Perfluorooctanesulfonic Ácido

Carregada/Descarregada Polímeros

Catiônicos, Aniônicos, não-iónico, e Anfotéricos Polímeros (Incluindo Quaternário Aminoesters)

solúveis em Água, polímeros catiônicos são usados como coagulantes e / ou floculantes em processos que incluem a clarificação de água potável, de desaguamento de lodo, fabrico de papel, mineração, e como revestimento de resinas. Os polímeros carregados solúveis em água são classificados de acordo com o seu potencial de carga como catiónicos, aniónicos, não iónicos e anfotéricos. Os polímeros catiónicos contêm uma densidade de carga positiva. Muitos dos polímeros contêm nitrogénios terciários ou quaternários que fornecem uma carga líquida positiva ao polímero. Os polímeros aniónicos estão negativamente carregados. Os polímeros não iónicos não são carregados porque não contêm uma fracção ionizável. Polímeros anfotéricos são de natureza zwitteriônica com grupos funcionais catiônica e aniônica. A expressão da carga em polímeros anfotéricos é uma função do pH do meio residente. Além da toxicidade mecanicista ou não específica que pode ser evidente em peixes, invertebrados e algas, polímeros catiónicos podem exercer efeitos tóxicos através de interacções físicas com a superfície de guelras negativamente carregada dos peixes. A transferência reduzida de oxigénio provoca efeitos adversos associados.

os efeitos da química dos polímeros catiónicos, da densidade de carga e do peso molecular foram avaliados na exposição aguda e crónica à truta arco-íris (S. gairdneri, O. mykiss). Os polímeros catiónicos que foram avaliados consistiram em duas classes principais. A primeira classe, os copolímeros de epicloridrina/dimetilamina carregam um nitrogênio quaternário na espinha dorsal do polímero. O segundo tipo de copolímero catiónico foi os copolímeros acrilamida/acrilato que transportam um azoto quaternário na cadeia lateral éster do polímero. As poliaminas avaliadas variaram, em peso molecular, entre 10 e 200-250 kDa). Os copolímeros de éster de acrilamida / acrilato variaram na densidade de carga de 10% a 39%. Os estudos agudos foram realizados em condições estáticas não renovadas e também em condições de escoamento. Os estudos crónicos foram realizados através de exposições através do fluxo. Para os estudos agudos não renovados, os valores de CL50 foram altamente variados. Os valores agudos de CL50 dos estudos nãorenovais foram de 592, 271, 779 e 661 µg l− 1 para as três poliaminas e uma acrilamida, respectivamente. As poliaminas, isto é, os polímeros com o azoto quaternário na coluna vertebral do polímero, pareciam ser em geral mais agudamente tóxicos do que os polímeros à base de acrilamida (azoto quaternário na cadeia lateral éster do polímero). Em condições de escoamento, a toxicidade pareceu aumentar em relação aos estudos não renovados. Os valores agudos de CL50 dos estudos dinâmicos ascendiam a 42, 6, 96, 156 e 384 µg l− 1 para as três poliaminas e uma acrilamida, respectivamente. As RCA LC50 para os estudos dinâmicos através do fluxo e crónicos foram baixas tanto para as poliaminas como para a poliacrilamida testadas, indicando que os valores de toxicidade crónica CL50 não eram diferentes dos valores agudos. As RCA baixas indicam, portanto, que a toxicidade resultante foi uma função dos efeitos agudos rápidos e não dos efeitos cumulativos a longo prazo. Observou-se uma tendência que sugere diminuições da toxicidade com o aumento do peso molecular.

