009, Iwai 2014).  Furthermore, exposure to the general 
population in China is dominated by PFOS and PFOA, which accounted for approximately 
70 - 90% of the total sum of blood PFAS in the Li et al. (2017) cohort.  However, the study 
authors did not statistically account for multiple PFAS exposures in their analyses and 
thus, the specificity of the PFHxA results from Li et al. (2017) is unclear.         
 
The currently available database for PFHxA is quite standard for environmental chemicals.   
Although some uncertainties within the data base remain, these uncertainties can be 
adequately accounted for by the use of the standard “database uncertainty factor” that is 
applied in a quantitative risk assessment (see Section D below for more detail).   
 
In summary, PFHxA does not meet the criteria for classification as a substance of very high 
concern.  PFHxA is not carcinogenic, mutagenic, toxic for reproduction, nor does it give 
rise to an equivalent level of concern; PFHxA does not have endocrine disrupting 
properties nor is there any evidence that exposure would result in serious effects to human 
health or the environment.   
 
B.  Environmental Occurrence and Human Exposure Is, and Will 
Likely Remain, Extremely Low for PFHxA 
The available data consistently show extremely low frequency of detection, or low levels of 
detection for PFHxA in both environmental media and in the human population.   
 
1.  Occurrence studies involving PFHxA have confirmed that PFHxA typically has a low frequency 
of detection or low level of detection.  Some environmental and human monitoring programs no 
longer measure PFHxA for this reason.    

 
PFHxA has generally been excluded by environmental monitoring surveys and blood 
serum analyses due to the continual low frequency of detection (FOD) and low levels of 
detection compared to the associated method detection limit.  This is the stated reason why 
PFHxA was not included in the United States Environmental Protection Agency’s (USEPA) 
Unregulated Contaminant Monitoring Rule evaluation or the Centers for Disease Control 
and Prevention’s National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES).  PFHxA 
is simply not found in the environment at levels that are of potential consequence to 
human health.  
 
 
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
2.  Large-scale human biomonitoring studies in multiple countries within the past 10 years 
consistently demonstrate that PFHxA has an extremely low frequency of detection in human 
serum and, when detected, the range of concentrations is low relative to the detection limits.  
 
 
Biomonitoring surveys consistently demonstrate that PFHxA is infrequently detected in 
human serum, particularly compared with most other perfluoroalkyl acids.  The following 
are examples of survey results for a wide range of countries and study populations, sorted 
by limit of detection (LOD) for PFHxA in serum: 
 
Sample 
LOD 
FOD 
Country / Study 
Size 
(ng/mL) 
(%) 
Citation 
U.S. / C8 Health Study 
67,000 
<0.5 
53% 
Frisbee (2009) 
New Zealand / POP Study 
747 
<0.5 
0% 
New Zealand 
Ministry of Health 
(2013) 
U.S. / American Red Cross 
2,294  <0.02 – 0.1 
6% 
Olsen (2017) 
South Korea 
1,874 
<0.11 
0% 
Lee (2017) 
Canada / Health Measures 
1,524 
<0.1 
2% 
Health Canada (2013) 
Study 
Japan / Exposure to 
326 
<0.1 
0% 
Japan Ministry of the 
Chemical Compounds 
Environment (2016) 
China / General 
202 
<0.01 
53% 
Li (2017) 
Population Study of 
Three Provinces 

Norway / A-Team Study 
61 
<0.045 
0% 
Poothong (2017) 
Notes:  FOD = frequency of detection of PFHxA; LOD = limit of detection of PFHxA; POP = persistent organic 
pollutant 
Given the low frequency of detection for PFHxA in serum, the summary statistics (e.g., 
arithmetic mean, median) can be very sensitive to the method used to represent the PFHxA 
“nondetect level” (ND).  ND concentrations may range from zero to the analytical detection 
limits, and a common approach is to substitute half the detection limit when calculating 
summary statistics, rather than zero.  Even a study that represents an exposed community 
with higher levels of PFHxA in serum (Frisbee 2009), demonstrates that the way in which 
the ND is handled when calculating summary statistics can change the reported mean by 
almost 40%.  The estimated arithmetic mean serum PFHxA levels from Frisbee et al. (2009) 
differs from 0.9 ng/mL using ND=LOD/2, to 1.4 ng/mL using ND=LOD, which is a 1.56 fold 
increase (or 36% change).  Surveys representing the general U.S. population (e.g. Olsen et 
al. 2017) show a significantly lower frequency of detection for PFHxA nationwide, and 
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
would therefore be even more sensitive to the method used to represent ND in summary 
statistic calculations.  Careful review of the analytical quality control measures for PFHxA 
serum measurements are also warranted.  For example, Frisbee et al. (2009) also reported 
the results of their quality assurance analysis, noting that PFHxA exhibited the least 
agreement among all PFAS for duplicate samples analyzed by the same lab and between 
two labs.  In 1,180 samples evaluated, all duplicate quality assurance samples sent to a 
second lab were nondetect for PFHxA.  It is not clear how to interpret this inconsistency, 
however, this highlights the importance of attention to analytical quality assurance. 
3.  One study provides an estimate of exposure to PFHxA in infants in Spain from multiple routes 
of ingestion and finds that most infants have an estimated daily intake of less than 1 ng/kg-day – 
well below any risk level.
    
 
A recent publication from Spain (Lorenzo 2016) investigated potential perfluoroalkyl 
substance (PFAS) exposure to infants by examining various PFAS, including PFHxA, in 
baby food containers, dry cereals, infant formula, and breast milk.  PFHxA was not 
detected in the majority of samples.  Reported frequency of detections are as follows: 
•  Baby food jars:  0% 
•  Dry cereals:  23% 
•  Infant formula: 25% 
•  Breast milk: 10% (from 10 women, at an average and median of 60 ng/L)2 
 
Using the levels of PFHxA detected in each media and standard estimated daily 
consumption rates and body weights, the authors then calculated the estimated daily 
intake for infants up to two years.  They found that potential exposure to infants up to 12 
months of age from PFHxA in infant formula resulted in the highest estimated daily intake 
of 1 ng/kg-day.  As discussed further below, these levels are well below any level of 
concern.  
     
