Acide perfluorooctanoïque

Polymères chargés/non chargés

Polymères cationiques, anioniques, non ioniques, et amphotères (y compris les amino-esters quaternaires)

Les polymères cationiques solubles dans l’eau sont utilisés comme coagulants et ou floculants dans des procédés qui incluent la clarification de l’eau potable, la déshydratation des boues, la fabrication du papier, l’exploitation minière et comme résines de revêtement. Les polymères chargés solubles dans l’eau sont classés en fonction de leur potentiel de charge : cationiques, anioniques, non ioniques et amphotères. Les polymères cationiques contiennent une densité de charge positive. De nombreux polymères contiennent des atomes d’azote tertiaires ou quaternaires qui confèrent une charge positive nette au polymère. Les polymères anioniques sont chargés négativement. Les polymères non ioniques ne sont pas chargés car ils ne contiennent pas de fraction ionisable. Les polymères amphotères sont zwitterioniques par nature et possèdent à la fois des groupes fonctionnels cationiques et anioniques. L’expression de la charge dans les polymères amphotères est fonction du pH du milieu de séjour. En plus de la toxicité mécaniste ou non spécifique qui peut être évidente chez les poissons, les invertébrés et les algues, les polymères cationiques peuvent exercer des effets toxiques par le biais d’interactions physiques avec la surface des branchies des poissons, chargée négativement. Une réduction du transfert d’oxygène s’ensuit avec les effets néfastes associés.

Les effets de la chimie des polymères cationiques, de la densité de charge et du poids moléculaire ont été évalués lors d’une exposition aiguë et chronique à la truite arc-en-ciel (S. gairdneri, O. mykiss). Les polymères cationiques qui ont été évalués se composaient de deux classes principales. La première classe, les copolymères épichlorhydrine/diméthylamine portent un azote quaternaire sur le squelette du polymère. Le deuxième type de copolymère cationique était les copolymères acrylamide/acrylate qui portent un azote quaternaire sur la chaîne latérale ester du polymère. Les polyamines évaluées avaient un poids moléculaire compris entre 10 et 200-250 kDa). La densité de charge des copolymères acrylamide/ester acrylique variait de 10 à 39 %. Les études aiguës ont été menées dans des conditions de non-renouvellement statique et également dans des conditions de flow-through. Les études chroniques ont été menées dans des conditions d’exposition en flow-through. Pour les études aiguës de non-renouvellement, les valeurs de CL50 étaient très variées. Les valeurs de CL50 aiguës des études de non-renouvellement étaient de 592, 271, 779 et 661 μg l- 1 pour les trois polyamines et un acrylamide, respectivement. Les polyamines, c’est-à-dire les polymères dont l’azote quaternaire se trouve sur le squelette du polymère, se sont révélées en général plus toxiques que les polymères à base d’acrylamide (azote quaternaire sur la chaîne latérale ester du polymère). Dans des conditions d’écoulement, la toxicité semble augmenter par rapport aux études de non-renouvellement. Les valeurs de CL50 aiguës issues des études dynamiques étaient égales à 42,6, 96, 156 et 384 μg l- 1 pour les trois polyamines et un acrylamide, respectivement. Les RCA de la CL50 des études dynamiques en écoulement et chroniques étaient faibles pour les polyamines et le polyacrylamide testés, ce qui indique que les valeurs de la CL50 de toxicité chronique n’étaient pas différentes des valeurs aiguës. Les faibles RCA indiquent donc que la toxicité résultante était une fonction d’effets aigus rapides plutôt que d’effets cumulatifs à long terme. Une tendance suggérant une diminution de la toxicité avec l’augmentation du poids moléculaire a été notée.

En ce qui concerne les effets sublétaux, la polyamine évaluée pour la toxicité chronique n’a pas induit d’effets indésirables sur les paramètres de croissance. En fait, les deux polyamines ont induit des augmentations des paramètres de croissance liées à la concentration. Pour l’acrylamide testé, une diminution significative du poids corporel des truites survivantes a été notée. On peut conclure de ces études que la charge cationique et la masse physique du polymère étaient les facteurs déterminants de la toxicité observée dans le système de non-renouvellement. Les conditions d’écoulement ont augmenté la toxicité des polymères par rapport aux conditions statiques. Le poids moléculaire des polymères et leur toxicité étaient inversement proportionnels. Dans les systèmes à écoulement, les polyamines cationiques sont apparues plus toxiques que les polyacrylamides cationiques.

