09 negri - Giornale Italiano di Medicina del Lavoro ed Ergonomia ...

G Ital Med Lav Erg 2008; 30:1, 61-74 © PI-ME, Pavia 2008
http://gimle.fsm.it
S. Negri 1 , †L.Maestri 2 , G. Esabon 2 , M. Ferrari 3 , P. Zadra 2 , S. Ghittori 1 , M. Imbriani 4
Caratteristiche, uso e tossicità dei fluorurati:
revisione della letteratura
1 Laboratorio Studio e Monitoraggio dell’Esposizione a Inquinanti Aeriformi (LabS-MEIA), Fondazione S. Maugeri, IRCCS, Istituto Scientifico di Pavia
- Laboratorio per la Gestione e l’Analisi dei Rischi Occupazionali, ISPESL, Pavia
2 Laboratorio Studio e Monitoraggio dell’Esposizione a Inquinanti Aeriformi (LabS-MEIA), Fondazione S. Maugeri, IRCCS, Istituto Scientifico di Pavia
3 Servizio di Fisiopatologia Respiratoria, Fisiologia del Lavoro ed Ergonomia, Fondazione Salvatore Maugeri, IRCCS, Istituto Scientifico di Pavia
4 Unità Operativa di Medicina Ambientale e Medicina Occupazionale, Fondazione Salvatore Maugeri, IRCCS, Istituto Scientifico di Pavia -
Dipartimento di Medicina Preventiva, Occupazionale e di Comunità, Università degli Studi di Pavia
RIASSUNTO. L’acido perfluoro-ottan-sulfonico (PFOS)
e l’acido perfluoro-ottanoico (PFOA) sono composti chimici
fluorurati con proprietà tensioattive che appartengono alla
famiglia delle sostanze perfluoroalchiliche (PFAS).
A partire da queste due molecole vengono prodotti
fluoropolimeri e fluorotelomeri a catena più o meno lunga.
Il PTFE, commercialmente noto come Teflon, è il capostipite
di tutti i fluoropolimeri e viene utilizzato (a partire dagli anni
’40) in molti settori e in diverse parti del Mondo. Infatti,
proprio per le particolari caratteristiche chimico-fisiche,
questi composti sono spesso insostituibili nei settori di maggior
utilizzo (industria tessile, cartacea, settore chimico e delle
schiume antincendio). La presenza dei PFAS nell’ambiente è
ormai accertata in ogni regione della Terra senza escludere le
zone più remote; in ogni comparto (aria, acqua, ecc.) ne è stata
dimostrata la presenza e, dall’esito di numerosi monitoraggi,
si è potuto anche affermare che il PFOS può essere
biomagnificato ai livelli più alti della catena alimentare.
Le prime preoccupazioni sui possibili effetti tossici di queste
molecole risalgono agli anni ’70, ma solo nel 2000 l’EPA ha
annunciato il ritiro graduale di PFOS e di PFOA dalla
produzione per il rispetto dell’ambiente. Nel 2002 L’OECD
ha affermato, grazie ad uno studio di valutazione del rischio,
che il PFOS è persistente nell’ambiente, tende ad accumularsi
nei tessuti degli organismi viventi ed è tossico per i mammiferi.
Nel 2006 l’EPA ha decretato, infine, che entro il 2015 tutte le
emissioni di PFOA devono essere eliminate. Ad oggi gli effetti che
i PFAS provocano sulla salute umana e sull’ambiente sono poco
chiari: per questo motivo negli ultimi anni sono stati realizzati
diversi studi sugli animali e sull’ambiente con lo scopo di definire
con maggiore chiarezza gli effetti nocivi di queste molecole.
Fra gli effetti più importanti che sono emersi dagli studi sui
fluorurati si evidenzia: la capacità di interferire con il sistema
endocrino animale, di provocare adenoma epatocellulare,
adenoma delle cellule follicolari della tiroide, tumore al fegato
nei ratti e di sviluppare teratogenicità nei roditori.
Da alcuni anni diversi gruppi di ricerca hanno contribuito,
attraverso i propri studi, ad approfondire le conoscenze
scientifiche indispensabili per riuscire ad identificare gli effetti
di queste sostanze.
Lo scopo di questo lavoro consiste nell’illustrare sinteticamente
le conoscenze relative all’impiego professionale e alla possibile
tossicità di PFOS e PFOA.
Parole chiave: PFOA, PFOS, fluorurati, distruttore endocrino.
ABSTRACT. Perfluorooctane sulfonate (PFOS) and
perfluorooctanoic acid (PFOA) are perfluorinated
surfactants used to produce polymers and telomers whose
carbon chain can be differently long. Polytetrafluoroethylene
(PTFE), namely Teflon, is the chief fluoropolymer and it has
been widely utilised over the last decades and all over the world.
Indeed, its particular physical and chemical properties make
it difficult to replace this substance in several industries (textile,
paper, chemical, fire-fighting foam industry). Perfluoroalkylcompounds
may be considered ubiquitous and, in particular,
it has been shown that PFOS may be concentrated in the food
chain. Concerns about possible toxic effects of these chemicals
date back to seventies, but only in 2000 the Environmental
Protection Agency (EPA) stated PFOA and PFOS withdrawal
to avoid environmental pollution. In 2002 the Organisation
for Economic Co-operation and Development reported that these
substances are bio-persistent, tend to accumulate in different
tissues of living organisms and are toxic to mammalians.
In 2006 EPA established that every PFOA emission will be
eliminated not later than 2015. Actually, health effects of
perfluoroalkyl-compounds on humans remain controversial,
in spite of a number of experimental and epidemiological
studies. Research focuses on possible endocrine disruption,
thyroid and liver carcinogenicity, and development alteration.
Our article reviews the main studies concerning PFOS
and PFOA industrial and environmental toxicology.
Key words: PFOA, PFOS, fluorurates, endocrine disruptor.
I problemi ambientali che riguardano la tutela della salute
sono spesso affrontati privilegiando gli aspetti più eclatanti
come, ad esempio, l’inquinamento atmosferico determinato
da emissioni di insediamenti industriali o abitativi e
da traffico autoveicolare. Tali aspetti anche in relazione alla
loro risonanza mediatica sono quelli più facilmente rilevabili
da parte dei cittadini e degli organi istituzionali deputati
alla tutela e al controllo della salute pubblica.
Scarso interesse e non particolare impegno di risorse e
provvedimenti preventivi sono invece riservati ai problemi
posti dalla presenza di sostanze che insidiano quotidianamente
la salute dell’uomo in modo più subdolo e, meno rilevabile,
ma non per questo meno nocivo. Queste sostanze,
meno conosciute, sono in grado di danneggiare gli organismi
viventi in modo grave e talora irreversibile.
Da alcuni anni diversi gruppi di ricerca hanno contribuito,
attraverso i propri studi, ad approfondire le conoscenze
scientifiche indispensabili per riuscire ad identificare
gli effetti di queste sostanze. I fluorurati rappresentano
una categoria di composti ubiquitari i cui effetti non
sono ancora del tutto chiari. Benché ancora incompleti e
in corso di conferma, alcuni dati disponibili stanno de-

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stando preoccupazioni soprattutto per quel che riguarda
gli effetti sul sistema endocrino; ad oggi risulta quindi
necessario approfondire ulteriormente le relative conoscenze
tossicologiche promuovendo specifici progetti di
ricerca scientifica.
1. Inquadramento storico delle attività di ricerca e delle disposizioni
legislative in tema di produzione ed uso di composti fluorurati
I fluorurati sono composti chimici con proprietà tensioattive
ampiamente utilizzati in diversi settori industriali.
Il PFOS e il PFOA si annoverano fra i fluorurati e, in
particolare, essi appartengono alla famiglia delle sostanza
perfluoro alchiliche (PFAS).
Il politetrafluoroetilene (PTFE), meglio noto con il nome
commerciale di Teflon, è il capostipite di tutti i fluoropolimeri
ed è stato messo a punto per la prima volta nel
1938 dalla DuPont, una compagnia fondata nel 1802 che
produce lubrificanti, vernici, adesivi, additivi, materiali
per costruzione, erbicidi e materiali di imballaggio.
Venne introdotto sul mercato solo nel 1949 ma già nel
1951 l’ammonioperfluoroottanoato, il sale di ammonio del
PFOA, è stato utilizzato per la produzione di PTFE e dei
polimeri correlati.
