Fjerning av glyfosat fra vann har blitt en viktig utfordring på grunn av dets persistens i miljøet og potensielle helsefarer. Glyfosat er et ugressmiddel som ofte finnes i vannkilder etter landbruksbruk. Flere teknologier har blitt foreslått og forsket på for effektivt å fjerne glyfosat fra forurensede vannkilder, og blant de mest lovende metodene er adsorpsjon, avanserte oksidasjonsprosesser (AOP), klorering, og ozonering.

Adsorpsjon, som er en relativt enkel og økonomisk metode, har vist seg å være effektiv i fjerning av glyfosat. Biopolymerer som kitin og kitosan kan adsorbere glyfosat, men deres effektivitet er generelt lavere sammenlignet med aktivert karbon og biochar. Dette skyldes deres strukturelle egenskaper og overflatekjemi, som ikke alltid gir den nødvendige bindingskapasiteten. På den annen side, har aktivert karbon, biochar og resiner vist seg å ha høyere adsorpsjonseffektivitet ved lavere konsentrasjoner av glyfosat, noe som gjør dem til sterke kandidater for fjerning av dette ugressmiddelet fra vann.

En stor fordel ved adsorpsjon er dens enkelhet og lave kostnader. Det er en fleksibel metode som krever minimale teknologiske investeringer og er ikke giftig. Imidlertid har den noen ulemper, særlig dens pH-avhengighet, som kan påvirke ytelsen betydelig. I tillegg finnes det ingen spesifikke adsorpsjonsmaterialer som selektivt fjerner glyfosat, noe som betyr at videre forskning er nødvendig for å utvikle mer effektive materialer for denne prosessen. Videre er håndteringen av de resterende adsorbentene etter behandlingen også et uløst problem.

Avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) har også fått økt oppmerksomhet som en lovende teknologi for å fjerne glyfosat fra vann. AOP-teknologiene benytter sterke oksidative midler, som hydroxylradikaler (•OH), for å bryte ned organiske forurensninger. Under normale temperatur- og trykkforhold genererer disse prosessene oksidasjonsmidler som effektivt kan nedbryte glyfosat i vann. Hydroxylradikaler, som er svært reaktive og kortlivede, har evnen til å bryte C–N og C–P-bindinger i glyfosat og dermed produsere nedbrytningsprodukter som AMPA og sarcosin, eller til slutt mineraliserte produkter som CO2, H2O og forskjellige mineraler.

Blant de mest brukte AOP-metodene er Fenton- og foto-Fenton-prosesser, fotolyse gjennom hydrogenperoksid og UV-lys, elektro-kjemisk behandling, fotokatalyse og fotoelektrokjemiske prosesser. Fenton-prosessen benytter jernioner (Fe2+) som katalysator for å omdanne hydrogenperoksid (H2O2) til hydroxylradikaler. Denne prosessen har vist seg å være effektiv for nedbrytning av glyfosat. En annen lovende metode er fotokatalyse, der titanoksid (TiO2) benyttes som katalysator for å bryte ned glyfosat under UV-lysbestråling. Flere studier har vist at fotokatalytisk behandling kan fjerne opptil 92% av glyfosat i vann.

Elektrokjemisk oksidasjon er en annen teknologi som har blitt undersøkt for glyfosatbehandling. Denne metoden genererer tilstrekkelig anodisk energi for å bryte ned organisk forurensning til mineraliserte produkter. Elektro-katalytisk behandling kombinert med UV-C lys, kjent som fotoelektrokjemisk prosess, har vist lovende resultater, med fullstendig mineralisering av glyfosat til CO2 etter kort behandlingstid.

