入り口天然水の自己浄化。 水域の自己浄化
タスクNo.6
天然水の自己浄化プロセス
1 汚染の種類とその水
(水環境の自己浄化経路)
自浄作用中 水環境 汚染物質（汚染物質）の含有量を削減することを目的とした、水域内の一連の物理的、生物学的、化学的プロセスを理解します。
自然の水生環境の自己浄化能力に対する個々のプロセスの寄与は、汚染物質の性質によって異なります。 これに従って、汚染物質は従来から 3 つのグループに分類されます。
1)。 保存的物質 - 自然環境では非分解性、または非常にゆっくりと分解します。 . これらは、無機塩、有機塩素系殺虫剤などの疎水性化合物、油および石油製品です。 水質汚染における保存的物質の濃度の減少は、希釈、物質移動の物理的プロセス、錯体化、収着および生物濃縮の物理化学的プロセスによってのみ発生します。 環境内での汚染物質の再分配と分散、および隣接する物体の汚染のみが発生するため、自己浄化には明らかな性質があります。
2)。 栄養素は、生物学的サイクルに参加する物質です。 これらは窒素とリンの鉱物形態であり、消化しやすい有機化合物です。
この場合、生化学的プロセスにより水生環境の自己浄化が起こります。
3). 人為的起源から貯水池や水路に流入する、生物学的サイクルに関与していない水溶性物質は、多くの場合有毒です。 これらの物質からの水生環境の自己浄化は、主にそれらの化学的および微生物学的変換によって行われます。
水生環境の自己浄化の最も重要なプロセスは次のとおりです。
– 物理的な転送プロセス: 希釈（混合）、近隣の水域（下流）への汚染物質の除去、浮遊粒子の沈降、蒸発、収着（浮遊粒子と底質による）、生物濃縮。
– 微生物学的変換;
–化学変化: 沈降、加水分解、光分解、酸化還元反応など
2 廃水排出時の汚染物質の希釈
水処理施設から
廃水中の汚染物質の質量は、混合流（廃水＋水路水）中の汚染物質の質量に等しい。 汚染物質の物質収支方程式:
Cct・q + γ・Q・Сф = Cв・(q + γ・Q)、
ここで、Cct は廃水中の汚染物質の濃度、g/m3 (mg/dm3) です。
q – 水路に排出される廃水の最大流量、m3/s
γ – 混合係数
Q – 小川の月平均水量、m3/秒。
Cf – 水路内の汚染物質のバックグラウンド濃度（長期観察に従って確立）、g/m3（mg/dm3）。
Cw・- 混合（希釈）後の水路の汚染物質の濃度、g/m3（mg/dm3）。
物質収支方程式から、希釈後の水路内の汚染物質の濃度を求めることができます。
CV = https://pandia.ru/text/80/127/images/image002_20.png" width="117" height="73 src=">
L – リリースポイントからコントロールポイントまでの水路のフェアウェイに沿った距離（フェアウェイは特定の水域の最も深いストリップ）、m。
αは油圧の流量条件に応じた係数です。 係数 α は次の方程式を使用して計算されます。
ここで、ξ は廃水が水路に排出される位置に応じた係数です。海岸近くに排出される場合は ξ = 1、 ξ = フェアウェイにリリースした場合は 1.5。
φ – 水路の屈曲係数、つまり、フェアウェイに沿った水路の考慮されたセクション間の距離と直線距離の比。 D – 乱流拡散係数。
低地の河川と単純な計算の場合、乱流拡散係数は次の式を使用して求められます。
https://pandia.ru/text/80/127/images/image005_9.png" width="59 height=47" height="47">= · Ks-v、
ここで、 ac 、 av は、吸着層および水相における物質 A の活性です。
γс、γв – 収着層および水相における物質 A の活量係数。
Сс、Св – 吸着層および水相内の物質 A の濃度。
Ks-v – 物質 A の分配係数 (平衡定数)
AB ↔ AC、濃度で表します）。
次に、収着層 (有機相) 内の物質 A の活量係数が比較的一定である場合、次のようになります。
Ks-v = Ka s-v・DIV_ADBLOCK4">
これは特に、オクタノール - 水と固体有機物 - 水の系における物質の分配係数間の相関関係の存在を決定します。