Nel 1954 il Consiglio Superiore di Igiene Pubblica
francese dichiarò ufficialmente l’uso che la TEFAL, leader
mondiale per la produzione di casalinghi anti-aderenti, faceva
del PTFE come agente di rivestimento delle pentole
da cucina. Nel 1958 il Ministro dell’agricoltura francese
approvò l’uso del PTFE per il processamento dei generi
alimentari (Funderburg 2000).
Nel 1962 l’americana Food and Drug Administration
(FDA), diede l’approvazione finale all’uso in cucina del
PTFE e nel 1967 all’uso dei telomeri perfluorurati per la
conservazione degli alimenti in contenitori.
Nel 1976 la Commissione della Comunità Europea ha
emanato una direttiva (76/769/CEE) nella quale si è stabilito
che fossero introdotte delle restrizioni all’immissione
sul mercato e all’uso negli Stati membri della Comunità
di sostanze e preparati pericolosi; negli anni a seguire,
all’allegato primo, verranno apportate ulteriori restrizioni
anche per ciò che concerne l’uso dei perfluorottano
sulfonati.
Nel 1978 la 3M, colosso americano nella produzione
dei perfluorurati, affermò che il PFOA era stato ritrovato
nel sangue dei suoi operai (Danish EPA 2005- project n°
1013) e la DuPont espresse preoccupazioni sui possibili effetti
tossici di tale composto (DuPont 1979).
Nei primi anni’80 si ottennero ulteriori dati di interesse
tossicologico, ma solo nel 2000 la 3M, sotto pressione
dell’Environmental Protection Agency (EPA), ha annunciato
il ritiro graduale del PFOS e del PFOA dalla produzione
per il rispetto dell’ambiente.
Nel settembre del 2002 l’EPA cominciò a riesaminare i
dati disponibili per comprendere il reale pericolo e i rischi
associati all’uso del PFOA.
Nello stesso anno anche l’Organisation for Economic
Co-operation and Development (OECD) ha espresso
preoccupazioni per quanto riguarda il PFOS, dichiarando
che questa molecola ha elevata persistenza nell’ambiente,
tende ad accumularsi nei tessuti degli organismi viventi ed
è molto tossica per i mammiferi (OECD, 2002). In maniera
analoga, il Comitato Scientifico dei Rischi Sanitari e
Ambientali Europeo (SCHER) ha concluso che il PFOS risponde
ai criteri per poter essere classificato come molto
tossico e altamente persistente, con un’elevata tendenza al
bioaccumulo (Dir. 2006/122/CE).
Nell’aprile del 2004 la DuPont ha avviato uno studio di
confronto tra soggetti esposti della propria azienda e soggetti
non esposti professionalmente con lo scopo di valutare
il loro stato di salute e la loro funzionalità epatica, essendo
il fegato un importante bersaglio dell’azione tossica
dei fluorurati (DuPont, 2004).
Nel giugno 2004 l’EPA ha condotto uno studio per determinare
in che modo il PFOA presente nell’ambiente
viene assorbito dall’organismo umano; lo studio avrebbe
preso in considerazione il meccanismo di degradazione dei
telomeri: l’obbiettivo era quello di capire se il PFOA ambientale
deriva dalla rottura della catena di atomi di carbonio
dei telomeri o da impurezze nella produzione degli
stessi (EWG 2004).
Nel 2006 il Parlamento Europeo ha approvato alcune
modifiche alla direttiva 76/769/CE, che prevedono restrizioni
all’immissione sul mercato e all’uso dei perfluorottano
sulfonati; tali modifiche sono state apportate sulla base
delle informazioni ottenute dall’OECD attraverso la valutazione
del rischio per la salute umana e per l’ambiente derivante
dall’utilizzo di queste molecole in svariati settori.
Le modifiche, in particolare, prevedono un utilizzo dei
perfluorottano sulfonati come componenti di preparati in
concentrazione pari e non superiore allo 0.0005% della
massa (Dir. 76/769/EEC).
In sede del Parlamento Europeo si sono stabilite alcune
deroghe per quanto concerne l’utilizzo di PFOS come
componente di preparati ma solo per usi specifici (ad
esempio per: schiume antincendio, fluidi idraulici per l’aviazione,
fotolitografia, settore della cromatura).
Nell’ottobre del 2006 queste molecole sono state paragonate
agli inquinanti organici persistenti (POPs) per
la loro potenzialità di esser trasportati a grande distanza
nell’ambiente con effetti nocivi (Danish EPA 2005project
n° 1013; Johansson et al.; 2008). Il PFOS in particolare
presenta un potenziale di propagazione a lunga
distanza nell’ambiente e soddisfa quindi tutti i criteri per
poter essere considerato tale ai sensi della Convenzione
di Stoccolma.
L’EPA, nel 2006, ha stabilito che entro il 2010 il 95%
delle emissioni e della produzione di PFOA deve esser ridotto
e che entro il 2015 tutte le emissioni di PFOA devono
essere eliminate.
Queste sostanze, quindi, dovranno essere sostituite non
appena il ricorso ad alternative più sicure diventi tecnicamente
ed economicamente praticabile.
Infatti, la risoluzione dei problemi ambientali che derivano
dall’azione del PFOS e del PFOA si avrebbe solo con
l’interruzione del loro utilizzo, benché per alcune applicazioni
questo risulti difficilmente attuabile.
Non esiste una stima della produzione globale di PFOS
e composti correlati, per questa ragione è difficile affer-

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mare esattamente se l’uso di questi composti stia realmente
diminuendo.
Benché nel 2000 la 3M abbia iniziato a non produrre
più PFOS e PFOA e benché abbia sostituito i C8 con i C4,
la produzione di queste sostanze non è calata drasticamente.
È infatti probabile che altre aziende abbiano continuato
a produrre PFOA e PFOS; in particolare la DuPont ha iniziato
a produrre PFOA per usi interni proprio quando la
3M ha smesso di produrlo (Danish EPA 2005- project n°
1013).
Una ricerca nel database dei brevetti degli Stati Uniti
mostra che sono stati concessi brevetti correlati con l’uso
di PFOA e PFOS ancora nel 2004.
2. Produzione ed utilizzo del PFOS e dei composti correlati
Il PFOS, il PFOA e gli altri composti correlati fanno
parte di una famiglia di composti chiamati surfattanti fluorurati,
considerando il termine “surfattante” un’abbreviazione
dell’espressione inglese “surface-active agent” ovvero
agente con proprietà tensioattive. I surfattanti sono
composti chimici che diminuiscono la tensione superficiale
dei liquidi e che sono utilizzati ad esempio per rendere
miscibili tra loro sostanze come l’olio e l’acqua. Questi
prodotti sono molto utilizzati nell’industria anche grazie al
loro potere detergente.
I fluorurati sono molecole in cui la parte idrofobica
contiene fluoro. I polifluorurati, a cui appartengono PFOS
e PFOA, sono composti in cui tutti gli idrogeni della parte
idrofobica della molecola sono sostituiti da fluoro.
AutoNomName: 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-
Heptadecafluoro-octane-1-sulfonic acid (PFOS)
AutoNomName: 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-Pentaadecafluoro-octanoic
acid (PFOA)
Figura 1.
I perfluorurati, oltre alla capacità di abbassare la tensione
superficiale, hanno la capacità di migliorare il potere
bagnante dei liquidi rimanendo chimicamente stabili
anche dopo l’uso; sono in grado di costituire liquidi
inerti a bassa tensione superficiale (quindi molto spalmabili)
o superfici solide con particolare proprietà (in
genere antiaderente).
I PFAS, inoltre, sono molto più efficaci come tensioattivi
rispetto ai loro omologhi in cui gli atomi di idrogeno
non sono sostituiti, sono resistenti al calore (anche alle
fiamme), nonché alla degradazione determinata dagli acidi
e dalle basi.
Tali sostanze, proprio per queste proprietà, sono molto
spesso difficilmente sostituibili nell’impiego tecnologico.
I composti PFOS correlati sono utilizzati in una ampia
varietà di prodotti ed applicazioni di cui le categorie principali
sono:
• trattamenti impermeabilizzanti di pelle e tessuti (16-30%
dell’uso totale);
• trattamenti coloranti e leganti per i tessuti non intrecciati;
• trattamenti di rivestimento di carta e cartone (15-28%
dell’uso totale);
• detergenti (come tensioattivo), cere per lucidare i pavimenti
(l’8% dell’uso totale);
• pitture e vernici (11- 12% dell’uso totale);
• pesticidi e insetticidi;
• schiume anti-incendio (16.3% in UK, circa 1% in Danimarca);
• pellicole fotografiche (circa 1% in Danimarca);
• semiconduttori (circa il 2% dell’uso totale);
• oli idraulici per l’industria aeronautica (antidetonante,
repellente);
• trattamenti di superfici metalliche (per diminuire la
tensione superficiale);
• agenti di sgorgo per tubature.
