Acido Perfluoroottanoico

Polimeri carichi/non carichi

Polimeri Cationici, Anionici, Nonionici, e anfoterici (inclusi gli aminoesteri trimestrali)

I polimeri cationici solubili in acqua sono usati come coagulanti e o flocculanti in processi che includono la chiarificazione dell’acqua potabile, la disidratazione dei fanghi, la produzione di carta, l’estrazione mineraria e come resine di rivestimento. I polimeri carichi solubili in acqua sono classificati secondo il loro potenziale di carica come cationici, anionici, non ionici e anfoteri. I polimeri cationici contengono una densità di carica positiva. Molti polimeri contengono nitrogeni terziari o quaternari che forniscono una carica positiva netta al polimero. I polimeri anionici sono caricati negativamente. I polimeri non ionici non sono carichi perché non contengono una parte ionizzabile. I polimeri anfoterici sono zwitterionici in natura, avendo sia gruppi funzionali cationici che anionici. L’espressione della carica nei polimeri anfoteri è una funzione del pH dei mezzi residenti. Oltre alla tossicità meccanicistica o aspecifica che può essere evidente nei pesci, negli invertebrati e nelle alghe, i polimeri cationici possono esercitare effetti tossici attraverso interazioni fisiche con la superficie branchiale dei pesci, caricata negativamente. Gli effetti della chimica dei polimeri cationici, della densità di carica e del peso molecolare sono stati valutati nell’esposizione acuta e cronica alla trota iridea (S. gairdneri, O. mykiss). I polimeri cationici che sono stati valutati consistevano in due classi principali. La prima classe, i copolimeri epicloridrina/dimetilammina portano un azoto quaternario sulla spina dorsale del polimero. Il secondo tipo di copolimero cationico era il copolimero acrilamide/acrilato che porta un azoto quaternario sulla catena laterale estera del polimero. Le poliammine valutate variavano in peso molecolare da 10 a 200-250 kDa). I copolimeri di estere acrilico/acrilato variavano in densità di carica dal 10% al 39%. Gli studi acuti sono stati condotti in condizioni di non rinnovamento statico e anche in condizioni di flow-through. Gli studi cronici sono stati condotti tramite esposizioni flow-through. Per gli studi acuti di non rinnovamento, i valori LC50 erano molto variabili. I valori LC50 acuti degli studi di non rinnovamento erano pari a 592, 271, 779 e 661 μg l- 1 per le tre poliammine e un’acrilammide, rispettivamente. Le poliammine, cioè i polimeri con l’azoto quaternario sulla spina dorsale del polimero, sembravano essere in generale più acutamente tossiche dei polimeri a base di acrilammide (azoto quaternario sulla catena laterale estere del polimero). In condizioni di flusso, la tossicità sembrava aumentare rispetto agli studi di non rinnovamento. I valori LC50 acuti degli studi dinamici erano pari a 42,6, 96, 156 e 384 μg l- 1 per le tre poliammine e un’acrilammide, rispettivamente. Gli ACR LC50 per gli studi dinamici flow-through e cronici erano bassi sia per le poliammine che per la poliacrilammide testate, indicando che i valori LC50 di tossicità cronica non erano diversi dai valori acuti. I bassi ACR indicano quindi che la tossicità risultante era una funzione di effetti acuti rapidi piuttosto che di effetti cumulativi a lungo termine. Per quanto riguarda gli effetti subletali, la poliammina valutata per la tossicità cronica non ha indotto effetti negativi sui parametri di crescita. Infatti, entrambe le poliammine hanno indotto un aumento dei parametri di crescita legato alla concentrazione. Per l’acrilammide testata, è stata notata una significativa diminuzione del peso corporeo delle trote sopravvissute. Si può concludere da questi studi che la carica cationica e la massa fisica del polimero erano i fattori determinanti nella tossicità osservata nel sistema di non rinnovamento. Le condizioni di flusso aumentavano la tossicità dei polimeri rispetto a quella in condizioni statiche. Il peso molecolare del polimero e la tossicità erano inversamente proporzionali. Nei sistemi flow-through, le poliammine cationiche sembravano essere più tossiche delle poliacrilammidi cationiche.

