kwas Perfluorooktanesulfonowy

naładowane/Nienadowane polimery

polimery kationowe, anionowe, niejonowe i amfoteryczne (w tym Aminoestry Czwartorzędowe)

rozpuszczalne w wodzie polimery kationowe są stosowane jako koagulanty i lub flokulanty w procesach obejmujących klarowanie wody pitnej, szlamu odwadnianie, Produkcja papieru, Górnictwo i jako żywice do powlekania. Rozpuszczalne w wodzie naładowane polimery są klasyfikowane według ich potencjału ładunku jako kationowe, anionowe, niejonowe i amfoteryczne. Polimery kationowe zawierają dodatnią gęstość ładunku. Wiele polimerów zawiera trzeciorzędowe lub czwartorzędowe nitrogeny, które zapewniają dodatni ładunek netto polimeru. Polimery anionowe są naładowane ujemnie. Polimery niejonowe nie są naładowane, ponieważ nie zawierają jonizowalnego ugrupowania. Polimery amfoteryczne mają charakter zwitterionowy, posiadający zarówno kationowe, jak i anionowe grupy funkcyjne. Ekspresja ładunku w polimerach amfoterycznych jest funkcją pH mediów rezydentnych. Oprócz mechanistycznej lub niespecyficznej toksyczności, która może być widoczna u ryb, bezkręgowców i glonów, polimery kationowe mogą wywierać toksyczne skutki poprzez fizyczne interakcje z ujemnie naładowaną powierzchnią skrzelową ryb. Zmniejszenie transferu tlenu wynika z towarzyszących niekorzystnych skutków.

oceniano wpływ kationowej chemii polimerów, gęstości ładunku i masy cząsteczkowej w ostrej i przewlekłej ekspozycji na pstrąg tęczowy (S. gairdneri, O. mykiss). Ocenione polimery kationowe składały się z dwóch głównych klas. Pierwsza klasa, kopolimery epichlorhydryny / dimetyloaminy przenoszą czwartorzędowy azot na szkielecie polimeru. Drugim typem kopolimeru kationowego były kopolimery akryloamid / akrylan, które przenoszą czwartorzędowy azot na łańcuchu bocznym polimeru estrowego. Oceniana poliamina miała masę cząsteczkową od 10 do 200-250 kDa). Kopolimery estru akryloamidowo-akrylanowego różniły się gęstością ładunku od 10% do 39%. Ostre badania przeprowadzono w warunkach statycznych bezodcinkowych, a także w Warunkach przepływowych. Przewlekłe badania prowadzono z wykorzystaniem ekspozycji przepływowych. W ostrych badaniach nieuregulowanych wartości LC50 były bardzo zróżnicowane. Ostre wartości LC50 uzyskane w badaniach nieuregulowanych wynosiły odpowiednio 592, 271, 779 i 661 µg L− 1 dla trzech poliamin i jednego akrylamidu. Poliaminy, czyli polimery z czwartorzędowym azotem na szkielecie polimeru, wydawały się ogólnie bardziej toksyczne niż polimery na bazie akrylamidu (czwartorzędowy azot na łańcuchu bocznym polimeru). W warunkach przepływu wydaje się, że toksyczność zwiększa się w porównaniu do badań nieuregulowanych. Ostre wartości LC50 z badań dynamicznych wyniosły odpowiednio 42,6, 96, 156 i 384 µg L− 1 dla trzech poliamin i jednego akrylamidu. Wartości ACR LC50 dla dynamicznych badań przepływowych i przewlekłych były niskie zarówno dla badanych poliamin, jak i poliakrylamidu, co wskazuje, że wartości toksyczności przewlekłej LC50 nie różniły się od wartości ostrych. Niskie ACRs wskazują zatem, że wynikająca z tego toksyczność była funkcją szybkich ostrych efektów, a nie długoterminowych efektów kumulacyjnych. Zaobserwowano tendencję sugerującą zmniejszenie toksyczności wraz ze wzrostem masy cząsteczkowej.