Tabella I. Aree di applicazione dei PFAS nel Regno Unito
(relative al 2001), comparate con la produzione globale
di composti PFOS correlati della 3M (relative al 2000)
(Hekster et al., 2002); (OECD, 2002);
(Kemikalieinspektionen, 2004); (RPA, 2004)
Area Uso dei in Area Produzione
di PFAS UK, di di PFOS
applicazione nel 2001(%) applicazione della 3M (%)
Trattamenti di tessuti 48.8 Trattamenti 48
e di tappeti di superficie
Trattamenti carta 15 Trattamenti 33
e cartone di carta
Usi surfattanti 17.5 Performance 15
chimiche
Prodotti chimici 16.3 Schiume 3
anti-incendio anti-incendio
Usi chimici 2.5

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Il PFOA in genere viene utilizzato per la produzione di
materiali perfluorurati: i più comuni sono il politetrafluoroetilene
(PTFE) e il polivinildenfluoruro (PVDF). Infatti,
l’uso più importante che si fa del PFOA è come iniziatore
e cessatore di catena nei processi di produzione dei fluoropolimeri
e dei fluorotelomeri e come surfattante. Il PTFE
o Teflon è un fluoropolimero che ha trovato applicazione
in svariati settori.
I composti PFOS correlati fanno parte di una vasta famiglia
di composti di sintesi la cui degradazione può dare
origine alla molecole di PFOS stesse. Fanno parte dei composti
PFOS-correlati anche i telomeri degli alcool (ovvero
i fluoroalcooli) ma solo quelli a catena lunga poiché gli altri
non possono esser degradati a PFOS.
I PFAS, oltre al PFOA e al PFOS (C8), comprendono
un’ampia gamma di sostanze che contengono catene perfluoroalchiliche
più corte (per esempio C6, C4, C2) che
non possono dare origine a PFOA o a PFOS per degradazione
ambientale proprio in virtù della loro formula di
struttura originale.
In alternativa ai PFAS, possono esser usati come surfattanti
composti in cui alla catena principale di atomi di
carbonio vengono aggiunte catene alchiliche perfluorurate:
questi “polimeri fluorurati” vengono usati come rivestimento
per le superfici (l’asse aderisce alla superficie e le
catene fluorurate si allineano perpendicolarmente).
Tabella II. Classificazione dei composti PFOS-correlati
in 22 categorie in accordo con l’OECD (Havelund 2001)
Category Group name
1 Perfluoroalkylsulfonates (Salts of sulfonic acid)
2 Derivates of perfluoroalkyilsulfonyl
3 Perfluoroalkylsulfonamides
4 Derivates of perfluoroalkylsulfonamide alcohol
5 Derivates of perfluoroalkylsulfonamide phosphate
6 Derivates of perfluoroalkylsulfonamide acetic acid
7 Derivates of perfluoroalkylsulfonamide polyethoxilate
8 Derivates of perfluoroalkylsulfonamide aminopropyl
9 Derivates of perfluoroalkylsulfonamide
chromiumcomplexes
10 Perfluorocarboxilic acid
11 Fluorosulfonamide
12 Fluoroesters
13 Fluorothioethers
14 Fluorocarboxylates
15 Fluorourethanes
16 Fluoroalcohols
17 Fluoroacrylates
18 Fluorphosphates
19 Derivates of fluoroalcohols
20 Fluoroborates
21 Perfluorosulfonamide acrylatespolymers
22 Fluoroacrylatespolymers
In natura l’esistenza di composti organici fluorurati è
molto rara, anche a causa dell’energia richiesta dalla formazione
del legame tra carbonio e fluoro (C-F), tuttavia,
in laboratorio o su ampia scala di produzione, possono
essere sintetizzate molecole parzialmente o totalmente
florurate.
Per la produzione dei composti fluorurati esistono tre
diversi processi: fluorazione diretta attraverso la fluorazione
elettro-chimica (ECF), telomerizzazione ed oligomerizzazione
(da molecole più o meno piccole). I più utilizzati
sono i primi due processi.
Il processo di fluorazione diretta (messo a punto nel
1937) inizia a partire dall’1-octanesulfonyl fluoride
(C 8 H 17 SO 2 F) disciolto in una soluzione di acido fluoridrico
attraverso la quale viene fatta passare corrente elettrica
che determina la sostituzione degli atomi di idrogeno con
atomi di fluoro e quindi la formazione del corrispettivo
perfluorottan sulfonato (C 8 F 17 SO 2 F). La 3M ha utilizzato
questa tecnica fino agli anni ’50 poiché questo è il processo
più economico a causa della relativa dispendiosità della
corrente elettrica e dei reagenti utilizzati (Moody et al.,
2000).
La telomerizzazione consiste in un processo di condensazione
tra un composto detto telogeno (AB) e un monomero
detto tassogeno (M), si ottengono così dei telomeri,
ovvero composti omologhi di struttura A-(M) n -B. L’indice
(n) è il grado di telomerizzazione ed è un numero intero
dato per ogni specie telomerica. La telomerizzazione
si pone dunque come reazione intermedia tra addizione e
polimerizzazione, infatti se il valore (n) è pari all’unità si
parlerà di una vera e propria addizione del composto AB al
composto M; se, d’altra parte, il valore di (n) è superiore a
certi limiti il telomero potrà confondersi con un basso polimero.
Nel caso dei fluorotelomeri molecole composte da
una catena a due atomi di carbonio con atomi di fluoro (tetrafluoroetilene)
condensano tra loro a costituire molecole
più lunghe (tipicamente di almeno 12 atomi di carbonio).
Il terzo metodo è l’oligomerizzazione cioè la costituzione
di molecole molto lunghe a partire da monomeri più
o meno grandi. Quest’ultimo processo è poco usato.
3. Caratteristiche chimico-fisiche
I PFAS sono composti molto stabili caratterizzati da
bassa tensione di vapore, bassa energia di superficie, elevata
resistenza termica, resistenza agli acidi e alle basi, resistenza
alle sostanze ossidanti e riducenti (Kissa 2001) e
da elevata solubilità in acqua.
In particolare, il PTFE, ha una densità di circa 2.2 g/cm 3
e un punto di fusione di 327°C, ha il coefficiente di fusione
più basso di tutti i materiali solidi ed eccellenti proprietà
dielettriche, inoltre esso è un composto bio-compatibile;
tutte queste proprietà ne fanno un materiale di largo uso in
diversi settori industriali e medicali.
Il PFOS e i composti ad esso correlati sono estremamente
difficili da distruggere, in quanto il legame fluorocarbonio
è il più forte della chimica organica, sono estremamente
stabili e hanno un’elevata tendenza al bioaccumulo.

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I composti PFOS correlati possono esser degradati a
PFOS ma questa molecola non è ulteriormente degradabile
in quanto è chimicamente e biologicamente inerte.
Esistono alcune somiglianze tra POPs e sostanze
PFOS-correlate soprattutto per quanto riguarda la stabilità
e l’idrofobicità.
I POPs però differiscono in quanto sono lipofili e non
polari mentre i composti PFOS-correlati hanno una testa
idrofilica e l’altro capo della molecola idrofobica e oleofobica
(figura 1) (Key et al., 1997). I PFAS non si accumulano
nel tessuto adiposo e si trovano spesso dissociati come
anioni che interagiscono con i siti polari delle membrane e
dei sedimenti ambientali.
Tabella III. Proprietà tecniche e chimico-fisiche del PFOS
Proprietà tecniche PFOS / Sali di potassio del PFOS
CAS number Gli anioni non hanno uno specifico CAS number.
Il CAS number dei Sali di potassio è 2795-39-3
Formula molecolare C8F17SO3 Formula di struttura CF3-CF2-CF2-CF2-CF2-CF2-CF2-CF2-S(=O)(=O)O- Punto di fusione 400° C
Punto di ebollizione Non calcolabile
Pressione di vapore 3,31 x 10 -4 Pa a 20° C (3,27 x10 -9 atm)
Solubilità in acqua 570 mg/L in acqua pura, 370 mg/L in acqua
fredda. La solubilità diminuisce all’aumentare del
contenuto in Sali.
