Acide Perfluorooctanesulfonique

Polymères chargés / Non chargés

Polymères cationiques, Anioniques, Non Ioniques et Amphotères (y compris les Aminoesters quarternaires)

Les polymères cationiques solubles dans l’eau sont utilisés comme coagulants et / ou floculants dans des procédés qui comprennent la clarification de eau potable, assèchement des boues, fabrication du papier, exploitation minière et résines de revêtement. Les polymères chargés solubles dans l’eau sont classés en fonction de leur potentiel de charge en tant que cationiques, anioniques, non ioniques et amphotères. Les polymères cationiques contiennent une densité de charge positive. Beaucoup de polymères contiennent des nitrogènes tertiaires ou quaternaires qui fournissent 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 de nature zwitterionique ayant à la fois des groupes fonctionnels cationiques et anioniques. L’expression de la charge dans les polymères amphotères est fonction du pH des milieux résidents. 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 via des interactions physiques avec la surface branchiale chargée négativement des poissons. Une réduction du transfert d’oxygène s’ensuit avec des effets indésirables 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 évalués comprenaient deux grandes classes. La première classe, les copolymères épichlorhydrine/diméthylamine portent un azote quaternaire sur le squelette du polymère. Le second type de copolymère cationique était les copolymères acrylamide/acrylate qui portent un azote quaternaire sur la chaîne latérale ester du polymère. Les polyamines évaluées variaient en poids moléculaire de 10 à 200-250 kDa). Les copolymères acrylamide/ester acrylate ont une densité de charge variant de 10% à 39%. Les études aiguës ont été menées dans des conditions statiques non récurrentes et également dans des conditions de passage. Des études chroniques ont été menées par exposition directe. Les valeurs de CL50 étaient très variées pour les études aiguës non renouvellées. Les valeurs de CL50 aiguë des études non renouvelées étaient égales à 592, 271, 779 et 661 µg l−1 pour les trois polyamines et un acrylamide, respectivement. Les polyamines, c’est-à-dire les polymères avec l’azote quaternaire sur le squelette du polymère, semblaient 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 semblait augmenter par rapport aux études non renouvelées. Les valeurs de CL50 aiguë des études dynamiques étaient de 42,6, 96, 156 et 384 µg l−1 pour les trois polyamines et un acrylamide, respectivement. Les valeurs de CL50 pour les études à flux continu dynamique et les études chroniques étaient faibles pour les polyamines et le polyacrylamide testés, ce qui indique que les valeurs de CL50 de toxicité chronique n’étaient pas différentes des valeurs aiguës. Le faible taux de toxicité à long terme indique donc que la toxicité résultante était 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 sa toxicité chronique n’a pas induit d’effets néfastes 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 ont été les facteurs déterminants de la toxicité notée dans le système non régénéré. Les conditions d’écoulement ont augmenté la toxicité des polymères par rapport à celle dans des conditions statiques. Le poids moléculaire et la toxicité des polymères étaient inversement proportionnels. Dans les systèmes d’écoulement, les polyamines cationiques semblaient plus toxiques que les polyacrylamides cationiques.

La toxicité aiguë d’un certain nombre de polymères cationiques a été évaluée chez le D. magna, le vairon à tête de boule (P. promelas), les gammaridés (Gammarus pseudolimnaeus) et les moucherons (Paratanytarsus parthenogeneticus) à l’aide de méthodes d’essai in vitro. De plus, un test de microcosme utilisant des espèces de poissons ou d’invertébrés et dix espèces d’algues a été mené. Des études de toxicité aiguë ont été menées avec D. magna et tête-de-boule à des concentrations de polyélectrolyte de 100 mg l-1. Si la concentration d’essai de 100 mg l-1 s’est avérée toxique pour l’un ou l’autre des organismes d’essai ou les deux, l’électrolyte a été testé en utilisant le gammaride moins sensible. Certains des électrolytes ont été testés à l’aide des moucherons. Les valeurs de CL50 pour quatre des polycations étaient supérieures à 100 mg l-1 pour D. magna et/ou le vairon à tête-de-boule. Parmi les 11 polymères cationiques restants, les valeurs de 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 tête-de-boule. Selon les critères TSCA de l’USEPA, la toxicité aiguë de ces polycations varie de faible préoccupation (CL50 > 100 mg l-1) pour plusieurs à préoccupation modérée à élevée (CL50 < 100 mg l−1 à CL50 < 1,0 mg l−1). Les valeurs de 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 chez les gammaridés étaient de 8,1 à 33.4 mg l-1 pour sept des 13 polymères testés.