4.  The assumption that exposures to PFHxA are likely to increase due to the phase out of long-
chain perfluoroalkyl acids (PFAAs) is unsubstantiated by any data and inconsistent with 
present-day industry manufacture, use, and improved best management practices.  

The FluoroCouncil members are committed to sound environmental stewardship of 
fluorotechnology.  Short-chain PFAAs such as PFHxA and precursor fluorotelomers that 
degrade into PFHxA, such as 6:2 fluorotelomer alcohol, have been used within the 
fluorotechnology market since the 1970’s.  It has been stated that the industrial phase-out of 
                                                      
2 The PFHxA frequency of detection and concentrations in breast milk samples from Lorenzo et al. (2016) shows 
that this smaller number of samples (N = 10) from Spain had a lower frequency of detection than seen in larger 
studies of Korean mothers, but the median concentration is consistent with other reports.  Kang et al. (2016) 
report a frequency of detection of ~70% and median of 45 ng/L.  Lee et al. (2018) report a 40% detection rate and 
an average concentration of 13 ng/L with a range of 10-129 ng/L.  Conversely, Cariou et al. (2015), was unable to 
detect any PFHxA in samples from 61 lactating women from France.  
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
long-chain PFAAs is resulting in rising levels of short-chain PFAAs (see discussion in 
Scheringer et al. 2014).  In fact, the manufacturing of fluorochemicals and customer usage 
have both become more efficient, thus limiting environmental releases and potential future 
contamination levels.  Furthermore, the FluoroCouncil has actively worked with industry 
partners, including the Fire Fighting Foam Coalition, to develop Best Management 
Practices that ensure that PFAS-based products are only used when necessary and only at 
levels that are necessary, that minimize the waste and emissions related to manufacture 
and product use, and that manufacturers and users dispose of all chemicals and PFAS-
based products properly.  Additionally, the dramatic change in fire-fighting training 
practices in the U.S. and Australian Departments of Defense, and elsewhere, have 
significantly decreased potential future PFAS contamination from Aqueous Film Forming 
Foam (AFFF) use by orders of magnitude.    
In summary, the improvements within the various manufacturing processes, the significant 
changes in the fire-fighting foam industry (training and equipment calibration, as well as 
the switch to Fluorine Free Foams), and within the use and disposal of PFAS-based 
products is expected to result in reduced environmental levels of PFAS, including PFHxA, 
on a continuing basis over the next several years. 
 
C.  PFHxA Does Not Bioaccumulate and is Rapidly Eliminated from 
the Human Body 
The nonpolymeric long-chain PFAAs such as PFOA and PFOS, are of significant concern to 
human health due to their long elimination half-lives.  While the carbon-fluorine bonds 
within PFHxA make the chemical extremely stable, and physicochemical properties such as 
logKow and water solubility indicate that PFHxA will be mobile in water and soil, these 
properties do not suggest that PFHxA will be bioaccumulative.  In fact, studies conducted 
thus far have indicated that PFHxA does not elicit the same high protein binding affinity as 
long-chain PFAAs such as PFOA and is rapidly eliminated from the human and 
mammalian body and is not bioaccumulative (Gannon 2011; Martin 2003a, 2003b; Russell 
2013).  The continued low-level frequency of detection and low levels in human serum, as 
discussed above, is further evidence that PFHxA does not bioaccumulate.  
1.  PFHxA does not have as high a binding affinity for proteins as long-chain PFAAs, as 
demonstrated by numerous protein binding assays.  
 
Protein rich body compartments such as the liver, kidney and blood are the primary tissues 
for the retention of long-chain PFAAs such as PFOA and PFOS (Jones 2013).  This is due to 
the high non-covalent binding affinity of long-chain PFAAs to serum proteins such as 
serum albumin (Bischel 2011).  Furthermore, the extensive renal tubular reabsorption of 
long-chain PFAAs is mediated by high affinity binding to the organic anion transport 
proteins (OATs) located within the proximal tubular cell membranes (Yang 2010; Han 
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
2011).  However, although a wide range of association constants and affinity parameters 
have been reported for PFAAs and serum albumin and OATs, all studies have shown that 
the carbon-chain length and functional group directly influence the protein binding 
capacity; binding affinity is highest for PFAAs having at least eight carbon atoms.  PFHxA 
with a carbon chain length of 6 has a reduced protein binding affinity (Han 2011; Fuji 2015).  
Using a fluorescence model for binding, Herbert et al. 2010 demonstrate that PFHxA does 
not appear to bind to the human serum albumin protein in the same manner as long-chain 
PFAAs.   PFAA binding to liver proteins such as the liver fatty acid binding protein is also 
thought to be import for tissue distribution and liver effects (Zhang 2009; Han 2003), 
however, PFHxA has shown no binding affinity to the human liver fatty acid binding 
protein in several studies (Sheng 2014), further demonstrated a marked difference between 
long chain PFAA protein binding and PFHxA.  Combined, these results suggest that 
PFHxA would not exhibit high distribution to protein-rich tissues and would not 
accumulate as a bound fraction to protein in blood serum.  
2.  PFHxA is rapidly eliminated from all mammalian bodies. 
Renal elimination is the most significant route of elimination and a determining factor for 
PFAA-specific internal body concentrations/exposure and long elimination half-lives.  
Because PFAAs vary in their protein binding affinities, as discussed above, the elimination 
and bioaccumulation of PFAAs in mammalian systems is directly related to the fluorinated 
carbon chain length, functional group, and associated protein binding (Conder 2008; Han 
2011).  PFHxA is nearly 100% eliminated within the first day after dosing in rodents 
(Gannon 2011) and the elimination half-lives of PFHxA have been reported as between 0.5 
to 1.7 hours in rats and 2.4 to 5.3 hours in monkeys (reviewed in Han 2011).  The 
elimination kinetics for PFHxA have also been analyzed in humans (a cohort of 
professional ski was technicians) and the apparent half-life estimated at approximately 32 
days (Russell 2013; note that this was not a formal pharmacokinetic study).  The half-lives 
of PFHxA is mice, rats, monkeys and humans are proportional to body weight, with no 
differences observed between genders, suggesting similar elimination mechanisms (Russell 
2013), and therefore, no additional concern related to higher human bioaccumulation 
compared to rodents, as is with long-chain PFAAs.    
 
