Auto-épuration des eaux naturelles. Auto-épuration des plans d'eau

Tâche numéro 6

PROCESSUS D'AUTO-PURIFICATION DES EAUX NATURELLES

1 LES TYPES DE POLLUTION ET LEURS EFFETS

(CANAUX POUR UN ENVIRONNEMENT D'EAU AUTONETTOYANT)

En vertu de l'auto-nettoyage Environnement aquatique comprendre l'ensemble des processus physiques, biologiques et chimiques terrestres visant à réduire la teneur en polluants (polluants).

La contribution des processus individuels à la capacité du milieu aquatique naturel à s'auto-épurer dépend de la nature des polluants. Conformément à cela, les polluants sont conditionnellement divisés en trois groupes.

une). Substances conservatrices - non dégradables ou biodégradables très lentement . Il s'agit de sels minéraux, de composés hydrophobes comme les pesticides organochlorés, d'huiles et de produits pétroliers. La diminution de la concentration des substances conservatrices dans les dégâts des eaux ne se produit qu'en raison de la dilution, des processus physiques de transfert de masse, des processus physico-chimiques de complexation, de sorption et de bioaccumulation. L'auto-épuration a un caractère apparent, puisqu'il n'y a qu'une redistribution et une dispersion des polluants dans l'environnement, une pollution des objets adjacents par celle-ci.

2). Substances biogènes - substances impliquées dans le cycle biologique. Ce sont des formes minérales d'azote et de phosphore, des composés organiques facilement digestibles.

Dans ce cas, l'auto-épuration du milieu aquatique se produit en raison de processus biochimiques.

3). Les substances solubles dans l'eau qui ne sont pas impliquées dans le cycle biologique, pénétrant dans les plans d'eau et les cours d'eau à partir de sources anthropiques, sont souvent toxiques. L'auto-épuration du milieu aquatique à partir de ces substances s'effectue principalement en raison de leur transformation chimique et microbiologique.

Les procédés les plus significatifs d'auto-épuration du milieu aquatique sont les procédés suivants :

– processus de transfert physique : dilution (mélange), élimination des polluants vers les masses d'eau voisines (en aval), sédimentation des particules en suspension, évaporation, sorption (par les particules en suspension et les sédiments de fond), bioaccumulation ;

– transformation microbiologique;

–transformation chimique : sédimentation, hydrolyse, photolyse, réactions redox, etc.

2 DILUTION DE SAT AU REJET DES EAUX USÉES

DES INSTALLATIONS DE PURIFICATION D'EAU

La masse de polluants dans les eaux usées est égale à la masse de polluants dans le flux mixte (eaux usées + eau du cours d'eau). Équation du bilan matière des polluants :

Cct q + γ Q Cf = Cv (q + γ Q),

où Cst est la concentration de polluants dans les eaux usées, g/m3 (mg/dm3) ;

q est le débit maximal des eaux usées à rejeter dans le cours d'eau, m3/s

γ - rapport de mélange

Q est le débit moyen mensuel du cours d'eau, m3/s ;

Cf est la concentration de fond des polluants dans le cours d'eau (établie à partir d'observations à long terme), g/m3 (mg/dm3) ;

Cv - concentration de polluants dans le cours d'eau après brassage (dilution), g/m3 (mg/dm3) ;

A partir de l'équation du bilan matière, on peut trouver la concentration des polluants dans le cours d'eau après dilution :

CV = https://pandia.ru/text/80/127/images/image002_20.png" width="117" height="73 src=">

L est la distance le long du chenal du cours d'eau (le chenal est la bande la plus profonde d'un plan d'eau donné) du point de rejet au point de contrôle, m;

α est un coefficient dépendant des conditions hydrauliques de l'écoulement. Le coefficient α est calculé selon l'équation :

où ξ est un coefficient dépendant de la localisation de l'évacuation des eaux usées dans le cours d'eau : ξ = 1 pour l'évacuation à proximité du rivage, ξ = 1,5 lorsqu'il est relâché dans le fairway ;

φ est le coefficient de la tortuosité du cours d'eau, c'est-à-dire le rapport de la distance entre les sections considérées du cours d'eau le long du chenal sur la distance le long de la ligne droite ; D est le coefficient de diffusion turbulente.

Pour les rivières de plaine et les calculs simplifiés, le coefficient de diffusion turbulente se trouve par la formule :

https://pandia.ru/text/80/127/images/image005_9.png" width="59 height=47" height="47">= X-in,

où ac, aw sont les activités de la substance A dans la couche de sorption et dans la phase aqueuse ;

γc, γw sont les coefficients d'activité de la substance A dans la couche de sorption et dans la phase aqueuse ;

Cs, Sv sont les concentrations de la substance A dans la couche de sorption et dans la phase aqueuse ;

Кс-в - coefficient de distribution de la substance A (constante d'équilibre

AB ↔ AC exprimé en termes de concentrations).

Puis, avec un coefficient d'activité relativement constant de la substance A dans la couche de sorption (phase organique) :

X-in = Ka s-in DIV_ADBLOCK4">

Ceci détermine notamment l'existence d'une corrélation entre les coefficients de répartition des substances dans le système octanol - eau et matière organique solide - eau :

Ks-in ≈ 0,4 Ko-in ,

où Ko-v est le coefficient de distribution de la substance dans le système octanol-eau.

La valeur de Ko-in est liée à la solubilité d'une substance dans l'eau par une simple relation empirique :

lg Koin = (4,5 ÷ 0,75) lg S,

où S est la solubilité de la substance, exprimée en mg/dm3.

Ce rapport est valable pour de nombreuses classes de composés organiques, y compris les hydrocarbures, les hydrocarbures halogénés, les acides aromatiques, les pesticides organochlorés, les biphényles chlorés.

Dans les sorbants naturels, la matière organique ne représente qu'une certaine fraction de la masse du sorbant. Par conséquent, le coefficient de distribution dans le système sorbant-eau Ks-v est normalisé à la teneur en carbone organique dans le sorbant Ks-v* :

Ks-in * \u003d Ks-in ω (C),

où ω(С) est la fraction massique de matière organique dans le sorbant.

Dans ce cas, la proportion de substance sorbée du milieu aqueux ωsorb est égale à :

ωsorb = https://pandia.ru/text/80/127/images/image009_9.png" width="103" height="59">,

où Csorb est la concentration du sorbant en suspension dans l'eau.

Dans les sédiments de fond, la valeur de Csorb est significative, par conséquent, pour de nombreux polluants, Ks-v*· Csorb >> 1, et l'unité du dénominateur peut être négligée. La valeur de ωsorb tend vers l'unité, c'est-à-dire que toute la substance A sera à l'état sorbé.

Dans les masses d'eau libres, la situation est différente : la concentration de l'absorbant en suspension est extrêmement faible. Par conséquent, les processus de sorption apportent une contribution significative à l'auto-épuration du réservoir uniquement pour les composés avec Ks-v ≥ 105.

La sorption de nombreux polluants avec une solubilité dans l'eau de 10-3 mol/l est l'un des principaux processus d'élimination d'un produit chimique de la phase aqueuse. Ces substances comprennent les pesticides organochlorés, les biphényles polychlorés, les HAP. Ces composés sont légèrement solubles dans l'eau et ont des valeurs Co-in élevées (104 - 107). La sorption est le moyen le plus efficace d'auto-épuration du milieu aquatique à partir de ces substances.

4 AUTONETTOYAGE MICROBIOLOGIQUE

La transformation microbiologique des polluants est considérée comme l'une des principales voies d'auto-épuration du milieu aquatique. . Microbiologique processus biochimiques comprennent plusieurs types de réactions. Ce sont des réactions impliquant des enzymes redox et hydrolytiques. La température optimale pour les processus de biodégradation des polluants est de 25-30ºС.

Le taux de transformation microbiologique d'une substance dépend non seulement de ses propriétés et de sa structure, mais aussi de la capacité métabolique de la communauté microbienne..png" width="113" height="44 src=">,

où CS est la concentration du substrat (polluant), . Ici, keff est la constante de vitesse de la biolyse, .m est la biomasse des micro-organismes ou la taille de la population.

La cinétique de la transformation de pseudo-premier ordre de certains polluants à taille de population fixe et la croissance directement proportionnelle de la constante de vitesse avec une augmentation du nombre de bactéries ont été prouvées expérimentalement dans de nombreux cas. De plus, dans certains cas, le kef ne dépend pas de la phase de croissance de la population, de la localité et de la composition spécifique de la communauté microbienne.

En intégrant l'équation cinétique de la réaction du premier ordre, on obtient :

https://pandia.ru/text/80/127/images/image013_7.png" width="29" height="25 src="> – concentration initiale du substrat (ou substances biochimiquement oxydables, correspondant à la DBOtotale) ;

– concentration actuelle du substrat (ou substances biochimiquement oxydables, correspondant à DBOtotal – DBOτ).

En remplaçant https://pandia.ru/text/80/127/images/image014_8.png" width="29" height="25"> par la valeur DBO correspondante dans l'équation, nous obtenons :

.

Notons kB/2,303 = k*, où k* est la constante d'oxydation biochimique (a pour dimension la constante de réaction du premier ordre - jour-1). Lors de la potentialisation de l'équation, nous avons une équation reliant DBOtot. et DBOτ, sous forme exponentielle :

A l'aide de cette équation, on peut déterminer le temps d'oxydation complète des substances biochimiquement oxydées - le temps pendant lequel 99% de la substance est oxydée .

Dans les conditions naturelles des latitudes moyennes, à la suite de processus microbiologiques, les alcanes de structure normale se décomposent le plus rapidement (de 60 à 90% en trois semaines). Les alcanes et cycloalcanes ramifiés se décomposent plus lentement que les n-alcanes - de 40% en une semaine, de 80% en trois semaines. Les dérivés du benzène de faible poids moléculaire se minéralisent plus rapidement que les hydrocarbures saturés (par exemple, les phénols et les crésols) . Les di- et trichlorophénols substitués se décomposent complètement dans les sédiments de fond en une semaine, les nitrophénols - en deux à trois semaines. Cependant, les HAP se dégradent lentement.

Les processus de biodégradation sont influencés par de nombreux facteurs : éclairage, teneur en oxygène dissous, pH , teneur en éléments nutritifs, présence de substances toxiques, etc. . Même si les micro-organismes possèdent un ensemble d'enzymes nécessaires à la destruction des polluants, ils peuvent ne pas montrer d'activité en raison du manque de substrats ou de facteurs supplémentaires.

5 HYDROLYSE

De nombreux polluants sont des acides ou des bases faibles et sont impliqués dans les transformations acido-basiques. Les sels formés à partir de bases faibles ou d'acides faibles subissent une hydrolyse . Les sels formés par les bases faibles sont hydrolysés par le cation, les sels formés par les acides faibles par l'anion. Les cations HM, Fe3+, Al3+ subissent une hydrolyse :

Fe3+ + HOH ↔ FeOH2+ + H+

Al3+ + HOH ↔ AlOH2+ + H+

Cu2+ + HOH ↔ CuOH+ + H+

Pb2+ + HOH ↔ PbOH+ + H+.

Ces processus provoquent une acidification de l'environnement.

Les anions des acides faibles sont hydrolysés :

CO32- + HOH ↔ HCO3- + OH-

SiO32- + HOH ↔ HSiO3- + OH-

PO43- + HOH ↔ HPO42- + OH-

S2- + HOH ↔ HS- + OH-,

qui contribue à l'alcalinisation du milieu.

La présence simultanée de cations et d'anions hydrolysables provoque dans certains cas une hydrolyse complète et irréversible, pouvant conduire à la formation de précipités d'hydroxydes peu solubles Fe (OH) 3, Al (OH) 3, etc.

L'hydrolyse des cations et des anions se déroule rapidement, car il s'agit de réactions d'échange d'ions.

Parmi les composés organiques, les esters et les amides d'acides carboxyliques et divers acides contenant du phosphore subissent une hydrolyse. Dans ce cas, l'eau participe à la réaction non seulement en tant que solvant, mais également en tant que réactif :

R1–COO–R2 + HOH ↔ R1–COOH + R2OH

R1–COO–NH2 + HOH ↔ R1–COOH + NH3

(R1O)(R2O)–P=O(OR3) + HOH ↔ H3PO4 + R1OH + R2OH + R3OH

A titre d'exemple, on peut citer le dichlorvos (phosphate de o,o-diéthyl-2,2-dichlorovinyle).

(C2H5O)2–P=O(O–CH=CCl2) + 2HOH ↔ (HO)2–P=O(O–CH=CCl2) + 2C2H5OH

Divers composés organohalogénés sont également hydrolysés :

R–Cl + HOH ↔ R–OH + HCl;

R–C–Cl2 + 2HOH ↔ R–C–(OH)2 + 2HCl ↔ R–C=O + H2O + 2HCl ;

R–C–Cl3 + 3HOH ↔ R–C–(OH)3 + 3HCl ↔ R–COOH + 2H2O + 3HCl.

Ces processus hydrolytiques se déroulent sur une échelle de temps différente. Les réactions d'hydrolyse peuvent être réalisées à la fois sans catalyseur et avec la participation en tant que catalyseurs de dissous dans eaux naturelles ah les acides et les bases. En conséquence, la constante de vitesse d'hydrolyse peut être représentée par :

où https://pandia.ru/text/80/127/images/image020_5.png" width="12" height="19"> – constantes de vitesse d'hydrolyse acide, hydrolyse en milieu neutre et hydrolyse alcaline ;

Dans ce cas, l'hydrolyse peut être considérée comme une réaction de pseudo-premier ordre, puisque les polluants sont présents dans les eaux naturelles à l'état de traces. La concentration d'eau par rapport à leurs concentrations est beaucoup plus élevée et est pratiquement considérée comme inchangée.

Pour déterminer la concentration d'un polluant qui évolue dans le temps, une équation de réaction cinétique du premier ordre est utilisée :

où C0 – concentration initiale du polluant;

DE – concentration actuelle du polluant ;

τ – le temps écoulé depuis le début de la réaction ;

k – constante de vitesse de réaction (hydrolyse).

Le degré de conversion du polluant (la proportion de la substance qui est entrée dans la réaction) peut être calculé par l'équation :

β = (С0 – С)/С0 = 1– e-kτ.

6 EXEMPLES DE RÉSOLUTION DE PROBLÈMES

Exemple 1 Calculer la concentration en ions fer Fe3+ dans l'eau de la rivière à une distance de 500 m de la sortie des eaux usées, si sa concentration dans les eaux usées à la sortie du réservoir est de 0,75 mg/dm3. La vitesse du débit de la rivière est de 0,18 m/s, le débit volumétrique est de 62 m3/s, la profondeur de la rivière est de 1,8 m, le coefficient de sinuosité de la rivière est de 1,0. Les eaux usées sont évacuées du rivage. Le débit volumique des eaux usées est de 0,005 m3/s. La concentration de fond de Fe3+ est de 0,3 mg/dm3.

La solution:

Le coefficient de diffusion turbulent est

https://pandia.ru/text/80/127/images/image025_3.png" width="147" height="43">.