Dans les études sur les microcosmes, la croissance des algues a été retardée à la concentration de cations la plus élevée. Il n’était cependant pas évident que les polymères induisaient des effets toxiques directs sur les algues et le retard de croissance cellulaire était spéculativement attribué aux interactions physiques potentielles des cellules algales et des polymères. Les altérations de la composition des espèces dans le microcosme ont été attribuées aux polyélectrolytes, mais l’activité de pâturage 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), une myside (Mysis relicta), un copépode (Limnocalanus macrurus) et un cladocère (D. magna) dans l’eau 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’invertébrés. 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 CL50 de 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 préoccupation faible à modérée selon les critères TSCA de l’USEPA. Pour le touladi, la CL50 de 96 h pour Superfloc 33 était égale à 2,85 mg l-1 et pour Calgon M-500, à 5,70 mg l−1. Ces données indiquent une toxicité modérée pour cette espèce de poisson. Pour D. magna, la CL50 de 48 h variait de 0,34 à 345 mg l-1, une large gamme, avec des caractéristiques de toxicité selon la TSCA de préoccupation faible à élevée. Dans un jour J 21. magna life-cycle study, Superfloc 330 et Calgon M-500 ont altéré la reproduction chez les invertébrés à des concentrations plus faibles, soit 0,10 et 1,0 mg l−1, respectivement, que celles permettant la survie, soit 1,10 et 2,85 mg l−1. Les données indiquent une certaine variation de réponse, probablement une conséquence de la densité de charge. De plus, les données indiquent également qu’au moins pour plusieurs cations polyélectrolytes, la toxicité associée chez les organismes aquatiques peut être importante.