Peso specifico 0,6 a pH 7-8 (acqua =1)
Log K OW
Coefficiente 0 (< 2 x 10 -6 )
di ripartizione
aria/acqua
4. Alternative ai PFAS
Non può essere determinata a causa delle
proprietà di superficie
Le alternative al PFOS e ai composti PFOS-correlati
sono essenzialmente due: i composti fluorurati di nuova
generazione (i Novec, composti sulfonati perfluorobutanici,
i Polyfox, polieteri con catene laterali corte (C2 o C3)
perfluorurate) e i composti surfattanti non fluorurati (i polieteri
del silicone, i solfosuccinati ovvero sali di sodio del
2-etilexil solfo succinato, gli alcool alifatici ovvero esteri
di alcool etossilati e gli aromatici propilici, in particolare
isopropilnaftaleni e isopropilbifenili).
In generale però si può concludere che in un futuro
prossimo non sarà possibile sostituire tutti i composti
PFOS-correlati con altri meno tossici. Infatti, in accordo
con quanto scritto da Moody sui composti perfluorurati,
benché il costo dei surfattanti perfluorurati sia generalmente
maggiore di quello dei surfattanti idrocarbonici,
il costo effettivo in realtà risulta essere contenuto
durante l’applicazione, in quanto bastano basse concentrazioni
per ottenere l’effetto desiderato (Moody et al.,
2000).
Nell’industria cartacea, in accordo con la strategia di
riduzione del relativo rischio tossicologico del Regno Unito
(RPA 2004), l’utilizzo dei PFAS è stato fortemente ridotto
anche per il costo elevato; nel settore delle schiume
antincendio e nel settore delle vernici, invece, le alternative
sono più costose.
Tuttavia si presume che, quando i PFAS verranno tolti
dal mercato, la nuova generazione dei composti fluorurati
avrà lo stesso costo dei composti PFOS-correlati in tutti i
settori di utilizzo.
5. Degradazione
Le catene di carbonio perfluorurate sono estremamente
resistenti al calore, ai raggi UV e all’attacco di acidi, basi,
agenti ossidanti e riducenti.
Il gruppo funzionale terminale della molecola (sulfonico
o alcolico), invece, è più facilmente degradabile sia nell’ambiente
che negli organismi; in questo modo i composti
più complessi possono essere degradati a PFOS e
PFOA.
I polimeri organici fluorurati sono molto stabili all’idrolisi,
di conseguenza sono caratterizzati da un’emivita
lunga che va dai cinque ai cinquecento anni (3M 1999; 3M
website 2004). Tuttavia il riscaldamento dei fluoro polimeri,
come il PTFE, ad una temperatura maggiore di
350°C porta alla degradazione in molecole più piccole fra
cui è inclusa il PFOA (0.01%) (Ellis et al., 2001).
Per i fluorotelomeri degli alcool: (FTOH) il tempo di
persistenza in atmosfera è stimato di circa venti giorni e
questo può determinare una capacità di spostamento di
7000 Km (Ellis et al., 2004).
In uno studio canadase che ha impiegato un programma
computerizzato che simula la degradazione microbica
si è stimato che su 175 composti PFOS correlati, 109 sarebbero
stati degradati a PFOS e 61 a PFOA (Key et al.,
1998; Dimitrov et al., 2004).
In uno studio sperimentale (Schröder 2003) si sono sottoposti
a degradazione microbica i fluorotelomeri degli alcool
e in condizioni aerobiche sono stati identificati come
metaboliti gli acidi telomerici e il PFOA; in particolare dopo
una settimana l’85% degli FTOH erano stati degradati.
Secondo quanto riportato da Schröder nel 2003, il tempo di
emivita dei FTOH sarebbe di circa un giorno e che i prodotti
finali di degradazione sarebbero PFOS e PFOA.
Uno studio, condotto dal medesimo ricercatore, su liquami
contaminati da FTOH ha concluso invece che, in
condizioni anaerobiche, si può ottenere la degradazione
microbica di PFOS e PFOA e che il PFOS sarebbe più facilmente
e rapidamente biodegradabile del PFOA. I prodotti
di degradazione, tuttavia, non sono stati identificati
(Schröder 2003).
6. Livelli ambientali di PFOS e di PFOA
Le emissioni di PFOS e PFOA nell’ambiente (principalmente
dei comparti aria e acqua) avvengono durante i processi
di produzione e di lavorazione di prodotti correlati

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come, ad esempio durante l’uso delle schiume antincendio
(per quanto riguarda il rilascio di PFOS), o durante la produzione
di PTFE (per quanto riguarda il rilascio di PFOA).
Le sorgenti di FTOH invece non sono ancora note, ma
è probabile che questi vengano rilasciati durante la decomposizione
di materiali polimerici e non polimerici (Ellis
et al., 2003).
Il facile legame di PFOA e PFOS con l’acqua e la loro
bassa volatilità rende il trasporto a lunga distanza e quindi
la dispersione nell’ambiente più difficoltoso rispetto ai
POPs; quindi la riscontrata presenza di queste sostanze in
aree remote come l’artico appare sconcertante. L’ipotesi
che spiega come avviene il raggiungimento di queste aree
prevede che siano i precursori a lunga catena, molto più
volatili, ad esser trasportati e che, solo successivamente, vi
sia degradazione ai due composti più stabili (Danish EPA
2005- project n° 1013).
AToronto in due zone urbanizzate sono stati trovati sei
diversi composti PFOS- correlati, le concentrazioni medie
andavano da 14 a 205 pg/m 3 ; sempre in Canada, ma in un
sito rurale, i livelli erano tre volte più bassi e solo una sostanza
delle sei è stata individuata (Martin et al., 2002).
In uno studio fatto da Stock e collaboratori in sei città
del Nord America sono state determinate alcune sulfonamidi
perfluorurate e i telomeri degli alcool: le concentrazioni
delle prime andavano da 22 a 403 pg/m 3 , quelle degli
FTOH da 11 a 165 pg/m 3 . Questi dati indicano che la
città più inquinata è Griffin, importante sede di produzione
di tappeti (Stock et al., 2004a e b).
Ancora in un campionamento ambientale indoor e outdoor
su tre diverse sulfonamidi perfluoroalchiliche è stato
determinato che i livelli di concentrazione nelle case erano
cento volte più elevati che all’esterno (Shoeib et al.,
2004b). I range di concentrazione di queste sostanze, che
vengono tipicamente utilizzate nel trattamento di carta e
tessuti, variava da 5 a 283 pg/m 3 .
Nella troposfera i livelli di FTOH e di sulfonamidi polifluorurate
sono compresi rispettivamente tra 7 e 106
pg/m 3 e tra 14 e 393 pg/m 3 ; in particolare nelle zone sovrastanti
i centri urbani sono state rilevate concentrazioni
più elevate rispetto alle zone rurali (Martin et al.,2002).
I surfattanti polifluorurati e i loro prodotti di degradazione
possono essere rintracciati in acque di falda dove le
loro concentrazioni possono variare con il tempo e con la
distanza dal luogo di utilizzo (Moody e Field 1999; Moody
et al., 2003; Schultz et al., 2004).
Uno studio fatto su una base militare in Michigan
(Moody et al., 2003) ha dimostrato che l’acqua di falda
contiene perfluorurati e loro prodotti di degradazione anche
dopo cinque anni e più dall’ultimo uso di schiume antincendio
essendo le concentrazioni rilevate comprese tra 3
e 120 µg/L.
Nel 2002 Hansen e collaboratori (Hansen et al., 2002)
hanno misurato i livelli di PFOS e PFOA nelle acque del
fiume Tennessee in Alabama. A monte di Baker’s Creek,
zona che risente dell’influenza di diverse industrie manufatturiere
fra cui industrie che producono sostanze chimiche
fluorurate, i livelli di PFOS variavano da 17 a 54 ng/L;
i livelli di PFOA erano invece al di sotto del limite di dosabilità
(LOD). A valle della stessa zona le concentrazioni
di PFOS e di PFOA erano decisamente più elevate: 114±19
ng/L e 394±128 ng/L rispettivamente.
Anche nei mari di diverse aree geografiche si è riscontrata
la presenza dei PFAS; per esempio, nella Baia di
Tokio, i livelli di PFOA arrivavano a 192 ng/L, quelli del
PFOS a 58 ng/L (Taniyasu et al., 2004). Livelli molto più
bassi ma pur sempre quantificabili di PFOA (0.4 ng/L) sono
stati determinati nelle acque dell’Oceano Pacifico; livelli
simili di PFAS sono stati trovati anche ad elevate profondità
(> 1000 m) in diversi oceani, il che mette in evidenza
che queste molecole siano da considerare ubiquitarie.