Ks-v ≈ 0.4 Ks-v ,
ここで、Co-in はオクタノール - 水系における物質の分配係数です。
Co-w 値は、単純な経験的関係によって、水への物質の溶解度に関連付けられます。
log コイン = (4.5 ÷ 0.75) log S、
ここで、S は物質の溶解度であり、mg/dm3 で表されます。
この関係は、炭化水素、ハロゲン化炭化水素、芳香族酸、有機塩素系殺虫剤、塩素化ビフェニルなどの多くの種類の有機化合物に当てはまります。
天然の吸着剤では、有機物は吸着剤の質量の特定の部分のみを占めます。 したがって、吸着剤 - 水系の分配係数 Ks-v は、吸着剤中の有機炭素含有量 Ks-v* に正規化されます。
Ks-v* = Ks-v ω(C)、
ここで、ω(C) は吸着剤中の有機物の質量分率です。
この場合、水性媒体から吸着される物質の割合 ωsorb は次のようになります。
ωsorb = https://pandia.ru/text/80/127/images/image009_9.png" width="103" height="59">,
ここで、Ssorb は水中に懸濁した吸着剤の濃度です。
底質では Ssorb の値が重要であるため、多くの汚染物質では Ks-v*・Ssorb >> 1 となり、分母の 1 は無視できます。 ωsorb の値は 1 になる傾向があります。つまり、すべての物質 A が吸着状態になります。
開いた貯水池では状況は異なります。懸濁された吸着剤の濃度は非常に低くなります。 したがって、収着プロセスは、Ks-v ≥ 105 の化合物についてのみ、リザーバーの自己浄化に大きく貢献します。
水への溶解度が 10-3 mol/l である多くの汚染物質の吸着は、水相から化学物質を除去するための主要なプロセスの 1 つです。 これらの物質には、有機塩素系殺虫剤、ポリ塩化ビフェニル、PAH が含まれます。 これらの化合物は水にわずかに溶け、高い Co-w 値 (104 – 107) を持っています。 吸着は、そのような物質から水生環境を自己浄化する最も効果的な方法です。
4 微生物による自己洗浄
汚染物質の微生物学的変換は、水生環境の自己浄化の主要な経路の 1 つと考えられています。 。 微生物学的 生化学プロセスいくつかのタイプの反応が含まれます。 これらは酸化還元酵素と加水分解酵素が関与する反応です。 汚染物質の生分解プロセスに最適な温度は 25 ～ 30 ℃です。
物質の微生物学的変換速度は、その特性や構造だけでなく、微生物群集の代謝能力にも依存します。.png" width="113" height="44 src=">,
ここで、CS は基質 (汚染物質) の濃度です。 ここで、keff は生分解速度定数、.m は微生物のバイオマスまたは集団サイズです。
一定の集団サイズにおける一部の汚染物質の変換の擬一次反応速度論と、細菌数の増加に比例して速度定数が増加することは、多くの場合において実験的に証明されている。 さらに、多くの場合、kef は微生物群集の個体数増加の段階、地域、種構成に依存しません。
一次反応の速度方程式を積分すると、次が得られます。
https://pandia.ru/text/80/127/images/image013_7.png" width="29" height="25 src="> – 基質 (または生化学的に酸化されやすい物質、BODtotal に相当) の初期濃度。 ;
– 基質（または生化学的に酸化されやすい物質、BODtotal – BODτ に相当）の現在の濃度。
https://pandia.ru/text/80/127/images/image014_8.png" width="29" height="25"> を方程式内の対応する BOD 値に置き換えると、次のようになります。
.
kB/2.303 = k* と表します。ここで、k* は生化学的酸化定数です (一次反応定数 - 1 日目の次元を持ちます)。 方程式を強化すると、BODtotal に関連する方程式が得られます。 指数形式での BODτ :
この方程式を使用すると、次のように決定できます。 生化学的に酸化されやすい物質の完全酸化時間 - 物質の 99% が酸化される時間 .