Des études ont montré que l’atténuation de la toxicité des polymères cationiques peut être facilitée par l’introduction de polymères anioniques et/ou de matières organiques ajoutées comme denrées alimentaires aux espèces exposées. Plus précisément, la toxicité du matériau polymère cationique a été réduite par l’ajout d’acide humique. Il a été démontré que l’ajout d’acide humique aux 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 somme, ces données indiquent que l’ajout de matières organiques aux cultures contenant des polymères polycationiques réduit la toxicité. L’implication pratique de ceci est que si les études de toxicité standard menées sans ajout de matière organique telle 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 oligo-éléments nutritifs. Cette hypothèse a été testée à l’aide de fractions adaptées à l’eau (WAFS) de mélanges aqueux de trois additifs lubrifiants multicomposants. Les WAF ont été utilisés en raison de la nature insoluble d’une partie des additifs lubrifiants. Les données de toxicité résultantes pour S. capricornutum indiquent généralement que les WAF étaient très toxiques, présentant des concentrations de charge efficaces médianes (EL50) basées sur des augmentations de la densité cellulaire ou des taux de croissance inférieurs à 1 mg l−1. En revanche, pour O. mykiss et D. magna, les valeurs EL50 résultantes étaient supérieures à 1000 mg l-1. De plus, des tests visant à déterminer si les WAF de lubrifiant étaient algistatiques (la concentration qui inhibe la croissance des algues sans réduire les niveaux cellulaires) ou algicides ont été inclus. Les résultats de ces études ont indiqué que la toxicité des algues était indirecte, résultant de la séquestration des micronutriments essentiels. Les fortifications WAF sous forme de fer ou d’acide éthylènediaminetétraacétique disodique (EDTA) allant de 200% à 1000% de la concentration standard du milieu algal atténuaient toute toxicité notée dans des cultures non modifiées. Les cultures d’algues retirées du milieu contenant du WAF et remises en suspension dans un milieu de culture frais ont repris une croissance exponentielle. On peut tirer plusieurs conclusions de ces études: (1) la séquestration de micronutriments par des 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’épuisement des nutriments essentiels; et (2) l’essai des matériaux en utilisant des protocoles d’essai standard peut surestimer la toxicité parce que la corrélation entre l’apport limité en nutriments dans les milieux standard et celle 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 en C12–C18 (MAQ). Le MAQ est un tensioactif cationique qui fonctionne en combinaison avec d’autres composants de détergent à lessive. Dans l’étude de cas, des informations sur les propriétés physiques et chimiques du matériau d’essai, les concentrations environnementales prévues et le devenir dans l’environnement ont été présentées. De plus, les données sur les effets environnementaux ont été discutées pour le QMA. Les valeurs CE50 de 96 h pour les algues vertes et bleu-vert et les diatomées variaient de 0,12 à 0,86 mg l-1 MAQ. Les concentrations algistatiques variaient de 0,47 à 0,97 mg l-1. Les valeurs CE50 du Daphnide 48 h étaient en moyenne de 0,06 mg l-1 pour cinq essais dans l’eau de laboratoire. La CSEO chronique et la CMEO dans une étude sur le cycle de vie de D. magna de 21 jours étaient égales à 0,01-0,04 mg l-1. Les valeurs de CE50 pour les invertébrés marins, les mysid et les crevettes roses étaient égales à 1,3 et 1,8 mg l−1, respectivement. La CL50 de 96 h pour quatre espèces de poissons d’eau douce était fonction de la longueur de la chaîne. Les valeurs de CL50 étaient égales à 2,8-31,3 mg l-1 pour les MAQS avec des longueurs de chaîne de C12-C14 et à 0,10-0,24 mg l-1 pour les MAQs avec des longueurs de chaîne allant de C15 à C18. La CSEO et la CMEO chroniques mesurées sur 28 jours dans les études au début de la vie du vairon à tête-de-boule étaient égales à 0,46–1,0 mg l−1 pour la QMA en C12 et à 0,01–0,02 mg l−1 pour les QMA en C16–C18. Il est clair que ces matériaux ont une toxicité significative sur la base d’études en laboratoire. Étant donné que ces matériaux sont susceptibles d’être traités dans des FEU, la toxicité du matériau pour les microorganismes des boues activées a été évaluée. La concentration de la QMA nécessaire pour provoquer une réduction de 50 % de l’activité hétérotrophe était d’environ 39 mg l−1.

Des essais de toxicité aiguë et chronique ont été effectués avec MAQ dans les eaux des rivières et des lacs. La justification était d’évaluer les effets des matières organiques dissoutes contenues dans les eaux naturelles en termes de biodisponibilité du polymère. Les valeurs de CL50 aiguë et les concentrations chroniques de CMEO étaient en moyenne trois fois plus élevées dans les eaux de surface naturelles pour les daphnidés, les espèces les plus sensibles. Les valeurs de CL50 variaient de 0,1 à 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 mesurées de CSEO et de CMEO chroniques dans quatre essais d’eau de surface différents variaient de 0,05 à 0,10 mg l-1 MAQ (CSEO et CMEO dans l’eau de laboratoire variaient de 0,01 à 0,04 mg l−1). Les résultats de deux essais de toxicité aiguë de l’eau de rivière avec des crapauds et des têtes-de-boule étaient comparables aux études de laboratoire; les valeurs de 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 sur des microcosmes ont également été menées où des populations répliquées de D. magna, de moucherons chironomides et de périphyton de rivière colonisés ont été exposées à des concentrations de C12 MAQ qui étaient censées être mortelles pour D. magna. Les microcosmes étaient des systèmes à écoulement direct 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 en C12 MAQ allant jusqu’à 0,110 mg l−1. Le premier effet s’est produit à 0,180 mg l-1 dans des populations initialement exposées à cette concentration d’essai. Les populations acclimatées à des concentrations plus faibles et exposées par la suite à 0,180 mg l−1 n’ont pas été affectées négativement. Des réductions significatives des populations préexposées et des populations témoins ont été observées à la dose de 0,310 mg l-1. 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 bon état biologique et recevant des quantités quantifiables d’effluents de FEU. Les paramètres structurels et fonctionnels du phytoplancton naturel et du zooplancton ont été évalués ainsi que les taux de biodégradation. Les valeurs CE50 obtenues en laboratoire pour les algues vertes et bleu-vert et les diatomées étaient environ 12 à 23 fois inférieures à celles de la concentration in situ qui affectait l’activité photosynthétique ou la structure de la communauté. La biodégradation par les communautés microbiennes préexposées était rapide et reflétait la biodégradation des matières organiques naturelles. Les poissons indigènes, les macroinvertébrés et le périphyton étaient beaucoup moins sensibles à la QMA que l’était l’espèce de laboratoire la plus sensible D. magna. Dans un cours d’eau dominé par les effluents, aucun effet nocif significatif n’a été observé pour aucune des communautés autochtones exposées à une concentration de 0,27 mg l-1 MAQ, soit plus du double de la CE50 aiguë pour les daphnidés d’après les études en laboratoire.