w odniesieniu do efektów subletalnych, poliamina oceniana pod kątem toksyczności przewlekłej nie wywoływała niekorzystnego wpływu na parametry wzrostu. W rzeczywistości obie poliaminy wywołały związane ze stężeniem zwiększenie parametrów wzrostu. W przypadku testowanego akrylamidu stwierdzono znaczne zmniejszenie masy ciała przetrwałego pstrąga. Można wnioskować z tych badań, że ładunek kationowy i fizyczna masa polimeru były czynnikami decydującymi o toksyczności odnotowanej w systemie nierenewalnym. Warunki przepływu zwiększyły toksyczność polimerów w porównaniu z warunkami statycznymi. Masa cząsteczkowa polimeru i toksyczność były odwrotnie proporcjonalne. W układach przepływowych poliaminy kationowe okazały się bardziej toksyczne niż poliakrylamidy kationowe.

toksyczność ostrą wielu polimerów kationowych oceniano u D. magna, płazów (P. promelas), gammaridów (Gammarus pseudolimnaeus) i muszek (Paratanytarsus parthenogeneticus) przy użyciu metod badań in vitro. Ponadto przeprowadzono badanie mikrokosmosu z udziałem gatunków ryb lub bezkręgowców oraz dziesięciu gatunków glonów. Badania toksyczności ostrej przeprowadzono z użyciem D. magna i fathead minnow w stężeniu polielektrolitu 100 mg l-1. Jeżeli testowe stężenie 100 mg l – 1 okazało się toksyczne dla jednego lub obu badanych organizmów, to elektrolit badano przy użyciu mniej wrażliwego gammaridu. Niektóre elektrolity zbadano za pomocą muszek. Wartości LC50 dla czterech polikacji były większe niż 100 mg l-1 dla D. magna i/lub minnow. Z pozostałych 11 polimerów kationowych wartości LC50 wynosiły od 0,09 do 70,7 mg l-1 dla D. magna i od 0,88 do 9,47 mg L− 1 dla Minnow. Zgodnie z kryteriami USEPA TSCA, Toksyczność ostra tych polikacji waha się od niskiego ryzyka (LC50 > 100 mg l− 1) dla kilku do umiarkowanego do wysokiego ryzyka (LC50 < 100 mg l− 1 do LC50 < 1, 0 mg l− 1). Wartości Paratanytarsus parthenogeneticus LC50 były mniejsze niż 100 mg l− 1 dla trzech z ośmiu badanych polimerów kationowych (< 6,25 do 50 mg l− 1). LC50 dla gammaridów wynosiło 8,1-33.4 mg l-1 dla siedmiu z 13 badanych polimerów.

w badaniach mikrokosmosu wzrost glonów był opóźniony przy wyższym stężeniu kationów. Nie było jednak oczywiste, że polimery wywołały bezpośrednie działanie toksyczne na glony, a opóźniony wzrost komórek spekulacyjnie przypisywano potencjalnym fizycznym interakcjom komórek glonów i polimerów. Zmiany składu gatunkowego w mikrokosmosie zostały przypisane polielektrolitom, ale nie wykluczono aktywności wypasu jako przyczyny zmian różnorodności gatunkowej w leczonych mikrokosmosach.