D.  ANSES, the French Agency For Food Safety, Environment and 
Labor, Determined a Human-Health Threshold Level for PFHxA 
That Indicates There Is A High Margin Of Safety  

The French agency for food safety, environment and labor, ANSES, issued an expert 
evaluation on the chronic risks of PFHxA for the French General Directorate of Health.   
 
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
1.  ANSES converted the animal study findings to a human equivalent dose in order to develop a 
human health-based toxicity value comparison of exposure levels and levels that may be 
associated with a human health risk. 
  
 
ANSES derived a toxicity value  for PFHxA based on kidney effects from the chronic 
rodent study (Klaunig 2015), which was deemed protective of all other potential health 
endpoints of concern.  Given the extremely quick elimination of PFHxA from all species 
tested, the agency applied the standard allometric scaling based on body weights to 
convert the rodent administered dose to the human equivalent dose.  This methodology 
has been shown to be appropriate for PFHxA specifically (Russell 2013).  The agency also 
applied standard uncertainty factors to account for variability in humans and database 
uncertainty.  In summary, the Agency concludes the following: 
•  PFHxA is rapidly excreted 
•  The hepatic effects (increase in absolute and relative liver weight associated with 
hepatocellular hypertrophy and statistically significant increase in aspartate 
aminotransferases and alanine aminotransferases) observed in two subchronic 
studies are not relevant to human health because the enzyme increases were not 
more than a factor of 2 or 3 (per USEPA (2002) guidance), and were not evident in 
the chronic study   
•  The kidney effects from Klaunig et al. (2015) were severe enough to be considered 
adverse and would be protective of other potential effects. 
The final PFHxA oral chronic toxicity value is 0.32 mg/kg-day.   
2.  The PFHxA toxicity value derived by ANSES is four orders of magnitude higher (less stringent) 
than the perfluorooctanoic acid (PFOA) toxicity value currently used by the USEPA. 
Compared to the most stringent toxicity value for PFOA derived by the USEPA (2016) (i.e., 
an oral reference dose of 0.00002 mg/kg-day), the comparable toxicity value for PFHxA is 
four orders of magnitude greater.   Furthermore, when this toxicity value is applied to the 
standard USEPA drinking water health advisory calculation, the result is a drinking water 
health advisory of 2.2 mg/L (2.2 x106 parts per trillion (ppt)), which is almost 32,000 times 
higher than the USEPA health advisory for PFOA of 70 ppt3).  This finding underscores the 
importance of evaluating PFHxA data rather than extrapolating findings from PFOA or 
other PFAAs.   
  
3.  The margin of safety for potential daily intake of PFHxA from all routes of exposure in infants is 
more than 300,000. 
                                                      
3 USEPA (2016) did not use the standard drinking water equation when deriving the health advisory for PFOA. 
Their critical effect for PFOA was a developmental endpoint; they used a drinking water intake rate for 
lactating women rather than standard adult parameters.   
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
As described above, Lorenzo et al. (2016) recently calculated the estimated daily intake for 
infants exposed to PFHxA from consumption of breast milk, formula, dry cereal, or baby 
foods.  The highest estimated daily intake of 1 ng/kg/day is 320,000 times lower than the 
daily human threshold value derived by ANSES.   
After a comprehensive review of the collective evidence, the potential for human health 
risks from PFHxA exposure at relevant levels is low.  When the collective toxicological data 
are reviewed, the conclusion can be reached that PFHxA would “not [be] considered to 
cause serious damage to health” (NICNAS 2017, p.11). 
 
E.  There Are Multiple Full-Scale Treatment Technologies Available to 
Remove PFHxA From Water  
The body of scientific evidence on treatment technologies4 indicates there are currently 
multiple full-scale options to remove PFHxA from water, and several promising 
technologies are in development at the pilot- and bench-scale.  Additionally, combinations 
of technologies into treatment trains could provide comprehensive removal of a wide array 
of per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS).  Finally, this discussion provides a 
comment regarding the ability of available technologies to meet current and potential 
future PFHxA water treatment goals.   
1.  Demonstrated full-scale water treatment technologies are available for the removal of PFHxA. 
 
Proven full-scale water treatment technologies are currently available for the removal of 
PFHxA from water: ion exchange resins and membrane filtration.  These ex situ treatment 
technologies have been applied to drinking water supplies, groundwater remediation, and 
industrial wastewater treatment.    
Ion Exchange Resins 
Ion exchange resins are an established treatment technology for many common 
contaminants in both municipal drinking water and groundwater, including sulfate, 
chromate, nitrate, chloride, and perchlorate.  Full-scale ion exchange resin systems 
engineered to treat PFAS-impacted water are currently in operation in Australia and the 
United States (ITRC 2018).  The resins utilize both adsorption and ion exchange, which 
effectively remove long and short-chained PFAS compounds by attraction of both the polar 
                                                      
4 Whenever possible, peer-reviewed scientific literature were incorporated into this summary rather than 
company-sponsored documentation, brochures, and presentations.  Please note that this summary does not 
provide an exhaustive review of all PFAS treatment technologies as there are many investigations at the 
bench-scale not represented by available literature.  Additionally, please note that several potentially viable 
PFAS treatment technologies found in available literature do not present results for short-chain PFAS, as 
research to date has been largely focused on long-chain PFAS.   
Integral Consulting Inc. 