La toxicité aiguë d’un certain nombre de polymères cationiques a été évaluée chez D. magna, le vairon à grosse tête (P. promelas), les gammares (Gammarus pseudolimnaeus) et les moucherons (Paratanytarsus parthenogeneticus) en utilisant des méthodes de test in vitro. De plus, un test en microcosme employant des espèces de poissons ou d’invertébrés et dix espèces d’algues a été réalisé. Des études de toxicité aiguë ont été menées avec D. magna et le vairon à tête plate à des concentrations de polyélectrolytes de 100 mg l- 1. Si la concentration d’essai de 100 mg l- 1 s’avérait toxique pour l’un ou l’autre ou les deux organismes d’essai, l’électrolyte était alors testé sur le gammaridé le moins sensible. Certains des électrolytes ont été testés sur les moucherons. Les valeurs de la CL50 pour quatre des polycations étaient supérieures à 100 mg l- 1 pour D. magna et/ou le vairon à grosse tête. Pour les 11 polymères cationiques restants, les valeurs de la CL50 variaient de 0,09 à 70,7 mg l- 1 pour D. magna et de 0,88 à 9,47 mg l- 1 pour le vairon à grosse tête. Selon les critères TSCA de l’USEPA, la toxicité aiguë de ces polycations va d’une préoccupation faible (LC50 > 100 mg l- 1) pour plusieurs à une préoccupation modérée à élevée (LC50 < 100 mg l- 1 à LC50 < 1,0 mg l- 1). Les valeurs de la CL50 de Paratanytarsus parthenogeneticus étaient inférieures à 100 mg l- 1 pour trois des huit polymères cationiques testés (< 6,25 à 50 mg l- 1). Les CL50 pour les gammares étaient de 8,1 à 33,4 mg l- 1 pour sept des 13 polymères testés.

Dans les études en microcosme, la croissance des algues a été retardée à la concentration de cation la plus élevée. Il n’était cependant pas évident que les polymères induisent des effets toxiques directs sur les algues et le retard de croissance cellulaire a été attribué de manière spéculative à des interactions physiques potentielles des cellules d’algues et des polymères. Les altérations de la composition des espèces dans le microcosme ont été attribuées aux polyélectrolytes mais l’activité de broutage n’a pas été exclue comme raison des altérations de la diversité des espèces dans les microcosmes traités.

La toxicité aiguë de plusieurs polyélectrolytes pour la truite arc-en-ciel (O. mykiss), le touladi (Salvelinus namaycush), un mysidacé (Mysis relicta), un copépode (Limnocalanus macrurus) et un cladocère (D. magna) dans les eaux du lac Supérieur a été évaluée. De plus, une étude du cycle de vie de 21 jours chez D. magna a été entreprise pour examiner les effets des polymères polycationiques sur la reproduction chez cette espèce d’invertébré. Les polyélectrolytes cationiques testés étaient Superfloc 330 (Calgon Corp.), Calgon M-500, Gendriv 162 (General Mills Chemicals), Magnifloc 570C (Calgon Corp.) et Magnifloc 521C. Dans des conditions statiques, les valeurs de la CL50 à 96 h pour la truite arc-en-ciel variaient de 2,12 mg l- 1 pour Superfloc 330 à 218 mg l- 1 pour Gendriv 162. La caractérisation de la toxicité est de faible à modérée selon les critères TSCA de l’USEPA. Pour le touladi, la valeur de la CL50 96 h pour Superfloc 33 était de 2,85 mg l- 1 et pour Calgon M-500, de 5,70 mg l- 1. Ces données indiquent une toxicité modérée pour cette espèce de poisson. Pour D. magna, la CL50 à 48 h variait de 0,34 à 345 mg l- 1, une large gamme, avec des caractéristiques de toxicité selon TSCA de faible à forte préoccupation. Dans une étude du cycle de vie de 21 jours de D. magna, Superfloc 330 et Calgon M-500 ont altéré la reproduction des invertébrés à des concentrations plus faibles, c’est-à-dire 0,10 et 1,0 mg l- 1, respectivement, que celles permettant la survie, c’est-à-dire 1,10 et 2,85 mg l- 1. Ces données indiquent une certaine variation de la réponse, probablement une conséquence de la densité de charge. En outre, les données indiquent également qu’au moins pour plusieurs cations polyélectrolytes, la toxicité associée chez les organismes aquatiques peut être substantielle.