Il legame di alcuni PFAS con il sedimento è molto stabile
e questa caratteristica conferisce alle molecole un elevato
potenziale di accumulo in tale matrice (Danish EPA
2005- project n° 1013).
In un recente studio fatto nei paesi nordici (Norvegia,
Danimarca, Svezia, Islanda e isole Faroe, a Nord della
Gran Bretagna) sono stati prelevati e analizzati diversi
campioni di acque di scolo: il PFOS era il composto dominante
in Danimarca (1041 pg/g in peso secco), in Norvegia
(1023 pg/g in peso secco) e in Svezia (2644 pg/g in
peso secco) mentre il PFOA era maggiormente presente in
Islanda e nelle isole Faroe (Berger et al., 2004; Kallenborn
et al., 2004).
7. Esposizione a PFOS e PFOA e livelli di dose interna nell’uomo
Le vie attraverso le quali l’uomo è esposto a PFOS e
PFOA non sono ancora del tutto riconosciute.
L’esposizione ambientale quantitativamente più rilevante
è quella che si realizza nell’ambiente indoor: questo
è facilmente spiegabile poiché il PFOS e il PFOA si
utilizzano soprattutto nel settore tessile come agenti impregnanti
di tessuti, per indumenti ma anche per tappeti e
tendaggi.
In Giappone analisi effettuate su campioni di polvere
raccolti indoor hanno mostrato alti livelli di fluoropolimeri
e, in particolare, livelli di PFOA molto più elevati rispetto
a quelli di PFOS. Inoltre, è stato calcolato che l’assorbimento
giornaliero di PFOS per via inalatoria è compreso
tra 10 e 100 pg assoluti, il che determina nel plasma
dei soggetti esposti livelli di 1.2-12 ng/L (Sasaki et
al., 2003).
Un’altra fonte di esposizione è rappresentata dagli alimenti,
infatti molti composti perfluorurati sono presenti
nelle confezioni alimentari come agenti impermeabilizzanti
di carta e cartone.
Uno studio canadese effettuato prima del 2000 su alimenti
dei fast food ha riscontrato che il 55% dei materiali
compositi di imballaggio per alimenti conteneva fluorurati
(con un LOD di 10 pg/g), alcuni ricercatori ancora nel
2003 hanno riscontrato il livello di concentrazione più elevato
(23500 pg/g) nella pizza (Titlemeier et al., 2003).
Uno studio giapponese (Harada et al., 2003) ha dimostrato
che l’intake giornaliero di PFOS aumenta notevolmente,
e può arrivare a 1 mg/die, quando si consumano acque
potabili che derivano da fiumi inquinati; in questo caso
i livelli plasmatici della popolazione generale (8-16
µg/L) possono aumentare del 25-50%.

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I dati relativi alle concentrazioni
di PFOS e PFOA
nel siero di gruppi di soggetti
non professionalmente
esposti in diversi Paesi del
Mondo risultano molto variabili:
i livelli più alti di
PFOS riguardano gli USA
(Kentucky, New York, Michigan),
l’Olanda e la Germania;
i livelli più elevati di
PFOA si riscontrano in Corea
e a seguire in Kentucky e
New York (figura 2).
Un altro studio giapponese
su campioni di siero
umano (Harada et al., 2004)
ha evidenziato che i fattori
più influenti sui livelli di
concentrazione sono l’area di residenza ed il sesso e che il
fumo e l’età non sono fattori determinanti.
Dati storici dimostrano che i livelli di PFOS hanno raggiunto
valori massimali nella metà degli anni ’90 mentre le
concentrazioni di PFOA sarebbero tuttora in aumento (Harada
et al., 2004).
Uno studio condotto su quindici donne in gravidanza,
ha mostrato la presenza di perfluorurati nel sangue materno
e nel cordone ombelicale, essendo le concentrazioni di
PFOS nei feti da un terzo a metà di quelle materne (Inoue
et al., 2004).
Per quanto concerne invece l’esposizione occupazionale,
composti perfluorurati si riscontrano nel sangue dei lavoratori
da decenni.
La concentrazione nel siero di lavoratori addetti alla
produzione del PFOS variava tra 2 e 12 mg/L. Tale concentrazione
è risultata 100-1000 volte più alte di quelle riscontrate
attualmente nella popolazione generale (inferiori
a 50 µg/L) (Olsen et al., 2003b).
8. Tossicocinetica
Sia il PFOS (Lau et al., 2004) che il PFOA (Kennedy et
al., 2004) sono composti facilmente assorbiti dall’organismo
umano (Clark et al., 1973).
Questi composti sono, inoltre, in grado di legarsi a proteine
e di accumularsi in diversi tessuti, in particolare nel
fegato e nel sangue. Il PFOS si accumula anche nei testicoli
e nel cervello (Vanden Heuvel et al., 1992; Austin et
al., 2003).
I livelli di PFOS e PFOA sono stati rilevati in tessuti
post mortem di 8 soggetti italiani deceduti accidentalmente
(Maestri L. et al., 2006): per la prima volta nel 2006 è
stato dimostrato che, in tessuti (polmoni, reni, tiroide, ipofisi,
gonadi, adiposo, pancreas, muscolo scheletrico, cervello
e gangli basali) di soggetti non esposti occupazionalmente
vi sono quantità misurabili di questi composti.
Le concentrazioni medie riscontrate sono riportate nella
tabella IV.
Figura 2. Livelli di composti PFOS-correlati nel siero della popolazione generale in diversi
Stati (Kannan et al., 2004; Yang et al., 2004)
TESSUTO
Tabella IV
PFOS PFOA
(ng/ g tessuto) (ng/ g tessuto)
Polmoni 7.9 3.8
Reni 6.4 3.5
Fegato 13.6 3.1
Sangue 5.1 3.0
Tiroide 3.1 2.3
Ipofisi 7.6 2.0
Gonadi 3.4 1.9
Tessuto adiposo 1.7 1.4
Pancreas 3.5 1.3
Muscolo scheletrico 1.0 0.6
Cervello 1.3 0.5
Gangli della base 1.2 0.3
In questo studio si è ipotizzato che possa esistere una
correlazione significativa tra l’età e la dose di PFOS accumulata
nei tessuti; infatti, nel grafico riportato a pagina seguente
(fig. 3), i soggetti con concentrazione di PFOA e
PFOS più elevata corrispondono ai soggetti con età maggiore
(Maestri L. et al., 2006):
Nel sangue questi composti si legano alle proteine del
siero, soprattutto all’albumina ma anche ad alcune globuline
che regolano e mantengono lo steady state di ormoni
liberi nel sangue; come gli ormoni sessuali e i corticosteroidi
(Han et al., 2003).
È stata evidenziata nel 2003 da Jones e collaboratori
(Jones et al., 2003) la capacità dei PFAS di legarsi ai recettori
degli ormoni in campioni di sangue di carpe e di aquile;
a tale riguardo sembra che i PFAS con catena di atomi
di carbonio più lunga siano più efficienti rispetto a quelli
con catena corta e, in maniera analoga, il gruppo sulfonico
sembra essere più attivo rispetto al gruppo carbossilico.
Il PFOA viene eliminato (come avviene per gli acidi
carbossilici) principalmente attraverso le urine e in misura

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Figura 3
minore attraverso le feci; quindi la via principale ai fini
della detossificazione è quella renale (Vanden Heuvel et
al., 1991).
Studi effettuati su ratti hanno evidenziato che l’emivita
del PFOA nei maschi è di circa 6 giorni mentre nelle
femmine è di sole due ore, un tempo settanta volte più breve.
La differenza è data proprio dalla diversa clearance renale
nei due sessi, che è influenzata dall’equilibrio fra testosterone
ed estradiolo. Inoltre il fatto che la clearance renale
sia significativamente ridotta dalla somministrazione
di probenezid suggerisce che il PFOA venga escreto attraverso
un trasportatore anionico (Kudo et al., 2002).
In generale, il PFOS è maggiormente biopersistente rispetto
al PFOA; infatti nelle scimmie l’emivita è di circa
200 giorni (Seacat et al., 2002b) mentre quello del PFOA
è di circa un mese (Burris et al., 2002).
In ambito occupazionale il PFOS e il PFOA sono stati
rintracciati in operatori del settore fluorochimico anche
dopo anni che questi avevano cessato la loro attività lavorativa
(Burris et al., 2002).