中緯度の自然条件では、微生物学的プロセスの結果として、正常な構造のアルカンが最も早く分解されます（3 週間で 60 ～ 90%）。 分岐アルカンとシクロアルカンは n-アルカンよりもゆっくりと分解します (1 週間で 40%、3 週間で 80%)。 低分子量のベンゼン誘導体は、飽和炭化水素 (フェノールやクレゾールなど) よりも速く石化します。 。 置換ジクロロフェノールおよびトリクロロフェノールは 1 週間以内に、ニトロフェノールは 2 ～ 3 週間以内に底質中で完全に分解します。 ただし、PAH はゆっくりと分解されます。
生分解プロセスは、照明、溶存酸素量、 pH 、栄養素含有量、有毒物質の存在など。 。 たとえ微生物が汚染物質を破壊するために必要な一連の酵素を持っていたとしても、追加の基質や因子が不足しているために微生物は活性を発揮しない可能性があります。
5 加水分解
多くの汚染物質は弱酸または弱塩基であり、酸塩基変換に関与します。 弱塩基または弱酸によって形成された塩は加水分解を受けます 。 弱塩基によって形成される塩はカチオンによって加水分解され、弱酸によって形成される塩はアニオンによって加水分解されます。 TM、Fe3+、Al3+ カチオンは加水分解を受けます。
Fe3+ + HOH ↔ FeOH2+ + H+
Al3+ + HOH ↔ AlOH2+ + H+
Cu2+ + HOH ↔ CuOH+ + H+
Pb2+ + HOH ↔ PbOH+ + H+。
これらのプロセスは環境の酸性化を引き起こします。
弱酸の陰イオンは加水分解されます。
CO32- + HOH ↔ HCO3- + OH-
SiO32- + HOH ↔ HSiO3- + OH-
PO43- + HOH ↔ HPO42- + OH-
S2- + HOH ↔ HS - + OH-、
環境のアルカリ化に寄与します。
加水分解性カチオンとアニオンが同時に存在すると、場合によっては完全に不可逆的な加水分解が起こり、難溶性の水酸化物 Fe(OH)3、Al(OH)3 などの沈殿が形成されることがあります。
カチオンとアニオンの加水分解はイオン交換反応に関連しているため、迅速に発生します。
有機化合物の中でも、カルボン酸およびさまざまなリン含有酸のエステルおよびアミドは加水分解を受けます。 この場合、水は溶媒としてだけでなく試薬としても反応に参加します。
R1-COO-R2 + HOH ↔ R1-COOH + R2OH
R1-COO-NH2 + HOH ↔ R1-COOH + NH3
(R1O)(R2O)–P=O(OR3) + HOH ↔ H3PO4 + R1OH + R2OH + R3OH
一例として、ジクロルボス（o,o-ジエチル-2,2-ジクロロビニルホスフェート）が挙げられる。
(C2H5O)2-P=O(O-CH=CCl2) + 2HOH ↔ (HO)2-P=O(O-CH=CCl2) + 2C2H5OH
さまざまな有機ハロゲン化合物も加水分解されます。
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。
これらの加水分解プロセスは、異なる時間スケールで発生します。 加水分解反応は、触媒なしでも、水に溶解した触媒を使用しても実行できます。 天然水ああ、酸と塩基。 したがって、加水分解速度定数は次のように表すことができます。
どこ https://pandia.ru/text/80/127/images/image020_5.png" width="12" height="19"> – 酸加水分解、中性環境での加水分解、およびアルカリ加水分解の速度定数。
この場合、天然水には微量の汚染物質が存在するため、加水分解は擬似一次反応と考えることができます。 それらの濃度と比較すると、水の濃度ははるかに大きく、実質的には変化していないと考えられます。
汚染物質の時間変化する濃度を決定するには、一次反応速度式が使用されます。
ここでC0 – 汚染物質の初期濃度。
と – 現在の汚染物質の濃度。
τ – 反応開始からの経過時間。
k – 反応（加水分解）速度定数。
汚染物質の変換度 (反応した物質の割合) は、次の方程式を使用して計算できます。
β = (C0 – C)/C0 = 1 – e-kτ。
6 問題解決の例
例1. 貯水池への放流時の廃水中の鉄イオン Fe3+ 濃度が 0.75 mg/dm3 である場合、廃水放流点から 500 m の距離にある河川水中の鉄イオン Fe3+ の濃度を計算します。 河川の流速は 0.18 m/s、体積流量は 62 m3/s、河川の深さは 1.8 m、河川の蛇行係数は 1.0 です。 排水は海岸から排出されます。 廃水の体積流量は 0.005 m3/s です。 Fe3+ のバックグラウンド濃度は 0.3 mg/dm3 です。
解決：
乱流の拡散係数は次のとおりです。
https://pandia.ru/text/80/127/images/image025_3.png" width="147" height="43">。
問題の条件に応じた係数 α (海岸近くに放流する場合の排水条件 ξ = 1、河川の蛇行係数 φ = 1 を考慮した係数) は、次の式で計算されます。
= 1.0 1.0https://pandia.ru/text/80/127/images/image028_2.png" width="44" height="28 src="> そしてその数値を見つけます
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。
答え： 廃水排出場所から 500 m の距離での Fe3+ 濃度は 0.302 mg/dm3 であり、バックグラウンド濃度とほぼ同じです。
例2。 サンプルのインキュベーションの 13 日目に総 BOD が観察されることが実験的に確立されている場合は、生体酸化速度定数 k* を計算します。 この場合、BODtotal の何パーセントが BOD5 ですか?