oceniono ostrą toksyczność kilku polielektrolitów dla pstrąga tęczowego (O. mykiss), pstrąga jeziorowego (Salvelinus namaycush), mysida (Mysis relicta), widłonoga (Limnocalanus macrurus) i kladocerana (D. magna) w wodach Jeziora Górnego. Dodatkowo, 21-dniowe badanie cyklu życia U D. magna zostało podjęte w celu zbadania wpływu polimerów polikationowych na reprodukcję u tego gatunku bezkręgowców. Badane kationowe polielektrolity to Superfloc 330 (Calgon Corp.), Calgon M-500, Gendriv 162 (General Mills Chemicals), Magnifloc 570c (Calgon Corp.) i Magnifloc 521c. W warunkach statycznych wartości 96 h LC50 dla pstrąga tęczowego wynosiły od 2,12 mg L− 1 dla Superfloc 330 do 218 mg L-1 dla Gendriv 162. Charakterystyka toksyczności jest niska lub umiarkowana, zgodnie z kryteriami USEPA TSCA. Dla pstrąga jeziornego wartość 96 h LC50 dla Superfloc 33 wynosiła 2,85 mg l-1, A Dla Calgon M− 500 5,70 mg L-1. Dane te wskazują na umiarkowaną toksyczność dla tego gatunku ryb. W przypadku D. magna, 48 h LC50 wahało się od 0,34 do 345 mg l− 1, w szerokim zakresie, z charakterystyką toksyczności według TSCA o niskim lub wysokim stopniu obaw. W 21 dzień D. badanie cyklu życia magna, Superfloc 330 i Calgon M-500 zaburzyły reprodukcję u bezkręgowców w niższych stężeniach, czyli odpowiednio 0,10 i 1,0 mg l− 1, niż te, które umożliwiły przeżycie, czyli 1,10 i 2,85 mg l− 1. Dane wskazują na pewną zmienność reakcji, prawdopodobnie konsekwencją gęstości ładunku. Ponadto dane wskazują również, że co najmniej w przypadku kilku kationów polielektrolitu związana z tym toksyczność w organizmie wodnym może być znaczna.

badania wykazały, że łagodzenie toksyczności polimerów kationowych może być ułatwione poprzez wprowadzenie polimerów anionowych i/lub substancji organicznych dodawanych jako środki spożywcze do gatunków narażonych. W szczególności toksyczność kationowego materiału polimerowego została zmniejszona poprzez dodanie kwasu humusowego. Wykazano, że dodanie kwasu humusowego do hodowli pstrąga tęczowego zmniejsza toksyczność polimerów kationowych do 75-krotnie w zależności od stężenia kwasu humusowego w hodowlach. Podsumowując, dane te wskazują, że dodanie substancji organicznych do kultur zawierających polimery polikationowe zmniejsza toksyczność. Praktyczne implikacje tego faktu polegają na tym, że podczas gdy standardowe badania toksyczności prowadzone bez dodawania materiału organicznego, takiego jak kwas humusowy, pozwalają na porównanie toksyczności w różnych materiałach badanych, dodanie substancji organicznych pozwala na ocenę toksyczności w bardziej wiarygodnych, istotnych dla środowiska warunkach.

mechanizm toksyczności polimerów w hodowlach glonów został postawiony jako funkcja sekwestracji składników odżywczych metali śladowych. Hipoteza ta została przetestowana przy użyciu frakcji WAFS (ang. water-accommodated fractions) wodnych mieszanin trzech wieloskładnikowych dodatków smarnych. WAF zostały wykorzystane ze względu na nierozpuszczalny charakter Części dodatków smarnych. Uzyskane dane dotyczące toksyczności dla S. capricornutum ogólnie wskazywały, że WAFs były bardzo toksyczne, wykazując medianę skutecznych stężeń obciążających (EL50s) w oparciu o wzrost gęstości komórek lub tempo wzrostu poniżej 1 mg l− 1. Przeciwnie, dla O. mykiss i D. magna uzyskane wartości EL50 przekraczały 1000 mg l-1. Ponadto uwzględniono testy mające na celu określenie, czy Wafle smaru były algistatyczne (stężenie, które hamuje wzrost glonów bez obniżania poziomu komórek), czy algobójcze. Wyniki tych badań wykazały, że toksyczność glonów była pośrednia, wynikająca z sekwestracji niezbędnych mikroelementów. Fortyfikacje WAF w postaci żelaza lub disodowego kwasu etylenodiaminotetraoctowego (EDTA) w zakresie od 200% do 1000% standardowego stężenia podłoża glonowego łagodzą wszelkie działania toksyczne odnotowane w hodowlach niezanieczyszczonych. Kultury glonów usunięte z pożywki zawierającej WAF i ponownie zawieszone w pożywce świeżej wznowiły wzrost wykładniczy. Można wyciągnąć kilka wniosków z tych badań: (1) sekwestracja mikroelementów przez naładowane materiały polimerowe prawdopodobnie spowoduje znaczącą toksyczność dla narażonych organizmów, algi są szczególnie wrażliwe na zmniejszenie wzrostu fazy logarytmicznej z powodu wyczerpania niezbędnych składników odżywczych; oraz (2) badanie materiałów przy użyciu standardowych protokołów badań może przecenić toksyczność, ponieważ korelacja ograniczonej podaży składników pokarmowych w pożywkach standardowych i korelacja naturalnych wód dynamicznych jest niska.