Des alevins de touladi, Salvelinus namaycush, ont été exposés en laboratoire à deux polymères de traitement des eaux usées, un anionique (MagnaFloc 156) et un cationique (MagnaFloc 368; Produit chimique de spécialité Ciba) afin de 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 de surface électrostatiques. Les polymères anioniques fonctionnent principalement comme des floculants liant les particules en suspension en agrégats de poids moléculaire plus élevé qui se déposent plus facilement hors de la solution. Les résultats indiquent que le polymère cationique MagnaFloc 368 est beaucoup plus toxique pour les alevins de touladi que le polymère anionique MagnaFloc 156. MagnaFloc 368 avait une CL50 de 96 h de 2,08 mg l-1 alors que la CL50 de MagnaFloc 156 n’a pas pu être déterminée. À la concentration de MagnaFloc 156 testée la plus élevée, une mortalité de 600 mg l−1, 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 grande. Les polymères de poids moléculaire moindre sont également généralement plus toxiques. Le mécanisme de toxicité est supposé être que les polymères chargés sont attirés et interagissent avec les surfaces branchiales chargées négatives des poissons exposés. L’effet toxique des polymères cationiques chez les poissons est compatible avec l’hypoxie et est mis en évidence par l’histopathologie associée, notamment une vascularisation accrue, une épaisseur lamellaire accrue via la prolifération cellulaire et une diminution de la hauteur lamellaire. 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. Pour les polymères anioniques, on suppose que ces matériaux séquestrent des nutriments importants dans les milieux tels que les métaux traces magnésium et / ou fer. Alternativement, les matériaux anioniques pourraient également influencer la régulation ionique à l’intérieur de la membrane branchiale.

