Ácido Perfluorooctano Sulfónico

Polímeros cargados/No cargados

Polímeros catiónicos, Aniónicos, No Iónicos y anfóteros (incluidos los Aminoésteres Cuaternarios)

Los polímeros catiónicos solubles en agua se utilizan como coagulantes o floculantes en procesos que incluyen la clarificación del agua potable, deshidratación de lodos, fabricación de papel, minería y resinas de revestimiento. Los polímeros cargados solubles en agua se clasifican según su potencial de carga como catiónicos, aniónicos, no iónicos y anfóteros. Los polímeros catiónicos contienen una densidad de carga positiva. Muchos de los polímeros contienen nitrógenos terciarios o cuaternarios que proporcionan una carga neta positiva al polímero. Los polímeros aniónicos están cargados negativamente. Los polímeros no iónicos no se cargan porque no contienen una fracción ionizable. Los polímeros anfóteros son de naturaleza zwitterionica con grupos funcionales catiónicos y aniónicos. La expresión de la carga en polímeros anfóteros es una función del pH de los medios residentes. Además de la toxicidad mecánica o inespecífica que puede ser evidente en peces, invertebrados y algas, los polímeros catiónicos pueden ejercer efectos tóxicos a través de interacciones físicas con la superficie branquial de carga negativa de los peces. La reducción de la transferencia de oxígeno se produce con los efectos adversos asociados.

Se evaluaron los efectos de la química de los polímeros catiónicos, la densidad de carga y el peso molecular en la exposición aguda y crónica a la trucha arco iris (S. gairdneri, O. mykiss). Los polímeros catiónicos que se evaluaron consistieron en dos clases principales. La primera clase, los copolímeros de epiclorhidrina/dimetilamina, llevan un nitrógeno cuaternario en la columna vertebral del polímero. El segundo tipo de copolímero catiónico fueron los copolímeros de acrilamida / acrilato que llevan un nitrógeno cuaternario en la cadena lateral éster del polímero. Las poliaminas evaluadas variaron en peso molecular de 10 a 200-250 kDa). Los copolímeros de éster de acrilamida/acrilato variaron en densidad de carga del 10% al 39%. Los estudios agudos se realizaron en condiciones estáticas no renovables y también en condiciones de flujo continuo. Los estudios crónicos se realizaron a través de exposiciones de flujo continuo. Para los estudios agudos no renovables, los valores de CL50 fueron muy variados. Los valores de CL50 aguda de los estudios no renovables fueron de 592, 271, 779 y 661 µg l− 1 para las tres poliaminas y una acrilamida, respectivamente. Las poliaminas, es decir, los polímeros con el nitrógeno cuaternario en la columna vertebral del polímero, parecían ser en general más tóxicos que los polímeros a base de acrilamida (nitrógeno cuaternario en la cadena lateral éster del polímero). En condiciones de flujo continuo, la toxicidad pareció aumentar en comparación con los estudios no renovables. Los valores de CL50 aguda de los estudios dinámicos fueron de 42,6, 96, 156 y 384 µg l− 1 para las tres poliaminas y una acrilamida, respectivamente. Los ACR de LC50 para los estudios de flujo dinámico y crónicos fueron bajos tanto para las poliaminas como para la poliacrilamida analizadas, lo que indica que los valores de LC50 de toxicidad crónica no eran diferentes de los valores agudos. Los bajos niveles de ACRs indican, por tanto, que la toxicidad resultante fue una función de efectos agudos rápidos y no de efectos acumulativos a largo plazo. Se observó una tendencia a la disminución de la toxicidad al aumentar el peso molecular.

Con respecto a los efectos subletales, la poliamina evaluada para la toxicidad crónica no indujo efectos adversos sobre los parámetros de crecimiento. De hecho, ambas poliaminas inducen aumentos de los parámetros de crecimiento relacionados con la concentración. En el caso de la acrilamida analizada, se observó una disminución significativa del peso corporal de las truchas supervivientes. De estos estudios se puede concluir que la carga catiónica y la masa física del polímero fueron los factores determinantes de la toxicidad observada en el sistema no renovable. Las condiciones de flujo aumentaron la toxicidad de los polímeros en comparación con las condiciones estáticas. El peso molecular del polímero y la toxicidad fueron inversamente proporcionales. En los sistemas de flujo, las poliaminas catiónicas parecían ser más tóxicas que las poliacrilamidas catiónicas.