Des études ont montré que l’atténuation de la toxicité des polymères cationiques peut être facilitée via l’introduction de polymères anioniques et/ou de matières organiques ajoutées comme aliments aux espèces exposées. Plus précisément, la toxicité des polymères cationiques a été réduite par l’ajout d’acide humique. Il a été démontré que l’ajout d’acide humique à des cultures de truites arc-en-ciel réduisait la toxicité des polymères cationiques jusqu’à 75 fois selon la concentration de l’acide humique dans les cultures. En résumé, ces données indiquent que l’ajout de substances organiques à des cultures contenant des polymères polycationiques réduit la toxicité. L’implication pratique de ceci est que, tandis que les études de toxicité standard menées sans l’ajout de matières organiques telles que l’acide humique permettent de comparer la toxicité entre les matériaux d’essai, l’ajout de matières organiques permet d’évaluer la toxicité dans des conditions plus plausibles et pertinentes pour l’environnement.

Le mécanisme de toxicité des polymères dans les cultures d’algues a été supposé être une fonction de la séquestration des métaux traces des nutriments. Cette hypothèse a été testée en utilisant des fractions accommodées à l’eau (WAFs) de mélanges aqueux de trois additifs lubrifiants multicomposants. Les WAFs ont été utilisées en raison de la nature insoluble d’une partie des additifs lubrifiants. Les données de toxicité obtenues pour S. capricornutum ont généralement indiqué que les WAFs étaient très toxiques, présentant des concentrations de charge efficaces médianes (EL50) basées sur des augmentations de densité cellulaire ou des taux de croissance de moins de 1 mg l- 1. Par contre, pour O. mykiss et D. magna, les valeurs EL50 résultantes étaient supérieures à 1000 mg l- 1. En outre, des tests visant à déterminer si les WAFs lubrifiants étaient algistatiques (la concentration qui inhibe la croissance des algues sans réduire les niveaux de cellules) ou algicides ont été inclus. Les résultats de ces études ont indiqué que la toxicité des algues était indirecte, résultant de la séquestration de micronutriments essentiels. Les enrichissements du WAF sous forme de fer ou d’acide éthylènediamine-tétraacétique disodique (EDTA) allant de 200% à 1000% de la concentration standard du milieu algal ont atténué toute toxicité observée dans les cultures non amendées. Les cultures d’algues retirées du milieu contenant du WAF et remises en suspension dans un milieu de culture frais ont repris leur croissance exponentielle. On peut tirer plusieurs conclusions de ces études : (1) la séquestration des micronutriments par les matériaux polymères chargés conférera probablement une toxicité significative aux organismes exposés, les algues étant particulièrement sensibles aux réductions de croissance en phase logarithmique dues à l’appauvrissement en nutriments essentiels ; et (2) l’essai des matériaux à l’aide de protocoles d’essai standard peut surestimer la toxicité car la corrélation entre l’apport limité en nutriments dans les milieux standard et celui des eaux dynamiques naturelles est faible.

Une étude de cas d’évaluation des risques environnementaux a été réalisée pour un composé d’ammonium quaternaire monoalkyle C12-C18 (MAQ). Le MAQ est un tensioactif cationique qui fonctionne en combinaison avec d’autres composants de détergents à lessive. L’étude de cas présente des informations sur les propriétés physiques et chimiques du matériau testé, les concentrations prévues dans l’environnement et le devenir dans l’environnement. De plus, les données sur les effets environnementaux ont été discutées pour le MAQ. Les valeurs de la CE50 à 96 h pour les algues vertes et bleues et les diatomées variaient de 0,12 à 0,86 mg l- 1 MAQ. Les concentrations d’algues variaient de 0,47 à 0,97 mg l- 1. Les valeurs de la CE50 de 48 h pour les daphnies étaient en moyenne de 0,06 mg l- 1 pour cinq essais dans l’eau de laboratoire. La CSEO et la CMEO chroniques dans une étude du cycle de vie de 21 jours de D. magna étaient égales à 0,01-0,04 mg l- 1. Les valeurs de la CE50 pour les invertébrés marins, les mysidacés et les crevettes roses étaient respectivement de 1,3 et 1,8 mg l- 1. La CL50 à 96 h pour quatre espèces de poissons d’eau douce était fonction de la longueur de la chaîne. Les valeurs de la CL50 étaient égales à 2,8-31,3 mg l- 1 pour les MAQ avec des longueurs de chaîne de C12-C14 et 0,10-0,24 mg l- 1 pour les MAQ avec des longueurs de chaîne allant de C15 à C18. La CSEO et la CMEO chroniques mesurées sur 28 jours dans les études sur le stade précoce de la vie de la tête-de-boule étaient égales à 0,46-1,0 mg l- 1 pour les MAQ C12 et à 0,01-0,02 mg l- 1 pour les MAQ C16-C18. Il est clair que ces matériaux présentent une toxicité importante d’après les études de laboratoire. Comme ces matières sont susceptibles d’être traitées dans les STEP, on a évalué leur toxicité pour les microorganismes des boues activées. La concentration de MAQ nécessaire pour provoquer une réduction de 50 % de l’activité hétérotrophe était d’environ 39 mg l- 1.