 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
and non-polar properties of PFAS compounds (ECT2 2018a).  Ion exchange resins designed 
to selectively remove PFAS are not subject to the same degree of fouling as carbon-based 
sorbents (ITRC 2018).   
Ion exchange resins are designed to be regenerable or disposed of after breakthrough of 
target compounds (single use).  Resin regeneration is typically performed within the ion 
exchange treatment vessel, and results in a highly concentrated regenerant waste that 
requires further treatment and disposal.  Currently available literature regarding PFAS 
removal has focused on regenerable ion exchange resins, however, single use resins are 
gaining traction in the remedial market as they have lower initial capital costs and the used 
resin can be disposed of by incineration (ITRC 2018). 
The regenerable ion exchange resin Sorbix LC1 was designed to treat an array of PFAS 
compounds, specifically short-chain PFAS, and is currently in use in multiple full-scale ion 
exchange groundwater treatment plants in Australia and the United States (ECT2 2018a,b).  
United States-based company Emerging Compounds Treatment Technologies (ECT2) 
developed designed, fabricated, and oversaw the installation of ion exchange resin 
groundwater treatment plants at two separate Australian Government Department of 
Defence (Defence) sites formerly used for fire-fighting training (ECT2 2018a,b).  The two 
Australian plants have a similar design to one another: each are capable of operating at 192 
liters per minute (50 gallons per minute), and each contain two vessels filled with Sorbix 
A3F resin followed by polish vessels containing Sorbix LC1 (ECT2 2018a,b).  Influent PFAS 
concentrations range from 1-120 µg/L and both plants have demonstrated removal of three 
regulated target PFAS compounds, including short-chain PFAS perfluorohexane sulfonic 
acid (PFHxS), below reportable limits of 10 parts per trillion (ppt) (ECT2 2018 a,b; Defence 
2018).  ECT2 is currently building a second, larger PFAS removal and resin regeneration 
system capable of treating 750 liters per minute (200 gallons per minute) at an identified 
source area on one of the Defence sites (ECT2 2018a).  
Additional commercially available ion exchange resins have demonstrated short-chain 
PFAS removal at the bench scale.  Purolite Purofine® PFA694E is a single use resin being 
marketed for point of entry and point of use systems for removal of both long and short-
chain PFAS (Purolite 2018).  Bench-scale results from treatment of municipal well water 
with PFA694E showed 100% removal of PFHxA, reducing concentrations below 1 part per 
trillion, as compared with less than 10% by a bituminous granular activated carbon sorbent 
(Purolite 2018).  Separately, bench-scale experiments tested the removal efficacy of PFHxA 
from synthetic and fluorochemical plant wastewater using five different commercially 
available Purolite resins; Purolite resin BA103 was found to have the highest 
PFHxA-adsorption capacity of the five tested resins, with removal rates ranging from 101-
320 mg/g/hour (Karnwadee 2015). 
Membrane Filtration 
Integral Consulting Inc. 
10 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
Two commercially available membrane filtration technologies, reverse osmosis and 
nanofiltration, have demonstrated effective removal of PFAS regardless of chain length 
(Dickenson 2016).  In each of these technologies, impacted water is forced via high pressure 
through a filter membrane with a high contact area, producing a high concentration 
rejectate while allowing the treated filtrate to pass through.  Dickenson and Higgins (2016) 
evaluated fifteen full-scale water treatment systems and concluded reverse osmosis was the 
most effective PFAS treatment method evaluated in the study: reverse osmosis systems at 
two California potable reuse treatment plants demonstrated removal of all PFAS analyzed, 
including PFHxA, to below reportable quantities (less than 0.50 ng/L for PFHxA) 
(Dickenson 2016).  Additionally, reverse osmosis techniques have been designed for 
household under-sink and residential well water PFAS treatment with removal rates 
greater than 90% for PFHxA (AWWA 2016).  
 
It is to be noted that though full-scale implementation of nanofiltration has not yet been 
demonstrated for PFAS removal, commercially available nanofiltration membrane systems 
could evolve to be just as effective as reverse osmosis (ITRC 2018). Nanofiltration was 
shown to reject PFHxA at greater than 95% removal rates in bench-scale testing of the Dow 
FILMTECTM NF270, NF200, and NF90 membranes (Steinle-Darling 2008) and field pilot-
scale testing of two NF270 membranes in series at a Swedish drinking water treatment 
plant (Lindegren 2015).    
 
2.  Water treatment technologies capable of complete destruction of PFHxA are in development and 
may eventually evolve to commercial full-scale applications. 
 
Current commercially available treatment technologies (e.g. ion exchange resin, membrane 
filtration) do not destroy PFAS but rather concentrate PFAS in the spent media, rejectate 
water, or regenerant solution. Ongoing research is being performed to develop advanced 
chemical oxidation techniques that are capable of complete PFAS destruction.  AECOM 
(2018) developed the DE-FLUOROTM electrochemical oxidation technology, a proprietary 
electrode capable of PFHxA destruction.  The manufacturer is currently identifying trial 
sites for the treatment of groundwater and commercialization of this technology is 
underway (AECOM 2018).  Heat-activated persulfate chemical oxidation has shown 
promise at the bench-scale for PFAS destruction in waters impacted by fire-fighting foams: 
at the start of the experiments PFHxA concentrations increased due to precursor 
degradation, but ultimately PFHxA further degraded and eventually mineralized (Bruton 
2017).  
3.  Combinations of remedial technologies into treatment trains show potential to be an efficient 
method for removal of a wide array of PFAS from water.  
 
The development of a treatment technology that can effectively treat the full suite of PFAS, 
including precursors, has been challenging given the varying physical and chemical 
characteristics within this class of compounds.  Available scientific and product literature 
Integral Consulting Inc. 
11 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
highlight the possibility of combining remedial technologies in treatment trains for the 
efficient removal of a wide array of PFAS compounds, including short-chain PFAS such as 
PFHxA, from impacted waters. 
 