Se evaluó la toxicidad aguda de varios polímeros catiónicos en D. magna, piscardo (P. promelas), gammarus pseudolimnaeus y mosquito (Paratanytarsus parthenogeneticus) utilizando métodos de ensayo in vitro. Además, se ha llevado a cabo un ensayo de microcosmos en el que se emplearon especies de peces o invertebrados y diez especies de algas. Se realizaron estudios de toxicidad aguda con D. magna y pececillo cabeza grande a concentraciones de polielectrolitos de 100 mg l-1. Si la concentración de ensayo de 100 mg l− 1 demostró ser tóxica para uno de los organismos de ensayo o para ambos, el electrolito se probó utilizando el gammarido menos sensible. Algunos de los electrolitos se probaron con los mosquitos. Los valores de LC50 para cuatro de los policationes fueron superiores a 100 mg l-1 para D. magna y/o el pececillo cabeza grande. De los 11 restantes polímeros catiónicos, los valores de LC50 varió de 0.09 a 70,7 mg l− 1 para D. magna y de 0.88 a 9.47 mg l− 1 para fathead minnow. De acuerdo con los criterios de la USEPA TSCA, la toxicidad aguda de estos policationes varía de baja preocupación (CL50 > 100 mg l− 1) para varios a moderada a alta preocupación (CL50 < 100 mg l− 1 a CL50 < 1,0 mg l− 1). Los valores de Paratanytarsus parthenogeneticus LC50 fueron inferiores a 100 mg l− 1 para tres de los ocho polímeros catiónicos analizados (< 6,25 a 50 mg l− 1). Los LC50 para gammarids fueron de 8,1 a 33.4 mg l-1 para siete de los 13 polímeros analizados.

En los estudios de microcosmos, el crecimiento de algas se retrasó a la concentración de cationes más alta. Sin embargo, no era evidente que los polímeros indujeran efectos tóxicos directos sobre las algas y que el retraso en el crecimiento de las células se atribuyera de forma especulativa a posibles interacciones físicas entre las células de las algas y los polímeros. Las alteraciones en la composición de especies en el microcosmos se atribuyeron a los polielectrolitos, pero la actividad de pastoreo no se descartó como la razón de las alteraciones en la diversidad de especies en los microcosmos tratados.

Se ha evaluado la toxicidad aguda de varios polielectrolitos para la trucha arco iris (O. mykiss), la trucha lacustre (Salvelinus namaycush), un mísido (Mysis relicta), un copépodo (Limnocalanus macrurus) y un cladoceran (D. magna) en el agua del Lago Superior. Además, se llevó a cabo un estudio de ciclo de vida de 21 días en D. magna para examinar los efectos de los polímeros policatiónicos en la reproducción de esta especie de invertebrados. Los polielectrolitos catiónicos probados fueron Superfloc 330 (Calgon Corp), Calgon M-500, Gendriv 162 (General Mills productos Químicos), Magnifloc 570C (Calgon Corp), y Magnifloc 521C. En condiciones estáticas, los valores de LC50 de 96 h para la trucha arco iris oscilaron entre 2,12 mg l− 1 para Superfloc 330 y 218 mg l-1 para Gendriv 162. La caracterización de la toxicidad es motivo de preocupación de baja a moderada de acuerdo con los criterios de la USEPA TSCA. Para la trucha lacustre, el valor de LC50 de 96 h para Superfloc 33 equivalía a 2,85 mg l− 1 y para Calgon M-500, 5,70 mg l− 1. Estos datos indican una toxicidad moderada para esta especie de peces. Para D. magna, la LC50 de 48 h osciló entre 0,34 y 345 mg l-1, un amplio rango, con características de toxicidad de baja a alta preocupación de acuerdo con la TSCA. En 21 días D. estudio de ciclo de vida magna, Superfloc 330 y Calgon M-500 alteraron la reproducción en invertebrados a concentraciones inferiores, es decir, 0,10 y 1,0 mg l− 1, respectivamente, que las que permitían la supervivencia, es decir, 1,10 y 2,85 mg l− 1. Los datos son indicativos de alguna variación de la respuesta, probablemente una consecuencia de la densidad de carga. Además, los datos también indican que, al menos para varios cationes de polielectrolitos, la toxicidad asociada en los organismos acuáticos puede ser considerable.