9. Effetti del PFOS e del PFOA negli studi tossiologici in vivo
La potenziale tossicità del PFOS nelle scimmie (Seacat
et al., 2002b), nei ratti (Austin et al., 2003; Seacat et al.,
2003; Thibodeaux et al., 2004), nei pesci (Hoff et al.,
2003a e b; Martin et al., 2003a e b) e nell’uomo (Olsen et
al., 1999; Olsen et al., 2003a; Olsen et al., 2003b) è stata
considerata e caratterizzata in review recenti. In breve, l’esposizione
sub-cronica a PFOS porta ad una significativa
perdita di peso accompagnata da epatotossicità e da una riduzione
dei livelli serici di colesterolo e di ormoni tiroidei
(U.S. Environmental Protection Agency, 2003).
In conseguenza ai risultati dei diversi studi presenti
in letteratura, l’EPA Americana ha classificato il PFOA
come agente cancerogeno per gli animali (Danish EPA
2005- project n° 1013), inoltre secondo Case e collabo-
ratori il NOEL (no-observedeffect-level)
per il PFOS nei
conigli è di 0.1 mg/Kg/die
(Case et al., 2001). Successivamente
il 15 febbraio 2006
l’EPA ha diffuso il parere di un
Comitato Scientifico consultivo
della stessa Agenzia che a
maggioranza ha classificato il
PFOA come “likely carcinogen”
secondo una scala di pericolosità
utilizzata dall’EPA
stessa (EWG, 2006).
In aggiunta a tutte queste disposizioni,
il Centro di Prevenzione
e Controllo delle Malattie
(CDC) americano ha recentemente
incluso PFOS e PFOA in
un piano detto “National Healt
and Nutrition Examination Survey”
(NHANES) in modo da
permettere, in futuro, una migliore
valutazione della distribuzione di questi composti
chimici nella popolazione generale.
Di seguito vengono riportati, in breve, i principali studi
riguardanti la mutagenicità, la cancerogenicità e la teratogenicità
presenti in letteratura fino ad oggi.
Test di Ames fatti su Salmonella typhimurium e Saccaromices
cerevisiae per determinare la mutagenicità del
PFOA hanno mostrato che questa sostanza non è mutagena
(Griffith and Long 1980); altri studi presenti nella letteratura
più recente (Kennedy et al., 2004) hanno confermato
la mancanza di attività mutagena del PFOA e del PFOS.
Per studiare la cancerogenicità dei PFAS, in lavori
compiuti una decina di anni fa, sono state utilizzate le cellule
di Leydig che sono il sito principale di biosintesi di testosterone.
Da studi fatti in vitro su queste cellule testicolari,
infatti, si è evidenziato che il PFOA causa delle modificazioni
a livello fisiologico come induzione dell’aromatasi
(citocromo P450-19A1) con conseguente incremento
della produzione di estradiolo (Biegel et al., 1995; Liu et
al., 1996a e b).
Uno studio sui ratti della durata di due anni ha dimostrato
una modesta tendenza all’insorgenza di tumore al fegato
nel gruppo esposto ad elevate dosi di PFOS (20 ppm)
attraverso il cibo (Seacat et al., 2002a). In un altro studio
sui ratti, l’esposizione orale a 100 ppm del fluoro polimero
N-ethyl perfluoro octane sulfonamide ethanol (EtFOSE)
il cui 20% viene convertito nell’organismo in PFOS, ha
causato un incremento dell’insorgenza di adenoma epatocellulare
nelle femmine e di adenoma delle cellule follicolari
della tiroide nei maschi (Thomford et al., 2002).
Studi di teratogenesi sono stati condotti da Butenhoff e
collaboratori nel 2002 (Butenhoff et al., 2002): femmine di
ratto sono state trattate con basse dosi di PFOS (da 0.4 a 2
mg/ Kg/die) per 42 giorni prima dell’accoppiamento e durante
tutta la gravidanza; si è osservata una notevole riduzione
della capacità di movimento nella prole dei due
gruppi trattati alle dosi più elevate (49% e 17% rispettivamente
per i trattati con 1.6 e 2 mg/Kg) e un significativo

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ritardo nella crescita dei sopravvissuti anche nel gruppo
degli esposti alle dosi più basse.
Questi risultati confermano lo studio condotto su due
generazioni con le stesse modalità di trattamento ma con
dosi di 0.1, 0.4, 1.6 e 3.2 mg/Kg/die di PFOS. I gruppi
esposti a 1.6 e 3.2 mg/Kg/die avevano una sopravvivenza
della prole di un giorno di vita e una mortalità rispettivamente
pari al 34% e al 100%; si è notata anche una
transitoria riduzione di peso nella seconda generazione
con un’esposizione materna, durante il periodo di allattamento,
alla dose di 0.4 mg/Kg/die. Nessun effetto è stato
determinato dall’esposizione a 0.1 mg/Kg/die (Christian
et al., 1999).
Nel 2003 Lau e collaboratori (Lau et al., 2003) hanno
condotto uno studio su ratti, conigli e topi utilizzando i sali
di potassio e di litio del PFOS, nel quale si sono osservati
effetti sullo sviluppo fetale che includono riduzione di
peso corporeo, palatoschisi, edema, ritardo nell’ossificazione
e anomalie cardiache.
Nello stesso lavoro Lau e collaboratori (Lau et al.,
2003) hanno esposto un gruppo di femmine di roditore
gravide a dosi di PFOS comprese tra 0 e 10 mg/Kg/die e
hanno dimostrato che gli effetti sulla sopravvivenza dei
neonati sono dose dipendenti. In particolare, i feti esposti
alle dosi di 5 e 10 mg/Kg/die non sopravvivono oltre il primo
giorno di vita (95%) e solo alcuni raggiungono la pubertà.
La percentuale di sopravvivenza sale al 50% per i feti
esposti a 3 mg/Kg/die.
La crescita di neonati di ratto, sopravvissuti dopo la nascita,
viene condizionata negativamente dall’esposizione
in utero a PFOS: il peso corporeo del gruppo esposto alla
dose di 2 mg/Kg/die o a dosi superiori è significativamente
più basso rispetto a quello dei controlli.
Nei neonati esposti a PFOS è stata notata anche ipotiroxinemia
e, poiché, gli ormoni tiroidei regolano lo sviluppo
del cervello, sono stati valutati come indicatore di
effetto le alterazioni neurochimiche e neurocomportamentali:
non sono stati riscontrati effetti sull’apprendimento e
sulla memoria ma semplicemente una riduzione dell’attività
della colin-acetiltransferasi (enzima indicatore dello
stato degli ormoni tiroidei).
L’assenza, in questo studio, di modificazioni degne di
nota a carico dell’SNC, quindi, viene messa in relazione
con l’estensione del disequilibrio degli ormoni tiroidei (riduzione
della tiroxina ma non di triiodiotironina o di TSH)
e la conseguente parziale inattività dei neurotrasmettitori,
indotta dall’esposizione prenatale a PFOS.
In base agli studi di Lau si è stabilito, inoltre, che l’LD 50
è di 10 mg/ Kg nei topi, mentre nei ratti è di 3 mg/ Kg.
La figura 4 mette in evidenza quanto può essere differente
l’effetto dell’esposizione a PFOS anche in specie
molto affini come topi e ratti; infatti, questi ultimi, pur essendo
entrambi roditori, se esposti alle stesse dosi di PFOS
(1, 2, 3, 5, 10, 15, 20 mg/kg/die) presentano differenti tassi
di sopravvivenza. Ad esempio: nei ratti alla dose di 5
mg/Kg si nota che dopo poche ore si ha un tasso di sopravvivenza
quasi nullo, mentre nei topi si ha una sopravvivenza
del 90%.
Questi dati confermano gli studi fatti da Lau e colleghi
(2003) secondo i quali i ratti sono maggiormente sensibili
al PFOS rispetto ai topi.
Grasty e collaboratori (Grasty et al., 2003) hanno esaminato
i momenti critici del periodo di gravidanza in cui il
PFOS esplica la propria tossicità, esponendo madri di ratto
a dosi di 25 mg/Kg/die per un periodo di quattro giorni
in differenti epoche gestazionali. La morte neonatale era
Figura 4. Confronto tra percentuali di sopravvivenza di ratti e topi esposti a diverse dosi di PFOS

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un fenomeno osservabile in tutti i casi, ma l’incidenza
maggiore si poteva rilevare nei neonati le cui madri erano
state esposte nell’ultimo periodo della gestazione, raggiungendo
il 100% nel gruppo di madri trattate dal 17° al
20° giorno. In un altro esperimento (Grasty et al., 2003) le
madri sono state esposte solo durante l’ultimo giorno di
gravidanza con un dosaggio di PFOS di 50 mg/Kg: questa
dose è stata sufficiente ad uccidere tutti i neonati.