przeprowadzono studium przypadku oceny ryzyka dla środowiska dla monoalkilowego czwartorzędowego związku amoniowego C12–C18 (MAQ). MAQ jest kationowym środkiem powierzchniowo czynnym, który działa w połączeniu z innymi składnikami detergentów do prania. W studium przypadku przedstawiono informacje dotyczące właściwości fizycznych i chemicznych badanego materiału, przewidywanych stężeń środowiskowych i losów środowiskowych. Ponadto omówiono dane dotyczące wpływu na środowisko dla MAQ. Wartości 96 h EC50 dla alg zielonych i niebieskozielonych oraz okrzemek wynosiły od 0,12 do 0,86 mg l-1 MAQ. Stężenia algistatyczne wahały się od 0,47 do 0,97 mg l− 1. Daphnid 48 h wartości EC50 wynosiły średnio 0,06 mg l-1 dla pięciu badań w wodzie laboratoryjnej. Przewlekłe NOEC i LOEC w 21-dniowym badaniu cyklu życia D. magna wynosiły 0,01− 0,04 mg l-1. Wartości EC50 dla morskich bezkręgowców, mysid i różowych krewetek wynosiły odpowiednio 1,3 i 1,8 mg l-1. 96 h LC50 dla czterech gatunków ryb słodkowodnych były funkcją długości łańcucha. Wartości LC50 wynosiły 2,8-31,3 mg l-1 dla MAQs o długości łańcucha C12–C14 i 0,10–0,24 mg l− 1 dla MAQs o długości łańcucha od C15 do C18. Mierzone 28-dniowe przewlekłe NOEC i LOEC w badaniach fathead minnow early-life-stage wynosiły 0,46-1,0 mg l–1 dla C12 MAQ i 0,01− 0,02 mg L–1 dla C16-C18 MAQ. Jak wynika z badań laboratoryjnych, materiały te wykazują znaczną toksyczność. Ponieważ materiały te mogą być poddane obróbce w oczyszczalniach ścieków, oceniono toksyczność materiału dla mikroorganizmów osadu czynnego. Stężenie MAQ wymagane do zmniejszenia aktywności heterotroficznej o 50% wynosiło około 39 mg l-1.

przeprowadzono badania toksyczności ostrej i przewlekłej z użyciem MAQ w wodach rzek i jezior. Uzasadnieniem była ocena wpływu substancji rozpuszczonych zawartych w wodach naturalnych na biodostępność polimeru. Zarówno ostre wartości LC50, jak i przewlekłe poziomy LOEC były średnio trzykrotnie wyższe w naturalnych wodach powierzchniowych dla rozwielitek, najbardziej wrażliwych gatunków. Wartości LC50 wynosiły od 0,1 do 0,5 mg L− 1 MAQ w siedmiu badaniach wody rzecznej i Jeziornej (LC50 w wodzie laboratoryjnej średnio 0,06 mg l-1). Zmierzone wartości przewlekłego NOEC i LOEC w czterech różnych testach wód powierzchniowych wynosiły od 0,05 do 0,10 mg L− 1 MAQ (NOEC i LOEC w wodzie laboratoryjnej wynosiły od 0,01 do 0,04 mg l-1). Wyniki dwóch badań toksyczności ostrej wody rzecznej z użyciem bluegill i fathead minnows były porównywalne z wynikami badań laboratoryjnych; wartości LC50 wyniosły 6,0 mg l− 1 w wodzie rzecznej w porównaniu z 2,8–31,0 dla MAQ o tej samej długości łańcucha w wodzie laboratoryjnej.