Recent research has demonstrated the potential for electrochemical oxidation technologies 
to effectively treat highly-concentrated PFAS waste streams generated during remediation, 
such as the rejectate from membrane filtration or ion-exchange regenerant waste.  Bench-
scale testing for the electrochemical oxidation technology DE-FLUOROTM demonstrated a 
99.66% removal rate of PFHxA from ozone oxidation treatment effluent (AECOM 2018).  
Separately, Soriano et al. (2017) performed a series of bench-scale experiments to remove 
and degrade PFHxA from industrial process waters using a combination of nanofiltration 
and electrochemical oxidation.  Initial PFHxA concentrations ranged from 60 – 200 mg/L: 
under a range of operating pressures, the Dow FILMTECTM NF270 membrane rejected 
PFHxA at a rate of 96.6 – 99.4%.  The nanofiltration step concentrated PFHxA in the 
rejectate solution to 870 mg/L, which was then subjected to electrochemical degradation to 
reduce PFHxA by 98% (Soriano 2017).   
 
Some companies are specifically marketing their remedial technologies for use in treatment 
trains for comprehensive PFAS removal.  At an Australian demonstration treatment plant 
for a former fire-fighting training facility, Evocra verified the efficacy of its patented 
ozofractionation column technology combined with sorbent polishing steps (Evocra 2017).  
The ozofractionation columns were effective at removing PFOA and PFOS and precursors 
from influent wastewater, and subsequent polishing steps with engineered sorbent 
removed PFHxA and other residual PFAS.  The overall PFHxA removal rate in the 
combined ozofractionation and sorbent treatment train was 99.8%, reducing influent 
wastewater PFHxA from 5.16 µg/L to 0.0114 µg/L (Evocra 2017). 
 
4.  Given the lower toxicity of PFHxA as compared to long-chain PFAS, future PFHxA treatment 
goals based on toxicity data may be magnitudes higher (i.e., parts per billion (ppb)) than those 
currently in place for long-chain PFAS (i.e., ppt).  PFHxA standards and guidance values in the 
ppb range would be more practicable and achievable for emerging treatment technologies 
discussed in the sections above. 

 
Several countries and states within the United States have issued guidance values for 
PFHxA in water (ITRC 2017); however, these values largely mirror existing values for 
bioaccumulative long-chain PFAS compounds and do not necessarily reflect human-health 
or ecological risks specific to PFHxA exposure.  A review of available toxicity data provides 
insight as to potential future risk-based treatment goals for PFHxA.  As summarized above, 
ANSES determined a human-health threshold level for PFHxA that is four orders of 
magnitude higher (less stringent) than the PFOA toxicity value currently used by the 
USEPA.  When this toxicity value is applied to the standard USEPA drinking water health 
advisory calculation, the result is a drinking water health advisory of 2.2 mg/L (2.2 x106 
ppt), which is almost 32,000 times higher than the USEPA health advisory for PFOA of 70 
Integral Consulting Inc. 
12 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
ppt).  Should PFHxA toxicity data guide the development of future promulgated PFHxA 
drinking water treatment standards and groundwater remediation goals, it is expected that 
these values will be in the ppb range, rather than ppt.  PFHxA standards and guidance 
values in the ppb range are more practicable and achievable for the emerging treatment 
technologies discussed in the sections above.   
 
F.  CONCLUSIONS 
Based on the information summarized above, the following can be concluded based on the 
scientific evidence regarding potential exposure and toxicity from PFHxA in the 
environment: 
1.  The levels of PFHxA in the environment and in human serum are extremely low.  
2.  PFHxA does not exhibit a potential to bioaccumulate in fish, wildlife or humans, 
nor to biomagnify in the food chain. 
3.  PFHxA is not carcinogenic, mutagenic or toxic for reproduction, nor does it exhibit 
endocrine disrupting properties or any evidence of serious effects to human health 
or the environment.  
4.  Using the recently calculated toxicity value from the French agency, ANSES, and 
published estimated daily intake rates, the margin of safety for PFHxA from all 
routes of exposure to the most sensitive population is over 300,000.  
5.  Ion exchange resins and membrane filtration are two demonstrated full-scale water 
treatment technologies currently available for the removal of PFHxA. 
6.  Water treatment technologies capable of complete destruction of PFHxA are in 
development and may eventually evolve to commercial full-scale applications.  
7.  Combinations of remedial technologies into treatment trains show potential to be an 
efficient method for removal of both short and long-chain PFAS from water. 
The data do not support the listing of PFHxA as a substance of very high concern.   
 
 
Integral Consulting Inc. 
13 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
References 
AECOM, 2018.  AECOM’s promising new PFAS treatment technology DE-FLUOROTM shows 
complete destruction of PFAS.  April 2018.  Available from: https://www.aecom.com/content/wp-
content/uploads/2018/04/PFAS-Treatment-Technology-DE-FLUORO_INFO-SHEET.pdf 

ANSES 2017.  Development of oral-administered treatment for TRV by Perfluorohexanoic acid 
(PFHxA).  French Agency for Food, Environmental and Occupational Health & Safety (ANSES), 
Maisons-Alfort, France.  June.  
ATSDR.  2015.  Agency for Toxic Substances and Disease Registry. U.S. Department of Health and 
Human Services. Draft Toxicological Profile for Perfluoroalkyls. August. Available from: 
https://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/tp200.pdf.  
AWWA, 2016.  Perfluorinated compounds treatment and removal.  American Water Works 
Association (AWWA), Denver, Colorado, United States.  August 1, 2016.  Available from: 
https://www.awwa.org/Portals/0/.../AWWAPFCFactSheetTreatmentandRemoval.pdf 
 