Da questi studi si è potuto rilevare che la mortalità neonatale
rappresenta un possibile effetto della somministrazione
di PFOS alle madri e non riguarda l’esposizione precedente
il diciannovesimo giorno, essendo il periodo critico
quello finale o perinatale.
Il medesimo studio ha poi permesso di evidenziare che
il peso corporeo dei neonati è significativamente più basso
rispetto ai controlli anche nei gruppi di animali esposti durante
i primi giorni di gestazione (trattamento nei giorni 2-
5, 6-9 o 10-14); tuttavia la mortalità neonatale di questi
gruppi, come già indicato, era più bassa rispetto ai gruppo
di esposti durante il periodo finale.
La fisiopatologia degli eventi che portano a morte i ratti
neonati intossicati da PFOS è ancora sconosciuta (Lau et
al., 2003).
I risultati dello studio di Grasty e collaboratori hanno
suggerito che gli organi, come ad esempio il polmone, la
cui maturazione si realizza negli ultimi giorni della gestazione
possono essere importanti target dell’azione del
PFOS. Questa ipotesi è sostenuta anche da studi di teratogenesi
(Lau et al., 2003) in base ai quali la considerazione
che il PFOS induca tossicità in tutti gli organi sarebbe incompatibile
con la sopravvivenza alla nascita, mentre appare
maggiormente plausibile che questa sostanza abbia effetti
negativi sullo sviluppo e sulla funzionalità polmonare.
Secondo un altro studio di Butenhoff e collaboratori
(Butenhoff et al., 2004) sui roditori, esposizioni elevate a
PFOA (30 mg/Kg/die) determinano una riduzione del peso
corporeo nelle madri e un significativo incremento della
mortalità nei neonati, tuttavia, in contraddizione con quanto
indicato da Lau (Lau et al., 2003), per concentrazioni
più basse non è stato rilevato alcun effetto.
L’interpretazione di tutti questi dati e la loro estrapolazione
ai rischi per la salute umana è abbastanza complessa
poiché, alle consuete difficoltà nel derivare all’uomo i dati
ottenuti negli studi tossicologici in vivo si aggiunge che
la velocità di eliminazione di queste molecole varia molto
fra specie diverse (nei cani e nelle scimmie è di settimane,
mentre nell’uomo è di anni) inoltre una notevole variabilità
si osserva anche fra maschi e femmine della stessa specie,
per esempio nei ratti maschi è di giorni o settimane
mentre nelle femmine è di sole 2-3 ore (Lau et al., 2004).
Studi effettuati da Austin e collaboratori (Austin et al.,
2003) hanno dimostrato che nei ratti il PFOS danneggia
il sistema neuroendocrino ed è, quindi, un interferente
endocrino.
In esperimenti condotti su ratti femmine, il PFOS iniettato
intraperitonealmente (0,1-10 mg/Kg/die per due settimane)
ha causato variazione del ciclo mestruale, aumento
dei livelli plasmatici di corticosterone, diminuzione della
leptina nel siero e della noradrenalina nei nuclei paraventricolari
dell’ipotalamo.
Cambiamenti nel sistema endocrino si sono osservati
nei ratti maschi a cui sono stati somministrati 25
mg/Kg/die di sali di ammonio di perfluoro ottanato per via
endovenosa (Biegel et al., 1995): si è potuto riscontrare un
abbassamento dei livelli di testosterone nel siero e di testosterone
nel liquido interstiziale delle cellule testicolari e
contemporaneamente si è osservato un aumento dei livelli
serici di estradiolo. Probabilmente la ragione è da ricondursi
al fatto che il PFOA induce un’aromatasi epatica che
converte il testosterone in estradiolo.
Molti altri studi hanno mostrato che il PFOA causa
una diminuzione dei livelli testosteronici e un aumento
degli estrogeni nei ratti (Biegel 1997), ma in letteratura
non mancano segnalazioni che al contrario documentano
la mancanza di effetti sul sistema endocrino (Butenhoff et
al., 2004).
Studi effettuati da Keil e collaboratori sui topi hanno
permesso di stabilire che il PFOS ha effetti nocivi anche
sul sistema immunitario. L’esposizione di topi in gravidanza
a dosi di 0.1, 1 e 5 mg/Kg /die porta ad una soppressione
delle funzioni immunitarie nei figli (deficit funzionale
delle cellule NK e significativa riduzione della
produzione di IgM); questi effetti sono evidenti solo dopo
le otto settimane di vita, quando la funzionalità del sistema
immunitario diminuisce significativamente. I neonati
maschi sono molto più sensibili delle femmine poiché
presentano un LOEL (lower observed effect level) anche
alle concentrazioni più basse. Questo studio ha inoltre
permesso di osservare che l’esposizione porta ad un deficit
funzionale che sarà permanente anche in età adulta
(Keil et al., 2008).
10. Effetti tossici di PFOS e PFOA negli studi epidemiologici sull’uomo
Gli studi di tossicità, effettuati in passato, su PFOA e
PFOS e gli studi più recenti di biomonitoraggio sull’uomo
hanno fatto aumentare l’interesse di enti istituzionali impegnati
nella tutela della salute pubblica riguardo la comprensione
del rischio correlato all’esposizione a questi
composti (Lau et al., 2004).
In particolare i dati presenti in letteratura sulla tossicità
dei PFAS nell’uomo sono poco numerosi e ancora
controversi.
I soggetti esposti per anni in ambito occupazionale ai
perfluorurati (per concentrazioni fino a 3.9 mg/m 3 ) hanno
livelli serici di fluoruri organici 100 volte più elevati (1-71
mg/L) rispetto alla popolazione generale; tuttavia non si
sono riscontrati effetti sulla salute attribuibili direttamente
a tali esposizioni (Danish EPA 2005- project n° 1013).
Gli studi sugli animali suggeriscono che nell’uomo ci
possano essere degli effetti a carico del metabolismo lipidico
e dell’equilibrio ormonale, tuttavia non è stata osservata
alcuna significativa correlazione tra livelli serici di
PFOA (valori medi tra 5 e 7 mg/L) e un qualunque indicatore
di effetto (per esempio livelli di LDL nel sangue) nei
lavoratori esposti (Olsen et al., 1998; Olsen et al., 1999).
Tuttavia, uno studio retrospettivo, di mortalità, condotto
su una coorte di lavoratori esposti ad elevati livelli di
perfluoro ottanosulfonil floruro avrebbe rilevato un au-

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mento del numero di morti per tumore alla vescica
(Alexander et al., 2003).
Uno studio analogo è stato condotto da Olsen e collaboratori
(Olsen et al., 2004) negli USA e in questo caso
non si evidenzierebbe correlazione fra la mortalità per tumore
e livelli di PFOA nel siero dei lavoratori (per una
esposizione in media di 6555 mg/m 3 ).
L’emivita del PFOA nell’uomo è stata stimata fra i 18-
24 mesi, quella del PFOS di 9 anni (Ubel et al., 1980). Tali
informazioni sono motivo d’incertezza considerati gli effetti
a lungo termine e la mancanza di studi trasversali con
tempo di osservazione sufficientemente lungo.
11. Ecotossicità: livelli negli organismi viventi e nell’aria
In letteratura esistono pochi studi sulla tossicità acuta
del PFOS negli organismi acquatici, infatti questa molecola
è uno xenobiotico caratterizzato da tossicità cronica e
solo moderatamente da tossicità acuta.
Negli anni ’90 sono stati prelevati con altri scopi numerosi
campioni di varie specie di animali acquatici, di uccelli,
di pesci ed anfibi; negli anni successivi questi tessuti
sono stati analizzati per quantificare i livelli di PFOS e
di PFOA (Danish EPA 2005- project n° 1013).
Jhon P. Giesy e collaboratori (Giesy et al., 2001) hanno
affermato, per la prima volta nel 2001, che il PFOS è
ampiamente distribuito negli organismi viventi e a livello
globale.