Le coefficient α selon l'état du problème (le coefficient prenant en compte les conditions de rejet des eaux usées ξ = 1 lorsqu'elles sont rejetées près de la côte ; le coefficient de méandre de la rivière φ = 1) est calculé par l'équation :

= 1.0 1.0https://pandia.ru/text/80/127/images/image028_2.png" width="44" height="28 src="> et trouvez sa valeur numérique

β = https://pandia.ru/text/80/127/images/image030_2.png" width="107" height="73">.png" width="145" height="51 src="> .= 0,302 ≈ 0,3 mg/dm3.

Réponse: La concentration de Fe3+ à une distance de 500 m du lieu de rejet des eaux usées est de 0,302 mg/dm3, c'est-à-dire qu'elle est pratiquement égale à la concentration de fond

Exemple 2 Calculer la constante de vitesse de biooxydation k* s'il est établi expérimentalement que la DBOtotale est observée au 13e jour d'incubation de l'échantillon. Quelle proportion de DBOtotal correspond à la DBO5 dans ce cas ?

La solution:

Pour déterminer DBOtotal, on suppose que DBOtotal : (DBOtotal - DBOτ) = 100 : 1, c'est-à-dire que 99 % des substances organiques sont oxydées.

k* = https://pandia.ru/text/80/127/images/image035_1.png" width="72" height="47"> = 1 – 10-k*5 = 1 – 10-0.15 ∙5 = 0,822 ou 82,2 %.

Réponse : La constante du taux de biooxydation est de 0,15 jour-1. La DBO5 de la DBOtotale est de 82,2 %.

Exemple 3 Calculer la demi-vie, le degré d'hydrolyse et la concentration de méthylchoracétate (ClCH2COOCH3) à T = 298K dans une masse d'eau stagnante avec pH = 6,9 après : a) 1 heure ; b) 1 jour après son entrée dans le réservoir, si sa concentration initiale était de 0,001 mg/l. Les constantes de vitesse d'hydrolyse du chloroacétate de méthyle sont données dans le tableau.

La solution:

Conformément à la loi d'action de masse, la vitesse d'hydrolyse est

où kHYDR est la constante de vitesse d'hydrolyse, s-1 ;

SZV - concentration de polluants.

L'hydrolyse peut être considérée comme une réaction de pseudo-premier ordre, puisque les polluants sont présents dans les eaux naturelles à l'état de traces. La concentration d'eau par rapport à leurs concentrations est beaucoup plus élevée et est pratiquement considérée comme inchangée.

La constante d'hydrolyse est calculée par l'équation

où https://pandia.ru/text/80/127/images/image020_5.png" width="12" height="19"> – constantes de vitesse de l'hydrolyse acide, de l'hydrolyse en milieu neutre et de l'hydrolyse alcaline (voir tableau dans l'appendice);

СH+.– concentration d'ions hydrogène, mol/l;

СOH est la concentration en ions hydroxyde, mol/l.

Puisque, selon l'état du problème, pH \u003d 6,9, il est possible de trouver la concentration en ions hydrogène et la concentration en ions hydroxyde.

La concentration en ions hydrogène (mol/l) est égale à :

CH+. \u003d 10 - pH \u003d 10-6,9 \u003d 1,26 10-7.

La somme des exposants hydrogène et hydroxyle est toujours constante

Par conséquent, connaissant le pH, vous pouvez trouver l'indice d'hydroxyle et la concentration en ions hydroxyde.

pOH = 14 - pH = 14 - 6,9 = 7,1

La concentration en ions hydroxyde (mol/l) est égale à :

COH - \u003d 10–pOH \u003d 10-7,1 \u003d 7,9 10-8.

La constante d'hydrolyse du chloroacétate de méthyle est :

2.1 10-7 1.26 10-7+8.5 10-5+140 7.9 10-8=.

8,5 10-5 + 1,1 10-5 = 9,6 10-5s-1.

La demi-vie d'une substance τ0,5 dans une réaction de premier ordre est :

https://pandia.ru/text/80/127/images/image037_1.png" width="155" height="47">s = 2 heures.

Le degré de conversion (degré d'hydrolyse) du polluant peut être calculé par l'équation :

β = (С0 – С)/С0 = 1– e-kτ.

Une heure après l'entrée du chloroacétate de méthyle dans le réservoir, son degré d'hydrolyse est égal à :

β = 1– e-0,000096 3600 = 1– 0,708 = 0,292 (ou 29,2%).

Au bout d'une journée, le degré d'hydrolyse des polluants est égal à :

β = 1– e-0,000096 24 3600 = 1– 0,00025 = 0,99975 (ou 99,98 %).

La concentration actuelle de chloroacétate de méthyle peut être déterminée en connaissant son degré de conversion С = С0(1 – β).

Une heure après l'entrée du chloroacétate de méthyle dans le réservoir, sa concentration sera de :

C \u003d C0 (1 - β) \u003d 0,001 (1 - 0,292) \u003d 0,001 0,708 \u003d 7,08 10-4 mg/l.

En une journée, la concentration de polluants sera égale à :

C \u003d C0 (1 - β) \u003d 0,001 (1 - 0,99975) \u003d 0,001 0,00025 \u003d 2,5 10-7 mg / l.

Réponse: La demi-vie du chloroacétate de méthyle est de 2 heures. Une heure après l'entrée du polluant dans le réservoir, son taux de conversion sera de 29,2 %, la concentration sera de 7,08 10-4 mg/l. Un jour après l'entrée du polluant dans le réservoir, son taux de conversion sera de 99,98 %, la concentration sera de 2,5 10-7 mg/l.

7 TÂCHES POUR UNE SOLUTION INDÉPENDANTE

1. Calculez la concentration d'ions Cu2+ dans l'eau de la rivière à une distance de 500 m de la sortie des eaux usées, si la concentration de Cu2+ dans les eaux usées est de 0,015 mg/l. La vitesse du débit de la rivière est de 0,25 m/s, le débit volumétrique est de 70 m3/s, la profondeur de la rivière est de 3 m, le coefficient de sinuosité de la rivière est de 1,2. Les eaux usées sont évacuées du rivage. Le débit volumique des eaux usées est de 0,05 m3/s. La concentration de fond de Cu2+ est de 0,010 mg/l.

2. Calculez la concentration d'ions NH4+ dans l'eau de la rivière à une distance de 800 m de la sortie des eaux usées, si la concentration de NH4+ dans les eaux usées est de 0,25 mg/l. La vitesse du débit de la rivière est de 0,18 m/s, le débit volumique est de 50 m3/s, la profondeur de la rivière est de 1,8 m, le coefficient de méandre de la rivière est de 1,2. Les eaux usées sont évacuées du rivage. Le débit volumique des eaux usées est de 0,04 m3/s. La concentration de fond de NH4+ est de 0,045 mg/l.

3. Calculez la concentration d'ions Al3+ dans l'eau de la rivière à une distance de 500 m de la sortie des eaux usées, si la concentration d'Al3+ dans les eaux usées est de 0,06 mg/l. La vitesse du débit de la rivière est de 0,25 m/s, le débit volumique est de 70 m3/s, la profondeur de la rivière est de 3 m, le coefficient de sinuosité de la rivière est de 1,0. Les eaux usées sont évacuées du rivage. Le débit volumique des eaux usées est de 0,05 m3/s. La concentration de fond d'Al3+ est de 0,06 mg/L.

4. Calculez la concentration d'ions Fe3+ dans l'eau de la rivière à une distance de 300 m de la sortie des eaux usées, si la concentration de Fe3+ dans les eaux usées est de 0,55 mg/l. La vitesse du débit de la rivière est de 0,20 m/s, le débit volumique est de 65 m3/s, la profondeur de la rivière est de 2,5 m, le coefficient de sinuosité de la rivière est de 1,1. Les eaux usées sont évacuées du rivage. Le débit volumique des eaux usées est de 0,45 m3/s. La concentration de fond de Fe3+ est de 0,5 mg/l.

5. Calculez la concentration d'ions sulfate dans l'eau de la rivière à une distance de 500 m de la sortie des eaux usées, si la concentration de SO42- dans les eaux usées est de 105,0 mg/l. La vitesse du débit de la rivière est de 0,25 m/s, le débit volumétrique est de 70 m3/s, la profondeur de la rivière est de 3 m, le coefficient de sinuosité de la rivière est de 1,2. Les eaux usées sont évacuées du rivage. Le débit volumique des eaux usées est de 0,05 m3/s. La concentration de fond de SO42- est de 29,3 mg/L.

6. Calculez la concentration d'ions chlorure dans l'eau de la rivière à une distance de 500 m de la sortie des eaux usées, si la concentration de Cl - dans les eaux usées est de 35,0 mg/l. La vitesse du débit de la rivière est de 0,25 m/s, le débit volumique est de 70 m3/s, la profondeur de la rivière est de 3 m, le coefficient de sinuosité de la rivière est de 1,0. Les eaux usées sont évacuées du rivage. Le débit volumique des eaux usées est de 0,5 m3/s. La concentration de fond de SO42- est de 22,1 mg/l.

7. La concentration des ions cuivre Cu2+ dans les eaux usées est de 0,02 mg/l. À quelle distance du lieu de rejet des eaux usées la concentration de Cu2+ dépassera-t-elle le bruit de fond de 10 % si le débit volumétrique des eaux usées est de 0,05 m3/s ? La vitesse du débit de la rivière est de 0,15 m/s, le débit volumique est de 70 m3/s, la profondeur de la rivière est de 3 m, le coefficient de méandre de la rivière est de 1,2. Les eaux usées sont évacuées du rivage. La concentration de fond de Cu2+ est de 0,010 mg/l.

8. À la suite du dépôt sec de l'atmosphère, des particules d'aérosol d'un diamètre de 50 μm et d'une densité de 2500 kg/m3 sont entrées dans un réservoir coulant de 1,5 m de profondeur. Le débit d'eau est de 0,8 m/s, la viscosité de l'eau est de 1 10-3 Pa s, la densité de l'eau est de 1000 kg/m3. Quelle distance ces particules, emportées par le courant, parcourront-elles avant de se déposer au fond ?

9. À la suite du dépôt humide de l'atmosphère, des particules d'aérosol d'un diamètre de 20 μm et d'une densité de 2700 kg/m3 sont entrées dans un réservoir coulant d'une profondeur de 3,0 m. Le débit d'eau est de 0,2 m/s, la viscosité de l'eau est de 1 10-3 Pa s, la densité de l'eau est de 1000 kg/m3. Quelle distance ces particules, emportées par le courant, parcourront-elles avant de se déposer au fond ?

10. À la suite du dépôt sec de l'atmosphère, des particules d'aérosol d'un diamètre de 40 μm et d'une densité de 2700 kg/m3 sont entrées dans un réservoir coulant d'une profondeur de 2,0 m. La vitesse d'écoulement de l'eau est de 0,25 m/s, la viscosité de l'eau est de 1 10-3 Pa s, la densité de l'eau est de 1000 kg/m3. La longueur du réservoir dans le sens du courant est de 5000 m Ces particules vont-elles se déposer au fond du réservoir ou seront-elles emportées par le courant ?

11. Calculez le diamètre des particules en suspension entrant dans le réservoir d'écoulement avec les eaux usées, qui se déposeront au fond du réservoir à 200 m de la sortie des eaux usées, si la densité des particules est de 2600 kg/m3. Le débit d'eau est de 0,6 m/s, la viscosité de l'eau est de 1 10-3 Pa s, la densité de l'eau est de 1000 kg/m3. La profondeur du réservoir est de 1,8 m.

12. À la suite de l'accident, de l'hexane s'est répandu à la surface du réservoir. La pression de vapeur saturante de l'hexane à 20°C, 30°C et 40°C est respectivement de 15998,6 Pa, 24798,0 Pa et 37063,6 Pa. Déterminer graphiquement la pression de vapeur saturante de l'hexane à 15 °C. Calculer le taux d'évaporation de l'hexane à 15°C en utilisant la formule si la vitesse du vent est de 1m/s. La masse volumique de l'air à 0°C est de 1,29 kg/m3, la viscosité de l'air à 15°C est de 18∙10−6 Pa∙s, le diamètre de la tache formée par l'hexane à la surface de l'eau est de 100m.

13. À la suite de l'accident, du toluène s'est répandu à la surface du réservoir. La pression de vapeur saturante du toluène à 20°C, 30°C et 40°C est respectivement de 3399,7 Pa, 5266,2 Pa et 8532,6 Pa. Déterminer graphiquement la pression de vapeur saturante du toluène à 25°C. Calculer le taux d'évaporation du toluène à 25°C en utilisant la formule si la vitesse du vent est de 2m/s. La masse volumique de l'air à 0°C est de 1,29 kg/m3, la viscosité de l'air à 25°C est de 20∙10−6 Pa∙s, le diamètre de la tache formée par le toluène à la surface de l'eau est de 200m.

14. À la suite de l'accident, la surface du réservoir s'est étendue m-xylène. Pression de vapeur saturée m-xylène à 20°C et 30°C est égal à 813,3 et 1466,5 Pa, respectivement. Déterminer la pression de vapeur saturante m-xylène à une température de 25°C, en utilisant la forme intégrale de l'équation isobare de la réaction chimique. Calculer le taux d'évaporation m-xylène à 25°C selon la formule, si la vitesse du vent est de 5m/s. La masse volumique de l'air à 0°C est de 1,29 kg/m3, la viscosité de l'air à 25°C est de 20∙10−6 Pa∙s, le diamètre de la tache formée m-xylène à la surface de l'eau est égal à 500m.

15. Du benzène est accidentellement renversé sur la table du laboratoire. La pression de vapeur saturante du benzène à 20°C et 30°C est respectivement de 9959,2 et 15732,0 Pa. Déterminer la pression de vapeur saturante du benzène à 25°C en utilisant la forme intégrale de l'équation isobare de la réaction chimique. Calculer le taux d'évaporation du benzène à 25°C en utilisant la méthode de détermination des émissions de substances nocives dans l'atmosphère. Le diamètre de la tache formée par le benzène à la surface de la table est de 0,5 m. La valeur MPC sera-t-elle dépassée. h.(С6Н6) = 5 mg/m3 15 minutes après le déversement de benzène, si le volume de la pièce est de 200 m3 ?

16. Du chlorobenzène est accidentellement renversé sur la table du laboratoire. La pression de vapeur saturante du chlorobenzène à 20°C et 30°C est respectivement de 1173,2 et 199,8 Pa. Déterminer la pression de vapeur saturante du chlorobenzène à 25 °C en utilisant la forme intégrale de l'équation isobare de la réaction chimique. Calculer le taux d'évaporation du chlorobenzène à 25°C en utilisant la méthode des émissions atmosphériques. Le diamètre de la tache formée par le chlorobenzène à la surface de la table est de 0,3 m. La valeur MPC sera-t-elle dépassée. z.(С6Н5Cl) = 50mg/m3 10 minutes après le déversement de chlorobenzène, si le volume de la pièce est de 150m3 ?