przeprowadzono również badania mikrokosmosu, w których replikowane populacje D. magna, muszki chironomidowe i skolonizowany peryferyton rzeczny były narażone na stężenia C12 MAQ, które były przewidywane jako śmiertelne dla D. magna. Mikrokosmos był systemem przepływowym z naturalną wodą rzeczną i czystym osadem. Organizmy były narażone przez okres do 4 miesięcy, zapewniając narażenie wielu pokoleń. Na podstawie wyników badania nie stwierdzono istotnego wpływu na gęstość D. magna lub biomasę przy stężeniach C12 MAQ do 0,110 mg l-1. Pierwszy efekt wystąpił przy 0,180 mg l-1 w populacjach, które były początkowo narażone na to stężenie testowe. Populacje zaaklimatyzowane do niższych stężeń i następnie narażone na działanie 0,180 mg l-1 nie miały negatywnego wpływu. Znaczne zmniejszenie zarówno populacji wstępnie narażonych, jak i hodowanych w grupie kontrolnej wystąpiło po dawce 0,310 mg l-1. Wyniki przypisywano kompensacyjnym zmianom dynamiki populacji bezkręgowców, w których utratę wrażliwych osobników kompensowano zwiększeniem zdolności reprodukcyjnych populacji tolerancyjnych po ekspozycji wielopokoleniowej.

wreszcie przeprowadzono badania terenowe w rzekach i jeziorach w dobrym stanie biologicznym i otrzymujących wymierne ilości ścieków z WWTF. Oceniono naturalne parametry strukturalne i funkcjonalne fitoplanktonu i zooplanktonu oraz wskaźniki biodegradacji. Uzyskane laboratoryjnie wartości EC50 dla zielonych i niebiesko-zielonych alg i okrzemek były około 12-23 razy mniejsze niż w stężeniu in situ, które miało wpływ na aktywność fotosyntetyczną lub strukturę społeczności. Biodegradacja przez wstępnie odsłonięte społeczności mikrobiologiczne była szybka i odzwierciedlała biodegradację naturalnie występujących substancji organicznych. Rodzime ryby, makroinvertebrates i periphyton były znacznie mniej wrażliwe na MAQ niż najbardziej wrażliwy gatunek laboratoryjny D. magna. W strumieniu zdominowanym przez ścieki nie odnotowano znaczących negatywnych skutków dla żadnej ze społeczności tubylczych narażonych na stężenie 0,27 mg L− 1 MAQ, więcej niż dwa razy w porównaniu z ostrym EC50 dla rozwielitek, na podstawie badań laboratoryjnych.

narybek pstrąga jeziornego, Salvelinus namaycush, został wystawiony w eksperymentach laboratoryjnych na działanie dwóch polimerów do oczyszczania ścieków, jednego anionowego (MagnaFloc 156) i jednego kationowego (MagnaFloc 368; Ciba Specialty Chemical) w celu określenia, czy te chemikalia używane w górnictwie były toksyczne dla narażonych ryb. Polimery są dodawane do ścieków w celu ułatwienia osadzania i usuwania zawieszonych cząstek stałych. Polimery kationowe działają głównie jako koagulanty i adsorbują na powierzchni ujemnie naładowanych cząstek, neutralizując w ten sposób elektrostatyczne ładunki powierzchniowe. Polimery anionowe działają przede wszystkim jako flokulanty wiążące zawieszone cząstki w agregaty o wyższej masie cząsteczkowej, które łatwiej osadzają się z roztworu. Wyniki wykazały, że kationowy polimer MagnaFloc 368 był znacznie bardziej toksyczny dla narybku pstrąga jeziornego niż anionowy polimer MagnaFloc 156. MagnaFloc 368 miał 96 h LC50 2,08 mg l-1, podczas gdy LC50 dla MagnaFloc 156 nie można było określić. Przy najwyższym badanym stężeniu MagnaFloc 156, 600 mg l− 1, zaobserwowano śmiertelność 5%.