Behr, A.C., Lichtenstein, D., Braeuning, A., Lampen, A. and Buhrke, T., 2018. Perfluoroalkylated 
substances (PFAS) affect neither estrogen and androgen receptor activity nor steroidogenesis in 
human cells in vitro. Toxicology letters291, pp.51-60. 
Bruton, T. A., and Sedlak, D. L., 2017. Treatment of aqueous film-forming foam by heat-activated 
persulfate under conditions representative of in situ chemical oxidation. Environmental Science & 
Technology, 51(23), pp. 13878–13885.   
Cariou, R., Veyrand, B., Yamada, A., Berrebi, A., Zalko, D., Durand, S., Pollono, C.,  Marchand, P., 
Leblanc, J.-C., Antignac, J.-P., LeBizec, B.  2015.  Perfluoroalkyl acid (PFAA) levels and profiles in 
breast milk, maternal and cord serum of French women and their newborns.  Environ.Int.84,71–81. 
Chengelis, C.P., Kirkpatrick, J.B., Radovsky, A. and Shinohara, M., 2009. A 90-day repeated dose oral 
(gavage) toxicity study of perfluorohexanoic acid (PFHxA) in rats (with functional observational 
battery and motor activity determinations). Reproductive Toxicology27(3-4), pp.342-351.  
Chengelis, C.P., Kirkpatrick, J.B., Myers, N.R., Shinohara, M., Stetson, P.L. and Sved, D.W., 2009. 
Comparison of the toxicokinetic behavior of perfluorohexanoic acid (PFHxA) and 
nonafluorobutane-1-sulfonic acid (PFBS) in cynomolgus monkeys and rats. Reproductive 
Toxicology, 27(3-4), pp.400-406. 
Conder, J.M., Hoke, R.A., Wolf, W.D., Russell, M.H. and Buck, R.C., 2008. Are PFCAs 
bioaccumulative? A critical review and comparison with regulatory criteria and persistent lipophilic 
compounds. Environmental science & technology, 42(4), pp.995-1003. 
Defence, 2018.  PFAS Investigation and Management Program, Australian Government Department 
of Defence (Defence). Available from:  
http://www.defence.gov.au/environment/pfas/Williamtown/Moorsdrainwtp.asp 
Integral Consulting Inc. 
14 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
Dickenson, E. R., and Higgins, C., 2016. Treatment and mitigation strategies for poly- and 
perfluoroalkyl substances.  Water Research Foundation report 4322.  Denver, CO, United States.  
Available from: https://www.waterrf.org/PublicReportLibrary/4322.pdf   
Dong, G.H., Tung, K.Y., Tsai, C.H., Liu, M.M., Wang, D., Liu, W., Jin, Y.H., Hsieh, W.S., Lee, Y.L. 
and Chen, P.C., 2013. Serum polyfluoroalkyl concentrations, asthma outcomes, and immunological 
markers in a case–control study of Taiwanese children. Environmental health perspectives121(4), 
p.507.  
ECT2, 2018a.  Ion exchange resin system removes PFAS at Royal Australian Air Force Base 
Williamstown.  Emerging Compounds Treatment Technologies (ECT2), Portland, Maine, United 
States.  Available from:   http://www.ect2.com/case-studies/water/id/39/ion-exchange-resin-system-
removes-pfas-at-royal-australian-air-force-base-williamtown  
 
ECT2, 2018b.  Ion exchange resin system addresses PFAS at Australian Army Aviation Centre 
Oakey.  Emerging Compounds Treatment Technologies (ECT2), Portland, Maine, United States.  
Available from:  http://www.ect2.com/case-studies/water/id/40/ion-exchange-resin-system-
addresses-pfas-at-australian-army-aviation-centre-oakey 
 
Eriksen, K.T., Raaschou-Nielsen, O., Sørensen, M., Roursgaard, M., Loft, S. and Møller, P., 2010. 
Genotoxic potential of the perfluorinated chemicals PFOA, PFOS, PFBS, PFNA and PFHxA in 
human HepG2 cells. Mutation Research/Genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis, 700(1), 
pp.39-43. 
Evocra, 2017.  OCRA use in decontamination of PFOS, PFOA and short chain precursor 
contaminated water.  March 10, 2017.  Available from: http://evocra.com.au/case-studies/pfas  
Frisbee, S.J., Brooks Jr, A.P., Maher, A., Flensborg, P., Arnold, S., Fletcher, T., Steenland, K., Shankar, 
A., Knox, S.S., Pollard, C. and Halverson, J.A., 2009. The C8 health project: design, methods, and 
participants. Environmental health perspectives117(12), p.1873. 
 
Fujii, Y., Niisoe, T., Harada, K.H., Uemoto, S., Ogura, Y., Takenaka, K. and Koizumi, A., 2015. 
Toxicokinetics of perfluoroalkyl carboxylic acids with different carbon chain lengths in mice and 
humans. Journal of occupational health57(1), pp.1-12. 
Gannon, S.A., Johnson, T., Nabb, D.L., Serex, T.L., Buck, R.C. and Loveless, S.E., 2011. Absorption, 
distribution, metabolism, and excretion of [1-14C]-perfluorohexanoate ([14C]-PFHx) in rats and 
mice. Toxicology283(1), pp.55-62. 
Gannon, S.A., Fasano, W.J., Mawn, M.P., Nabb, D.L., Buck, R.C., Buxton, L.W., Jepson, G.W. and 
Frame, S.R., 2016. Absorption, distribution, metabolism, excretion, and kinetics of 2, 3, 3, 3-
tetrafluoro-2-(heptafluoropropoxy) propanoic acid ammonium salt following a single dose in rat, 
mouse, and cynomolgus monkey. Toxicology340, pp.1-9. 
Guruge, K.S., Noguchi, M., Yoshioka, K., Yamazaki, E., Taniyasu, S., Yoshioka, M., Yamanaka, N., 
Ikezawa, M., Tanimura, N., Sato, M. and Yamashita, N., 2016. Microminipigs as a new experimental 
Integral Consulting Inc. 
15 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
animal model for toxicological studies: comparative pharmacokinetics of perfluoroalkyl acids. 
Journal of Applied Toxicology, 36(1), pp.68-75. 
Han, X.; Snow, T. A.; Kemper, R. A.; Jepson, G. W. Binding of perfluorooctanoic acid to rat and 
human plasma proteins. Chem. Res. Toxicol. 2003, 16, 775−781. 
Han, X., Nabb, D.L., Russell, M.H., Kennedy, G.L. and Rickard, R.W., 2011. Renal elimination of 
perfluorocarboxylates (PFCAs). Chemical research in toxicology25(1), pp.35-46. 
Health Canada 2013.  Second Report on Human Biomonitoring of Environmental Chemicals in 
Canada.  Results of the Canadian Health Meaures Survey Cycle 2 (2009 – 2011).  April.  Available: 
https://www.canada.ca/en/health-canada/services/environmental-workplace-health/reports-
publications/environmental-contaminants/second-report-human-biomonitoring-environmental-
chemicals-canada-health-canada-2013.html 