17. À la suite de l'accident, un mélange d'octane, de toluène et de m- xylène pesant 1000 kg. La composition du mélange (fractions massiques): octane - 0,3; toluène - 0,4 ; m-xylène - 0,3. Pression de vapeur saturante d'octane, toluène et m-xylène à 20°C est égal à 1386,6 ; 3399,7 Pa et 813,3 Pa, respectivement. Calculer les taux d'évaporation des hydrocarbures à 20°C en utilisant la méthode de détermination des émissions de substances nocives dans l'atmosphère. Déterminer la composition du mélange (fraction massique) au bout d'une heure, si le diamètre de la tache formée par le mélange d'hydrocarbures à la surface de l'eau est de 10 m. La vitesse du vent est de 1m/s.

18. À la suite de l'accident, un mélange de benzène, toluène et m- xylène pesant 1000 kg. La composition du mélange (fractions massiques): benzène - 0,5; toluène - 0,3 ; m-xylène - 0,2. Pression de vapeur saturante de benzène, toluène et m-xylène à 20°C est égal à 9959,2 ; 3399,7 Pa et 813,3 Pa, respectivement. Calculer les taux d'évaporation des hydrocarbures à 20°C en utilisant la méthode de détermination des émissions de substances nocives dans l'atmosphère. Déterminer la composition du mélange (fraction massique) au bout d'une heure, si le diamètre de la tache formée par le mélange d'hydrocarbures à la surface de l'eau est de 12m. La vitesse du vent est de 0,5 m/s.

19. Calculez la proportion de 2,3,7,8-Cl4-dibenzodioxine adsorbée par les particules en suspension contenant 3,5 % (poids) de carbone organique. La concentration de particules en suspension dans les couches inférieures du réservoir est de 12 000 ppm. Le coefficient de distribution de la 2,3,7,8-Cl4-dibenzodioxine dans le système octanol-eau KO-B est de 1,047 107.

20. Calculer la proportion de 1,2,3,4-Cl4-dibenzodioxine adsorbée par des particules contenant 4 % (poids) de carbone organique. La concentration des particules en suspension dans les couches inférieures du réservoir est de 10 000 ppm. Le coefficient de distribution de la 1,2,3,4-Cl4-dibenzodioxine dans le système octanol-eau KO-B est de 5,888 105.

21. Calculez la proportion de phénol adsorbé par les particules en suspension contenant 10 % (poids) de carbone organique. La concentration des particules en suspension dans les couches inférieures du réservoir est de 50 000 ppm. Le coefficient de distribution du phénol dans le système octanol-eau KO-B est de 31.

22. Le PbSO4 précipitera-t-il lorsque des eaux usées contenant 0,01 mg/l d'ions Pb2+ entreront dans un réservoir en écoulement avec un débit volumétrique de 50 m3/s ? Le débit volumique des eaux usées est de 0,05 m3/s. La concentration de fond de SO42- est de 30 mg/L. Prendre le rapport de mélange γ égal à 1∙10−4. PR(PbSO4) = 1,6 10−8.

23. Fe(OH)3 précipitera-t-il lorsque des eaux usées contenant 0,7 mg/l d'ions Fe3+ entreront dans un réservoir en écoulement avec un débit volumétrique de 60 m3/s ? Le débit volumique des eaux usées est de 0,06 m3/s. pH = 7,5. Prendre le rapport de mélange γ égal à 4∙10−4. PR(Fe(OH)3) = 6,3 10-38.

24. Calculer le degré d'hydrolyse et la concentration de chloroforme (CHCl3) à T=298K dans un réservoir stagnant à pH=7,5 après : a) 1 jour ; b) 1 mois ; c) 1 an après son entrée dans le réservoir, si sa concentration initiale était de 0,001 mg/l. Les constantes de vitesse d'hydrolyse du chloroforme sont données dans le tableau.

25. Calculer le degré d'hydrolyse (degré de conversion) et la concentration de dichlorométhane (CH2Cl2) à T=298K dans un réservoir stagnant à pH=8,0 après : a) 1 jour ; b) 1 mois ; c) 1 an après son entrée dans le réservoir, si sa concentration initiale était de 0,001 mg/l. Les constantes de vitesse d'hydrolyse du dichlorométhane sont données dans le tableau.

26. Calculer le degré d'hydrolyse (degré de conversion) et la concentration de bromométhane (CH3Br) à T=298K dans un réservoir stagnant à pH=8,0 après : a) 1 jour ; b) 1 mois ; c) six mois après son entrée dans le réservoir, si sa concentration initiale était de 0,005 mg/l. Les constantes de vitesse d'hydrolyse du brome sont données dans le tableau.

27. Au bout de quel temps la concentration d'acétate d'éthyle dans un réservoir stagnant deviendra-t-elle égale à : a) la moitié de la concentration initiale ; b) 10 % de la concentration initiale ; c) 1 % de la concentration initiale ? T = 298K. pH = 6,5. Les constantes de vitesse pour l'hydrolyse de l'acétate d'éthyle sont données dans le tableau.

28. Au bout de quel temps la concentration de phénylacétate dans un réservoir stagnant deviendra-t-elle égale à : a) la moitié de la concentration initiale ; b) 10 % de la concentration initiale ; c) 1 % de la concentration initiale ? T = 298K. pH = 7,8. Les constantes de vitesse d'hydrolyse du phénylacétate sont données dans le tableau.

29. Au bout de quel temps la concentration de benzoate de phényle dans un réservoir stagnant deviendra-t-elle égale à : a) la moitié de la concentration initiale ; b) 10 % de la concentration initiale ; c) 1 % de la concentration initiale ? T = 298K. pH = 7,5. Les constantes de vitesse d'hydrolyse du benzoate de phényle sont données dans le tableau.

30. Calculer la constante de biooxydation k* dans l'eau naturelle et le temps d'élimination de la moitié de la contamination, si les valeurs DBO5 et DBOtot sont déterminées expérimentalement, qui sont égales à 3,0 et 10,0 mgO2/dm3, respectivement.

31. Calculer la constante de biooxydation k* dans l'eau naturelle et le temps d'élimination de la moitié de la pollution, si les valeurs de DBO5 et DBOtot sont déterminées expérimentalement, qui sont respectivement égales à 1,8 et 8,0 mgO2/dm3.

32. Calculer la constante de vitesse de biooxydation k* dans l'eau naturelle, s'il est établi expérimentalement que la DBOtotale est observée au 13e jour d'incubation d'un échantillon de cette eau. Quelle proportion de DBOtotal correspond à la DBO5 dans ce cas ?

33. Calculer la constante de vitesse de biooxydation k* dans l'eau naturelle, s'il est établi expérimentalement que la DBOtotale est observée au 18e jour d'incubation d'un échantillon de cette eau. Quelle proportion de DBOtotal correspond à la DBO5 dans ce cas ?

34. Le temps d'oxydation complète du phénol dans un bassin avec aération naturelle était de 50 jours. Calculer la constante de vitesse de biooxydation k* du phénol dans ce bassin, ainsi que sa concentration après 10 jours, si la concentration initiale de phénol est de 20 µg/L.

35. Le temps d'oxydation complète du toluène dans un étang avec aération naturelle était de 80 jours. Calculer la constante de vitesse de biooxydation k* du toluène dans ce bassin, ainsi que sa concentration après 30 jours, si la concentration initiale de toluène est de 50 µg/l.

36. Calculez la DCO. acide acétique. Calculer la DCO d'une eau naturelle contenant 1∙10−4 mol/l d'acide acétique. Calculer DBOtot. de cette eau si DBOtot : DCO = 0,8 : 1. Calculer

37. Déterminez la concentration de phénol dans l'eau d'un réservoir stagnant un jour après son arrivée, si la concentration initiale de phénol était de 0,010 mg/l. Considérez que la transformation du phénol se produit principalement à la suite de l'oxydation par le radical RO2. La concentration stationnaire de RO2 est de 10-9 mol/l. La constante de vitesse de réaction est de 104 mol l-1 s-1.

38. Déterminer la concentration de formaldéhyde dans l'eau d'un réservoir stagnant 2 jours après son arrivée, si la concentration initiale de formaldéhyde était de 0,05 mg/l. Considérez que la transformation du formaldéhyde se produit principalement à la suite de l'oxydation par le radical RO2. La concentration stationnaire de RO2 est de 10-9 mol/l. La constante de vitesse de réaction est de 0,1 mol l-1 s-1.

ANNEXE

Tableau - Constantes de vitesse d'hydrolyse de certaines substances organiques à T = 298K

Substance	Des produits hydrolyse	Constantes d'hydrolyse
l mol-1 s-1		l mol-1 s-1
acétate d'éthyle	CH3COOH + C2H5OH
Chloroacétate de méthyle	СlCH2COOH + CH3OH
Acétate de phényle	CH3COOH + C6H5OH
Benzoate de phényle	C6H5COOH + C6H5OH
Chlorométhane CH3Cl
Bromométhane CH3Br
Dichlorométhane CH2Cl2
Trichlorométhane CHCl3

Auto-épuration des plans d'eau

Entre les composants de l'écosystème aquatique dans le processus de son fonctionnement, il y a un échange continu de matière et d'énergie. Cet échange a un caractère cyclique plus ou moins isolé, accompagné de la transformation des matières organiques, notamment des phénols, sous l'influence de facteurs physiques, chimiques et biologiques. Au cours de la transformation, les substances organiques complexes peuvent être progressivement décomposées en substances simples et les substances simples peuvent être synthétisées en substances complexes. Selon l'intensité de l'impact externe sur l'écosystème aquatique et la nature des processus, soit l'écosystème aquatique est ramené aux conditions de fond (auto-épuration), soit l'écosystème aquatique passe à un autre état stable, qui sera caractérisé par différents indicateurs quantitatifs et qualitatifs des composants biotiques et abiotiques. Si l'impact externe dépasse les capacités d'autorégulation de l'écosystème aquatique, celui-ci peut être détruit.

L'auto-épuration des eaux naturelles est réalisée en raison de l'implication de substances provenant de sources externes dans des processus de transformation continus, à la suite desquels les substances reçues sont renvoyées dans leur fonds de réserve.

La transformation des substances est le résultat de divers processus opérant simultanément, parmi lesquels on peut distinguer des mécanismes physiques, chimiques et biologiques. La valeur de la contribution de chacun des mécanismes dépend des propriétés de l'impureté et des caractéristiques d'un écosystème particulier.

Auto-épuration biochimique.

L'auto-épuration biochimique est une conséquence de la transformation des substances effectuée par les hydrobiontes. En règle générale, les mécanismes biochimiques apportent la principale contribution au processus d'auto-épuration, et ce n'est que lorsque les organismes aquatiques sont inhibés (par exemple, sous l'influence de substances toxiques), que les processus physico-chimiques commencent à jouer un rôle plus important. La transformation biochimique des substances organiques résulte de leur inclusion dans les réseaux trophiques et s'effectue au cours des processus de production et de destruction.

Surtout rôle important pièces production primaire, puisqu'il détermine la majorité des processus intra-aquatiques. Le principal mécanisme de nouvelle formation de matière organique est la photosynthèse. Dans la plupart des écosystèmes aquatiques, le phytoplancton est un producteur primaire clé. Dans le processus de photosynthèse, l'énergie du Soleil est directement transformée en biomasse. Le sous-produit de cette réaction est l'oxygène libre formé par la photolyse de l'eau. Parallèlement à la photosynthèse chez les plantes, il existe des processus de respiration avec consommation d'oxygène.

Mécanismes chimiques d'auto-épuration.

La photolyse est la transformation des molécules d'une substance sous l'action de la lumière qu'elles absorbent. Les cas particuliers de photolyse sont la dissociation photochimique - la décomposition des particules en plusieurs plus simples et la photoionisation - la transformation des molécules en ions. De la quantité totale de rayonnement solaire, environ 1% est utilisé dans la photosynthèse, de 5% à 30% est réfléchi par la surface de l'eau. La majeure partie de l'énergie solaire est convertie en chaleur et participe aux réactions photochimiques. La partie la plus efficace de la lumière solaire est le rayonnement ultraviolet. Le rayonnement ultraviolet est absorbé dans une couche d'eau d'environ 10 cm d'épaisseur, cependant, en raison du mélange turbulent, il peut également pénétrer dans des couches plus profondes. plans d'eau. La quantité d'une substance soumise à la photolyse dépend du type de substance et de sa concentration dans l'eau. Parmi les substances qui pénètrent dans les plans d'eau, les substances humiques sont sujettes à une décomposition photochimique relativement rapide.

L'hydrolyse est une réaction d'échange d'ions entre diverses substances et l'eau. L'hydrolyse est l'un des principaux facteurs transformation chimique matière organique dans les masses d'eau. La caractéristique quantitative de ce procédé est le degré d'hydrolyse, qui s'entend comme le rapport de la partie hydrolysée des molécules à la concentration totale en sel. Pour la plupart des sels, il est de quelques pour cent et augmente avec l'augmentation de la dilution et de la température de l'eau. Les substances organiques sont également sujettes à l'hydrolyse. Dans ce cas, le clivage hydrolytique se produit le plus souvent par la liaison d'un atome de carbone avec d'autres atomes.

L'un des moyens efficaces d'auto-épuration est la transformation du polluant due aux réactions redox lors de l'interaction avec les composants redox du milieu aquatique.

La possibilité de transformations Red-Ox dans le système est caractérisée par la valeur de son potentiel redox (Eh). La valeur Eh des eaux naturelles est affectée par l'O 2 libre, le H 2 O 2 , le Fe 2+ , le Fe 3+ , le Mn 2+ , le Mn 4+ , ​​le H + , les composés organiques et d'autres "composants fixant le potentiel" . Dans les eaux naturelles, E h varie généralement de +0,7 à -0,5V. Les eaux de surface et souterraines saturées en oxygène sont le plus souvent caractérisées par un intervalle E h de +0,150 à +0,700V. Des études montrent que dans les processus d'auto-épuration des masses d'eau naturelles à partir des phénols, les transformations redox avec la participation de H 2 O 2 d'origine naturelle et des ions métalliques de valence variable présents dans les masses d'eau jouent un rôle important. Dans l'eau naturelle, la concentration stationnaire de H 2 O 2 est de l'ordre de 10 -6 - 10 -4 mol/l. Le peroxyde d'hydrogène se forme en raison de processus photochimiques et oxydatifs impliquant de l'oxygène moléculaire dans un milieu homogène. Étant donné que la désintégration de H 2 O 2 est principalement déterminée par les quantités catalytiques d'ions métalliques et de la lumière solaire, sa vitesse est presque indépendante de la concentration initiale.

Mécanismes physiques d'auto-épuration.

Echange gazeux à l'interface "atmosphère-eau". Grâce à ce processus, les substances qui ont un fonds de réserve dans l'atmosphère pénètrent dans le plan d'eau et renvoient ces substances du plan d'eau vers le fonds de réserve. L'un des cas particuliers importants d'échange de gaz est le processus de réaération atmosphérique, grâce auquel une partie importante de l'oxygène pénètre dans la masse d'eau. L'intensité et la direction des échanges gazeux sont déterminées par l'écart de la concentration de gaz dans l'eau par rapport à la concentration de saturation C. La concentration de saturation dépend de la nature de la substance et conditions physiques dans un plan d'eau -- température et pression. A des concentrations supérieures à C, le gaz s'échappe dans l'atmosphère, et à des concentrations inférieures à C s , le gaz est absorbé par la masse d'eau.