La tossicità acuta di una serie di polimeri cationici è stata valutata in D. magna, fathead minnow (P. promelas), gammaridi (Gammarus pseudolimnaeus) e moscerini (Paratanytarsus parthenogeneticus) usando metodi di test in vitro. Inoltre, è stato condotto un test in microcosmo con l’impiego di specie di pesci o invertebrati e dieci specie algali. Gli studi di tossicità acuta sono stati condotti con D. magna e fathead minnow a concentrazioni di polielettrolita di 100 mg l- 1. Se la concentrazione di prova di 100 mg l- 1 si è dimostrata tossica per uno o entrambi gli organismi di prova, allora l’elettrolita è stato testato usando il gammaride meno sensibile. Alcuni degli elettroliti sono stati testati usando i moscerini. I valori LC50 per quattro dei policationi erano superiori a 100 mg l- 1 per D. magna e/o il fathead minnow. Dei restanti 11 polimeri cationici, i valori LC50 variavano da 0,09 a 70,7 mg l- 1 per D. magna e da 0,88 a 9,47 mg l- 1 per il fathead minnow. Secondo i criteri USEPA TSCA, la tossicità acuta di queste policationi varia da bassa preoccupazione (LC50 > 100 mg l- 1) per diversi a moderata ad alta preoccupazione (LC50 < 100 mg l- 1 a LC50 < 1,0 mg l- 1). I valori LC50 di Paratanytarsus parthenogeneticus erano inferiori a 100 mg l- 1 per tre degli otto polimeri cationici testati (< da 6,25 a 50 mg l- 1). Le LC50 per le gammaridi erano 8,1-33,4 mg l- 1 per sette dei 13 polimeri testati.

Negli studi sul microcosmo, la crescita delle alghe era ritardata alla concentrazione di cationi più alta. Non era evidente, tuttavia, che i polimeri inducessero effetti tossici diretti sulle alghe e la crescita cellulare ritardata è stata attribuita speculativamente a potenziali interazioni fisiche delle cellule algali e dei polimeri. Le alterazioni nella composizione delle specie nel microcosmo sono state attribuite ai polielettroliti, ma l’attività di pascolo non è stata esclusa come ragione delle alterazioni della diversità delle specie nei microcosmi trattati.

È stata valutata la tossicità acuta di diversi polielettroliti per la trota iridea (O. mykiss), la trota di lago (Salvelinus namaycush), un myside (Mysis relicta), un copepode (Limnocalanus macrurus) e un cladocero (D. magna) nell’acqua del lago Superiore. Inoltre, è stato intrapreso uno studio del ciclo vitale di 21 giorni in D. magna per esaminare gli effetti dei polimeri policationici sulla riproduzione in questa specie invertebrata. I polielettroliti cationici testati erano Superfloc 330 (Calgon Corp.), Calgon M-500, Gendriv 162 (General Mills Chemicals), Magnifloc 570C (Calgon Corp.) e Magnifloc 521C. In condizioni statiche, i valori LC50 a 96 ore per la trota iridea variavano da 2,12 mg l- 1 per Superfloc 330 a 218 mg l- 1 per Gendriv 162. La caratterizzazione della tossicità è da bassa a moderata preoccupazione secondo i criteri USEPA TSCA. Per la trota di lago, il valore di 96 h LC50 per Superfloc 33 è pari a 2,85 mg l- 1 e per Calgon M-500, 5,70 mg l- 1. Questi dati sono indicativi di una tossicità moderata per questa specie di pesci. Per D. magna, la LC50 a 48 ore variava da 0,34 a 345 mg l- 1, un ampio intervallo, con caratteristiche di tossicità secondo il TSCA da bassa ad alta preoccupazione. In uno studio sul ciclo vitale di D. magna di 21 giorni, Superfloc 330 e Calgon M-500 hanno compromesso la riproduzione negli invertebrati a concentrazioni inferiori, cioè 0,10 e 1,0 mg l- 1, rispettivamente, rispetto a quelle che permettono la sopravvivenza, cioè 1,10 e 2,85 mg l- 1. I dati sono indicativi di una certa variazione di risposta, probabilmente una conseguenza della densità di carica. Inoltre, i dati indicano anche che almeno per diversi cationi polielettroliti la tossicità associata negli organismi acquatici può essere sostanziale.