no que respeita aos efeitos subletais, a poliamina avaliada quanto à toxicidade crónica não induziu efeitos adversos nos parâmetros de crescimento. De facto, ambas as poliaminas induziram aumentos dos parâmetros de crescimento relacionados com a concentração. No caso da acrilamida testada, observou-se uma diminuição significativa do peso corporal da truta sobrevivente. A partir destes estudos pode concluir-se que a carga catiónica e a maior parte física do polímero foram os factores determinantes da toxicidade observada no sistema não-Renovado. As condições de escoamento aumentaram a toxicidade dos polímeros em comparação com a toxicidade em condições estáticas. O peso molecular dos polímeros e a toxicidade eram inversamente proporcionais. Nos sistemas de escoamento, as poliaminas catiónicas pareciam ser mais tóxicas do que as poliacrilamidas catiónicas.A toxicidade aguda de vários polímeros catiónicos foi avaliada em D. magna, fathead minnow (P. promelas), gammarids (Gammarus pseudolimnaeus) e midges (Paratanytarsus parthenogeneticus) utilizando métodos de ensaio in vitro. Além disso, foi realizado um ensaio microcosmo em que foram utilizadas espécies de peixes ou invertebrados e dez espécies de algas. Foram realizados estudos de toxicidade aguda com D. magna e fathead minnow em concentrações de polielectrolitos de 100 mg l− 1. Se a concentração de ensaio de 100 mg l− 1 se revelar tóxica para qualquer um ou ambos os organismos de ensaio, o electrólito foi ensaiado utilizando o gammaride menos sensível. Alguns dos electrólitos foram testados usando os insetos. Os valores LC50 para quatro das policiações foram superiores a 100 mg l – 1 Para D. magna e/ou o Minnow fathead. Dos restantes 11 polímeros catiônicos, o LC50 valores variaram de 0,09 para 70.7 mg l− 1 para D. magna e a partir de 0,88 para 9.47 mg l− 1 para fathead minnow. De acordo com os critérios do TSCA do USEPA, a toxicidade aguda destas policiações varia entre baixa preocupação (CL50 > 100 mg L− 1) para vários a preocupação moderada a elevada (CL50 < 100 mg l− 1 a CL50 < 1, 0 mg l− 1). Os valores de CL50 de paratanitarsus parthenogeneticus foram inferiores a 100 mg l− 1 em três dos oito polímeros catiónicos testados (< 6,25 a 50 mg l− 1). = = ligações externas = = 4 mg l – 1 para Sete de 13 polímeros testados.

nos estudos microcosmos, o crescimento das algas atrasou-se com a concentração de catiões mais elevada. No entanto, não foi evidente que os polímeros induzissem efeitos tóxicos directos sobre as algas e que o crescimento celular retardado fosse especificamente atribuído a potenciais interacções físicas das células das algas e dos polímeros. Alterações na composição das espécies no microcosmo foram atribuídas aos polielectrólitos, mas a atividade de pastagem não foi excluída como a razão para alterações na diversidade das espécies nos microcosmos tratados.

A toxicidade aguda de vários polyelectrolytes para a truta arco-íris (O. mykiss), a truta do lago (Salvelinus namaycush), um mysid (Mysis relicta), um copépode (Limnocalanus macrurus), e um cladoceran (D. magna) no Lago Superior, a água tem sido avaliada. Além disso, um estudo de 21 dias do ciclo de vida em D. magna foi realizado para examinar os efeitos dos polímeros policiásicos sobre a reprodução nesta espécie invertebrada. O catiônicos polyelectrolytes testados foram Superfloc 330 (Calgon Corp.), Calgon M-500, Gendriv 162 (Geral, Fábricas de produtos Químicos), Magnifloc 570C (Calgon Corp.), e Magnifloc 521C. Em condições estáticas, os valores de LC50 de 96 h para a truta arco− íris variaram entre 2,12 mg l− 1 Para O Superfloc 330 E 218 mg l-1 para o Gendriv 162. A caracterização da toxicidade é de baixa a moderada preocupação de acordo com os critérios da USEPA TSCA. Para a truta lacustre, o valor LC50 de 96 h para o Superfloc 33 igualou 2,85 mg l− 1 e para o Calgon m-500, 5,70 mg l− 1. Estes dados são indicativos de toxicidade moderada para esta espécie de peixe. Para D. magna, a CL50 de 48 h variou de 0, 344 a 345 mg l− 1, uma ampla gama, com características de toxicidade de acordo com o TSCA de baixa a elevada preocupação. Em 21 dias D. magna do ciclo de vida de estudo, Superfloc 330 e Calgon M-500 prejudicada a reprodução no invertebrados em concentrações mais baixas, isto é, 0.10 e 1,0 mg l− 1, respectivamente, do que os que permitem a sobrevivência, isto é, 1.10 e de 2,85 mg l− 1. Os dados são indicativos de alguma variação de resposta, provavelmente uma consequência da densidade de carga. Além disso, os dados indicam também que, pelo menos para várias catiões de polielectrolitos, a toxicidade associada no organismo aquático pode ser substancial.