La sorption est l'absorption des impuretés par les matières en suspension, les sédiments de fond et les surfaces des corps hydrobiontes. Les particules colloïdales et les substances organiques, telles que les phénols, qui sont à l'état moléculaire non dissocié, sont sorbées le plus vigoureusement. Le procédé est basé sur le phénomène d'adsorption. Le taux d'accumulation d'une substance par unité de masse du sorbant est proportionnel à son insaturation par rapport à la substance donnée et à la concentration de la substance dans l'eau, et est inversement proportionnel à la teneur de la substance dans le sorbant.

Sédimentation et remise en suspension. Les masses d'eau contiennent toujours une certaine quantité de matières en suspension d'origine inorganique et organique. La sédimentation est caractérisée par la capacité des particules en suspension à tomber au fond sous l'action de la gravité. Le processus de transition des particules des sédiments du fond vers un état en suspension est appelé remise en suspension. Elle se produit sous l'action de la composante verticale de la vitesse d'écoulement turbulent.

Ainsi, les processus de sorption et redox jouent un rôle important dans l'auto-épuration des réservoirs naturels.

Envoyer votre bon travail dans la base de connaissances est simple. Utilisez le formulaire ci-dessous

Les étudiants, les étudiants diplômés, les jeunes scientifiques qui utilisent la base de connaissances dans leurs études et leur travail vous en seront très reconnaissants.

MINISTÈRE DE L'ÉDUCATION ET DES SCIENCES DE LA FÉDÉRATION DE RUSSIE

AGENCE FÉDÉRALE POUR L'ÉDUCATION ET LA SCIENCE

UNIVERSITÉ TECHNIQUE DE L'ÉTAT MARI

Département de la gestion de l'environnement

Travail de cours

discipline : Bases écologiques de l'évaluation des impacts environnementaux

sur le sujet: Modèles de soipurification de l'eau dans les plans d'eau

Terminé : art. gr. PO-41 Konakova ME

Vérifié par : Professeur associé Khvastunov A.I.

Iochkar-Ola

Introduction

1 Concept, étapes de l'étude d'impact environnemental

1.1 Le concept d'EIE

1.2 Les étapes de la procédure d'étude d'impact sur l'environnement

1.3 Évaluation des impacts sur les eaux de surface

2 Sources d'information lors de l'élaboration des termes de référence de l'EIE

3 Indicateurs d'évaluation de l'efficacité des structures de traitement

4 Sources de pollution d'une masse d'eau selon la structure paysagère de la zone

5 Principaux processus d'auto-épuration de l'eau dans une masse d'eau

6 Mesures pour intensifier les processus d'auto-épuration d'une masse d'eau

Conclusion

Bibliographie

Introduction

De tout temps, l'eau a été considérée comme l'humidité inestimable de la vie. Et bien que ces années soient loin derrière quand il fallait le prendre dans les rivières, les étangs, les lacs et le transporter sur plusieurs kilomètres jusqu'à la maison sur des jougs, en essayant de ne pas renverser une seule goutte, une personne traite toujours l'eau avec soin, en prenant soin de la propreté des réservoirs naturels, le bon état des puits, des colonnes, des systèmes de plomberie. En raison des besoins sans cesse croissants de l'industrie et Agriculture en eau douce, le problème de la préservation des ressources en eau existantes se pose avec acuité. Après tout, l'eau adaptée aux besoins humains, comme le montrent les statistiques, n'est pas tellement sur le globe. On sait que plus de 70% de la surface de la Terre est recouverte d'eau. Environ 95% de celle-ci tombe sur les mers et les océans, 4% sur la glace de l'Arctique et de l'Antarctique, et seulement 1% est de l'eau douce des rivières et des lacs. D'importantes sources d'eau sont souterraines, parfois à de grandes profondeurs.

Le XXe siècle se caractérise par une croissance intensive de la population mondiale et le développement de l'urbanisation. Des villes géantes avec une population de plus de 10 millions d'habitants sont apparues. Le développement de l'industrie, des transports, de l'énergie, l'industrialisation de l'agriculture ont conduit au fait que l'impact anthropique sur l'environnement a pris un caractère global. L'augmentation de l'efficacité des mesures de protection de l'environnement est principalement associée à l'introduction généralisée de procédés technologiques économes en ressources, à faible production de déchets et sans déchets, et à une diminution de la pollution de l'air et de l'eau.

La protection de l'environnement est un problème à multiples facettes, qui est traité, en particulier, par les ingénieurs et les techniciens de presque toutes les spécialités qui sont associés aux activités économiques dans les colonies et les entreprises industrielles, qui peuvent être une source de pollution principalement de l'air et de l'eau.

Nations Unies dans la Déclaration de la Conférence sur environnement et du développement (Rio de Janeiro, juin 1992), que notre pays a également signé, a déterminé principes généraux approche juridique de la protection de la nature; a souligné que tous les États devraient avoir une législation environnementale à la fois stricte et raisonnable. À l'heure actuelle, un système de protection juridique de la nature a été créé en Russie, qui est un ensemble de normes juridiques établies par l'État et résultant de leur mise en œuvre de relations juridiques visant à la mise en œuvre de mesures de préservation de l'environnement naturel, utilisation rationnelle des ressources naturelles, améliorer le cadre de vie des hommes dans l'intérêt des générations présentes et futures.

L'un des mécanismes de mise en œuvre de la protection juridique de la nature est l'évaluation de l'impact environnemental, qui est le levier de gestion le plus efficace pour la gestion rationnelle de la nature et la protection de l'environnement, qui devrait à terme résoudre les problèmes environnementaux de la Russie.

À loi fédérale« De la protection de l'environnement » du 10 janvier 2002, le chapitre VI (art. 32, 33) est consacré à l'étude d'impact sur l'environnement et à l'expertise environnementale. Ces procédures sont une mesure obligatoire en relation avec les activités économiques ou autres prévues qui peuvent avoir un impact direct ou indirect sur l'environnement, quelle que soit la forme de propriété et d'affiliation départementale des sujets de cette activité. L'évaluation de l'impact sur l'environnement et l'expertise environnementale sont des éléments interdépendants d'une même institution juridique - l'évaluation de l'impact et l'expertise environnementale.

1 Concept, étapes de l'étude d'impact environnemental

1 . 1 Le concept d'EIE

Jusqu'à présent, le seul document réglementaire russe valide réglementant l'évaluation de l'impact sur l'environnement (EIE) _ Règlement "Sur l'évaluation de l'impact sur l'environnement dans la Fédération de Russie" (approuvé par arrêté du Ministère des ressources naturelles de la Russie du 18 juillet 1994 n ° 222) , a défini l'environnement d'évaluation de l'impact sur l'environnement comme "une procédure de prise en compte des exigences environnementales de la législation de la Fédération de Russie dans la préparation et l'adoption de décisions sur le développement socio-économique de la société afin d'identifier et de prendre les mesures nécessaires et suffisantes prévenir d'éventuelles conséquences environnementales et sociales, économiques et autres liées à la mise en œuvre d'une activité économique ou autre ».

À première vue, des concepts similaires les uns aux autres présentent des différences sémantiques.

L'EIE _ est une "procédure de prise en compte" des exigences environnementales (ou justification _ mesure informationnelle) dans l'élaboration de la solution optimale (lors de la conception).

L'EIE est intrinsèquement un processus d'étude de l'impact d'une activité proposée et de prévision de ses conséquences pour l'environnement et la santé humaine.

Le but de l'EIE est d'identifier et d'adopter (c'est-à-dire de développer) les mesures environnementales nécessaires.

Les résultats de l'EIE font partie de la documentation soumise pour examen environnemental. Ils sont constitués par : des informations sur l'ampleur et la nature de l'impact sur l'environnement de l'activité envisagée, des alternatives pour sa mise en œuvre, l'évaluation des conséquences réelles de l'activité, etc. Ils servent également de base au suivi et au contrôle environnemental sur les activités mises en œuvre.

Les tâches de l'EIE dans la législation russe actuelle ne sont toujours pratiquement pas divulguées, mais en termes généraux, elles peuvent être formulées comme suit : organiser et conduire (au stade de la préparation d'une décision) complet, objectif, recherche scientifique et analyse des objets d'expertise en termes d'efficacité, d'exhaustivité, de validité et de suffisance des mesures qui y sont prévues, de l'exactitude de la détermination par le client du degré de risque environnemental et de danger des activités prévues ou en cours, ainsi que de la garantie prévision environnementale basée sur des informations sur l'état et les changements possibles de la situation environnementale, en raison du placement et du développement de forces productives qui n'entraînent pas d'impact négatif sur l'environnement (OS), c'est-à-dire la détermination de la probabilité d'impacts nuisibles pour l'environnement et d'éventuelles conséquences sociales, économiques et environnementales.

1 . 2 Étapes de la procédure d'évaluation des incidences sur l'environnement

Le règlement sur l'évaluation de l'impact des activités économiques et autres planifiées sur l'environnement dans la Fédération de Russie, approuvé par l'ordonnance du Comité d'État pour l'écologie de la Russie du 16 mai 2000 n ° 372, prévoit les étapes suivantes du évaluation:

1. Notification, évaluation préliminaire et préparation des termes de référence pour l'EIE.

2. Mener des études sur l'EIE des activités économiques et autres prévues et préparer une version préliminaire des documents pertinents.

3. Préparation version finale Matériel d'EIE. Les principes, la procédure et d'autres informations sur l'EIE sont décrits en détail dans les documents réglementaires et la littérature.

3.1. Notification, évaluation préliminaire et préparation des termes de référence pour l'EIE

La première étape de l'EIE commence simultanément avec l'élaboration du concept de l'activité proposée.

Au cours du processus d'EIE, les tâches suivantes sont résolues à ce stade :

1. Identification de la possibilité d'une charge anthropique supplémentaire sur l'environnement d'un territoire donné.

2. Détermination de l'échelle admissible d'implication dans le traitement des ressources naturelles et de l'énergie sur un territoire donné.

3. Examen d'autres moyens d'améliorer la situation environnementale, y compris en réduisant la charge technogénique d'autres sources d'impact.

4. Formation de propositions de projet pour la mise en œuvre des activités prévues.

5. Préparation des termes de référence pour l'évaluation du contenu établi.

La base du développement du concept d'activité planifiée peut être les schémas de placement et de développement des forces productives, les schémas de placement et de développement des industries et d'autres documents les remplaçant.

Au stade de l'élaboration du concept de l'activité prévue, les possibilités d'atteindre les indicateurs définis dans ces documents par rapport à un objet spécifique sont prises en compte, les questions de la possibilité d'influencer l'environnement sont élaborées plus en détail, en tenant compte compte de la dynamique de la situation environnementale réelle dans la région.

La nécessité et l'opportunité de mettre en œuvre le concept de design avec l'identification, l'analyse et l'évaluation des alternatives réelles pour le développement des activités sur le territoire donné sont justifiées.

Le concept évalue nécessairement les sources alternatives de matières premières et d'énergie, les matières premières et ressources énergétiques secondaires et les déchets de production, et recherche de nouveaux domaines d'application pour les déchets de la future installation.

Autre problème clé Le concept est d'assurer la sécurité environnementale et logique, y compris la résolution des problèmes de localisation et l'élimination des conséquences des accidents et des catastrophes.

Le concept devrait prévoir une évaluation du niveau technologique du projet et exclure les solutions technologiques qui pourraient devenir obsolètes au moment où la construction de l'installation est terminée.

Lors de l'élaboration du concept de l'activité proposée, une attention particulière est accordée à l'évaluation de la progressivité des décisions, en tenant compte changements possibles indicateurs techniques et économiques, durcissement des normes environnementales de l'industrie pour l'impact sur l'environnement, changements dans les prix des ressources et paiements pour la pollution de l'environnement.

Ainsi, l'EIE commence lorsque le client de l'activité planifiée formule une proposition pour la mise en œuvre d'un projet ou d'un programme (le concept de l'activité proposée). Sur la base des résultats de cette étape, le client prépare une "Notification d'intention", qui contient :

1) une liste préliminaire des intentions du client selon la nature de l'activité envisagée, comprenant des plans d'actions proposées, une évaluation préliminaire de l'impact sur l'environnement et de la mise en œuvre des mesures environnementales, les spécificités des plans annuels de ces travaux, un liste des infrastructures, etc. ;

2) une liste d'alternatives réelles et réalisables au projet envisagé (l'une des alternatives est nécessairement l'option d'abandon de l'activité).

Sur la base des résultats de l'EIE préliminaire, le client établit les termes de référence de l'EIE.

Lors de l'élaboration des termes de référence, le client prend en compte les exigences des organismes spécialement habilités pour la protection de l'environnement, ainsi que les avis des autres intervenants au processus à leur demande ; il est accessible au public à tout moment pendant l'évaluation. Le devoir fait partie du matériel d'EIE.

Les autorités locales et les administrations, après avoir reçu et examiné la "notification d'intention" du client, lui délivrent (ou ne lui délivrent pas) une autorisation de conception et d'enquête.

3.2. Réalisation d'études d'EIE et préparation d'une version préliminaire des documents pertinents

Le but de la deuxième étape de l'EIE est d'identifier tous les impacts possibles du futur objet économique ou autre sur l'environnement, en tenant compte des conditions naturelles d'une zone particulière. La recherche est effectuée par le client (exécuteur) conformément aux termes de référence, en tenant compte des alternatives de mise en œuvre, des objectifs de l'activité, des moyens de les atteindre.

La deuxième étape de l'EIE est une évaluation systématique et raisonnable des aspects environnementaux de la proposition de projet basée sur l'utilisation d'informations initiales complètes et fiables, de moyens et de méthodes de mesure, de calculs, d'estimations conformément à la législation de la Fédération de Russie,

L'étude comprend la détermination des caractéristiques des activités économiques et autres prévues et des alternatives possibles (y compris l'abandon des activités) ; analyse de l'état du territoire susceptible d'être affecté par l'activité proposée (état du milieu naturel, présence et nature de la charge anthropique, etc.) ; identification des impacts possibles de l'activité proposée sur l'environnement, en tenant compte des alternatives ; évaluation des impacts environnementaux des activités (probabilité d'occurrence du risque, degré, nature, échelle, zone de distribution, ainsi que prévision des conséquences environnementales et sociales et économiques associées) ; détermination des mesures qui réduisent, atténuent ou préviennent les impacts négatifs, évaluation de leur efficacité et de leur faisabilité ; évaluation de l'importance des impacts résiduels sur l'environnement et de leurs conséquences ; préparation d'une version préliminaire de documents sur l'évaluation de l'impact environnemental de l'activité proposée (y compris un résumé pour les non-spécialistes) et un certain nombre d'autres questions.

3.3. Préparation de la version finale des documents d'EIE

L'objectif de la troisième étape de l'EIE est de corriger les projets qui ont passé l'étape de l'EIE. L'approche suggérée à ce stade consiste à prendre des décisions étape par étape :

1) pour les projets qui ne nécessitent pas de recherche scientifique supplémentaire ;

2) pour les projets ne nécessitant que des recherches mineures ;

3) pour les propositions de projets complexes et complexes nécessitant l'implication de recherches scientifiques approfondies.