Les fluoropolymères

L’acide perfluorooctane sulfonique (SPFO) et l’acide perfluorooctanoïque (APFO) ont été identifiés comme des contaminants environnementaux omniprésents. Ces matériaux ne sont pas des produits naturels et sont d’origine purement anthropique. Les acides perfluorés (APF) 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 de haut poids moléculaire sont limitées en raison de leur taille, c’est-à-dire des exclusions de taille moléculaire et de la récalcitrance générale à la dégradation. Toute responsabilité environnementale potentielle est une conséquence des télomères résiduels dans les préparations commerciales formulées et de toute dégradation des polymères de 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 hypophyso-hypothalamo-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 au poisson zèbre, des rapports sexuels modifiés, une altération du développement des gonades mâles induite et des embryons F1 dérivés de femelles exposées à une dose élevée à long terme (250 µg l−1) ont développé de graves déformations aux premiers stades de développement et ont entraîné une mortalité larvaire de 100% 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 observées dans les échantillons prélevés sur le terrain et que, par conséquent, les implications de ces résultats en termes d’évaluation des risques sont 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 des compartiments environnementaux aqueux, l’APFO existera en tant que composant entièrement ionisé (COO−). Étant donné qu’une voie probable d’émission de fluoropolymères se fera par l’effluent de la WWTF, la toxicité de l’APFO pour les bactéries a été évaluée. Les valeurs de CE50 en 30 min et 3 h pour les études d’inhibition respiratoire des boues variaient de > 1000 à > 3300 mg l-1. Pour les algues, les valeurs les plus faibles de CE50 et de CSEO de 96 h rapportées pour les analyses d’algues utilisant Pseudokirchneriella subcapitata étaient de 49 et 12,5 mg l−1, respectivement. Dans l’ensemble, les valeurs de CE50 de 96 h (basées sur le taux de croissance, la densité cellulaire, le nombre de cellules et le poids sec) variaient de 49 à > 3330 mg l−1. Les valeurs de CSEO variaient de 12,5 à 430 mg l−1. Selon les critères TSCA de l’EPA, l’APFO serait considéré comme peu préoccupant pour les espèces d’algues. Les valeurs de CE50 du Daphnide 48 h (basées sur l’immobilisation) variaient de 126 à > 1200 mg l−1. La CSEO de 10 jours pour le Chironomus tentans vivant dans les sédiments s’est avérée être > 100 mg l-1. De plus, dans les études en laboratoire, aucun effet sur C. tentans n’était évident après une exposition de 10 jours à l’APFO à des concentrations allant jusqu’à 100 mg l−1. Sur la base de ces paramètres de toxicité, l’APFO serait caractérisé selon les critères TSCA de l’EPA comme étant peu préoccupant pour les espèces d’invertébrés aquatiques. En ce qui concerne les espèces de poissons vertébrés, les valeurs de CL50 mesurées sur 96 h variaient de 280 à 2470 mg l−1. Sur la base des valeurs de CL50 pour le poisson, l’APFO serait qualifié de peu préoccupant selon les critères TSCA de l’EPA.

Les données de toxicité chronique disponibles comprennent des valeurs de CE50 des algues de 14 jours de 43 et 73 mg l−1 (en plus des valeurs de CSEO de 96 h), des CSEO de reproduction des daphnidés de 21 jours allant de 20 à 22 mg l−1, des CMEO mixtes de la communauté zooplanctonique de 35 jours provenant d’études sur des microcosmes d’eau douce allant de 10 à 70 mg l−1 et des CSEO chroniques des poissons allant de 0.3 mg l-1 pour les niveaux d’hormones stéroïdiennes chez les poissons mâles mesurés dans des études de microcosme de 39 jours à 40 mg l-1 sur la base de la survie et de la croissance d’une étude de début de vie de la truite arc-en-ciel de 85 jours. Les réductions des niveaux d’hormones stéroïdes chez les poissons n’ont été accompagnées que d’augmentations limitées dans le temps précédant la première ponte et de diminutions limitées de la production globale d’œufs. Ainsi, les fluctuations hormonales induites par l’exposition chronique à l’APFO ont des conséquences limitées à moyen terme sur la capacité de reproduction des poissons. Il existe toutefois une certaine incertitude quant aux conséquences à long terme de l’exposition à l’APFO et à la capacité de reproduction des populations exposées. Selon les critères TSCA de l’EPA, l’APFO serait caractérisé comme étant de faible préoccupation chronique pour les algues et de préoccupation chronique faible à modérée pour les invertébrés et les poissons. D’après les données disponibles, l’écotoxicité de l’APFO est jugée faible pour les organismes aquatiques. Il est à noter cependant que la littérature concernant les fluoropolymères se développe rapidement. Un examen complet et un résumé de la littérature sur les fluoropolymères dépassent largement la portée du présent chapitre. Nous conseillons au lecteur de consulter la littérature spécifique actuelle pour son cas spécifique et l’examen fourni pour une lecture plus approfondie.