Des tests de toxicité aiguë et chronique ont été réalisés avec des MAQ dans les eaux de rivières et de lacs. Le raisonnement était d’évaluer les effets des matières organiques dissoutes contenues avec les eaux naturelles en termes de biodisponibilité du polymère. Les valeurs de la CL50 aiguë et de la CMEO chronique étaient en moyenne trois fois plus élevées dans les eaux de surface naturelles pour les daphnies, l’espèce la plus sensible. Les valeurs de la CL50 étaient comprises entre 0,1 et 0,5 mg l- 1 MAQ dans sept tests d’eau de rivière et de lac (la CL50 dans l’eau de laboratoire était en moyenne de 0,06 mg l- 1). Les valeurs de la CSEO et de la CMEO chroniques mesurées dans quatre essais différents sur des eaux de surface variaient de 0,05 à 0,10 mg l- 1 MAQ (la CSEO et la CMEO dans l’eau de laboratoire variaient de 0,01 à 0,04 mg l- 1). Les résultats de deux essais de toxicité aiguë dans l’eau de rivière avec des ménés bleus et des têtes-de-boule étaient comparables à ceux des études en laboratoire ; les valeurs de la CL50 étaient égales à 6,0 mg l- 1 dans l’eau de rivière contre 2,8 à 31,0 pour la MAQ de même longueur de chaîne dans l’eau de laboratoire.

Des études en microcosme ont également été menées où des populations répétées de D. magna, de moucherons chironomes et de périphyton de rivière colonisé ont été exposées à des concentrations de MAQ en C12 qui devaient être létales pour D. magna. Les microcosmes étaient des systèmes à écoulement libre avec de l’eau de rivière naturelle et des sédiments propres. Les organismes ont été exposés jusqu’à 4 mois, assurant l’exposition de plusieurs générations. D’après les résultats de l’étude, il n’y a pas eu d’effets significatifs sur la densité ou la biomasse de D. magna à des concentrations de MAQ C12 allant jusqu’à 0,110 mg l- 1. Le premier effet est apparu à 0,180 mg l- 1 dans les populations qui ont été initialement exposées à cette concentration d’essai. Les populations acclimatées à des concentrations plus faibles et exposées ensuite à 0,180 mg l- 1 n’ont pas été affectées. Des réductions significatives sont apparues à 0,310 mg l- 1, tant chez les populations pré-exposées que chez les populations élevées dans des conditions témoins. Les résultats ont été attribués à des changements compensatoires dans la dynamique des populations d’invertébrés où la perte d’individus sensibles a été compensée par des augmentations de la capacité de reproduction des populations tolérantes après des expositions multigénérationnelles.

Enfin, des études de terrain ont été menées dans des rivières et des lacs en bonne condition biologique et recevant des quantités quantifiables d’effluents de STEP. Les paramètres structurels et fonctionnels du phytoplancton et du zooplancton naturels ont été évalués ainsi que les taux de biodégradation. Les valeurs CE50 dérivées en laboratoire pour les algues vertes et bleues et les diatomées étaient environ 12 à 23 fois inférieures à la concentration in situ qui affectait l’activité photosynthétique ou la structure de la communauté. La biodégradation par les communautés microbiennes pré-exposées était rapide et reflétait la biodégradation des matières organiques naturelles. Les poissons, les macroinvertébrés et le périphyton indigènes étaient beaucoup moins sensibles aux QMA que l’espèce de laboratoire la plus sensible, D. magna. Dans un cours d’eau dominé par les effluents, aucun effet négatif significatif n’a été noté pour aucune des communautés indigènes exposées à une concentration de 0,27 mg l- 1 MAQ, soit plus de deux fois celle de la CE50 aiguë pour les daphnies basée sur des études de laboratoire.