Gli studi hanno dimostrato che l’attenuazione della tossicità dei polimeri cationici può essere facilitata attraverso l’introduzione di polimeri anionici e/o di materia organica aggiunta come cibo alle specie esposte. In particolare, la tossicità del materiale polimerico cationico è stata ridotta attraverso l’aggiunta di acido umico. L’aggiunta di acido umico a colture di trote iridee ha dimostrato di ridurre la tossicità dei polimeri cationici fino a 75 volte a seconda della concentrazione dell’acido umico nelle colture. In sintesi, questi dati indicano che l’aggiunta di sostanze organiche alle colture contenenti polimeri policationici riduce la tossicità. L’implicazione pratica di ciò è che mentre gli studi di tossicità standard condotti senza l’aggiunta di materiale organico come l’acido umico permettono il confronto della tossicità tra i materiali di prova, l’aggiunta di sostanze organiche permette la valutazione della tossicità in condizioni più plausibili e rilevanti per l’ambiente.

Il meccanismo della tossicità dei polimeri nelle culture algali è stato ipotizzato essere una funzione del sequestro dei metalli traccia dei nutrienti. Questa ipotesi è stata testata utilizzando frazioni acquose (WAFs) di miscele acquose di tre additivi lubrificanti multicomponenti. I WAF sono stati utilizzati a causa della natura insolubile di una parte degli additivi lubrificanti. I dati di tossicità risultanti per S. capricornutum hanno generalmente indicato che i WAF erano molto tossici, esibendo concentrazioni di carico efficaci mediane (EL50) basate su aumenti di densità cellulare o tassi di crescita inferiori a 1 mg l- 1. Al contrario, per O. mykiss e D. magna, i valori EL50 risultanti erano in eccesso di 1000 mg l- 1. Inoltre, sono stati inclusi test progettati per determinare se i WAF lubrificanti fossero algistatici (la concentrazione che inibisce la crescita delle alghe senza ridurre i livelli delle cellule) o algicidi. I risultati di questi studi hanno indicato che la tossicità algale era indiretta, risultante dal sequestro di micronutrienti essenziali. Le fortificazioni WAF sotto forma di ferro o di acido etilendiamminotetraacetico disodico (EDTA) che vanno dal 200% al 1000% della concentrazione standard del mezzo algale hanno mitigato qualsiasi tossicità osservata nelle culture non modificate. Le colture algali rimosse dal mezzo contenente WAF e risospese in un mezzo di coltura fresco hanno ripreso la crescita esponenziale. Si possono trarre diverse conclusioni da questi studi: (1) il sequestro dei micronutrienti da parte dei materiali polimerici caricati probabilmente impartirà una tossicità significativa agli organismi esposti, essendo le alghe particolarmente sensibili alle riduzioni della crescita in fase logaritmica dovute all’esaurimento dei nutrienti essenziali; e (2) i test dei materiali che utilizzano protocolli di test standard possono sovrastimare la tossicità perché la correlazione tra la fornitura limitata di nutrienti nei media standard e quella delle acque dinamiche naturali è bassa.

Un caso di studio di valutazione del rischio ambientale è stato condotto per un composto di ammonio quaternario monoalchilico C12-C18 (MAQ). Il MAQ è un tensioattivo cationico che funziona in combinazione con altri componenti del detersivo. Nel caso di studio sono state presentate informazioni riguardanti le proprietà fisiche e chimiche del materiale di prova, le concentrazioni ambientali previste e il destino ambientale. Inoltre, sono stati discussi i dati sugli effetti ambientali per il MAQ. I valori EC50 a 96 ore per le alghe verdi e blu-verdi e le diatomee variavano da 0,12 a 0,86 mg l- 1 MAQ. Le concentrazioni di alghe variavano da 0,47 a 0,97 mg l- 1. I valori EC50 dei dafnidi per 48 ore sono stati in media 0,06 mg l- 1 per cinque test in acqua di laboratorio. La NOEC e la LOEC cronica in uno studio sul ciclo di vita di D. magna di 21 giorni erano pari a 0,01-0,04 mg l- 1. I valori EC50 per gli invertebrati marini, mysid e il gambero rosa sono stati pari a 1,3 e 1,8 mg l- 1, rispettivamente. La LC50 a 96 ore per quattro specie di pesci d’acqua dolce era una funzione della lunghezza della catena. I valori LC50 erano pari a 2,8-31,3 mg l- 1 per i MAQ con lunghezze di catena di C12-C14 e 0,10-0,24 mg l- 1 per i MAQ con lunghezze di catena che vanno da C15 a C18. La NOEC e la LOEC cronica misurata a 28 giorni negli studi sul fathead minnow early-life-stage è stata pari a 0,46-1,0 mg l- 1 per i C12 MAQ e 0,01-0,02 mg l- 1 per i C16-C18 MAQ. Chiaramente questi materiali hanno una tossicità significativa basata su studi di laboratorio. Poiché è probabile che questi materiali vengano trattati nei WWTF, è stata valutata la tossicità del materiale per i microrganismi dei fanghi attivi. La concentrazione del MAQ necessaria per causare una riduzione del 50% dell’attività eterotrofa è stata di circa 39 mg l- 1.