estudos demonstraram que a mitigação da toxicidade dos polímeros catiónicos pode ser facilitada através da introdução de polímeros aniónicos e/ou de matéria orgânica adicionada como géneros alimentícios a espécies expostas. Especificamente, a toxicidade do material polimérico catiónico foi reduzida através da adição de ácido úmico. A adição de ácido úmico a culturas de truta arco-íris mostrou reduzir a toxicidade de polímeros catiónicos até 75 vezes, dependendo da concentração do ácido úmico nas culturas. Em suma, estes dados indicam que a adição de orgânicos às culturas que contêm polímeros policiásicos reduz a toxicidade. A implicação prática disto é que, embora os estudos de toxicidade padrão realizados sem a adição de material orgânico, como o ácido úmico, permitam a comparação da toxicidade entre os materiais de ensaio, a adição de orgânicos permite a avaliação da toxicidade em condições mais plausíveis e ambientalmente relevantes.O mecanismo de toxicidade de polímeros em culturas de algas foi considerado como uma função do sequestro de nutrientes de vestígios metálicos. Esta hipótese foi testada utilizando frações aquosas (WAFs) de misturas aquosas de três aditivos lubrificantes multicomponentes. Os WAFs foram utilizados devido à natureza insolúvel de uma proporção dos aditivos lubrificantes. Os dados de toxicidade resultantes Para A S. capricornutum indicaram geralmente que os WAFs eram muito tóxicos, exibindo concentrações de carga efectivas médias (EL50s) com base em aumentos da densidade celular ou taxas de crescimento inferiores a 1 mg l− 1. Contrastante, para O. mykiss e D. magna, os valores EL50 resultantes foram superiores a 1000 mg l− 1. Além disso, foram incluídos ensaios concebidos para determinar se as algas lubrificantes eram algistáticas (a concentração que inibe o crescimento das algas sem reduzir os níveis celulares) ou algicidas. Os resultados destes estudos indicaram que a toxicidade das algas era indirecta, resultante da sequestração de micronutrientes essenciais. Fortificações WAF sob a forma de ácido etilenodiaminotetracético de ferro ou dissódio (EDTA) variando entre 200% e 1000% da concentração média de algas padrão mitigou qualquer toxicidade observada em culturas não alteradas. Culturas de algas removidas do meio que contém WAF e ressuspendidas em meio de cultura fresco retomaram o crescimento exponencial. Pode-se tirar várias conclusões destes estudos: (1) a sequestração de micronutrientes por materiais poliméricos carregados irá provavelmente provocar uma toxicidade significativa para os organismos expostos, sendo as algas particularmente sensíveis às reduções logarítmicas do crescimento da fase devido à depleção essencial de nutrientes.; e (2) os ensaios de materiais que utilizem protocolos de ensaio normalizados podem sobrestimar a toxicidade, uma vez que a correlação entre o fornecimento limitado de nutrientes em meio normal e o das águas dinâmicas naturais é baixa.