Los estudios han demostrado que la mitigación de la toxicidad de los polímeros catiónicos puede facilitarse mediante la introducción de polímeros aniónicos y/o materia orgánica añadida como alimentos a las especies expuestas. En concreto, la toxicidad del material polimérico catiónico se ha reducido mediante la adición de ácido húmico. Se demostró que la adición de ácido húmico a cultivos de trucha arco iris reduce la toxicidad de los polímeros catiónicos hasta 75 veces, dependiendo de la concentración de ácido húmico en los cultivos. En resumen, estos datos indican que la adición de productos orgánicos a cultivos que contienen polímeros policatiónicos reduce la toxicidad. La consecuencia práctica de esto es que, si bien los estudios de toxicidad estándar realizados sin la adición de material orgánico, como el ácido húmico, permiten comparar la toxicidad entre los materiales de ensayo, la adición de productos orgánicos permite evaluar la toxicidad en condiciones más plausibles y ambientalmente pertinentes.

Se ha hipotetizado que el mecanismo de toxicidad de polímeros en cultivos de algas es una función del secuestro de trazas de nutrientes metálicos. Esta hipótesis se ha probado utilizando fracciones alojadas en agua (WAF) de mezclas acuosas de tres aditivos lubricantes multicomponentes. Los WAF se utilizaron debido a la naturaleza insoluble de una proporción de los aditivos lubricantes. Los datos de toxicidad resultantes para S. capricornutum generalmente indicaron que los WAF eran muy tóxicos, exhibiendo concentraciones medias de carga efectiva (EL50s) basadas en aumentos de densidad celular o tasas de crecimiento de menos de 1 mg l− 1. En contraste, para O. mykiss y D. magna, los valores de EL50 resultantes fueron superiores a 1000 mg l− 1. Además, se incluyeron pruebas diseñadas para determinar si los WAF de lubricante eran algistáticos (la concentración que inhibe el crecimiento de algas sin reducir los niveles celulares) o algicidas. Los resultados de estos estudios indicaron que la toxicidad de las algas era indirecta, resultante del secuestro de micronutrientes esenciales. Las fortificaciones WAF en forma de hierro o ácido etilendiaminotetraacético disódico (EDTA) que oscilaban entre el 200% y el 1000% de la concentración normal del medio de algas mitigaron cualquier toxicidad observada en cultivos no enmendados. Los cultivos de algas retirados del medio que contiene WAF y resuspendidos en medio de cultivo fresco reanudaron el crecimiento exponencial. Se pueden extraer varias conclusiones de estos estudios: (1) el secuestro de micronutrientes por materiales poliméricos cargados probablemente impartirá una toxicidad significativa a los organismos expuestos, ya que las algas son particularmente sensibles a las reducciones de crecimiento en fase logarítmica debido al agotamiento de nutrientes esenciales; y (2) los ensayos de materiales utilizando protocolos de ensayo estándar pueden sobreestimar la toxicidad porque la correlación entre el suministro limitado de nutrientes en los medios estándar y la de las aguas dinámicas naturales es baja.

Se ha realizado un estudio de caso de evaluación de riesgos ambientales para un compuesto de amonio cuaternario monoalquilo C12 – C18 (MAQ). El MAQ es un surfactante catiónico que funciona en combinación con otros componentes de detergente para ropa. En el estudio de caso se presentó información sobre las propiedades físicas y químicas del material de ensayo, las concentraciones ambientales previstas y el destino ambiental. Además, se discutieron los datos de efectos ambientales para el MAQ. Los valores de EC50 de 96 h para algas verdes y verdeazules y diatomeas oscilaron entre 0,12 y 0,86 mg l− 1 MAQ. Las concentraciones algistáticas oscilaron entre 0,47 y 0,97 mg l-1. Los valores de EC50 de Daphnid 48 h promediaron 0,06 mg l-1 en cinco pruebas en agua de laboratorio. El NOEC y el LOEC crónicos en un estudio de ciclo de vida de D. magna de 21 días equivalieron a 0,01-0,04 mg l-1. Los valores de CE50 para los invertebrados marinos, mísido y camarón rosado fueron de 1,3 y 1,8 mg l-1, respectivamente. El LC50 de 96 h para cuatro especies de peces de agua dulce fue una función de la longitud de la cadena. Los valores de LC50 equivalían a 2,8-31,3 mg l–1 para MAQs con longitudes de cadena de C12–C14 y 0,10− 0,24 mg l-1 para MAQs con longitudes de cadena que van de C15 a C18. Los NOEC y LOEC crónicos de 28 días medidos en estudios en etapas tempranas de la vida de pececillos cabezudos equivalieron a 0,46-1,0 mg l–1 para MAQ C12 y 0,01− 0,02 mg l–1 para MAQ C16-C18. Es evidente que estos materiales tienen una toxicidad significativa según los estudios de laboratorio. Debido a que es probable que estos materiales se traten en EDAR, se evaluó la toxicidad del material para los microorganismos del lodo activado. La concentración del MAQ necesaria para causar una reducción del 50% en la actividad heterotrófica fue de aproximadamente 39 mg l− 1.