Sono stati condotti test di tossicità acuta e cronica con MAQ in acque di fiume e di lago. La logica era quella di valutare gli effetti delle sostanze organiche dissolte contenute nelle acque naturali in termini di biodisponibilità del polimero. Sia i valori LC50 acuti che i livelli LOEC cronici erano in media tre volte superiori nelle acque superficiali naturali per i dafnidi, la specie più sensibile. I valori LC50 variavano da 0,1 a 0,5 mg l- 1 MAQ in sette test su fiumi e laghi (LC50 in acqua di laboratorio in media 0,06 mg l- 1). I valori NOEC e LOEC cronici misurati in quattro diversi test sulle acque di superficie variavano da 0,05 a 0,10 mg l- 1 MAQ (NOEC e LOEC in acqua di laboratorio variavano da 0,01 a 0,04 mg l- 1). I risultati di due test di tossicità acuta in acqua di fiume con bluegill e fathead minnows erano paragonabili agli studi di laboratorio; i valori LC50 erano pari a 6,0 mg l- 1 in acqua di fiume contro 2,8-31,0 per la stessa lunghezza della catena MAQ in acqua di laboratorio.

Sono stati anche condotti studi in microcosmo dove popolazioni replicate di D. magna, moscerini chironomidi e periphyton di fiume colonizzato sono stati esposti a concentrazioni di C12 MAQ che sono state previste essere letali per D. magna. I microcosmi erano sistemi a flusso continuo con acqua di fiume naturale e sedimenti puliti. Gli organismi sono stati esposti per un massimo di 4 mesi garantendo l’esposizione di più generazioni. In base ai risultati dello studio, non ci sono stati effetti significativi sulla densità o sulla biomassa di D. magna a concentrazioni di C12 MAQ fino a 0,110 mg l- 1. Il primo effetto si è verificato a 0,180 mg l- 1 nelle popolazioni che erano inizialmente esposte a quella concentrazione di prova. Le popolazioni acclimatate a concentrazioni inferiori e successivamente esposte a 0,180 mg l- 1 non hanno subito effetti negativi. Riduzioni significative in entrambe le popolazioni pre-esposte e allevate per il controllo si sono verificate a 0,310 mg l- 1. I risultati sono stati attribuiti a cambiamenti compensativi nella dinamica delle popolazioni di invertebrati in cui la perdita di individui sensibili è stata compensata da aumenti della capacità riproduttiva delle popolazioni tolleranti dopo esposizioni multigenerazionali.

Infine, sono stati condotti studi sul campo in fiumi e laghi in buone condizioni biologiche e che ricevono quantità quantificabili di effluenti WWTF. Sono stati valutati i parametri strutturali e funzionali del fitoplancton e dello zooplancton naturale e i tassi di biodegradazione. I valori EC50 derivati dal laboratorio per le alghe verdi e blu-verdi e le diatomee erano circa 12-23 volte inferiori alla concentrazione in situ che ha influenzato l’attività fotosintetica o la struttura della comunità. La biodegradazione da parte delle comunità microbiche pre-esposte era rapida e rifletteva la biodegradazione di sostanze organiche presenti in natura. I pesci indigeni, i macroinvertebrati e il periphyton erano molto meno sensibili al MAQ rispetto alla specie di laboratorio più sensibile D. magna. In un ruscello dominato da effluenti, non sono stati osservati effetti negativi significativi per nessuna delle comunità indigene esposte a una concentrazione di 0,27 mg l- 1 MAQ, più del doppio dell’EC50 acuto per i dafnidi basato su studi di laboratorio.