foi realizado um estudo de caso de avaliação dos riscos ambientais para um composto monoalquilo quaternário de amónio C12–C18 (MAQ). O MAQ é um surfactante catiónico que funciona em combinação com outros componentes de detergente para roupa. No estudo de caso, foram apresentadas informações sobre as propriedades físicas e químicas do material de ensaio, as concentrações ambientais previstas e o destino ambiental. Além disso, foram discutidos dados de efeitos ambientais para o QAM. Os valores CE50 de 96 h para algas e diatomas verdes e azuis-verdes variaram entre 0,12 e 0,86 mg de MAQ l− 1. As concentrações algistáticas variaram entre 0, 47 e 0, 97 mg de l− 1. Os valores médios de 48 h da Daphnid para a CE50 foram de 0, 06 mg l – 1 em cinco ensaios em água de laboratório. NOEC e LOEC crónicos num estudo de 21 dias do ciclo de vida de D. magna igualaram 0, 01− 0, 04 mg l-1. Os valores de EC50 para os invertebrados marinhos, mysid e camarões cor− de-rosa foram de 1,3 e 1,8 mg l-1, respectivamente. O LC50 de 96 h para quatro espécies de peixes de água doce era uma função do comprimento da cadeia. Os valores LC50 igualaram 2,8-31,3 mg l – 1 Para As MAQs com comprimentos de cadeia de C12–C14 e 0.10–0.24 mg l− 1 para as MAQs com comprimentos de cadeia que variam de C15 a C18. A medida de 28 dias crônico NOEC e LOEC em fathead minnow precoce-vida-fase de estudos igualado 0.46–1,0 mg l− 1 para C12 MAQ e de 0,01–0,02 mg l− 1 para o C16–C18 MAQs. É evidente que estes materiais têm uma toxicidade significativa com base em estudos laboratoriais. Como estes materiais são susceptíveis de ser tratados na WWTFs, a toxicidade do material para microorganismos de lamas ativadas foi avaliada. A concentração do MAQ necessária para causar uma redução de 50% na actividade heterotrófica foi de aproximadamente 39 mg l− 1.Foram realizados testes de toxicidade aguda e crónica com QAM em águas fluviais e lacustres. O objetivo era avaliar os efeitos dos orgânicos dissolvidos contidos nas águas naturais em termos de biodisponibilidade do polímero. Tanto os valores agudos de CL50 como os níveis crónicos de LOEC foram, em média, três vezes superiores nas águas superficiais naturais para os dafnídeos, as espécies mais sensíveis. Os valores de CL50 variaram de 0,1 a 0,5 mg de L-1 MAQ em sete testes de água de rios e lagos (CL50 em água de laboratório, em média, 0,06 mg de l− 1). Medida crônico NOEC e LOEC valores em quatro diferentes de água de superfície de testes variou de 0,05 a 0,10 mg l− 1 MAQ (NOEC e LOEC em laboratório de água variou de 0,01 a 0,04 mg l− 1). Os resultados de duas a água do rio os ensaios de toxicidade aguda com bluegill e fathead minnows foram comparáveis para os estudos de laboratório; LC50 valores igualado 6.0 mg l− 1 na água do rio versus 2.8–31.0 para o mesmo comprimento da cadeia de MAQ em laboratório de água.Foram também realizados estudos em microcosmos onde populações replicadas de D. magna, midges chironomides e periphíton do rio colonizado foram expostas a concentrações de C12 MAQ que se esperava serem letais para D. magna. Os microcosmos eram sistemas de escoamento com água natural do rio e sedimentos limpos. Os organismos foram expostos durante um período máximo de 4 meses, garantindo a exposição de várias gerações. Com base nos resultados do estudo, não houve efeitos significativos na densidade de D. magna ou na biomassa em concentrações de C12 MAQ até 0, 110 mg l− 1. O primeiro efeito ocorreu com 0, 180 mg l – 1 em populações que foram inicialmente expostas a essa concentração de ensaio. Populações aclimatadas a concentrações mais baixas e subsequentemente expostas a 0, 180 mg l− 1 não foram afectadas negativamente. Ocorreram reduções significativas nas populações pré-expostas e nas populações de controlo com 0, 310 mg l− 1. Os resultados foram atribuídos a alterações compensatórias na dinâmica da população de invertebrados, onde a perda de indivíduos sensíveis foi compensada por aumentos na capacidade reprodutiva das populações tolerantes após exposições multigeracionais.

finalmente, foram realizados estudos de campo em rios e lagos em boas condições biológicas e recebendo quantidades quantificáveis de efluentes da WWTF. Os parâmetros estruturais e funcionais do fitoplâncton Natural e do zooplâncton natural foram avaliados, bem como as taxas de biodegradação. Os valores de CE50 derivados de laboratório para algas e diatomas verdes e azuis foram cerca de 12 a 23 vezes inferiores aos da concentração in situ que afectou a actividade fotossintética ou a estrutura comunitária. A biodegradação por comunidades microbianas pré-expostas foi rápida e refletiu a biodegradação de orgânicos de ocorrência natural. Peixes indígenas, macroinvertebrados e perífito eram muito menos sensíveis ao MAQ do que a espécie de laboratório mais sensível D. magna. Num fluxo dominado por efluentes, não se observaram efeitos adversos significativos para qualquer das comunidades indígenas expostas a uma concentração de 0,27 mg de MAQ l-1, mais do dobro da CE50 aguda para dafnídeos, com base em estudos laboratoriais.