Se realizaron pruebas de toxicidad aguda y crónica con MAQ en aguas de ríos y lagos. La razón de ser era evaluar los efectos de los compuestos orgánicos disueltos contenidos en las aguas naturales en términos de biodisponibilidad del polímero. Tanto los valores agudos de LC50 como los niveles crónicos de LOEC promediaron tres veces más en aguas superficiales naturales para los dáfnidos, las especies más sensibles. Los valores de LC50 variaron de 0,1 a 0,5 mg l− 1 MAQ en siete pruebas de agua de ríos y lagos (LC50 en agua de laboratorio promedió 0,06 mg l− 1). Los valores medidos de NOEC y LOEC crónicos en cuatro pruebas de aguas superficiales diferentes variaron de 0,05 a 0,10 mg l− 1 MAQ (NOEC y LOEC en agua de laboratorio variaron de 0,01 a 0,04 mg l− 1). Los resultados de dos pruebas de toxicidad aguda en el agua de río con pez aguja azul y pez cabeza de padre fueron comparables a los de los estudios de laboratorio; los valores de LC50 equivalieron a 6,0 mg de l− 1 en el agua de río frente a 2,8–31,0 para el MAQ de la misma longitud de cadena en el agua de laboratorio.

También se llevaron a cabo estudios de microcosmos en los que poblaciones replicadas de D. magna, mosquitos quironómidos y perifitón de río colonizado se expusieron a concentraciones de C12 MAQ que se anticipó que serían letales para D. magna. Los microcosmos eran sistemas de flujo con agua de río natural y sedimentos limpios. Los organismos estuvieron expuestos durante un máximo de 4 meses, asegurando la exposición de varias generaciones. De acuerdo con los resultados del estudio, no hubo efectos significativos sobre la densidad de D. magna o la biomasa a concentraciones de C12 MAQ de hasta 0,110 mg l− 1. El primer efecto se produjo con 0,180 mg de l− 1 en poblaciones expuestas inicialmente a esa concentración de ensayo. Las poblaciones aclimatadas a concentraciones más bajas y posteriormente expuestas a 0,180 mg de l− 1 no se vieron afectadas negativamente. Con 0,310 mg l-1 se produjeron reducciones significativas tanto en las poblaciones preexpuestas como en las criadas de control. Los resultados se atribuyeron a cambios compensatorios en la dinámica de la población de invertebrados, en los que la pérdida de individuos sensibles se compensó con el aumento de la capacidad reproductiva de las poblaciones tolerantes después de exposiciones multigeneracionales.

Finalmente, se realizaron estudios de campo en ríos y lagos en buen estado biológico y que recibieron cantidades cuantificables de efluentes de la FAR. Se evaluaron los parámetros estructurales y funcionales del fitoplancton y el zooplancton naturales, así como las tasas de biodegradación. Los valores de EC50 derivados de laboratorio para las algas verdes y azul verdosas y las diatomeas fueron entre 12 y 23 veces menores que en la concentración in situ que afectó la actividad fotosintética o la estructura de la comunidad. La biodegradación por comunidades microbianas preexpuestas fue rápida y reflejó la biodegradación de sustancias orgánicas naturales. Los peces autóctonos, los macroinvertebrados y el perifitón eran mucho menos sensibles al MAQ que la especie de laboratorio más sensible D. magna. En una corriente dominada por efluentes, no se observaron efectos adversos significativos para ninguna de las comunidades indígenas expuestas a una concentración de 0,27 mg l-1 MAQ, más del doble de la CE50 aguda para dáfnidos, según estudios de laboratorio.