解決：
BODtot を求めるには、BODtot: (BODtot – BODτ) = 100: 1、つまり有機物質の 99% が酸化されていると仮定します。
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 または 82.2%。
答え : 生体酸化速度定数は 0.15 day-1 です。 BODtotal からの BOD5 は 82.2% です。
例 3. T = 298K、pH = 6.9 の停滞貯留槽内で、以下の条件でのコレラ酢酸メチル (ClCH2COOCH3) の半減期、加水分解度、濃度を計算します。 a) 1 時間。 b) 初期濃度が 0.001 mg/l の場合、貯留槽に入ってから 1 日後。 クロロ酢酸メチルの加水分解の速度定数を表に示します。
解決：
質量作用の法則によれば、加水分解速度は次のようになります。
ここで、kHYDR は加水分解速度定数 s-1 です。
汚染物質濃度 – 汚染物質の濃度。
天然水には微量の汚染物質が存在するため、加水分解は擬似一次反応と考えることができます。 それらの濃度と比較すると、水の濃度ははるかに大きく、実質的には変化していないと考えられます。
加水分解定数は次の式を使用して計算されます。
どこ https://pandia.ru/text/80/127/images/image020_5.png" width="12" height="19"> – 酸加水分解、中性環境での加水分解、およびアルカリ加水分解の速度定数 (付録の表を参照) );
СH+. – 水素イオンの濃度、mol/l;
СOH – 水酸化物イオンの濃度、mol/l。
問題の条件によれば、pH = 6.9 なので、水素イオンの濃度と水酸化物イオンの濃度を求めることができます。
水素イオンの濃度 (mol/l) は次のとおりです。
CH+。 = 10 – pH = 10-6.9 = 1.26・10-7。
水素とヒドロキシル指示薬の合計は常に一定です
したがって、pH がわかれば、ヒドロキシル指数と水酸化物イオンの濃度を知ることができます。
pOH = 14 – pH = 14 – 6.9 = 7.1
水酸化物イオンの濃度 (mol/l) は次のとおりです。
COH - = 10 – pOH = 10-7.1 = 7.9 10-8。
クロロ酢酸メチルの加水分解定数は次のとおりです。
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。
一次反応における物質の半減期 τ0.5 は次のようになります。
https://pandia.ru/text/80/127/images/image037_1.png" width="155" height="47">秒 = 2 時間。
汚染物質の変換度 (加水分解度) は、次の方程式を使用して計算できます。
β = (C0 – C)/C0 = 1 – e-kτ。
クロロ酢酸メチルがリザーバーに入ってから 1 時間後の加水分解度は次のようになります。
β = 1 – e-0.000096 · 3600 = 1 – 0.708 = 0.292 (または 29.2%)。
24 時間後の汚染物質の加水分解度は次のようになります。
β = 1 – e-0.000096 24 3600 = 1 – 0.00025 = 0.99975 (または 99.98%)。
クロロ酢酸メチルの現在の濃度は、その変換度 C = C0(1 – β) を知ることで決定できます。
クロロ酢酸メチルがリザーバーに入ってから 1 時間後の濃度は次のようになります。
C = C0(1 – β) = 0.001(1 – 0.292) = 0.001・0.708 = 7.08 10-4 mg/l。
24 時間後の汚染物質の濃度は次のようになります。
C = C0(1 – β) = 0.001(1 – 0.99975) = 0.001・0.00025 = 2.5 10-7 mg/l。