Klorering, som er en velkjent vannbehandlingsmetode, har også blitt undersøkt for glyfosatfjerning. Ved tilsetning av klor kan glyfosat og dets nedbrytningsprodukt AMPA degraderes effektivt, selv om flere faktorer som pH, temperatur og klorkonsentrasjon påvirker resultatene. Studier har vist at klorering kan fjerne mellom 40% og 100% av AMPA ved optimale forhold. En dose på 0,2–0,6 mg/L klor kan effektivt redusere AMPA-nivåene i vann, selv om behandlingstiden spiller en viktig rolle for effektiviteten.

Ozonering er en annen vanlig metode for fjerning av glyfosat, spesielt i naturlige vannkilder. Ozon reagerer raskt med glyfosat og kan fjerne opptil 90% av glyfosat og AMPA. Ozonering kan utføres gjennom direkte eller indirekte oksidasjon, der ozon selv reagerer med glyfosat, eller hvor hydroxylradikaler dannes og angriper glyfosat. Resultatene av ozonering påvirkes imidlertid av faktorer som pH og ozonkonsentrasjon, og effektiviteten kan variere avhengig av disse forholdene.

For alle disse teknologiene er det viktig å forstå at de har sine fordeler og begrensninger. Mens de fleste metodene kan fjerne glyfosat effektivt under de riktige forholdene, er utfordringene knyttet til kostnader, energieffektivitet, pH-avhengighet og håndtering av avfallsprodukter fortsatt tilstede. Det er derfor behov for ytterligere forskning for å optimalisere eksisterende teknologier og utvikle nye løsninger som kan håndtere de miljømessige og økonomiske utfordringene knyttet til glyfosatforurensning i vann.

Hva er risikoene ved kortkjedede klorerte paraffiner (SCCP) for miljøet og mennesker?

Kortkjedede klorerte paraffiner (SCCP) har vært et emne for betydelig bekymring på grunn av deres miljøpåvirkning og potensielle helserisiko. Den globale produksjonen av SCCP har vært betydelig siden 1930-årene, og det estimeres at den kumulative produksjonen frem til 2020 var på omtrent 32,5 millioner tonn metriske tonn. SCCP utgjør omtrent 28% av denne produksjonen. På tross av at produksjonen i Europa og Nord-Amerika har avtatt etter 2017, da SCCP ble forbudt under Stockholmskonvensjonen, fortsetter det å bli produsert og brukt i flere utviklingsland som Kina, Brasil og India. I Kina alene ble det i 2018 og 2019 forbrukt henholdsvis 225,2 og 236,4 kiloton SCCP, med utslipp på omtrent 3,9 kiloton og 4,2 kiloton til miljøet i disse årene.

SCCP er blitt påvist i et bredt spekter av miljømedier, inkludert luft, sediment, overflatevann og avløpsvann. Dette viser at SCCP forurenser forskjellige økosystemer på tvers av kontinenter og kan opprettholde en stabil tilstedeværelse i naturen, til tross for lovgivning som forsøker å begrense bruken. Det er også identifisert i flere organismer, inkludert ferskvannsarter, marine pattedyr og både fugler og terrestriske dyr. Selv om SCCP viser lav akutt toksisitet i dyreforsøk, er det dokumentert at de har kreftfremkallende egenskaper. En toårig oral eksponeringsstudie med rotter og mus har bekreftet at høye doser fører til alvorlige helseproblemer.

Når SCCP er i miljøet, kan det akkumuleres i organismer over tid. Toksikologiske effekter som lever- og nyreskader har blitt rapportert i laboratoriedyr, og det er også funnet at SCCP kan påvirke skjoldbruskkjertelen og paratyroidea. Forskning på SCCP har avdekket at de stimulerer β-oksidasjon av umettede og langkjedede fettsyrer, noe som fører til forstyrrelser i cellulær metabolisme. SCCP påvirker også glykolyse og aminosyremetabolisme, og kan forstyrre energi- og proteinproduksjonen i cellene.