De nombreuses propositions de projets peuvent être considérées par analogie avec celles déjà en cours dans la zone sélectionnée ou dans une zone présentant des conditions naturelles similaires. Dans de tels cas, des méthodes d'examen par les pairs et des analogies sont appliquées. La version préliminaire du matériel est analysée et les commentaires, suggestions et informations reçus des participants au processus d'évaluation au stade de la discussion sont pris en compte. La version finale des documents d'évaluation devrait également inclure les procès-verbaux des audiences publiques (le cas échéant).

La déclaration d'impact environnemental (EPS) est traitée comme un rapport de développeur documentation du projet sur le travail effectué sur l'EIE de l'activité prévue et est soumis par le client dans le cadre de la documentation du projet. La ZEP est établie dans un document séparé et comprend :

1) page de titre ;

2) une liste des organisations et des développeurs spécifiques impliqués dans l'EIE :

chef de chantier, coordinateur,

spécialistes responsables des sections,

les spécialistes responsables des volets environnemental et socio-économique ;

3) les principaux volets des recherches menées à toutes les étapes de l'EIE :

le but et la nécessité de la mise en œuvre de l'activité prévue,

analyse technologique des propositions de projets, analyse des conditions naturelles des territoires et de la charge technogénique existante,

analyse et évaluation des sources et des types d'impact, identification des positions publiques particulièrement importantes, prévision des changements environnementaux dans les positions écologiquement significatives ;

4) conclusions tirées sur la base de recherches scientifiques, d'enquêtes et d'auditions publiques de l'EIS ;

5) impact environnemental impact sur l'environnement, la santé publique et les moyens de subsistance;

6) les obligations du client de mettre en œuvre les mesures et les activités énoncées dans la documentation du projet conformément à la sécurité environnementale et de garantir le respect de ces obligations pendant toute la période cycle de la vie objet.

L'EPZ est transmise par le client à toutes les parties intéressées participant à la discussion de l'EIE, à savoir :

autorités étatiques, gestion et contrôle;

le public et les parties intéressées qui exercent un contrôle sur l'exécution des obligations assumées par le client lorsqu'il décide de la réalisation de l'activité prévue.

La version finale des matériaux est approuvée par le client, est utilisée dans la préparation de la documentation pertinente et, par conséquent, est soumise à l'État, ainsi qu'au public.

1. 3 Évaluation de l'impact sur les eaux de surface

L'évaluation de l'état des eaux de surface comporte deux aspects : quantitatif et qualitatif. Ces deux aspects constituent l'une des conditions les plus importantes pour l'existence des êtres vivants, y compris les humains.

L'évaluation de la qualité des eaux de surface est relativement bien développée et basée sur des documents législatifs, réglementaires et politiques.

La loi fondamentale dans ce domaine est le Code de l'eau de la Fédération de Russie; Les exigences sanitaires et épidémiologiques des masses d'eau sont déterminées par l'art. 18 de la loi fédérale "Sur le bien-être sanitaire et épidémiologique de la population". Les documents réglementaires et directifs comprennent: Décret du gouvernement de la Fédération de Russie du 19 décembre 1996 n ° 1504 "sur la procédure et l'approbation des normes pour les effets nocifs maximaux admissibles des MPE sur les masses d'eau"; Lignes directrices pour l'élaboration de normes MPD pour les substances nocives dans les masses d'eau de surface, approuvées par arrêté du Ministère des ressources naturelles de Russie le 17 décembre 1998 ; Lignes directrices pour l'élaboration de normes MPE pour les masses d'eau de surface, approuvées par le ministère russe des Ressources naturelles, le Comité d'État pour l'écologie de la Russie le 26 février 1999, Directives méthodologiques pour l'élaboration de normes MPE pour les masses d'eau souterraines et de MPD pour les substances nocives dans les masses d'eau souterraine, approuvé par le ministère russe des Ressources naturelles le 29 décembre 1998. ; Règles et normes sanitaires pour la protection des eaux de surface contre la pollution (1988), ainsi que les normes existantes.

L'évaluation des aspects quantitatifs des ressources en eau (y compris leur pollution) a un double objectif. D'une part, il faut évaluer les possibilités de répondre aux besoins de l'activité envisagée en ressources en eau, et d'autre part, les conséquences d'un éventuel prélèvement des ressources restantes pour d'autres aménagements et la vie de la population.

Pour de telles évaluations, il est nécessaire de disposer de données sur les caractéristiques hydrologiques et les modèles du régime des masses d'eau qui sont des sources d'approvisionnement en eau, ainsi que les niveaux de consommation existants et les volumes de ressources en eau nécessaires à la mise en œuvre du projet.

Ce dernier comprend également le schéma technologique de la consommation d'eau (irréversible, circulante, saisonnière, etc.) et constitue une évaluation de l'impact direct de l'activité envisagée sur la quantité de ressources en eau.

Cependant, l'impact indirect, qui affecte en fin de compte les caractéristiques hydrologiques des masses d'eau, est également d'une grande importance. Les impacts indirects comprennent la perturbation du lit de la rivière (par les dragues, les dragues, etc.), les modifications de la surface du bassin versant (labour des terres, déforestation), les jaillissements (inondations) lors de la construction ou l'abaissement des eaux souterraines, et bien plus encore. Il est nécessaire d'identifier et d'analyser tous les types d'impacts possibles et leurs conséquences pour évaluer l'état des ressources en eau.

Deux indicateurs les plus vastes sont recommandés comme critères d'évaluation des ressources en eau de surface : la valeur du ruissellement de surface (rivière) ou les changements de son régime par rapport à un bassin particulier et la valeur du volume de prélèvement d'eau ponctuel.

Le facteur le plus courant et le plus important à l'origine de la pénurie de ressources en eau est la pollution des sources d'eau, qui est généralement jugée à partir des données d'observation des services de surveillance de Roshydromet et d'autres départements qui contrôlent l'état du milieu aquatique.

Chaque masse d'eau a sa propre qualité hydrochimique naturelle, qui est sa propriété initiale, qui se forme sous l'influence des processus hydrologiques et hydrochimiques se produisant dans le réservoir, ainsi qu'en fonction de l'intensité de sa pollution externe. L'impact cumulé de ces processus peut à la fois neutraliser les effets néfastes des pollutions anthropiques pénétrant dans les masses d'eau (auto-épuration des masses d'eau) et conduire à une dégradation persistante de la qualité des ressources en eau (pollution, colmatage, épuisement).

La capacité d'auto-épuration de chaque masse d'eau, c'est-à-dire la quantité de polluants pouvant être traités et neutralisés par une masse d'eau, dépend de divers facteurs et obéit à certains schémas (la quantité d'eau entrante diluant les effluents pollués, sa température, l'évolution de ces indicateurs au fil des saisons, la composition qualitative des ingrédients polluants, etc.).

L'un des principaux facteurs qui déterminent les niveaux possibles de pollution des masses d'eau, en plus de leurs propriétés naturelles, est l'état hydrochimique initial qui se produit sous l'influence de l'activité anthropique.

Des estimations prédictives de l'état de pollution des masses d'eau peuvent être obtenues en additionnant les niveaux de pollution existants et les quantités supplémentaires de polluants prévues pour l'admission de l'installation conçue. Dans ce cas, il faut tenir compte à la fois des sources directes (rejets directs dans les masses d'eau) et indirectes (ruissellement de surface, ruissellement du sous-sol, pollution aérogène, etc.).

Le principal critère de pollution de l'eau est également le MPC, parmi lesquels on distingue les sanitaires et l'hygiène (normalisés en fonction de l'effet sur le corps humain) et la pêche, développés pour protéger les hydrobiontes (créatures vivantes des masses d'eau). Ces derniers, en règle générale, sont plus stricts, car les habitants des plans d'eau sont généralement plus sensibles à la pollution que les humains.

En conséquence, les réservoirs sont divisés en deux catégories : 1) à des fins d'abreuvement et culturelles ; 2) à des fins de pêche. Dans les masses d'eau du premier type, la composition et les propriétés de l'eau doivent être conformes aux normes des sites situés à une distance de 1 km du point d'utilisation de l'eau le plus proche. Dans les réservoirs de pêche, les indicateurs de qualité de l'eau ne doivent pas dépasser les normes établies au lieu de rejet des eaux usées en présence d'un courant, en son absence - pas plus de 500 m du lieu de rejet.

La principale source d'informations sur les propriétés hydrologiques et hydrochimiques des masses d'eau sont les matériaux d'observations effectuées dans le réseau du système unifié de surveillance de l'environnement de l'État (système d'État unifié de surveillance de l'environnement) de la Russie.

Parmi les critères d'évaluation environnementale de l'état des masses d'eau, une place importante est occupée par les critères d'évaluation indicatifs. À Ces derniers temps la bioindication (associée aux méthodes chimiques et physico-chimiques traditionnelles) s'est largement répandue dans l'évaluation de la qualité des eaux de surface. Selon l'état fonctionnel (comportement) des objets testés (crustacés - daphnies, algues - chlorella, poissons - guppys), il est possible de classer les eaux selon les classes d'états et, en substance, de donner une évaluation intégrale de leur qualité, ainsi que déterminer la possibilité d'utiliser l'eau pour la boisson et à d'autres fins connexes. Le facteur limitant dans l'utilisation de la méthode de biotest est la durée de l'analyse (au moins 4 jours) et le manque d'information sur la composition chimique de l'eau.

Il convient de noter qu'en raison de la complexité et de la diversité de la composition chimique des eaux naturelles, ainsi que de la quantité croissante de polluants (plus de 1625 substances nocives pour les masses d'eau potable et culturelle, plus de 1050 pour les masses d'eau de pêche), les méthodes ont été développés pour une évaluation complète de la contamination des eaux de surface, qui sont fondamentalement divisées en deux groupes.

Le premier comprend des méthodes qui permettent d'évaluer la qualité de l'eau par une combinaison d'indicateurs hydrochimiques, hydrophysiques, hydrobiologiques, microbiologiques.

La qualité de l'eau est divisée en classes avec différents degrés de contamination. Cependant, un même état de l'eau selon différents indicateurs peut être affecté à différentes classes de qualité, ce qui est un inconvénient de ces méthodes.

Le deuxième groupe comprend des méthodes basées sur l'utilisation de caractéristiques numériques généralisées de la qualité de l'eau, déterminées par un certain nombre d'indicateurs de base et de types d'utilisation de l'eau. Ces caractéristiques sont des indices de qualité de l'eau, des coefficients de sa pollution.

Dans la pratique hydrochimique, la méthode d'évaluation de la qualité de l'eau développée à l'Institut hydrochimique est utilisée. La méthode permet une évaluation sans ambiguïté de la qualité de l'eau basée sur une combinaison du niveau de pollution de l'eau en termes de la totalité des polluants présents dans celle-ci et de la fréquence de leur détection.

Sur la base du matériel fourni et en tenant compte des recommandations énoncées dans la littérature pertinente, lors de la réalisation d'une étude d'impact sur les eaux de surface, il est nécessaire d'étudier, d'analyser et de documenter les éléments suivants :

1) caractéristiques hydrographiques du territoire ;

2) caractéristiques des sources d'approvisionnement en eau, leur utilisation économique;

3) évaluation de la possibilité d'un prélèvement d'eau à partir d'une source de surface pour les besoins de production en conditions naturelles (sans régulation du débit fluvial ; en tenant compte de la régulation existante du débit fluvial) ;

4) l'emplacement de la prise d'eau, ses caractéristiques ;

5) caractéristiques de la masse d'eau dans la section calculée de la prise d'eau (hydrologiques, hydrochimiques, glaciaires, thermiques, régimes d'écoulement à grande vitesse, régime sédimentaire, processus de chenal, phénomènes dangereux: congestion, présence de boues);

6) organisation d'une zone de protection sanitaire des prises d'eau ;

7) consommation d'eau lors de la construction de l'ouvrage, bilan de gestion de l'eau de l'entreprise, évaluation de la rationalité de l'utilisation de l'eau ;

8) caractéristiques des eaux usées - débit, température, composition et concentrations de polluants ;

9) solutions techniques pour le traitement des eaux usées lors de la construction de l'installation et de son exploitation - brève description installations et installations de traitement ( système technologique, type, performances, principaux paramètres de conception), efficacité de nettoyage attendue ;

10) réutilisation de l'eau, recyclage de l'approvisionnement en eau ;

11) méthodes d'élimination des boues de station d'épuration ;

12) rejet des eaux usées - lieu de rejet, caractéristiques de conception rejet, mode d'évacuation des eaux usées (fréquence des rejets) ;

13) calcul du MPD des eaux usées traitées ;

14) caractéristiques de la pollution résiduelle lors de la mise en œuvre des mesures de traitement des eaux usées (conformément au MPD) ;

15) évaluation des modifications du ruissellement de surface (liquide et solide) suite au réaménagement du territoire et à la suppression de la strate végétale, identification des conséquences négatives de ces modifications sur le régime hydrique du territoire ;

16) évaluation de l'impact sur les eaux de surface pendant la construction et l'exploitation, y compris les conséquences de l'impact du prélèvement d'eau sur l'écosystème du réservoir ; les pollutions thermiques, chimiques, biologiques, y compris lors d'accidents ;

17) évaluation des changements dans les processus de canal associés à la pose structures linéaires, construction de ponts, de prises d'eau et identification des conséquences négatives de cet impact, y compris sur les hydrobiontes ;

18) prévision de l'impact de l'installation projetée (prélèvement d'eau, pollution résiduelle du rejet des eaux usées traitées, changement régime de température etc) sur flore aquatique et faune, utilisation économique et récréative des masses d'eau, conditions de vie de la population ;

19) organisation du contrôle de l'état des masses d'eau ;

20) le volume et le coût total des mesures de protection des eaux, leur efficacité et l'ordre de mise en œuvre, y compris les mesures de prévention et d'élimination des conséquences des accidents.

2 Sources d'information lors de l'élaboration des termes de référence de l'EIE

L'information et la participation du public s'effectuent à toutes les étapes de l'EIE. La participation du public à la préparation et à la discussion des documents d'évaluation de l'impact environnemental est assurée par le client, organisée par les gouvernements locaux ou les autorités nationales compétentes avec l'aide du client.

L'information du public et des autres participants à l'EIE lors de la première étape est effectuée par le client. Le client s'assure que les informations suivantes sont publiées dans les publications officielles des autorités exécutives fédérales (pour les objets d'expertise au niveau fédéral), des autorités exécutives des entités constitutives de la Fédération de Russie et des gouvernements locaux, sur le territoire desquels la mise en œuvre de l'objet EIE est prévu : le nom, les objectifs et le lieu de l'activité prévue ; nom et adresse du client ou de son représentant ; dates approximatives mener une EIE ; organisme chargé d'organiser le débat public; la forme de discussion publique prévue, ainsi que le formulaire pour soumettre des commentaires et des suggestions ; modalités et lieu de disponibilité des termes de référence pour l'étude d'impact sur l'environnement. Des informations complémentaires aux participants à l'EIE peuvent être réalisées en diffusant des informations à la radio, à la télévision, périodiques, via Internet et par d'autres moyens.