Dagli studi di Giesy e Kannan (Giesy e Kannan, 2001;
Giesy e Kannan, 2002; Kannan et al., 2001a; Kannan et
al., 2001b; Kannan et al., 2002a; Kannan et al., 2002b;
Kannat et al., 2002c; Kannan et al., 2002d) da altri ricercatori
(Hoff et al., 2003a; Hoff et al., 2003b e Martin et al.,
2004) si è evidenziata la presenza di PFOS in diverse specie
selvatiche fra cui molluschi, pesci, mammiferi e uccelli
acquatici.
Giesy e Kannan nel loro primo lavoro, nel 2001, hanno
riportato livelli significativi di PFOS nei pesci (plasma, fegato
e uova) delle acque del Michigan, tali livelli sono risultati
anche superiori a 380 ng/g di peso secco mentre nel
Mediterraneo i livelli non superavano gli 87 ng/g in peso
secco. Nel nord del Pacifico invece i livelli erano inferiori
al limite di dosabilità (7 ng/g).
In un lavoro più recente (Giesy e Kannan, 2002) gli autori
hanno analizzato i livelli nel sangue dei pesci del Mediterraneo,
individuando una concentrazione media pai a
40 ng/mL. Sebbene la distribuzione di questi composti chimici
sembra essere molto diffusa nell’Emisfero Nord, incluse
le aree remote dell’Artico e dell’Oceano Pacifico, le
concentrazioni di PFOS sono comunque maggiori nelle regioni
maggiormente popolate ed industrializzate. Si è osservato
anche che, sebbene il PFOA sia stato trovato occasionalmente
nel siero e nel fegato di diverse specie selvatiche
in differenti aree geografiche del pianeta, le sue concentrazioni
sono generalmente più basse rispetto a quelle
del PFOS (Kannan et al., 2002a,b; Kannan et al., 2002d).
Inoltre, non sono state riscontrate differenze di accumulo
nei maschi e nelle femmine ed il PFOS è stato ritrovato
nelle uova di pesci ed uccelli (con concentrazioni di
circa 250 ng/g) suggerendo che ci possa essere un trasferimento
dalla madre al momento della formazione del tuorlo
(Giesy e Kannan 2002).
Questi dati insieme a quelli rilevati da Martin e colleghi
(Martin et al. 2003 a e b) hanno, quindi, suggerito che
il PFOS possa essere biomagnificato ai livelli più alti della
catena alimentare.
Diverse specie di pesci in Giappone contengono da 3 a
7900 ng/g in peso secco di PFOS nel fegato e da 1 a 834
ng/mL nel sangue (Taniyasu et al., 2003).
Martin e colleghi nel 2004 hanno rivelato la presenza
di PFOS e PFOA nei pesci dell’Artico (Martin et al.,
2004); mentre Sinclair e colleghi, nello stesso anno, hanno
ritrovato quantità rilevabili di PFOS in diversi tessuti di
pesci del lago Michigan (Sinclair et al., 2004).
Studi fatti su due specie di pesci della parte italiana del
Mediterraneo (Corsolini e Kannan 2004) hanno consentito
di individuare livelli medi di 47 ng/g di PFOS nel fegato
in una specie e di 7 ng/g nell’altra.
Nella realizzazione di un progetto del 2004, alcuni studiosi
(Berger et al., 2004; Kallenborn et al., 2004) hanno
analizzato diversi campioni di pesci del Mare del Nord e
hanno scoperto che, in particolare, i livelli di PFOS risultano
essere quelli più alti rispetto ai valori di concentrazione
di altri fluorurati.
Facendo un paragone tra i due continenti, i livelli in
Europa sono più alti nelle trote mentre in America i valori
più alti si trovano nei delfini e negli uccelli marini (Van de
Vijver et al., 2003; Hoff et al., 2003b).
Sono stati analizzati anche i livelli di concentrazione
negli animali terrestri. In Belgio è stato condotto uno studio
sui topi selvatici di una riserva naturale vicino ad una
fabbrica di fluorochimici, e sono stati rilevati alti livelli di
PFOS soprattutto nel fegato: la concentrazione media era
infatti di 2618 ng/g in peso secco; topi catturati oltre 3 Km
di distanza dal medesimo stabilimento presentavano comunque
livelli di PFOS rilevabili anche se più bassi di circa
100 volte (Hoff et al., 2004).
Da questi studi si è inoltre determinato che l’accumulo
è indipendente dal sesso, i livelli aumentano con l’aumentare
dell’età e vi è trasferimento dalla madre ai figli.
In Giappone (Guruge et al., 2004) è stato studiato
l’accumulo di 13 differenti perfluorurati nel plasma di bovini
adulti: non è stata scoperta una correlazione con l’età
ed i livelli trovati sono risultati più bassi rispetto a quelli
nei pesci.
Giesy e Kannan, nel loro primo studio del 2001, hanno
preso in considerazione anche gli uccelli terrestri e hanno
riportato livelli significativi di PFOS nel plasma, nel fegato
e nel tuorlo di queste specie. I livelli più alti sono stati
rilevati nelle aquile del Nord America, e più elevate concentrazioni
si sono misurate nelle aree industrializzate rispetto
che in quelle rurali remote, confermando i risultati
di tutti gli studi precedenti (Giesy e Kannan 2001).
Il PFOS è stato determinato anche in 21 specie di uccelli
del Nord del Pacifico, i livelli più alti sono stati ritrovati
nel sangue delle aquile dell’Ovest dell’USA con un
range compreso tra 13 e 2220 ng/mL, dove le concentrazioni
erano più elevate nel plasma che nel sangue intero. I
livelli più alti nel fegato sono stati determinati nei cormo-

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rani della baia di San Diego, con una concentrazione di
1780 ng/g in peso secco (Kannan et al., 2001b).
Nel mare di Sardegna i cormorani hanno concentrazioni
epatiche di PFOS tra i 32 e i 150 ng/g e inaspettatamente
di 29-450 ng/g di PFOA (Kannan et al. 2002b).
Nel 2004 Martin e collaboratori hanno condotto uno studio
sugli uccelli del Canada e in contrasto con i dati relativi ai
pesci e ai mammiferi il PFOA non è stato rilevato nella maggior
parte dei campioni e nei campioni in cui è stato plausibile
rilevarlo, esso era presente in concentrazioni più basse rispetto
a quelle riferite al Nord America (Martin et al., 2004).
Ancora quantità significative di PFOS sono state dosate
in mammiferi acquatici di diverse zone, le concentrazioni
più elevate sono state trovate nelle foche dell’Ovest degli
USA (3680 ng/g). Livelli elevati sono stati trovati anche
negli orsi polari (680 ng/g) e nei delfini del Mediterraneo
(430 ng/g) (Giesy e Kannan 2001).
Sia il PFOS che il PFOA sono stati trovati negli orsi
polari, nelle volpi artiche e nelle foche del mare Artico canadese,
ma il PFOS sempre in concentrazioni maggiori
(Kannan et al., 2001b). È anche confermato che i mammiferi
all’apice della catena alimentare sono quelli soggetti
ad un maggior livello di esposizione.
Sulla presenza del PFOS nell’aria sono stati fatti diversi
studi, i principali dei quali da parte di gruppi di ricercatori
del Nord America.
AToronto (Martin et al., 2002) sono stati trovati in aria
sei diversi perfluorurati: la concentrazione totale era di 260
pg/m 3 mentre nei siti rurali la sostanza presente era una sola
ed i suoi livelli di concentrazione erano 3 volte più bassi
(74 pg/m).
Altri studi sui livelli del PFOS nei biota sono stati condotti
in Europa dove i livelli più alti sono stati individuati
in una città del Belgio, in prossimità di una fabbrica di fluorochimici
(Hoff et al., 2003b; Van de Vijer et al., 2003).
Stock e collaboratori nel 2004 hanno misurato in sei
città del Nord America le concentrazioni di sulfonamidi
polifluorurate e telomeri degli alcooli e hanno determinato
che le concentrazioni maggiori si riscontravano nella zona
di produzione dei tappeti (Stock et al., 2004 a).
Shoeib e collaboratori, infine, hanno fatto rilevamenti
per tre sulfonamidi perfluorurati sia in aria indoor che outdoor
di città dove questi composti venivano usati per la
produzione di trattamenti di superficie di carta e tessuti, osservando
che le concentrazioni di queste sostanze disperse
nell’aria all’interno degli edifici erano cento volte maggiori
rispetto a quelle all’aria aperta (Shoeib et al., 2004a).
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Richiesta estratti: Dr.ssa Sara Negri - Fondazione Salvatore Maugeri, IRCCS, Istituto Scientifico di Pavia, Via Maugeri, 8 - 27100
Pavia, Italy - E-mail: sara.negri@fsm.it