SCCP forårsaker ikke bare toksisitet ved høy dose, men også på lavere nivåer, hvor den påvirker celleoverlevelse. Eksempler på dette er eksponering for C10-CP i 48 timer, som førte til en markant reduksjon i celleviabilitet sammenlignet med en kortere eksponeringstid. Det er også funnet at SCCP kan forstyrre den utviklingsbiologiske prosessen hos fiskeembryoer ved å aktivere spesifikke molekylære hendelser som involverer nikotiniske acetylkolinreseptorer. Dette tyder på at SCCP har potensial til å påvirke nevrologisk utvikling.

Når det gjelder menneskelig eksponering, er det ingen spesifikke studier på hvordan SCCP metaboliseres i mennesker, men funn av SCCP i blod og melk tyder på at mennesker kan absorbere disse stoffene til en viss grad. Studien av umbilical blod har også avslørt at SCCP kan overføres til fosteret, noe som ytterligere understreker farene ved denne gruppen kjemikalier. Dyreforsøk har vist at SCCP primært skilles ut gjennom avføring, mens mindre mengder skilles ut i urin og utåndet luft.

Gjennom mange eksponeringstudier har det blitt identifisert at nyrene, leveren og skjoldbruskkjertelen er hovedorganene som er utsatt for SCCP. Når det gjelder toksisitet, ble det fastslått en øvre grense for uønskede effekter ved 10 mg/kg kroppvekt per dag. Dette nivået ble fastslått etter å ha observert økt nyrevekt og histopatologiske endringer i organene.

SCCP har også vist seg å være teratogene, altså at de kan påvirke utviklingen av fosteret. I dyrestudier er det blitt sett effekter som fravær eller forkortelse av fingre og tær ved høye doser. Maternal toksisitet er også blitt rapportert ved høye doser, med høy dødelighet og redusert vektøkning som konsekvenser. Videre er det blitt påvist at SCCP kan øke tumorforekomst i lever, nyrer og skjoldbruskkjertel hos rotter og mus.

Selv om SCCP har vist seg å ha toksiske effekter på dyremodeller, er det viktig å merke seg at noen av de toksiske effektene i rotter og mus, spesielt knyttet til leverkreft, kanskje ikke har samme betydning for mennesker. Rotters reaksjoner på SCCP kan være spesifikke for deres fysiologi og kan ikke nødvendigvis overføres til mennesker. Det er derfor nødvendig med ytterligere forskning for å kunne fastslå de eksakte helsefarene for mennesker på lang sikt.

Hvordan persistent organiske forurensninger i jord påvirker økosystemet og menneskers helse

Persistent organiske forurensninger (POP) som DDT og dets metabolitter, er kjent for deres langsiktige tilstedeværelse i miljøet, spesielt i jord. Mange studier har forsøkt å forstå hvordan disse kjemikaliene migrerer og akkumuleres i jord, og hvordan de kan utgjøre en trussel både for økosystemer og menneskers helse. Til tross for dette har få forfattere fokusert på isomer-spesifikke data om DDT, til tross for at slike data er nødvendige for å forstå de fysiologiske effektene av disse stoffene (Ricking og Schwarzbauer, 2012).

Det er viktig å merke seg at isomerene av DDT, som o,p′-DDT og p,p′-DDT, ikke bare er et akademisk spørsmål. De har forskjellige fysiologiske effekter og forskjellige halveringstider. For eksempel har studier vist at halveringstiden for o,p′-DDT kan variere fra 14 til 12 år i kontrolljord, mens p,p′-DDT har en litt kortere halveringstid på mellom 11,8 og 10,5 år (Ricking og Schwarzbauer, 2012). Disse forskjellene er relevante når man vurderer hvor raskt DDT brytes ned i jorden og hvilke konsekvenser det kan ha for miljøet.