答え： クロロ酢酸メチルの半減期は 2 時間です。 汚染物質が貯水池に入ってから 1 時間後、その変換率は 29.2%、濃度は 7.08 10-4 mg/l になります。 汚染物質が貯水池に入ってから 1 日後、その変換度は 99.98%、濃度は 2.5×10-7 mg/l になります。
独立したソリューションのための 7 つのタスク
1. 廃水中の Cu2+ 濃度が 0.015 mg/l である場合、廃水排出地点から 500 m の距離における河川水中の Cu2+ イオンの濃度を計算します。 河川の流速は 0.25 m/s、体積流量は 70 m3/s、河川の深さは 3 m、河川の蛇行係数は 1.2 です。 排水は海岸から排出されます。 廃水の体積流量は 0.05 m3/s です。 Cu2+ のバックグラウンド濃度は 0.010 mg/l です。
2. 廃水中の NH4+ 濃度が 0.25 mg/l の場合、廃水排出地点から 800 m 離れた河川水中の NH4+ イオンの濃度を計算します。 河川の流速は 0.18 m/s、体積流量は 50 m3/s、河川の深さは 1.8 m、河川の蛇行係数は 1.2 です。 排水は海岸から排出されます。 廃水の体積流量は 0.04 m3/s です。 NH4+ のバックグラウンド濃度は 0.045 mg/l です。
3. 廃水中の Al3+ 濃度が 0.06 mg/l の場合、廃水排出地点から 500 m 離れた場所の河川水中の Al3+ イオンの濃度を計算します。 河川の流速は 0.25 m/s、体積流量は 70 m3/s、河川の深さは 3 m、河川の蛇行係数は 1.0 です。 排水は海岸から排出されます。 廃水の体積流量は 0.05 m3/s です。 Al3+ のバックグラウンド濃度は 0.06 mg/l です。
4. 廃水中の Fe3+ 濃度が 0.55 mg/l である場合、廃水排出地点から 300 m の距離における河川水中の Fe3+ イオンの濃度を計算します。 河川の流速は 0.20 m/s、体積流量は 65 m3/s、川の深さは 2.5 m、河川の蛇行係数は 1.1 です。 排水は海岸から排出されます。 廃水の体積流量は 0.45 m3/s です。 Fe3+ のバックグラウンド濃度は 0.5 mg/l です。
5. 排水中の SO42- 濃度が 105.0 mg/l の場合、排水排出地点から 500 m 離れた河川水中の硫酸イオン濃度を計算します。 河川の流速は 0.25 m/s、体積流量は 70 m3/s、河川の深さは 3 m、河川の蛇行係数は 1.2 です。 排水は海岸から排出されます。 廃水の体積流量は 0.05 m3/s です。 SO42- のバックグラウンド濃度は 29.3 mg/l です。
6. 排水中の Cl - 濃度が 35.0 mg/l の場合、排水排出地点から 500 m 離れた河川水中の塩素イオン濃度を計算します。 河川の流速は 0.25 m/s、体積流量は 70 m3/s、河川の深さは 3 m、河川の蛇行係数は 1.0 です。 排水は海岸から排出されます。 廃水の体積流量は 0.5 m3/s です。 SO42- のバックグラウンド濃度は 22.1 mg/l です。
7. 廃水中の Cu2+ 銅イオンの濃度は 0.02 mg/l です。 廃水の体積流量が 0.05 m3/s の場合、廃水排出サイトからどのくらいの距離で Cu2+ 濃度がバックグラウンド レベルを 10% 超えますか? 河川の流速は 0.15 m/s、体積流量は 70 m3/s、河川の深さは 3 m、河川の蛇行係数は 1.2 です。 排水は海岸から排出されます。 Cu2+ のバックグラウンド濃度は 0.010 mg/l です。
8. 大気からの乾式堆積の結果、直径 50 ミクロン、密度 2500 kg/m3 のエアロゾル粒子が深さ 1.5 m の流動貯留層に入りました。 水の流速は０．８ｍ／ｓ、水の粘度は１・１０−３Ｐａ・ｓ、水の密度は１０００ｋｇ／ｍ３である。 流れによって運ばれたこれらの粒子は、底に沈むまでにどのくらいの距離を移動するのでしょうか?