Gli avannotti di trota di lago, Salvelinus namaycush, sono stati esposti in esperimenti di laboratorio a due polimeri per il trattamento delle acque reflue, uno anionico (MagnaFloc 156) e uno cationico (MagnaFloc 368; Ciba Specialty Chemical) per determinare se queste sostanze chimiche utilizzate nelle operazioni minerarie fossero tossiche per i pesci esposti. I polimeri vengono aggiunti alle acque reflue per facilitare la decantazione e la rimozione delle particelle sospese. I polimeri cationici funzionano principalmente come coagulanti e assorbono la superficie delle particelle caricate negativamente, neutralizzando così le cariche elettrostatiche di superficie. I polimeri anionici funzionano principalmente come flocculanti, legando insieme le particelle sospese in aggregati di peso molecolare superiore che si depositano più facilmente fuori dalla soluzione. I risultati hanno indicato che il polimero cationico MagnaFloc 368 era sostanzialmente più tossico per gli avannotti di trota di lago rispetto al polimero anionico MagnaFloc 156. MagnaFloc 368 aveva una LC50 a 96 ore di 2,08 mg l- 1, mentre la LC50 per MagnaFloc 156 non poteva essere determinata. Alla più alta concentrazione testata di MagnaFloc 156, 600 mg l- 1, è stata osservata una mortalità del 5%.

La tossicità osservata in questi avannotti è stata attribuita alla densità di carica. Più forte è la carica elettrostatica del polimero, maggiore è la sua tossicità. I polimeri di peso molecolare inferiore sono anche tipicamente di maggiore tossicità. Si ipotizza che il meccanismo della tossicità sia che i polimeri carichi siano attratti e interagiscano con le superfici branchiali caricate negativamente dei pesci esposti. L’effetto tossico dei polimeri cationici nei pesci è coerente con l’ipossia ed è evidenziato dall’istopatologia associata che include un aumento della vascolarizzazione, un aumento dello spessore delle lamelle attraverso la proliferazione cellulare e una diminuzione dell’altezza delle lamelle. I risultati istopatologici supportano il meccanismo fisiologico di compromissione dell’efficienza respiratoria e della regolazione degli ioni nella membrana branchiale. Per i polimeri anionici, si ipotizza che questi materiali sequestrino importanti sostanze nutritive nei media come i metalli traccia di magnesio e/o ferro. In alternativa, i materiali anionici potrebbero anche influenzare la regolazione degli ioni all’interno della membrana branchiale.

Fluoropolimeri

L’acido perfluorottano sulfonato (PFOS) e l’acido perfluoroottanoico (PFOA) sono stati identificati come contaminanti ambientali onnipresenti. Questi materiali non sono prodotti naturali e sono di origine puramente antropica. Gli acidi perfluorurati (PFA) in generale sono una classe di materiali fluorurati anionici caratterizzati da una catena perfluoroalchilica e un gruppo solubilizzante solfonato o carbossilato. La catena perfluoroalchilica è comunemente indicata come telomero o sinonimo di fluorotelomero. I composti perfluorurati sono usati come materiali precursori nella sintesi di polimeri fluorurati ad altissimo peso molecolare. Le responsabilità ambientali dei polimeri ad alto peso molecolare sono limitate a causa delle loro dimensioni, cioè le esclusioni delle dimensioni molecolari e la generale recalcitranza alla degradazione. Qualsiasi potenziale responsabilità ambientale è una conseguenza dei telomeri residui nei prodotti formulati per l’uso finale e di qualsiasi degradazione dei polimeri ad alto peso molecolare. Di seguito viene discussa la tossicità ambientale dei telomeri.

Oltre alla valutazione della tossicità acuta e cronica negli organismi acquatici, sono stati condotti studi per valutare gli effetti dei PFOS sul sistema endocrino per quanto riguarda la steroidogenesi, l’espressione genica legata al sistema endocrino, gli effetti sull’asse ipofisi-ipotalamo-tiroideo e gli endpoint riproduttivi. Il PFOS ha dimostrato di influenzare il sistema endocrino e gli endpoint riproduttivi alle concentrazioni valutate. Inoltre, nelle esposizioni a zebrafish, il rapporto tra i sessi è stato alterato, lo sviluppo delle gonadi maschili è stato compromesso e negli embrioni F1 derivati da femmine esposte a lungo termine a dosi elevate (250 μg l- 1) si sono sviluppate gravi deformità nei primi stadi di sviluppo e la mortalità larvale è risultata del 100% a 7 giorni dalla fecondazione. È degno di nota, tuttavia, che in alcuni casi le concentrazioni di esposizione ai PFOS dello studio erano significativamente superiori a quelle trovate nei campioni di campo e quindi le implicazioni di questi risultati in termini di valutazione del rischio sono considerate incerte.