Et sentralt aspekt ved DDTs tilstedeværelse i jord er dets evne til å migrere vertikalt gjennom jordlagene. Studier har vist at DDT kan transporteres til dypere jordlag, og dette kan føre til forurensning av grunnvannet. Dalla Villa et al. (2006) fant at DDT-migrasjon i et område i Mato Grosso, Brasil, som var blitt utsatt for feilaktig lagring av plantevernmidler, førte til en trussel mot grunnvannet. Dette understreker at selv om DDT forblir i jorden, utgjør det fortsatt en fare for økosystemene, ettersom det kan re-mobiliseres over tid.

En ytterligere utfordring er at de fleste plantevernmidler består av både aktive ingredienser og såkalte "inaktive ingredienser", som kan utgjøre 86% av den totale massen. Selv om disse ingrediensene hjelper til med applikasjonen av pesticidet, kan de endre miljøegenskapene til stoffene de er blandet med. For eksempel har det blitt dokumentert at moderne plantevernmidler kan føre til frigjøring av DDT og dets metabolitter fra jord som tidligere har vært forurenset med DDT. Dette skjer ved at moderne formuleringer, spesielt de som inneholder overflateaktive stoffer som Tween, kan bidra til å frigjøre DDT-metabolitter (Neitsch et al., 2016).

Det er også et økende fokus på bioremediering, eller nedbrytning av DDT i jord, som en potensiell metode for å rydde opp i forurensede områder. Biologiske prosesser som nedbrytning av DDT kan bli akselerert av jordbrukspraksis som vanning eller tilsetning av superfosfat (Boul et al., 1994). I tropiske områder har nedbrytningen vist seg å være raskere enn i tempererte områder, og både aerobe og anaerobe prosesser kan være involvert i nedbrytningen av DDT.

Men til tross for potensialet for bioremediering, er DDTs bioteknologiske nedbrytning generelt langsom, og det kan være behov for langvarige prosesser for å eliminere stoffene helt fra jorden. Videre kan endringer i pH i jorden og tilstedeværelsen av naturlige stoffer som ligniner og terpenoider stimulere nedbrytningen, mens huminsyrer kan hemme denne prosessen (Haarstad og Fresvig, 2000).

Populære plantevernmidler, inkludert de som fortsatt brukes i landbruket i dag, kan ha langvarige effekter på jordens sammensetning og helse, til tross for at mange av de mest kjente POP-pesticidene som DDT er forbudt i mange deler av verden. Den pågående bruken av andre plantevernmidler kan endre miljøforholdene i forurenset jord og dermed påvirke både re-mobilisering og nedbrytning av gamle pesticidrester.

Det er også viktig å forstå at de potensielle helse- og økologiske risikoene ved disse forurensningene ikke bare er et spørsmål om deres direkte toksisitet, men også om hvordan de akkumuleres i næringskjeden. På grunn av deres lipofile natur, har POP-pesticider en tendens til å akkumulere i fettvev og sekresjoner, og de gjennomgår minimal metabolisme, noe som gjør at de kan biokonsentreres i organismer og biomagnifiseres gjennom næringskjeden (Connell og Miller, 2022). Dette betyr at selv om direkte eksponering til jordbårne pesticider kan være sjelden, kan den indirekte eksponeringen gjennom matkjeden utgjøre en betydelig risiko for menneskers helse.

Spesielt i tropiske områder, hvor volatilitet og langvarig eksponering er vanligere, utgjør DDT fortsatt en alvorlig trussel, og det er viktig å forstå hvordan slike kjemikalier kan påvirke økosystemene i disse regionene på lang sikt. Dette understreker behovet for langsiktige overvåkingsstudier og en grundig vurdering av de langsiktige effektene av POP-pesticider på både miljøet og folkehelsen.

Hvordan mestre lagdeling og blanding i fargeblyant og pastell
Hva er de praktiske forskjellene mellom Heap Sort og Radix Sort – og når bør man bruke dem?
Hva gjør en sitronterte uimotståelig – og hvorfor fungerer den alltid?
Hvordan IoT revolusjonerer helsevesenet: Muligheter og utfordringer