Los alevines de trucha lacustre, Salvelinus namaycush, fueron expuestos en experimentos de laboratorio a dos polímeros de tratamiento de aguas residuales, uno aniónico (MagnaFloc 156) y otro catiónico (MagnaFloc 368; Ciba Specialty Chemical) para determinar si estos químicos utilizados en operaciones mineras eran tóxicos para los peces expuestos. Los polímeros se añaden a las aguas residuales para facilitar la sedimentación y eliminación de partículas en suspensión. Los polímeros catiónicos funcionan principalmente como coagulantes y se adsorben a la superficie de partículas con carga negativa, neutralizando así las cargas electrostáticas superficiales. Los polímeros aniónicos funcionan principalmente como floculantes que unen las partículas suspendidas en agregados de mayor peso molecular que se asientan más fácilmente de la solución. Los resultados indicaron que el polímero catiónico MagnaFloc 368 era sustancialmente más tóxico para los alevines de trucha lacustre que el polímero aniónico MagnaFloc 156. MagnaFloc 368 tenía una LC50 de 96 h de 2,08 mg l− 1, mientras que la LC50 de MagnaFloc 156 no se pudo determinar. A la concentración más alta de MagnaFloc 156, 600 mg l-1, se observó una mortalidad del 5%.

La toxicidad observada en estos alevines se atribuyó a la densidad de carga. Cuanto más fuerte sea la carga electrostática del polímero, mayor será su toxicidad. Los polímeros de menor peso molecular también son típicamente de mayor toxicidad. Se supone que el mecanismo de toxicidad es que los polímeros cargados son atraídos e interactúan con las superficies branquiales cargadas negativas de los peces expuestos. El efecto tóxico de los polímeros catiónicos en peces es consistente con hipoxia y se evidencia por la histopatología asociada, que incluye aumento de la vascularización, aumento del grosor lamelar a través de la proliferación celular y disminución de la altura lamelar. Los hallazgos histopatológicos apoyan el mecanismo fisiológico de deterioro de la eficiencia respiratoria y la regulación iónica en la membrana branquial. Para los polímeros aniónicos, se plantea la hipótesis de que estos materiales secuestran nutrientes importantes en los medios, como metales traza, magnesio y/o hierro. Alternativamente, los materiales aniónicos también podrían influir en la regulación iónica dentro de la membrana branquial.

Los fluoropolímeros

El ácido perfluorooctano sulfónico (PFOS) y el ácido perfluorooctanoico (PFOA) se han identificado como contaminantes ambientales ubicuos. Estos materiales no son productos naturales y son de origen puramente antropogénico. Los ácidos perfluorados (PFAs) en general son una clase de materiales fluorados aniónicos caracterizados por una cadena perfluoroalquilada y un grupo solubilizante de sulfonato o carboxilato. La cadena de perfluoroalquilo se conoce comúnmente como telómero o como sinónimo de fluorotelómero. Los compuestos perfluorados se utilizan como materiales precursores en la síntesis de polímeros fluorados de muy alto peso molecular. Las responsabilidades ambientales de los polímeros de alto peso molecular son limitadas debido a su tamaño, es decir, exclusiones de tamaño molecular y resistencia general a la degradación. Cualquier posible responsabilidad ambiental es consecuencia de los telómeros residuales en los productos de uso final formulados y de cualquier degradación de los polímeros de alto peso molecular. A continuación se analiza la toxicidad ambiental de los telómeros.

Además de la evaluación de la toxicidad aguda y crónica en organismos acuáticos, se han realizado estudios para evaluar los efectos del PFOS en el sistema endocrino con respecto a la esteroidogénesis, la expresión génica relacionada con el sistema endocrino, los efectos en el eje hipofisario-hipotalámico-tiroideo y los criterios de valoración reproductivos. Se demostró que el PFOS afectaba al sistema endocrino y a los puntos finales reproductivos en las concentraciones evaluadas. Además, en exposiciones a peces cebra, la alteración de la proporción de sexos, el deterioro inducido del desarrollo gonadal masculino y en embriones F1 derivados de dosis altas a largo plazo (250 µg l− 1), las hembras expuestas desarrollaron deformidades graves en las primeras etapas de desarrollo y provocaron una mortalidad larvaria del 100% a los 7 días después de la fertilización. Sin embargo, cabe señalar que, en algunos casos, las concentraciones de exposición al PFOS del estudio fueron significativamente superiores a las encontradas en muestras de campo y, por lo tanto, las implicaciones de estos resultados en términos de evaluación de riesgos se consideran inciertas.