Hebert, P.C. and MacManus-Spencer, L.A., 2010. Development of a fluorescence model for the 
binding of medium-to long-chain perfluoroalkyl acids to human serum albumin through a 
mechanistic evaluation of spectroscopic evidence. Analytical chemistry82(15), pp.6463-6471. 
ITRC, 2018.  Remediation techniques and methods for per- and polyfluoroalkyl substances (PFAS).  
Interstate Technology Regulation Council (ITRC).  March 15, 2018.  Available from:  
https://pfas-1.itrcweb.org/wp-content/uploads/2018/03/pfas_fact_sheet_remediation_3_15_18.pdf   
ITRC, 2017.  Table 4-1 Standards and guidance values for PFAS in groundwater, drinking water, and 
surface water/effluent (wastewater).  Interstate Technology Regulation Council (ITRC), Updated 
November 2017.  Available from:  https://pfas-
1.itrcweb.org/tables/ITRCPFASFactSheetSect4TablesNovember17.xlsx 

Iwai H, Hoberman AM (2014) Oral (Gavage) Combined Developmental and Perinatal/Postnatal 
Reproduction Toxicity Study of Ammonium Salt of Perfluorinated Hexanoic Acid in Mice. Int J 
Toxicol. May; 33(3):219-237. 
Jian, J.M., Guo, Y., Zeng, L., Liang-Ying, L., Lu, X., Wang, F. and Zeng, E.Y., 2017. Global distribution 
of perfluorochemicals (PFCs) in potential human exposure source–a review. Environment 
international, 108, pp.51-62. 
Jones PD, Hu W, De Coen W, Newsted JL, Giesy JP. Binding of perfluorinated fatty acids to serum 
proteins. Envi-ron Toxicol Chem. 2003; 22: 2639-2649. 
Kang, H., Choi, K., Lee, H.S., Kim, D.H., Park, N.Y., Kim, S. and Kho, Y., 2016. Elevated levels of 
short carbon-chain PFCAs in breast milk among Korean women: Current status and potential 
challenges. Environmental research148, pp.351-359. 
Karnwadee, W., 2015. Development of effective removal procedures of perfluorohexanoic acid 
(PFHxA) from industrial wastewater by adsorption and regeneration.  University of Kyoto. 
December 18, 2015.  Available from:  https://repository.kulib.kyoto-
u.ac.jp/dspace/bitstream/2433/202753/2/gtikk00141.pdf 
 
Integral Consulting Inc. 
16 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
Klaunig, J.E., Shinohara, M., Iwai, H., Chengelis, C.P., Kirkpatrick, J.B., Wang, Z. and Bruner, R.H., 
2015. Evaluation of the chronic toxicity and carcinogenicity of perfluorohexanoic acid (PFHxA) in 
Sprague-Dawley rats. Toxicologic pathology43(2), pp.209-220. 
Lee, J.H., Lee, C.K., Suh, C.H., Kang, H.S., Hong, C.P. and Choi, S.N., 2017. Serum concentrations of 
per-and poly-fluoroalkyl substances and factors associated with exposure in the general adult 
population in South Korea. International journal of hygiene and environmental health, 220(6), 
pp.1046-1054. 
Lee, S., Kim, S., Park, J., Kim, H.J., Choi, G., Choi, S., Kim, S., Kim, S.Y., Kim, S., Choi, K. and Moon, 
H.B., 2018. Perfluoroalkyl substances (PFASs) in breast milk from Korea: Time-course trends, 
influencing factors, and infant exposure. Science of The Total Environment, 612, pp.286-292. 
Li, Y., Cheng, Y., Xie, Z. and Zeng, F., 2017. Perfluorinated alkyl substances in serum of the southern 
Chinese general population and potential impact on thyroid hormones. Scientific Reports7, p.43380.  
Lindegren, K., 2015.  Evaluation of the Removal Efficiency of Per- and Polyfluoroalkyl Substances in 
Drinking Water using Nanofiltration Membranes, Active Carbon and Anion Exchange.  Master's 
thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, 66 pp. 
Lorenzo, M., Farré, M., Blasco, C., Onghena, M., Picó, Y. and Barceló, D., 2016. Perfluoroalkyl 
substances in breast milk, infant formula and baby food from Valencian Community (Spain). 
Environmental Nanotechnology, Monitoring & Management6, pp.108-115. 
Loveless, S.E., Slezak, B., Serex, T., Lewis, J., Mukerji, P., O’Connor, J.C., Donner, E.M., Frame, S.R., 
Korzeniowski, S.H. and Buck, R.C., 2009. Toxicological evaluation of sodium perfluorohexanoate. 
Toxicology, 264(1-2), pp.32-44. 
Martin, J.W., Mabury, S.A., Solomon, K.R. and Muir, D.C., 2003a. Bioconcentration and tissue 
distribution of perfluorinated acids in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Environmental 
Toxicology and Chemistry, 22(1), pp.196-204. 
Martin, J.W., Mabury, S.A., Solomon, K.R. and Muir, D.C., 2003b. Dietary accumulation of 
perfluorinated acids in juvenile rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Environmental Toxicology 
and Chemistry, 22(1), pp.189-195. 
Ministry of the Environment, Japan 2016.  The Exposure to Chemical Compounds in the Japanese 
People – Survey of the Exposure to Chemical Compounds in Human.  Environmental Risk 
Assessment Office, Environmental Health Department, Ministry of the Environment, Japan.  
Available: http://www.env.go.jp/chemi/dioxin/pamph/cd/2016en_full.pdf 
New Zealand Ministry of Health 2013. Concentrations of Selected Persistent Organic Pollutants 
(POPs) in the Serum of New Zealanders, Technical Report No. 34 A report for the Ministry of 
Health, Wellington, Centre for Public Health Research (CPHR), Massey University, Wellington.  
Available: http://publichealth.massey.ac.nz/assets/ProjectsPDF/Concentrations-of-Selected-POPs-4-
October-2013-FINAL.pdf 