truta do Lago fry, Salvelinus namaycush, foram expostas em experiências de laboratório para duas tratamento de águas residuais de polímeros, uma aniônico (MagnaFloc 156) e um catiônica (MagnaFloc 368; Ciba especialidades Químicas) para determinar se esses químicos utilizados em operações de mineração eram tóxicos para peixes expostos. Os polímeros são adicionados às águas residuais para facilitar a decantação e remoção das partículas em suspensão. Os polímeros catiónicos funcionam principalmente como coagulantes e adsorvem à superfície de partículas carregadas negativamente, neutralizando assim as cargas de superfície electrostáticas. Os polímeros aniónicos funcionam principalmente como floculantes, ligando as partículas em suspensão a agregados de massa molecular mais elevados que se instalam mais facilmente na solução. Os resultados indicaram que o polímero catiónico MagnaFloc 368 era substancialmente mais tóxico para as trutas lacustres do que o polímero aniónico MagnaFloc 156. O MagnaFloc 368 teve uma CL50 de 96 h de 2,08 mg l – 1, enquanto o CL50 para o MagnaFloc 156 não pôde ser determinado. Na concentração de MagnaFloc 156 testada mais elevada, observou− se uma mortalidade de 600 mg l-1, de 5%.

a toxicidade observada nestes indivíduos foi atribuída à densidade de carga. Quanto mais forte for a carga eletrostática do polímero, maior será a sua toxicidade. Polímeros de peso molecular menor também são tipicamente de maior toxicidade. O mecanismo de toxicidade é colocado em hipótese de que os polímeros carregados são atraídos e interagem com as superfícies de gill negativas dos peixes expostos. O efeito tóxico dos polímeros catiónicos nos peixes é consistente com hipoxia e é evidenciado por histopatologia associada, incluindo aumento da vascularização, aumento da espessura lamelar através da proliferação celular e diminuição da altura lamelar. Os resultados histopatológicos sustentam o mecanismo fisiológico de diminuição da eficiência respiratória e regulação iónica na membrana gélida. Para polímeros aniônicos, é colocada a hipótese de que estes materiais sequestram nutrientes importantes nos meios, tais como metais residuais magnésio e/ou ferro. Em alternativa, os materiais aniónicos podem também influenciar a regulação iónica no interior da membrana gélida.

Fluoropolímeros

ácido Perfluorooctano sulfónico (PFOS) e ácido perfluorooctanóico (PFOA) foram identificados como contaminantes ambientais omnipresentes. Estes materiais não são produtos naturais e são de origem puramente antropogénica. Os ácidos perfluorados (PFAs) em geral são uma classe de materiais fluorados aniônicos caracterizados por uma cadeia perfluoroalquila e um grupo solubilizante de sulfonato ou carboxilato. A cadeia perfluoroalquil é comumente referida como um telômero ou sinônimo como um fluorotelômero. Os compostos perfluorados são utilizados como materiais precursores na síntese de polímeros fluorados de massa molecular muito elevada. As responsabilidades ambientais dos polímeros de elevado peso molecular são limitadas devido ao seu tamanho, ou seja, exclusões de tamanho molecular e recalcitância geral à degradação. Quaisquer potenciais passivos ambientais são uma consequência dos telómeros residuais nos produtos de utilização final formulados e de qualquer degradação dos polímeros de elevada massa molecular. The following discusses telomer environmental toxicity.

para além da avaliação da toxicidade aguda e crónica em organismos aquáticos, foram realizados estudos para avaliar os efeitos do PFOS no sistema endócrino no que respeita à esteroidogénese, à expressão genética relacionada com o sistema endócrino, aos efeitos no eixo hipofisário-hipotalâmico-tireóide e aos parâmetros reprodutivos. Os PFOS demonstraram afectar o sistema endócrino e os parâmetros reprodutivos nas concentrações avaliadas. Adicionalmente, em exposições a peixe− zebra, rácios sexuais alterados, disfunção do desenvolvimento gonadal masculino induzido e em embriões F1 derivados de doses elevadas de longo prazo (250 µg l-1) as fêmeas expostas desenvolveram deformações graves nos estágios iniciais do desenvolvimento e resultaram em mortalidade larval de 100% aos 7 dias após a fertilização. Note-se, no entanto, que, em alguns casos, as concentrações de exposição aos PFOS foram significativamente superiores às encontradas nas amostras de campo, pelo que as implicações destes resultados em termos de avaliação do risco são consideradas incertas.