Dans les 30 jours à compter de la date de publication des informations, le client (exécuteur) accepte et documente les commentaires et suggestions du public. Ces commentaires et suggestions sont pris en compte lors de l'élaboration des termes de référence et doivent être reflétés dans les documents d'EIE. Le client est tenu de donner accès aux termes de référence au public concerné et aux autres participants à l'EIE à partir du moment de son approbation jusqu'à la fin du processus d'EIE.

Après la préparation de la version préliminaire des documents d'étude d'impact sur l'environnement, le pouvoir adjudicateur doit fournir au public des informations sur le moment et le lieu de mise à disposition de la version préliminaire, ainsi que la date et le lieu des débats publics. Cette information est publiée dans les médias au plus tard 30 jours avant la fin des débats publics. La soumission d'une version préliminaire des documents sur l'évaluation d'impact environnemental au public pour examen et soumission de commentaires est faite dans les 30 jours, mais au plus tard 2 semaines avant la fin des débats publics (audiences publiques).

Des débats publics peuvent avoir lieu à Formes variées ah : sondage, audiences publiques, référendum, etc. Lors du choix de la forme de la tenue de débats publics, il est nécessaire d'être guidé par le degré de risque environnemental des activités économiques et autres prévues, de prendre en compte le facteur d'incertitude, le degré d'intérêt public.

La procédure de conduite des audiences publiques est déterminée par les gouvernements locaux avec la participation du client (exécuteur testamentaire) et l'assistance du public concerné. Toutes les décisions sur la participation du public sont documentées - par l'élaboration d'un protocole. Il doit clairement consigner les principaux sujets de discussion, ainsi que le sujet de désaccord entre le public et le client (le cas échéant). Le protocole est signé par les représentants des pouvoirs exécutifs et des collectivités locales, les citoyens, les organismes publics (associations), le client. Le protocole des audiences publiques est inclus dans l'une des annexes de la version finale des documents sur l'évaluation de l'impact environnemental des activités économiques et autres prévues.

À partir du moment où la version finale des documents d'EIE est approuvée et jusqu'à ce qu'une décision soit prise sur la mise en œuvre de l'activité proposée, le client fournit un accès public à ces documents. Les citoyens et les organismes publics peuvent envoyer leurs propositions et leurs commentaires au client, qui s'assure de leur documentation dans les 30 jours suivant la fin du débat public. Par la suite, des propositions et commentaires peuvent être adressés à un organisme étatique spécialement habilité dans le domaine de la conduite d'expertises environnementales étatiques.

Exigences relatives aux documents d'évaluation d'impact sur l'environnement Les documents d'évaluation d'impact sont un ensemble de documents préparés lors de l'évaluation d'impact sur l'environnement de l'activité proposée et faisant partie de la documentation soumise à l'expertise environnementale.

3 Indicateurs d'évaluation de l'efficacité des structures de traitement

Eaux usées - il s'agit d'eaux utilisées pour des besoins domestiques, industriels ou autres et contaminées par diverses impuretés ayant altéré leur nature d'origine composition chimique et les propriétés physiques, ainsi que l'eau s'écoulant du territoire des agglomérations et des entreprises industrielles à la suite des précipitations ou de l'arrosage des rues. Selon l'origine, le type et la composition, les eaux usées sont divisées en trois catégories principales :

ménage(des toilettes, des douches, des cuisines, des bains, des laveries, des cantines, des hôpitaux ; ils proviennent de bâtiments résidentiels et publics, ainsi que de locaux domestiques et d'entreprises industrielles) ;

Production(eaux utilisées dans les procédés technologiques qui ne répondent plus aux exigences de leur qualité ; cette catégorie d'eaux comprend les eaux pompées à la surface de la terre lors de l'exploitation minière) ;

atmosphérique(pluie et fonte ; en plus de l'eau atmosphérique, l'eau est drainée de l'irrigation des rues, des fontaines et des égouts).

En pratique, le concept est également utilisé eaux usées municipales, qui sont un mélange d'eaux usées domestiques et industrielles. Les eaux usées ménagères, industrielles et atmosphériques sont évacuées conjointement et séparément.

Les eaux usées sont un mélange hétérogène complexe contenant des impuretés d'origine organique et minérale, qui sont à l'état non dissous, colloïdal et dissous.

Parmi les paramètres dont la définition est prévue par le programme obligatoire d'observations de la qualité de l'eau :

Chroma- c'est un indicateur de la qualité de l'eau, caractérisant l'intensité de la couleur de l'eau et due à la teneur en composés colorés, qui s'exprime en degrés de l'échelle platine-cobalt. Il est déterminé en comparant la couleur de l'eau d'essai avec des normes.

Transparence (transmission lumineuse) en raison de leur couleur et de leur turbidité, c'est-à-dire le contenu en eux de diverses substances organiques et minérales colorées et en suspension.

Selon le degré de transparence, l'eau est conditionnellement divisée en transparente, légèrement opalescente, opalescente, légèrement trouble, trouble et très trouble.

Turbidité- causées par la présence d'impuretés finement dispersées causées par des substances inorganiques et organiques insolubles ou colloïdales d'origines diverses. La détermination qualitative est effectuée de manière descriptive : opalescence faible, opalescence, turbidité faible, perceptible et forte.

Sentir- c'est la propriété de l'eau de provoquer une irritation spécifique de la muqueuse des voies nasales chez l'homme et l'animal. L'odeur de l'eau se caractérise par son intensité, qui se mesure en points. L'odeur de l'eau est causée par des substances odorantes volatiles pénétrant dans l'eau à la suite des processus vitaux des organismes aquatiques, lors de la décomposition biochimique des substances organiques, lors de l'interaction chimique des composants contenus dans l'eau, ainsi qu'avec les industriels, eaux usées agricoles, ménagères.

matières solides en suspension affectent la transparence de l'eau et la pénétration de la lumière dans celle-ci, la température, la composition des composants dissous de l'eau de surface, l'adsorption des substances toxiques, ainsi que la composition et la distribution des sédiments et la vitesse de sédimentation.

Il est important de déterminer la quantité de particules en suspension lors de la surveillance des processus de traitement biologique et physico-chimique des eaux usées et lors de l'évaluation de l'état des masses d'eau naturelles.

Indicateur d'hydrogène est l'un des indicateurs les plus importants de la qualité de l'eau. La concentration des ions hydrogène est d'une grande importance pour les processus chimiques et biologiques. Le développement et l'activité vitale dépendent de la valeur du pH plantes aquatiques, stabilité des diverses formes de migration des éléments, action agressive de l'eau sur les métaux et le béton. La valeur du pH de l'eau affecte également les processus de transformation de diverses formes d'éléments biogènes, modifie la toxicité des polluants.

Potentiel redox- une mesure de l'activité chimique des éléments ou de leurs composés dans des processus chimiques réversibles associés à une modification de la charge des ions dans les solutions.

chlorures- l'anion prédominant dans les eaux fortement minéralisées. La concentration de chlorures dans les eaux de surface est sujette à des fluctuations saisonnières notables, qui sont en corrélation avec les changements de la salinité totale de l'eau.

Sels d'azote et d'ammonium- la teneur en ions ammonium des eaux naturelles varie de 10 à 200 µg/dm 3 en azote. La présence d'ions ammonium dans les eaux de surface non polluées est principalement associée aux processus de dégradation biochimique des substances protéiques, de désamination des acides aminés et de décomposition de l'urée sous l'action de l'uréase. Les principales sources d'ions ammonium pénétrant dans les plans d'eau sont les fermes d'élevage, les eaux usées domestiques, les eaux de ruissellement des terres agricoles lors de l'utilisation d'engrais ammonium et les eaux usées des industries alimentaires, chimiques et chimiques du bois.

Une concentration accrue d'ions ammonium peut être utilisée comme indicateur reflétant la détérioration de l'état sanitaire d'une masse d'eau, le processus de pollution des eaux de surface et souterraines, principalement par les effluents domestiques et agricoles.

La MPC BP du sel d'ammonium est de 0,4 mg/l pour l'azote (l'indicateur limite de nocivité est toxicologique).

Nitrates- les principaux processus visant à abaisser la concentration des nitrates sont leur consommation par le phytoplancton et les bactéries dénitrifiantes qui, en l'absence d'oxygène, utilisent l'oxygène des nitrates pour l'oxydation des substances organiques.

Dans les eaux de surface, les nitrates sont sous forme dissoute. La concentration de nitrates dans les eaux de surface est soumise à des fluctuations saisonnières notables : elle est minimale pendant la saison de croissance, elle augmente en automne et atteint un maximum en hiver, lorsque les formes organiques se décomposent en formes minérales avec une consommation minimale d'azote. L'amplitude des fluctuations saisonnières peut constituer l'un des indicateurs d'eutrophisation d'une masse d'eau.

MPC vr - 40 mg/l (selon NO3-) ou 9,1 mg/l (selon azote).

Nitrite- représentent une étape intermédiaire dans la chaîne des processus bactériens d'oxydation de l'ammonium en nitrates et, au contraire, de réduction des nitrates en azote et en ammoniac. Des réactions redox similaires sont typiques pour les stations d'aération, les systèmes d'approvisionnement en eau et les eaux naturelles elles-mêmes.

MPC vr - 0,08 mg/l sous forme d'ion NO2- ou 0,02 mg/l sous forme d'azote.

Aluminium- dans les eaux naturelles, l'aluminium est présent sous forme ionique, colloïdale et en suspension. La capacité de migration est faible. Il forme des complexes assez stables, y compris des complexes organominéraux qui se trouvent dans l'eau à l'état dissous ou colloïdal.

Les ions aluminium sont toxiques pour de nombreux types d'organismes aquatiques et pour les humains; la toxicité se manifeste principalement dans un environnement acide.

Le MPC dans l'aluminium est de 0,5 mg/l (indicateur limite de nocivité - sanitaire-toxicologique), le MPC vr - 0,04 mg/l (indicateur limite - toxicologique).

DBO pleine - la demande biochimique totale en oxygène (DBOtotale) est la quantité d'oxygène nécessaire à l'oxydation des impuretés organiques avant le début des processus de nitrification. La quantité d'oxygène consommée pour l'oxydation de l'azote ammoniacal en nitrites et nitrates n'est pas prise en compte lors de la détermination de la DBO.

La demande biochimique totale en oxygène DBO n pour les masses d'eau de pêche continentales (catégories I et II) à une température de 20 °C ne doit pas dépasser 3 mg O 2 /l.

Total de fer- les principales sources de composés de fer dans les eaux de surface sont les processus d'altération chimique des roches, accompagnés de leur destruction mécanique et de leur dissolution. Au cours du processus d'interaction avec les substances minérales et organiques contenues dans les eaux naturelles, un complexe complexe de composés de fer se forme, qui se trouvent dans l'eau à l'état dissous, colloïdal et en suspension.

Le MPC en fer est de 0,3 mg/l (indicateur limite de nocivité - organoleptique). MPC vr - 0,1 mg/l (indicateur limite de nocivité - toxicologique).

Cuivre- l'un des oligo-éléments les plus importants. L'activité physiologique du cuivre est principalement liée à son inclusion dans la composition des centres actifs des enzymes redox.

Le cuivre peut se former à la suite de la corrosion des tuyaux en cuivre et d'autres structures utilisées dans les systèmes d'eau.

Pour le cuivre, le MPC (par ion cuivre) est fixé à 1 mg/l (indicateur limite de danger - organoleptique), MPCvr - 0,001 mg/l (indicateur limite de danger - toxicologique).

Nickel- dans les eaux de surface, les composés du nickel sont à l'état dissous, en suspension et colloïdal dont le rapport quantitatif dépend de la composition de l'eau, de la température et du pH. Les sorbants des composés de nickel peuvent être de l'hydroxyde de fer, des substances organiques, du carbonate de calcium hautement dispersé, des argiles.

Le MPC dans le nickel est de 0,1 mg/l (indicateur de danger limite - sanitaire-toxicologique), le MPC vr - 0,01 mg/l (indicateur de danger limite - toxicologique).

Zinc - en Le zinc existe dans l'eau sous forme ionique ou sous la forme de ses complexes minéraux et organiques, parfois présents sous des formes insolubles.

De nombreux composés de zinc sont toxiques, principalement le sulfate et le chlorure. Dans le milieu aquatique, la toxicité du zinc est renforcée par les ions cuivre et nickel.

MPCv Zn2+ est de 5,0 mg/l (indicateur limite - organoleptique), MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/l (indicateur limite de nocivité - toxicologique).

Efficacité du nettoyage des polluants à l'OSK de Iochkar-Ola en 2007.

Nom du polluant	SW entrant	SW purifié	% nettoyage
ion ammonium
Aluminium
DBO pleine
matières solides en suspension
Total de fer
Produits pétroliers
tensioactif (action anionique)
sulfates
Sulfures
Phosphates (selon P)
Chrome trivalent
Chrome 6-valent

4 Sources de pollution d'une masse d'eau selon la structure paysagère de la zone

I. À l'intérieur des limites des grandes villes, la préservation des vallées fluviales à l'état naturel est impossible sans des mesures constantes de protection de l'environnement, car l'impact anthropique négatif y est particulièrement fort.

L'appréciation de la qualité d'un site d'ensembles paysagers s'effectue en fonction d'un certain nombre de paramètres naturels, parmi lesquels on peut distinguer la superficie du site, l'indice de biodiversité, la transformation anthropique, la vulnérabilité aux charges anthropiques, valeur historique, position dans l'espace écologique, valeur récréative potentielle. Dans les conditions des villes modernes, l'état écologique du territoire, caractérisé par des conditions géoécologiques et biogéochimiques, devient le facteur le plus important.

Les conditions écologiques sont comprises comme un ensemble de facteurs géoécologiques qui déterminent l'état de l'environnement au sein du territoire considéré. Ceux-ci incluent généralement les caractéristiques météorologiques et climatiques, la pollution atmosphérique, le régime acoustique du territoire, ses conditions géotechniques et hydrogéologiques.

Les facteurs biogéochimiques comprennent les éléments suivants : le degré de perturbation et de pollution de la couverture du sol, les caractéristiques hydrologiques du territoire, y compris l'évaluation du régime hydrologique du cours d'eau, le degré de transformation du chenal, le niveau de pollution de l'eau dans la rivière, et d'autres indicateurs hydrochimiques du ruissellement de surface dans le bassin versant.

La prise en compte conjointe de tous ces paramètres permet de donner une description complète de la structure paysagère du territoire.

1) Évaluation des facteurs géoécologiques

A) conditions météorologiques. Les changements météoclimatiques des caractéristiques de fond et la redistribution des éléments météorologiques sont déterminés par le relief de la vallée fluviale et de ses affluents, la nature de la couverture végétale et dépendent des conditions météorologiques. Dans les dépressions de relief - plaines inondables fluviales, la nuit, avec un temps anticyclonique et un refroidissement radiatif, on note le flux d'air des territoires adjacents supérieurs et sa stagnation, des brouillards, des inversions de surface se forment, contribuant à l'accumulation d'impuretés nocives dans la couche superficielle de l'atmosphère quand ils entrent.