toksyczność obserwowana w tych narybkach przypisywano gęstości ładunku. Im silniejszy ładunek elektrostatyczny polimeru, tym większa jego toksyczność. Polimery o mniejszej masie cząsteczkowej mają również zazwyczaj większą toksyczność. Mechanizm toksyczności zakłada się, że naładowane polimery są przyciągane i oddziałują z ujemnymi naładowanymi powierzchniami skrzelowymi odsłoniętych ryb. Toksyczne działanie polimerów kationowych u ryb jest zgodne z niedotlenieniem i świadczy o tym związana histopatologia, w tym zwiększona unaczynienie, zwiększona grubość blaszek poprzez proliferację komórkową i zmniejszona wysokość blaszek. Wyniki badań histopatologicznych potwierdzają fizjologiczny mechanizm upośledzonej wydolności oddechowej i regulacji jonów na błonie skrzelowej. W przypadku polimerów anionowych zakłada się, że materiały te sekwestrują ważne składniki odżywcze w mediach, takie jak metale śladowe magnez i/lub żelazo. Alternatywnie materiały anionowe mogą również wpływać na regulację jonów w błonie skrzelowej.

Fluoropolimery

kwas perfluorooktanowy (PFOS) i kwas perfluorooktanowy (PFOA) zostały zidentyfikowane jako wszechobecne zanieczyszczenia środowiska. Materiały te nie są produktami naturalnymi i mają czysto antropogeniczne pochodzenie. Kwasy perfluorowane (PFAs) są ogólnie klasą anionowych materiałów fluorowanych charakteryzujących się łańcuchem perfluoroalkilowym i grupą solubilizującą sulfonian lub karboksylan. Łańcuch perfluoroalkilowy jest powszechnie określany jako telomer lub synonimicznie jako fluorotelomer. Związki perfluorowane są stosowane jako materiały prekursorowe w syntezie polimerów fluorowanych o bardzo dużej masie cząsteczkowej. Zobowiązania środowiskowe polimerów o dużej masie cząsteczkowej są ograniczone ze względu na ich rozmiar, to jest wykluczenie wielkości cząsteczkowej i ogólne pogorszenie się degradacji. Wszelkie potencjalne zobowiązania środowiskowe są konsekwencją pozostałości telomerów w formułowanych produktach końcowego zastosowania i jakiejkolwiek degradacji polimerów o dużej masie cząsteczkowej. Poniżej omówiono toksyczność środowiskową telomeru.

oprócz oceny zarówno ostrej, jak i przewlekłej toksyczności u organizmów wodnych przeprowadzono badania oceniające wpływ PFOS na układ hormonalny w odniesieniu do steroidogenezy, ekspresji genów związanych z endokrynologią, wpływu na oś przysadka-podwzgórze-tarczyca oraz punktów końcowych reprodukcji. Wykazano, że PFOS wpływają na układ hormonalny i punkty końcowe rozrodczości w ocenianych stężeniach. Dodatkowo, w ekspozycji na danio pręgowanego, zmienionych proporcjach płci, indukowanych zaburzeniach rozwoju gonad męskich oraz w embrionach F1 pochodzących z długotrwałej wysokiej dawki (250 µg l− 1) narażonych samic rozwinęły się poważne deformacje we wczesnych stadiach rozwoju i doprowadziły do 100% śmiertelności larw w 7 dni po zapłodnieniu. Warto jednak zauważyć, że w niektórych przypadkach stężenie PFOS w badaniu było znacznie wyższe niż w próbkach terenowych, a zatem implikacje tych wyników w zakresie oceny ryzyka są uważane za niepewne.