Per il PFOA, la maggior parte degli studi di ecotossicità acquatica è stata condotta con il sale di ammonio (APFO) dell’acido prefluoroctanoico. In condizioni ambientali rilevanti in compartimenti ambientali acquosi, il PFOA esisterà come componente completamente ionizzato (COO-). Poiché una probabile via di emissione dei fluoropolimeri sarà attraverso gli effluenti del WWTF, è stata valutata la tossicità del PFOA per i batteri. I valori EC50 di 30 min e 3 h per gli studi di inibizione respiratoria dei fanghi variavano da > 1000 a > 3300 mg l- 1. Per le alghe, i valori più bassi 96 h EC50 e NOEC riportati per i saggi algali utilizzando Pseudokirchneriella subcapitata erano 49 e 12,5 mg l- 1, rispettivamente. Nel complesso, i valori EC50 a 96 ore (basati su tasso di crescita, densità cellulare, conteggio delle cellule e peso secco) variavano da 49 a > 3330 mg l- 1. I valori NOEC variavano da 12,5 a 430 mg l- 1. Sulla base dei criteri USEPA TSCA, il PFOA sarebbe caratterizzato come di bassa preoccupazione per le specie algali. I valori EC50 dei dafnidi a 48 ore (basati sull’immobilizzazione) variavano da 126 a > 1200 mg l- 1. La NOEC di 10 giorni per il Chironomus tentans, che vive nei sedimenti, è risultata essere > 100 mg l- 1. Inoltre, in studi di laboratorio, nessun effetto su C. tentans è stato evidente dopo 10 giorni di esposizione al PFOA a concentrazioni fino a 100 mg l- 1. Sulla base di questi endpoint di tossicità, il PFOA sarebbe caratterizzato secondo i criteri USEPA TSCA come di bassa preoccupazione per le specie invertebrate acquatiche. Per quanto riguarda le specie di pesci vertebrati, i valori LC50 misurati a 96 ore variavano da 280 a 2470 mg l- 1. Sulla base dei valori LC50 per i pesci, il PFOA sarebbe caratterizzato come di bassa preoccupazione secondo i criteri USEPA TSCA.

I dati di tossicità cronica disponibili includono valori EC50 algali di 14 giorni di 43 e 73 mg l- 1 (oltre ai valori NOEC di 96 h), NOEC di 21 giorni per la riproduzione dei dafnidi che vanno da 20 a 22 mg l- 1, LOEC di 35 giorni per la comunità di zooplancton misto da studi su microcosmi di acqua dolce che vanno da 10 a 70 mg l- 1 e NOEC croniche per i pesci che vanno da 0. 3 mg l- 1 per gli steroidi.3 mg l- 1 per i livelli di ormoni steroidei nei pesci maschi misurati in studi su microcosmi di 39 giorni a 40 mg l- 1 basati sulla sopravvivenza e la crescita da uno studio di 85 giorni sulla trota iridea allo stadio iniziale della vita. Le riduzioni dei livelli di ormoni steroidei nei pesci sono state accompagnate solo da limitati aumenti del tempo alla prima ovodeposizione e da limitate diminuzioni della produzione complessiva di uova. Quindi, le fluttuazioni ormonali indotte dall’esposizione cronica al PFOA hanno conseguenze limitate e a medio termine sulla capacità riproduttiva dei pesci. Esiste tuttavia una certa incertezza sulle conseguenze a lungo termine dell’esposizione al PFOA e sulla capacità riproduttiva delle popolazioni esposte. Secondo i criteri USEPA TSCA, il PFOA sarebbe caratterizzato da una bassa preoccupazione cronica per le alghe e da una preoccupazione cronica da bassa a moderata per invertebrati e pesci. Sulla base dei dati disponibili, l’ecotossicità del PFOA è considerata bassa per gli organismi acquatici. È degno di nota, tuttavia, che la letteratura riguardante i fluoropolimeri si sta espandendo rapidamente. Una revisione completa e un riassunto della letteratura sui fluoropolimeri va ben oltre lo scopo di questo capitolo. Consigliamo al lettore di consultare la letteratura specifica attuale per il suo caso specifico e la rassegna fornita per ulteriori letture.