B) L'état de l'air atmosphérique. La pollution du bassin atmosphérique est due aux émissions de polluants des installations industrielles et de transport situées à l'extérieur du site, ainsi que, dans une large mesure, à l'afflux de masses d'air polluées des territoires adjacents, créant une pollution de fond. La combinaison de ces facteurs détermine le niveau élevé de pollution de l'air en général.

C) Milieu géologique. La structure géologique est caractérisée par la distribution des types génétiques de dépôts suivants: sols en vrac technogéniques, alluvions modernes et anciennes, couverture, moraine fluvioglaciaire, dépôts morainiques du stade de glaciation de Moscou ou du Dniepr et dépôts fluvioglaciaires de l'interglaciaire Oka-Dniepr.

2) Évaluation des facteurs biogéochimiques

A) couvre-sol. Les foyers de pollution technogène de la couverture du sol représentent une concentration excessive non pas d'un, mais de tout un complexe d'éléments chimiques, dont l'impact cumulé a été estimé par la valeur de l'indice de concentration totale (CIC) - la somme des excès d'accumulation éléments sur le niveau de fond. En fonction des valeurs de cet indicateur, on distingue les catégories de pollution des territoires : admissible, moyennement dangereuse, dangereuse et extrêmement dangereuse.

B) Eaux de surface.

C) espace vert.

Évaluation complète de l'état de l'environnement

A) structure paysagère du territoire. Actuellement, les complexes naturels ont subi d'importants changements anthropiques. Il est possible de distinguer un groupe de complexes où l'aménagement urbain du territoire n'a pratiquement pas changé en termes de fonctionnement, et parfois l'intervention anthropique a même été bénéfique pour le paysage naturel. Dans d'autres cas, les écosystèmes naturels se sont dégradés. Les étendues de plaines inondables et en partie de terrasses immédiatement adjacentes au lit de la rivière ont subi le moins de transformations, où la végétation indigène est remplacée par des plantations d'érables avec un mélange d'ormes et de saules. Au fil du temps, les plantations ont perdu leur attrait esthétique et, de plus, elles ont déjà atteint un âge physiologique avancé, ce qui nécessite des mesures de reconstruction. Outre haut degré peuplement forestier dense contribue à l'aggravation de la situation de la criminalité.

Les complexes naturels et territoriaux occupés par des bâtiments résidentiels et industriels ont subi les changements les plus importants. La transformation de tels ensembles a un effet urbanistique ambigu. La végétation se caractérise par le remplacement de ses types indigènes dans les zones résidentielles par des plantations culturelles d'un âge correspondant à l'âge du bâtiment. En général, l'état de ces ensembles bâtis est satisfaisant, à l'exception des territoires occupés par des installations industrielles, qui ont provoqué la dégradation des espaces verts.

B) Analyse du potentiel de réhabilitation de la rivière. Une évaluation globale de l'état écologique du territoire est basée sur des études paysagères et biochimiques de la résistance des complexes naturels aux charges anthropiques, l'évaluation de l'état des composantes environnementales, ainsi que sur l'analyse du potentiel de développement urbain du site sous considération et la situation générale du développement urbain dans les zones urbaines qui lui sont adjacentes.

Les facteurs naturels négatifs comprennent la présence de pentes abruptes et de zones inondées qui sont instables à une charge technogénique supplémentaire. Les facteurs technogéniques négatifs doivent être considérés comme un engorgement élevé du territoire dans certaines zones, l'impact des effluents pollués et insuffisamment traités des zones résidentielles, des zones industrielles et des entreprises qui affectent la qualité des masses d'eau. Par conséquent, l'état des plans d'eau ne répond pas aux exigences en matière d'équipements culturels et communautaires. De plus, la pollution atmosphérique excessive le long des autoroutes est typique de presque tout le territoire.

II. Les masses d'eau, étant des éléments naturels et naturels-technogènes des systèmes géochimiques du paysage, sont dans la plupart des cas le dernier maillon de l'accumulation de ruissellement de la plupart des substances technogènes mobiles. Dans les systèmes géochimiques du paysage, les substances sont transportées des niveaux supérieurs vers les niveaux hypsométriques inférieurs avec le ruissellement de surface et souterrain, et vice versa (des niveaux inférieurs vers les niveaux inférieurs). niveaux élevés) - flux atmosphériques et seulement dans certains cas, flux de matière vivante (par exemple, lors du vol massif d'insectes hors des plans d'eau après l'achèvement du stade larvaire de développement passant dans l'eau, etc.).

Les éléments de paysage représentant les liens initiaux les plus localisés (occupant par exemple les surfaces des bassins versants locaux), sont géochimiquement autonomes et l'entrée de polluants y est limitée, sauf leur entrée depuis l'atmosphère. Les éléments du paysage qui forment les étages inférieurs du système géochimique (situés sur les pentes et dans les dépressions de relief) sont des éléments géochimiquement subordonnés ou hétéronomes qui, avec l'afflux de polluants de l'atmosphère, reçoivent une partie des polluants qui accompagnent les eaux de surface et souterraines à partir de liaisons paysagères plus élevées -cascade géochimique. À cet égard, les polluants formés dans le bassin versant en raison de la migration dans le milieu naturel pénètrent tôt ou tard dans les masses d'eau principalement avec les eaux de ruissellement de surface et souterraines, s'y accumulant progressivement.

5 Les principaux processus d'auto-épuration de l'eau dans un plan d'eau

L'autoépuration de l'eau dans les réservoirs est un ensemble de processus hydrodynamiques, physicochimiques, microbiologiques et hydrobiologiques interdépendants conduisant à la restauration de l'état d'origine d'une masse d'eau.

Parmi les facteurs physiques, la dilution, la dissolution et le mélange des contaminants entrants sont d'une importance primordiale. Un bon mélange et une réduction des concentrations de solides en suspension sont assurés courant rapide rec. Il contribue à l'auto-épuration des masses d'eau en se déposant au fond des sédiments insolubles, ainsi qu'à la décantation des eaux polluées. Dans les zones avec climat tempéré la rivière est autonettoyante après 200-300 km du lieu de pollution, et sur Extrème nord- après 2 mille km.

Documents similaires

Protection des eaux de surface contre la pollution. L'état actuel de la qualité de l'eau dans les masses d'eau. Sources et voies possibles de pollution des eaux de surface et souterraines. exigences de qualité de l'eau. Auto-épuration des eaux naturelles. Protection de l'eau contre la pollution.

résumé, ajouté le 18/12/2009


État de la qualité de l'eau dans les masses d'eau. Sources et modes de pollution des eaux de surface et souterraines. exigences de qualité de l'eau. Auto-épuration des eaux naturelles. informations générales sur la protection des plans d'eau. Législation sur l'eau, programmes de protection de l'eau.

dissertation, ajouté le 01/11/2014


Caractéristiques de l'utilisation de l'eau de JSC "Kurganmashzavod". Impact technogénique de la production galvanique sur l'environnement. Indicateurs d'utilisation des ressources en eau dans une installation industrielle. Indicateurs de la qualité de l'eau dans les sections de contrôle du plan d'eau.

dissertation, ajouté le 12/04/2013


Caractéristiques d'assurer l'auto-épuration des eaux polluées. Schéma fonctionnel des installations de traitement des eaux usées. Purification de l'eau des polluants par chloration, électrolytes, méthodes mécaniques et physico-chimiques. Début de nettoyage des aérotanks. Choix du programme de nettoyage.

résumé, ajouté le 17/11/2011


Consommation d'eau et évacuation de l'eau de l'entreprise. Méthodes de traitement des eaux usées : physico-chimiques, biologiques, mécaniques. Analyse des travaux des installations de traitement et de l'impact sur l'environnement. Caractéristiques hydrologiques et hydrochimiques de l'objet.

dissertation, ajouté le 06/01/2015


Les eaux de retour sont la principale source de pollution de l'eau dans la région. Des enjeux environnementaux majeurs. Analyse des sources industrielles de pollution de l'eau. Évaluation des risques pour la santé humaine. Actes législatifs dans le domaine de la gestion de la protection des ressources en eau.

résumé, ajouté le 10/10/2014


Brève description des activités de OOO "Uralkhimtrans". Principales sources de pollution et évaluation de l'impact environnemental de l'entreprise sur l'environnement : eaux usées, déchets de production. Mesures environnementales pour réduire les niveaux de pollution.

travaux de contrôle, ajouté le 14/11/2011


Pollution chimique, biologique et physique des ressources en eau. Pénétration des polluants dans le cycle de l'eau. Méthodes et principes de base de la purification de l'eau, contrôle de sa qualité. La nécessité de protéger les ressources en eau de l'épuisement et de la pollution.

dissertation, ajouté le 18/10/2014


résumé, ajouté le 28/11/2011


Les principales voies de pollution de l'hydrosphère terrestre. Sources de contamination des eaux de surface et souterraines, des rivières, des lacs et des océans. Méthodes pour leur purification et protection contre l'épuisement. Pénétration de substances nocives dans le cycle de l'eau. L'étude des méthodes d'auto-épuration des réservoirs.

5 Principaux processus d'auto-épuration de l'eau dans une masse d'eau

L'autoépuration de l'eau dans les réservoirs est un ensemble de processus hydrodynamiques, physicochimiques, microbiologiques et hydrobiologiques interdépendants conduisant à la restauration de l'état d'origine d'une masse d'eau.

Parmi les facteurs physiques, la dilution, la dissolution et le mélange des contaminants entrants sont d'une importance primordiale. Le bon brassage et la réduction des concentrations de particules en suspension sont assurés par le débit rapide des rivières. Il contribue à l'auto-épuration des masses d'eau en se déposant au fond des sédiments insolubles, ainsi qu'à la décantation des eaux polluées. Dans les régions à climat tempéré, la rivière se nettoie après 200 à 300 km du lieu de pollution, et dans l'Extrême-Nord - après 2 000 km.

La désinfection de l'eau se produit sous l'influence du rayonnement ultraviolet du soleil. L'effet de la désinfection est obtenu par l'effet destructeur direct des rayons ultraviolets sur les colloïdes protéiques et les enzymes du protoplasme des cellules microbiennes, ainsi que sur les organismes spores et les virus.

Parmi les facteurs chimiques d'auto-épuration des masses d'eau, il convient de noter l'oxydation des substances organiques et inorganiques. L'auto-épuration d'une masse d'eau est souvent évaluée par rapport à la matière organique facilement oxydable ou en termes de teneur totale en substances organiques.

Le régime sanitaire d'un réservoir se caractérise principalement par la quantité d'oxygène qui y est dissous. Il doit battre au moins 4 mg pour 1 litre d'eau à tout moment de l'année pour les réservoirs des réservoirs des premier et deuxième types. Le premier type comprend les plans d'eau utilisés pour l'approvisionnement en eau potable des entreprises, le second - utilisé pour la natation, les événements sportifs, ainsi que ceux situés dans les limites des colonies.

À facteurs biologiques l'auto-épuration du réservoir comprennent les algues, les moisissures et les levures. Cependant, le phytoplancton n'a pas toujours un effet positif sur les processus d'auto-épuration : dans certains cas, le développement massif d'algues bleues dans les réservoirs artificiels peut être considéré comme un processus d'auto-pollution.

Les représentants du monde animal peuvent également contribuer à l'auto-épuration des masses d'eau contre les bactéries et les virus. Ainsi, l'huître et quelques autres amibes adsorbent les virus intestinaux et autres. Chaque mollusque filtre plus de 30 litres d'eau par jour.

La pureté des réservoirs est impensable sans la protection de leur végétation. Ce n'est que sur la base d'une connaissance approfondie de l'écologie de chaque réservoir, d'un contrôle efficace du développement des divers organismes vivants qui l'habitent, que des résultats positifs peuvent être obtenus, la transparence et une productivité biologique élevée des rivières, des lacs et des réservoirs peuvent être assurées.

D'autres facteurs affectent également les processus d'auto-épuration des masses d'eau. La pollution chimique des masses d'eau par les eaux usées industrielles, les éléments biogéniques (azote, phosphore, etc.) inhibe les processus oxydatifs naturels et tue les micro-organismes. Il en va de même pour le rejet des eaux usées thermiques des centrales thermiques.

processus en plusieurs étapes, s'étendant parfois sur longue durée– autonettoyage de l'huile. Dans des conditions naturelles, le complexe de processus physiques d'auto-épuration de l'eau à partir du pétrole comprend un certain nombre de composants: évaporation; sédimentation des mottes, en particulier celles surchargées de sédiments et de poussières ; adhésion de grumeaux en suspension dans la colonne d'eau; grumeaux flottants formant un film avec des inclusions d'eau et d'air; réduction des concentrations de pétrole en suspension et dissous en raison de la décantation, du flottement et du mélange avec eau propre. L'intensité de ces processus dépend des propriétés d'un type particulier d'huile (densité, viscosité, coefficient de dilatation thermique), de la présence de colloïdes dans l'eau, de particules de plancton en suspension et entraînées, etc., de la température de l'air et de l'ensoleillement.

6 Mesures pour intensifier les processus d'auto-épuration d'une masse d'eau

L'auto-épuration de l'eau est un maillon indispensable du cycle de l'eau dans la nature. La pollution de tout type lors de l'auto-épuration des masses d'eau s'avère finalement concentrée sous forme de déchets et de cadavres de micro-organismes, de plantes et d'animaux qui s'en nourrissent, qui s'accumulent dans la masse limoneuse du fond. Les masses d'eau, dans lesquelles le milieu naturel ne peut plus faire face aux polluants entrants, se dégradent, et cela est principalement dû aux changements dans la composition du biote et aux perturbations des chaînes alimentaires, principalement la population microbienne de la masse d'eau. Les processus d'auto-épuration dans ces masses d'eau sont minimes ou complètement arrêtés.

De tels changements ne peuvent être stoppés qu'en influençant de manière ciblée les facteurs qui contribuent à réduire la formation de volumes de déchets et à réduire les émissions polluantes.

L'ensemble de tâches ne peut être résolu que par la mise en œuvre d'un système de mesures organisationnelles et de travaux d'ingénierie et de réhabilitation visant à restaurer l'environnement naturel des masses d'eau.

Lors de la restauration des plans d'eau, il est conseillé de commencer la mise en œuvre d'un système de mesures organisationnelles et de travaux d'ingénierie et de remise en état avec l'aménagement du bassin versant, puis de procéder au nettoyage du plan d'eau, suivi de l'aménagement des territoires côtiers et inondables .

L'objectif principal des mesures de protection de l'environnement en cours et des travaux d'ingénierie et de remise en état dans le bassin versant est de réduire la production de déchets et d'empêcher le rejet non autorisé de polluants sur le relief du bassin versant, pour lequel les activités suivantes sont menées : introduction d'un système de rationnement de la production de déchets ; organisation du contrôle environnemental dans le système de gestion des déchets de production et de consommation ; réalisation d'un inventaire des installations et des lieux de production et de consommation des déchets ; la remise en état des terrains perturbés et leur aménagement; resserrement des redevances pour rejets non autorisés de polluants sur le terrain ; introduction de technologies à faibles et sans déchets et de systèmes de recyclage de l'eau.