w przypadku PFOA większość badań ekotoksyczności dla środowiska wodnego przeprowadzono z użyciem soli amonowej (APFO) kwasu prefluorooktanowego. W Warunkach istotnych dla środowiska W wodnych przedziałach środowiska PFOA będzie istnieć jako w pełni zjonizowany Składnik (COO−). Ponieważ prawdopodobną drogą emisji fluoropolimerów będzie ściek WWTF, oceniono toksyczność PFOA dla bakterii. Wartości EC50 w czasie 30 min i 3 h dla badań hamowania układu oddechowego osadu wynosiły od > 1000 do > 3300 mg l− 1. W przypadku glonów najniższe wartości 96 h EC50 i NOEC zgłoszone dla testów glonów z użyciem Pseudokirchneriella subcapitata wynosiły odpowiednio 49 i 12,5 mg l-1. Ogólnie wartości EC50 96 h (na podstawie szybkości wzrostu, gęstości komórek, liczby komórek i suchej masy) wynosiły od 49 do > 3330 mg l− 1. Wartości NOEC wahały się od 12,5 do 430 mg l− 1. W oparciu o kryteria USEPA TSCA PFOA można scharakteryzować jako gatunek o niskim stopniu zagrożenia dla glonów. Wartości EC50 (w oparciu o unieruchomienie) wynosiły od 126 do > 1200 mg l− 1. Wykazano, że 10-dniowy NOEC dla preparatu Chironomus tentans mieszkającego w osadzie wynosi > 100 mg l− 1. Ponadto w badaniach laboratoryjnych nie stwierdzono wpływu na C. tentans po 10-dniowej ekspozycji na PFOA w stężeniach do 100 mg l-1. W oparciu o te punkty końcowe toksyczności PFOA można scharakteryzować zgodnie z kryteriami USEPA TSCA jako mało niepokojące dla wodnych gatunków bezkręgowców. W odniesieniu do gatunków ryb kręgowych zmierzone wartości LC50 wynoszące 96 h wynosiły od 280 do 2470 mg l-1. W oparciu o wartości LC50 dla ryb PFOA byłyby scharakteryzowane jako mało niepokojące zgodnie z kryteriami USEPA TSCA.

dostępne dane dotyczące toksyczności przewlekłej obejmują 14 dniowe wartości EC50 glonów wynoszące 43 mg l− 1 i 73 mg l− 1 (Oprócz wartości 96 h NOEC), 21 dniowe NOEC dotyczące rozmnażania rozwielitek w zakresie od 20 do 22 mg l− 1, 35 dniowe mieszane loec dotyczące społeczności zooplanktonu z badań mikrokosmosu słodkowodnego w zakresie od 10 do 70 mg l-1 i przewlekłe NOEC dla ryb w zakresie od 0.3 mg l-1 dla stężenia hormonów steroidowych u samców ryb mierzonego w 39− dniowych badaniach mikrokosmosu do 40 mg l-1 w oparciu o przeżywalność i wzrost z 85-dniowego badania pstrąga tęczowego we wczesnym stadium życia. Obniżeniu poziomu hormonów steroidowych u ryb towarzyszyło jedynie ograniczone wydłużenie czasu do pierwszego jajeczkowania i ograniczone zmniejszenie ogólnej produkcji jaj. W związku z tym wahania hormonalne wywołane przewlekłym narażeniem na PFOA mają ograniczone, umiarkowane konsekwencje dla zdolności rozrodczych ryb. Istnieje jednak pewna niepewność co do długoterminowych konsekwencji narażenia na PFOA i zdolności reprodukcyjnych narażonych populacji. Zgodnie z kryteriami USEPA TSCA PFOA charakteryzuje się niską chroniczną troską o glony i niską lub umiarkowaną przewlekłą troską o bezkręgowce i ryby. Na podstawie dostępnych danych ekotoksyczność PFOA jest uważana za niską dla organizmów wodnych. Warto jednak zauważyć, że literatura dotycząca fluoropolimerów szybko się rozwija. Obszerny przegląd i podsumowanie literatury dotyczącej fluoropolimerów znacznie wykracza poza zakres niniejszego rozdziału. Radzimy, aby czytelnik zapoznał się z aktualną literaturą dla ich konkretnego przypadku i recenzji przewidzianej do dalszej lektury.