Para el PFOA, la mayoría de los estudios de ecotoxicidad acuática se han realizado con la sal de amonio (APFO) del ácido prefluorooctanoico. En condiciones ambientalmente pertinentes en compartimentos ambientales acuosos, el PFOA existirá como componente completamente ionizado (COO−). Dado que una ruta probable de emisión de fluoropolímeros será a través del efluente de la EDAR, se ha evaluado la toxicidad del PFOA para las bacterias. Los valores de EC50 de 30 min y 3 h para los estudios de inhibición respiratoria de lodos oscilaron entre > 1000 y > 3300 mg l− 1. Para las algas, los valores más bajos de EC50 a 96 h y NOEC notificados para los ensayos de algas utilizando Pseudokirchneriella subcapitata fueron de 49 y 12,5 mg l− 1, respectivamente. En general, los valores de EC50 de 96 h (basados en la tasa de crecimiento, la densidad celular, el recuento de células y el peso seco) oscilaron entre 49 y > 3330 mg l− 1. Los valores de NOEC oscilaron entre 12,5 y 430 mg l-1. Sobre la base de los criterios de la USEPA TSCA, el PFOA se caracterizaría como de baja preocupación para las especies de algas. Los valores de CE50 de 48 h de Daphnid (basados en la inmovilización) oscilaron entre 126 y > 1200 mg l− 1. El NOEC de 10 días para el Chironomus tentans que habita en sedimentos demostró ser > 100 mg l-1. Además, en estudios de laboratorio, no se observaron efectos sobre C. tentans tras exposiciones de 10 días a PFOA en concentraciones de hasta 100 mg l− 1. Sobre la base de estos criterios de valoración de toxicidad, el PFOA se caracterizaría de acuerdo con los criterios de la USEPA TSCA como de baja preocupación para las especies de invertebrados acuáticos. Con respecto a las especies de peces vertebrados, los valores medidos de LC50 de 96 h oscilaron entre 280 y 2470 mg l− 1. Sobre la base de los valores de LC50 para peces, el PFOA se caracterizaría como de baja preocupación de acuerdo con los criterios TSCA de la USEPA.

Los datos de toxicidad crónica disponibles incluyen valores de CE50 de algas de 14 días de duración de 43 y 73 mg l− 1 (además de los valores de NOEC de 96 h), NOEC de reproducción de dáfnidos de 21 días de 20 a 22 mg l− 1, LOEC de comunidades mixtas de zooplancton de 35 días de estudios de microcosmos de agua dulce de 10 a 70 mg l− 1 y NOEC de peces crónicos de 0.3 mg de l− 1 para los niveles de hormonas esteroides en peces machos medidos en estudios de microcosmos de 39 días a 40 mg de l-1 basados en la supervivencia y el crecimiento de un estudio de 85 días de trucha arcoíris en la etapa inicial de la vida. Las reducciones de los niveles de hormonas esteroideas en los peces estuvieron acompañadas de aumentos limitados en el tiempo transcurrido hasta la primera oviposición y disminuciones limitadas en la producción total de huevos. Por lo tanto, las fluctuaciones hormonales inducidas por la exposición crónica a PFOA tienen consecuencias limitadas a mediano plazo en la capacidad reproductiva de los peces. Sin embargo, existe cierta incertidumbre con respecto a las consecuencias a largo plazo de la exposición al PFOA y la capacidad reproductiva de las poblaciones expuestas. De acuerdo con los criterios de la USEPA TSCA, el PFOA se caracterizaría como de baja preocupación crónica para las algas y de baja a moderada preocupación crónica para los invertebrados y los peces. Sobre la base de los datos disponibles, la ecotoxicidad del PFOA se considera baja para los organismos acuáticos. Sin embargo, cabe señalar que la literatura sobre fluoropolímeros se está expandiendo rápidamente. Una revisión exhaustiva y un resumen de la literatura sobre fluoropolímeros está mucho más allá del alcance de este capítulo. Recomendamos que el lector consulte la literatura específica actual para su caso específico y la revisión proporcionada para lecturas adicionales.