para PFOA, a maioria dos estudos de ecotoxicidade aquática foram realizados com o sal de amónio (APFO) do ácido prefluorooctanóico. Em condições ambientalmente relevantes em compartimentos ambientais aquosos, o PFOA existirá como componente totalmente ionizado (COO−). Uma vez que uma via provável de emissão de Fluoropolímeros será através do efluente da WWTF, foi avaliada a toxicidade do PFOA para as bactérias. Os valores de 30 min e 3 H de EC50 para os estudos de inibição respiratória das lamas variaram entre > 1000 e > 3300 mg l-1. Para as algas, os valores mais baixos de 96 H de EC50 e NOEC comunicados para os ensaios de algas utilizando Pseudokirchneriella subcapitata foram, respectivamente, de 49 e 12, 5 mg de l− 1. Globalmente, os valores de 96 h CE50 (com base na taxa de crescimento, densidade celular, contagens celulares e pesos secos) variaram entre 49 e > 3330 mg l− 1. Os valores NOEC variaram entre 12, 5 e 430 mg de l-1. Com base nos critérios do TSCA USEPA, o PFOA seria caracterizado como de baixa preocupação para as espécies de algas. Os valores de 48 h CE50 da Daphnid (baseados na imobilização) variaram entre 126 e > 1200 mg l− 1. A CSEO de 10 dias para os Quironomus tentans habitados pelos sedimentos mostrou ser > 100 mg l-1. Adicionalmente, em estudos laboratoriais, não foram evidentes efeitos sobre C. tentans após exposições de 10 dias a PFOA em concentrações até 100 mg l− 1. Com base nestes parâmetros de toxicidade, a PFOA seria caracterizada, de acordo com os critérios da USEPA TSCA, como sendo de baixa preocupação para as espécies de invertebrados aquáticos. No que diz respeito às espécies de peixes vertebrados, os valores medidos de 96 HC50 variaram entre 280 e 2470 mg l− 1. Com base nos valores LC50 para os peixes, PFOA seria caracterizada como de baixa preocupação de acordo com os critérios TSCA USEPA.

os dados de toxicidade crónica disponíveis incluem 14 valores de EC50 para algas de 14 dias de duração de 43 e 73 mg l− 1 (Para além dos valores de NOEC de 96 h), 21 Noec de reprodução para daphnid de 20 a 22 mg l− 1, 35 dias de Loec de zooplâncton misto a partir de estudos de microcosmos de água doce de 10 a 70 mg l− 1 e Noec de peixes crónicos de 0.3 mg l – 1 para os níveis de hormona esteróide nos peixes machos, medidos em estudos de microcosmos de 39 dias para 40 mg l− 1 com base na sobrevivência e no crescimento de um estudo de 85 dias de truta arco-íris em fase inicial de vida. As reduções dos níveis de hormonas esteróides nos peixes foram acompanhadas por aumentos limitados no tempo até à primeira oviposição e diminuições limitadas na produção global de ovos. Assim, as flutuações hormonais induzidas pelas exposições crónicas a PFOA têm consequências limitadas e a médio prazo na capacidade de reprodução dos peixes. No entanto, existe alguma incerteza quanto às consequências a longo prazo das exposições aos PFOA e da capacidade reprodutora das populações expostas. De acordo com os critérios da USEPA TSCA, PFOA seria caracterizada como de baixa preocupação crônica para as algas e de baixa a moderada preocupação crônica para invertebrados e peixes. Com base nos dados disponíveis, A ecotoxicidade dos PFOA é considerada baixa para os organismos aquáticos. Vale ressaltar, no entanto, que a literatura sobre Fluoropolímeros está se expandindo rapidamente. Uma revisão abrangente e resumo da literatura fluoropolímero está muito além do âmbito deste capítulo. Aconselhamos que o leitor consulte a literatura específica atual para seu caso específico e a revisão prevista para posterior leitura.