Les mesures de protection de l'environnement et les travaux réalisés dans les zones côtières et les zones inondables comprennent des travaux de nivellement de surface, d'aplanissement ou de terrassement des pentes ; la construction d'ouvrages hydrotechniques et récréatifs, le renforcement des berges et la restauration d'un enherbement stable et d'une végétation arborée et arbustive, qui empêchent par la suite les processus d'érosion. Des travaux d'aménagement paysager sont effectués pour restaurer le complexe naturel du plan d'eau et transférer la majeure partie du ruissellement de surface vers l'horizon souterrain afin de le nettoyer, en utilisant rochers les zones côtières et les plaines inondables comme barrière hydrochimique.

Les rives de nombreux plans d'eau sont jonchées et les eaux sont polluées produits chimiques, métaux lourds, produits pétroliers, débris flottants, et certains d'entre eux sont eutrophisés et envasés. Il est impossible de stabiliser ou d'activer les processus d'auto-épuration dans de telles masses d'eau sans intervention spéciale d'ingénierie et de réhabilitation.

Le but de l'exécution de mesures d'ingénierie et de remise en état et de travaux de protection de l'environnement est de créer des conditions dans les plans d'eau qui assurent le fonctionnement efficace de diverses installations de purification de l'eau, et d'effectuer des travaux pour éliminer ou réduire l'impact négatif des sources de distribution de polluants, à la fois hors -canal et origine du canal.

Le schéma structurel et logique des mesures organisationnelles, d'ingénierie, de réhabilitation et environnementales visant à restaurer l'environnement naturel d'un plan d'eau est illustré à la figure 1.

Seule une approche systématique du problème de la restauration des masses d'eau permet d'améliorer la qualité de l'eau qu'elles contiennent.

Technologique

Remise en état des terres perturbées

Remise en état des masses d'eau ensablées et polluées

Activation des processus d'auto-nettoyage

Système de mesures visant à restaurer l'environnement naturel des masses d'eau

Aménagement des territoires côtiers, renforcement des côtes

Mesures et travaux réalisés sur le bassin versant

Travaux effectués dans la zone d'eau d'un plan d'eau

Purification de l'eau

Élimination des sources de pollution des canaux

Améliorer la législation environnementale et le cadre réglementaire

Accroître la responsabilité

Réglementation des déchets, contrôle environnemental, inventaire des décharges et sites d'élimination des déchets

Création de zones de protection des eaux

Réhabilitation des terres et territoires contaminés

Organisationnel

Sapropelles

Limons minéraux

Limons technogéniques

débris flottants

Restauration du milieu naturel, eaux naturellesécosystèmes et améliorer l'habitat et la santé humaine

De la contamination chimique et bactériologique

Du pétrole brut et des produits pétroliers

Système de surveillance

Conclusion

À l'heure actuelle, les indicateurs qui déterminent l'état de santé publique et la qualité de l'environnement agissent comme une mesure du niveau de sécurité environnementale d'une personne et de l'environnement naturel. Résoudre le problème de l'identification des dommages à la santé publique et à la qualité de l'environnement est très complexe et doit être réalisé à l'aide des technologies de l'information modernes, dont la plus prometteuse est la technologie des systèmes d'information géographique, qui peut être utilisée pour soutenir le processus de prendre et mettre en œuvre des décisions économiques en évaluant l'impact sur l'environnement et l'expertise environnementale. L'un des éléments structurels du SIG sont les bases de données, qui stockent toutes les informations disponibles dans le système : données graphiques (spatiales) ; des données thématiques et de référence (informations sur le référentiel territorial et temporel des informations thématiques, données de référence sur les PPM, valeurs de fond, etc.).

Les bases de données sont constituées en fonction de l'objectif de l'étude et de la disponibilité d'informations fiables sur l'état de l'air atmosphérique, des eaux de surface et souterraines, du sol, de la couverture de neige, de la santé publique et d'autres informations.

La prévision de la situation environnementale dans la zone d'activité possible d'une installation économique ou autre et la prise de décisions en cas de pollution dangereuse et d'émissions accidentelles reposent généralement sur l'utilisation de procédures intuitives basées sur des informations la plupart du temps incomplètes, pas tout à fait exactes , et parfois peu fiable. .

Dans ces cas, compte tenu de la nécessité d'une prise de décision rapide, il est conseillé d'utiliser de puissants outils modernes de systèmes d'intelligence artificielle et de prise de décision. Un système intelligent de sécurité environnementale permet aux utilisateurs, à l'aide de critères flous de présentation des connaissances sur les informations, de recevoir des propositions de solutions possibles basées sur les règles d'inférence des données et des connaissances du système expert et sur la méthode de raisonnement inexact.

Une analyse des travaux consacrés au développement de systèmes intelligents pour la sécurité environnementale des entreprises industrielles et des territoires montre que le développement de tels systèmes en Russie est au niveau initial. Afin d'organiser un système efficace de sécurité environnementale dans une région industrielle en tant que système intégral de surveillance, d'évaluation et de prévision des changements dangereux de l'environnement naturel, il est nécessaire de construire un réseau d'observations terrestres, souterraines et aérospatiales de tous les composants du environnement naturel. Parallèlement, pour obtenir une image objective de l'état de l'environnement et résoudre les problèmes au niveau régional (expertise, décision, prévision), il est nécessaire d'organiser surveillance de l'environnement toutes les sources majeures de pollution, une surveillance constante de l'état des paramètres environnementaux qui évoluent sous l'effet de la pollution des déchets provenant de diverses sources.

La plupart des systèmes de surveillance environnementale connus sont des systèmes régionaux, leur tâche est de surveiller l'état écologique de la région dans son ensemble. Pour garantir la sécurité environnementale, un système de surveillance régional ne suffit pas ; des informations plus précises sur les sources locales de pollution à l'échelle de l'entreprise sont nécessaires.

Ainsi, la création de systèmes automatisés de surveillance environnementale, de systèmes de préparation et de prise de décisions, qui assureront une évaluation de haute qualité de l'impact environnemental des objets conçus d'activités économiques et autres, reste une tâche urgente et importante.

Bibliographie

Tensioactifs, produits pétroliers, nitrites ; le plus élevé - solides en suspension, DBOtot, sulfates, à cet égard, le rejet maximal autorisé de ces substances est plus élevé. Conclusion thèseévalué le danger environnemental des eaux usées Industrie alimentaire. Les principaux composants des eaux usées de l'industrie alimentaire sont considérés. L'influence des eaux usées de l'industrie alimentaire sur l'état des ressources naturelles ...

Il est effectué dans des installations spéciales - électrolyseurs. Le traitement des eaux usées par électrolyse est efficace dans les usines de plomb et de cuivre, de peinture et de vernis et dans certaines autres industries. Les eaux usées contaminées sont également traitées par ultrasons, ozone, résines échangeuses d'ions et haute pression, et la chloration a fait ses preuves. Parmi les méthodes de traitement des eaux usées...

Et l'effet du nettoyage des impuretés non dissoutes. L'une des principales conditions du fonctionnement normal des bassins de sédimentation est la répartition uniforme des eaux usées entrantes entre eux. Décanteurs verticaux Pour le traitement des eaux usées industrielles, des décanteurs verticaux à écoulement ascendant sont utilisés. Les colons sont de forme cylindrique ou rectangulaire. Les eaux usées sont introduites dans le centre par...

Territoires, et d'autre part, sur la qualité des eaux souterraines et son impact sur la santé humaine. Chapitre III. CARACTÉRISTIQUES ÉCONOMIQUES DE L'UTILISATION DE L'EAU DANS LA RÉGION DE KOURSK 3.1 Caractéristiques générales 3.1.1 Principaux indicateurs d'utilisation de l'eau La région de Koursk est située au sud-ouest du territoire européen de la Fédération de Russie dans la région économique centrale de la Terre noire. Carré...

On a assez écrit sur la pollution et la pénurie d'eau potable sur la planète. Dans l'un des pays les plus riches en eau, la Russie, seulement 1 % de l'eau de source provenant des approvisionnements en eau potable de surface répond aux normes de qualité. En Carélie, le pays des rivières et des lacs, où la disponibilité des ressources en eau dépasse de 2 à 3 fois la moyenne des indicateurs russes, environ 70% des échantillons d'eau entrant dans les réseaux de distribution des colonies ne répondent pas aux exigences d'hygiène pour l'eau potable. Cela est dû en grande partie à des activités technogéniques et agro-industrielles intensives visant principalement à répondre aux besoins momentanés de l'humanité et à une attention insuffisante à la conservation des ressources en eau pour les générations futures. Mais pas seulement, "grâce" à cela, l'eau naturelle, vitale pour l'homme, se trouve dans un état proche du critique.

L'eau naturelle est polluée à partir d'une variété de domaines. Les sources de pollution de l'eau sont extrêmement diverses. Tout d'abord, ce sont les drains des villes et des entreprises industrielles. Les industries les plus consommatrices d'eau sont l'exploitation minière, la sidérurgie, la chimie, la pétrochimie, le papier et l'agroalimentaire. Ils absorbent jusqu'à 70 % de toute l'eau utilisée dans l'industrie. De plus, une énorme quantité d'eau pour le refroidissement est utilisée par les centrales thermiques et nucléaires, l'eau rejetée entraîne une pollution thermique des masses d'eau, qui viole les régimes thermiques, hydrochimiques et hydrobiologiques des masses d'eau.

À dernières années dans un certain nombre de régions, ils sont « concurrencés » par les effluents des complexes d'élevage et les eaux provenant des périmètres d'irrigation et des terres pluviales. L'agriculture consomme 60 à 80 % de toute l'eau douce. Dans de nombreuses régions du monde, la pollution de l'eau est de plus en plus associée aux précipitations. Les modifications du régime des cours d'eau et des lacs jouent un certain rôle dans la détérioration de la qualité de l'eau.

En raison de l'énorme problème de pollution des eaux naturelles, il existe différentes méthodes et méthodes de purification de l'eau. Mais malgré cela, l'une des propriétés les plus précieuses des eaux naturelles est leur capacité à s'auto-purifier.

L'auto-épuration de l'eau est la restauration de leurs propriétés naturelles dans les rivières, les lacs et autres masses d'eau, se produisant naturellement à la suite de processus physico-chimiques, biochimiques et autres interdépendants (diffusion turbulente, oxydation, sorption, adsorption, etc.). La capacité des rivières et des lacs à s'auto-épurer dépend étroitement de nombreux facteurs naturels. Ces facteurs comprennent: biologiques - processus complexes d'interaction des organismes végétaux aquatiques avec parties constitutives les effluents entrants ; hydrologique - dilution et mélange des polluants avec la majeure partie de l'eau ; physique - l'influence du rayonnement solaire et de la température; mécanique - sédimentation des particules en suspension ; chimique - la transformation de substances organiques en minéraux (c'est-à-dire la minéralisation).

Lorsque les eaux usées pénètrent dans le réservoir, l'effluent se mélange à l'eau du réservoir et la concentration de pollution diminue. Un changement complet d'eau dans les rivières prend en moyenne 16 jours, les marécages - 5 jours, les lacs - 17 ans. La différence de temps est associée à différentes périodes d'échange complet d'eau dans différents cours d'eau et réservoirs.

L'autoépuration la plus intensive de l'eau dans les réservoirs et les cours d'eau s'effectue pendant la saison chaude, lorsque l'activité biologique dans écosystèmes aquatiques le plus large. Un autonettoyage plus rapide se produit sur les rivières à courant rapide. La plupart des impuretés en suspension sont déposées, ce sont des particules minérales et organiques en suspension, des œufs d'helminthes et des micro-organismes, de ce fait, l'eau devient claire et transparente.

La réduction de la concentration de substances inorganiques polluant les masses d'eau se produit en neutralisant les acides et les alcalis en raison du tampon naturel des eaux naturelles, de la formation de composés peu solubles, de l'hydrolyse, de la sorption et de la sédimentation. La concentration de substances organiques et leur toxicité sont réduites en raison de l'oxydation chimique et biochimique.

L'un des processus importants d'auto-épuration de l'eau est la minéralisation des substances organiques, c'est-à-dire la formation de substances minérales à partir de substances organiques sous l'influence de facteurs biologiques, chimiques et autres. Avec la minéralisation dans l'eau, la quantité de substances organiques diminue, parallèlement à cela, la matière organique des microbes peut également être oxydée et, par conséquent, une partie des bactéries meurt.

Au cours du processus d'auto-purification, les saprophytes et les micro-organismes pathogènes meurent. Ils meurent par manque d'eau nutriments; action bactéricide des rayons ultraviolets du soleil, qui pénètrent dans la colonne d'eau de plus de 1 m; l'influence des bactériophages et des substances antibiotiques sécrétées par les saprophytes ; conditions de température défavorables; effet antagoniste des organismes aquatiques et d'autres facteurs. Un rôle essentiel dans les processus d'auto-épuration de l'eau est joué par la microflore dite saprophyte et les organismes aquatiques. Certains représentants de la microflore des plans d'eau ont des propriétés antagonistes vis-à-vis des micro-organismes pathogènes, ce qui entraîne la mort de ces derniers. Les organismes aquatiques les plus simples, ainsi que le zooplancton (crustacés, rotifères, etc.), en passant de l'eau dans leurs intestins, détruisent une énorme quantité de bactéries. Les bactériophages qui sont entrés dans le réservoir ont également un effet sur les agents pathogènes.

L'auto-épuration des eaux souterraines se produit en raison de la filtration à travers le sol et en raison des processus de minéralisation.

Il faut se rappeler que la capacité des plans d'eau à s'auto-épurer est limitée. Les composés de plomb, cuivre, zinc, mercure peuvent ralentir les processus d'auto-épuration de l'eau et aggraver ses propriétés organoleptiques.

La répartition de la végétation aquatique (fourrés denses de roseaux, de roseaux et de quenouilles le long de la côte) est d'une grande importance, qui y joue le rôle d'une sorte de biofiltre. La capacité de nettoyage élevée des plantes aquatiques est largement utilisée dans de nombreuses entreprises industrielles, tant dans notre pays qu'à l'étranger. Pour cela, divers réservoirs de sédimentation artificiels sont créés, dans lesquels une végétation lacustre et marécageuse est plantée, ce qui nettoie bien les eaux polluées.

Ces dernières années, l'aération artificielle s'est généralisée - l'un des moyens efficaces de purifier les eaux polluées, lorsque le processus d'auto-épuration est fortement réduit lorsque l'oxygène dissous dans l'eau est déficient. Une bonne aération de l'eau assure l'activation des processus oxydatifs, biologiques et autres, aidant à purifier l'eau. Pour ce faire, des aérateurs spéciaux sont installés dans les réservoirs et les ruisseaux ou dans les stations d'aération avant le rejet des eaux polluées.

Bibliographie

1. Avakyan A.B., Shirokov V.M. Utilisation intégrée et protection des ressources en eau : Proc. allocation. - Minsk : Non quelque chose, 1999 ;

2. Bernard Nebel « Sciences de l'environnement » (En 2 volumes), « MIR » M. 1993 ;

3. Belichenko Yu.P., Shvetsov M.N. Utilisation rationnelle et la protection des ressources en eau. - M. : Rosselkhozizdat, 2006