NICNAS.  2017.  Australian Government, Department of Health, National Industrial Chemicals 
Notification and Assessment Scheme (NICNAS). Environment Tier II Assessment for Short-Chain 
Integral Consulting Inc. 
17 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
Perfluorocarboxylic Acids and their Direct Precursors, Last update April 19, 2017.  Available at: 
https://www.nicnas.gov.au/chemical-information/imap-assessments/imap-assessments/tier-ii-
environment-assessments/short-chain-perfluorocarboxylic-acids-and-their-direct-
precursors#PhysicalandChemicalProperties.
 
Nilsson, H., Kärrman, A., Westberg, H., Rotander, A., Van Bavel, B. and Lindström, G., 2010. A time 
trend study of significantly elevated perfluorocarboxylate levels in humans after using fluorinated 
ski wax. Environmental science & technology44(6), pp.2150-2155. 
Nilsson, H., Kärrman, A., Rotander, A., van Bavel, B., Lindström, G. and Westberg, H., 2013. 
Biotransformation of fluorotelomer compound to perfluorocarboxylates in humans. Environment 
international
51, pp.8-12. 
NTP 2018, National Toxicology Program, U.S. Dept of Health and Human Services, Testing Status of 
perfluorohexanoic acid (PFHxA) M040048, accessed February 2018. 
https://ntp.niehs.nih.gov/testing/status/agents/ts-m040048.html 
Olsen, G.W., Mair, D.C., Lange, C.C., Harrington, L.M., Church, T.R., Goldberg, C.L., Herron, R.M., 
Hanna, H., Nobiletti, J.B., Rios, J.A. and Reagen, W.K., 2017. Per-and polyfluoroalkyl substances 
(PFAS) in American Red Cross adult blood donors, 2000–2015. Environmental research, 157, pp.87-
95. 
Poothong, S., Lundanes, E., Thomsen, C. and Haug, L.S., 2017. High throughput online solid phase 
extraction-ultra high performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry method for 
polyfluoroalkyl phosphate esters, perfluoroalkyl phosphonates, and other perfluoroalkyl substances 
in human serum, plasma, and whole blood. Analytica chimica acta957, pp.10-19. 
 
Purolite, 2018.  Take command of short- and long-chain PFASs in drinking water.  Purolite, March 
2018.  Available from: https://www.purolite.com/blog/removing-pfas-with-ion-exchange-resins  
Russell, M.H., Nilsson, H. and Buck, R.C., 2013. Elimination kinetics of perfluorohexanoic acid in 
humans and comparison with mouse, rat and monkey. Chemosphere93(10), pp.2419-2425. 
Scheringer, M., Trier, X., Cousins, I.T., de Voogt, P., Fletcher, T., Wang, Z. and Webster, T.F., 2014. 
Helsingør Statement on poly-and perfluorinated alkyl substances (PFASs). Chemosphere114, pp.337-
339. 
Sheng, N., Li, J., Liu, H., Zhang, A. and Dai, J., 2016. Interaction of perfluoroalkyl acids with human 
liver fatty acid-binding protein. Archives of toxicology90(1), pp.217-227. 
Soriano, A., Gorri, D., and Urtiaga, A., 2017. Efficient treatment of perfluorohexanoic acid by 
nanofiltation followed by electrochemical degradation of the NF concentrate.  Water Research, 112, 
pp. 147-156. 
Steinle-Darling, E., and Reinhard, M., 2008.  Nanofiltration for trace organic contaminant removal: 
structure, solution, and membrane fouling effects on the rejection of perfluorochemicals. 
Environmental Science and Technology, 42(14), pp. 5292-5297. 
Integral Consulting Inc. 
18 
 
 
 

PFHxA SVHC Evaluation 
May 15, 2018 
 
 
USEPA. 2016.  Drinking Water Health Advisories for PFOA and PFOS. U.S. Environmental 
Protection Agency, Office of Water. Washington, D.C., Available from: 
https://www.epa.gov/ground-water-and-drinking-water/drinking-water-health-advisories-pfoa-
and-pfos. 
 
USEPA Tox21.  Access via U.S. Environmental Protection Agency Chemistry Dashboard. 
https://comptox.epa.gov/dashboard  Accessed February 2018. 
Yang, C.H., Glover, K.P. and Han, X., 2010. Characterization of cellular uptake of perfluorooctanoate 
via organic anion-transporting polypeptide 1A2, organic anion transporter 4, and urate transporter 1 
for their potential roles in mediating human renal reabsorption of perfluorocarboxylates. 
Toxicological Sciences117(2), pp.294-302. 
Zhang, X.; Chen, L.; Fei, X. C.; Ma, Y. S.; Gao, H. W., Binding of PFOS to serum albumin and DNA: 
insight into the molecular toxicity of perfluorochemicals. BMC Mol. Biol. 2009, 10. 
 
 
 
Integral Consulting Inc. 
19