Les alevins de truite de lac, Salvelinus namaycush, ont été exposés dans des expériences de laboratoire à deux polymères de traitement des eaux usées, l’un anionique (MagnaFloc 156) et l’autre cationique (MagnaFloc 368 ; Ciba Specialty Chemical) pour déterminer si ces produits chimiques utilisés dans les opérations minières étaient toxiques pour les poissons exposés. Les polymères sont ajoutés aux eaux usées pour faciliter la décantation et l’élimination des particules en suspension. Les polymères cationiques fonctionnent principalement comme coagulants et s’adsorbent à la surface des particules chargées négativement, neutralisant ainsi les charges électrostatiques de surface. Les polymères anioniques fonctionnent principalement comme des floculants en liant les particules en suspension en agrégats de poids moléculaire plus élevé qui se déposent plus facilement de la solution. Les résultats ont indiqué que le polymère cationique MagnaFloc 368 était nettement plus toxique pour les alevins de truite de lac que le polymère anionique MagnaFloc 156. MagnaFloc 368 avait une CL50 sur 96 heures de 2,08 mg l- 1 alors que la CL50 de MagnaFloc 156 n’a pas pu être déterminée. A la plus forte concentration testée de MagnaFloc 156, 600 mg l- 1, une mortalité de 5% a été observée.

La toxicité observée chez ces alevins a été attribuée à la densité de charge. Plus la charge électrostatique du polymère est forte, plus sa toxicité est importante. Les polymères de moindre poids moléculaire sont aussi généralement plus toxiques. Le mécanisme de toxicité est supposé être que les polymères chargés sont attirés et interagissent avec les surfaces branchiales chargées négativement des poissons exposés. L’effet toxique des polymères cationiques chez les poissons est cohérent avec l’hypoxie et est mis en évidence par l’histopathologie associée, notamment une vascularisation accrue, une augmentation de l’épaisseur des lamelles par prolifération cellulaire et une diminution de la hauteur des lamelles. Les résultats histopathologiques confirment le mécanisme physiologique de l’altération de l’efficacité respiratoire et de la régulation ionique au niveau de la membrane branchiale. En ce qui concerne les polymères anioniques, on suppose que ces matériaux séquestrent des nutriments importants dans le milieu, tels que les métaux traces magnésium et/ou fer. Alternativement, les matériaux anioniques pourraient également influencer la régulation ionique au niveau de la membrane branchiale.

Fluoropolymères

L’acide perfluorooctane sulfonique (PFOS) et l’acide perfluorooctanoïque (PFOA) ont été identifiés comme des contaminants environnementaux omniprésents. Ces matières ne sont pas des produits naturels et sont d’origine purement anthropique. Les acides perfluorés (PFA) en général sont une classe de matériaux fluorés anioniques caractérisés par une chaîne perfluoroalkyle et un groupe solubilisant sulfonate ou carboxylate. La chaîne perfluoroalkyle est communément appelée télomère ou synonyme de fluorotélomère. Les composés perfluorés sont utilisés comme matériaux précurseurs dans la synthèse de polymères fluorés de très haut poids moléculaire. Les responsabilités environnementales des polymères à haut poids moléculaire sont limitées en raison de leur taille, c’est-à-dire des exclusions de taille moléculaire et de leur récalcitrance générale à la dégradation. Toute responsabilité environnementale potentielle est une conséquence des télomères résiduels dans les produits finis formulés et de toute dégradation des polymères à haut poids moléculaire. Ce qui suit traite de la toxicité environnementale des télomères.

En plus de l’évaluation de la toxicité aiguë et chronique chez les organismes aquatiques, des études ont été menées pour évaluer les effets du SPFO sur le système endocrinien en ce qui concerne la stéroïdogenèse, l’expression des gènes liés au système endocrinien, les effets sur l’axe pituitaire-hypothalamique-thyroïdien et les paramètres de reproduction. Il a été démontré que le SPFO affecte le système endocrinien et les paramètres de reproduction aux concentrations évaluées. De plus, lors d’expositions de poissons zèbres, les rapports sexuels ont été modifiés, le développement des gonades mâles a été altéré et les embryons F1 issus de femelles exposées à long terme à une forte dose (250 μg l- 1) ont développé de graves déformations aux premiers stades du développement et ont entraîné une mortalité larvaire de 100 % à 7 jours après la fécondation. Il convient toutefois de noter que, dans certains cas, les concentrations d’exposition au SPFO de l’étude étaient nettement supérieures à celles trouvées dans les échantillons de terrain et que les implications de ces résultats en termes d’évaluation des risques sont donc considérées comme incertaines.

Pour l’APFO, la majorité des études d’écotoxicité aquatique ont été menées avec le sel d’ammonium (APFO) de l’acide préfluorooctanoïque. Dans des conditions environnementales pertinentes dans les compartiments environnementaux aqueux, l’APFO existera sous la forme du composant entièrement ionisé (COO-). Étant donné que l’une des voies probables d’émission des fluoropolymères sera les effluents des stations d’épuration des eaux usées, la toxicité de l’APFO pour les bactéries a été évaluée. Les valeurs EC50 de 30 min et 3 h pour les études d’inhibition respiratoire des boues variaient de >> 3300 mg l- 1. Pour les algues, les valeurs les plus faibles de la CE50 et de la CSEO 96 h rapportées pour les essais sur les algues utilisant Pseudokirchneriella subcapitata étaient respectivement de 49 et 12,5 mg l- 1. Dans l’ensemble, les valeurs de la CE50 à 96 h (basées sur le taux de croissance, la densité cellulaire, le nombre de cellules et les poids secs) variaient de 49 à > 3330 mg l- 1. Les valeurs de la CSEO variaient de 12,5 à 430 mg l- 1. Selon les critères TSCA de l’USEPA, l’APFO serait caractérisé comme étant peu préoccupant pour les espèces d’algues. Les valeurs de la CE50 48 h pour les daphnies (basées sur l’immobilisation) variaient de 126 à > 1200 mg l- 1. La CSEO de 10 jours pour le Chironomus tentans, qui vit dans les sédiments, s’est révélée être > 100 mg l- 1. En outre, dans les études en laboratoire, aucun effet sur C. tentans n’a été mis en évidence après des expositions de 10 jours à l’APFO à des concentrations allant jusqu’à 100 mg l- 1. Compte tenu de ces paramètres de toxicité, l’APDFO serait caractérisé, selon les critères du TSCA de l’USEPA, comme étant peu préoccupant pour les espèces aquatiques invertébrées. En ce qui concerne les espèces de poissons vertébrés, les valeurs mesurées de la CL50 sur 96 h variaient de 280 à 2470 mg l- 1. Sur la base des valeurs LC50 pour les poissons, l’APFO serait caractérisé comme peu préoccupant selon les critères TSCA de l’USEPA.

Les données disponibles sur la toxicité chronique comprennent des valeurs de CE50 pour les algues de 14 jours de 43 et 73 mg l- 1 (en plus des valeurs de CSEO de 96 h), des CSEO pour la reproduction des daphnies de 21 jours allant de 20 à 22 mg l- 1, des CMEO pour la communauté mixte de zooplancton de 35 jours provenant d’études en microcosme d’eau douce allant de 10 à 70 mg l- 1 et des CSEO chroniques pour les poissons allant de 0.3 mg l- 1 pour les niveaux d’hormones stéroïdiennes chez les poissons mâles mesurés dans des études de microcosmes de 39 jours à 40 mg l- 1 sur la base de la survie et de la croissance d’une étude de 85 jours sur la truite arc-en-ciel au stade précoce de sa vie. Les réductions des niveaux d’hormones stéroïdes chez les poissons n’ont été accompagnées que d’augmentations limitées du délai de la première ponte et de diminutions limitées de la production globale d’œufs. Ainsi, les fluctuations hormonales induites par les expositions chroniques à l’APFO ont des conséquences limitées et à moyen terme sur la capacité de reproduction des poissons. Il existe cependant une certaine incertitude quant aux conséquences à plus long terme des expositions à l’APFO et à la capacité de reproduction des populations exposées. Selon les critères TSCA de l’USEPA, l’APFO serait caractérisé comme étant faiblement préoccupant pour les algues et faiblement à modérément préoccupant pour les invertébrés et les poissons. D’après les données disponibles, l’écotoxicité de l’APFO est considérée comme faible pour les organismes aquatiques. Il convient toutefois de noter que la littérature concernant les polymères fluorés se développe rapidement. Une revue complète et un résumé de la littérature sur les fluoropolymères dépasse largement le cadre de ce chapitre. Nous conseillons au lecteur de consulter la littérature spécifique actuelle pour son cas spécifique et la revue fournie pour une lecture plus approfondie.