9. 大気からの湿った堆積の結果、直径 20 ミクロン、密度 2700 kg/m3 のエアロゾル粒子が深さ 3.0 m の流動貯留層に入りました。 水の流速は0.2m/s、水の粘度は1・10-3Pa・s、水の密度は1000kg/m3です。 流れによって運ばれたこれらの粒子は、底に沈むまでにどのくらいの距離を移動するのでしょうか?
10. 大気からの乾式堆積の結果、直径 40 ミクロン、密度 2700 kg/m3 のエアロゾル粒子が深さ 2.0 m の流動貯留層に入りました。 水の流速は０．２５ｍ／ｓ、水の粘度は１・１０−３Ｐａ・ｓ、水の密度は１０００ｋｇ／ｍ３である。 貯留層の流れ方向の長さは 5000 m ですが、これらの粒子は貯留層の底に沈むのでしょうか、それとも流れによって貯留層の境界を越えて運ばれるのでしょうか?
11. 粒子密度が 2600 kg/m3 の場合、廃水が流れる貯水池に入る懸濁粒子の直径を計算します。この粒子は、廃水排出点から 200 m の貯水池の底に沈降します。 水の流速は０．６ｍ／ｓ、水の粘度は１・１０−３Ｐａ・ｓ、水の密度は１０００ｋｇ／ｍ３である。 貯水池の深さは1.8メートルです。
12. 事故の結果、ヘキサンが貯留層の表面に広がりました。 20℃、30℃、40℃におけるヘキサンの飽和蒸気圧は、それぞれ15998.6 Pa、24798.0 Pa、37063.6 Paです。 温度 15°C でのヘキサンの飽和蒸気圧をグラフで求めます。 風速1m/sの場合の式を使用して、15℃におけるヘキサンの蒸発速度を計算します。 0℃での空気の密度は1.29 kg/m3、15℃での空気の粘度は18・10−6 Pa・s、水面上にヘキサンによって形成されるスポットの直径は100 mです。
13. 事故の結果、トルエンが貯留層の表面に広がりました。 20℃、30℃、40℃におけるトルエンの飽和蒸気圧は、それぞれ3399.7 Pa、5266.2 Pa、8532.6 Paです。 温度 25°C におけるトルエンの飽和蒸気圧をグラフで求めます。 風速2m/sの場合の式を用いて、25℃におけるトルエンの蒸発速度を計算します。 0℃での空気の密度は1.29kg/m3、25℃での空気の粘度は20・10−6Pa・s、水面上のトルエンによるスポットの直径は200μmです。
14. 事故の結果、貯水池の表面全体に広がりました メートル-キシレン。 飽和蒸気圧 メートル 20℃および30℃における-キシレンは、それぞれ813.3Paおよび1466.5Paです。 飽和蒸気圧を求める メートル-キシレン、温度 25°C、化学反応の等圧線方程式の積分形式を使用。 蒸発速度の計算 メートル風速が 5 m/s の場合、式に従って 25°C のキシレン。 0℃での空気密度は1.29kg/m3、25℃での空気の粘度は20・10−6Pa・s、形成されるスポットの直径は20・10−6Pa・sです。 メートル-水面上のキシレン、500メートルに相当します。
15. ベンゼンを誤って実験台にこぼしてしまいました。 20℃および30℃におけるベンゼンの飽和蒸気圧は、それぞれ9959.2および15732.0Paです。 化学反応の等圧線方程式の積分形式を使用して、温度 25°C でのベンゼンの飽和蒸気圧を求めます。 大気中への有害物質の排出量の決定方法を使用して、25℃におけるベンゼンの蒸発速度を計算します。 ベンゼンによりテーブル表面に形成されるスポットの直径は0.5μmです。 MPC値を超えてしまうことはありますか？ h.(C6H6) = 5 mg/m3 部屋の容積が 200 m3 の場合、ベンゼン流出後 15 分後?
16. クロロベンゼンを誤って実験台にこぼしてしまいました。 20℃および30℃におけるクロロベンゼンの飽和蒸気圧は、それぞれ1173.2Paおよび199.8Paです。 化学反応の等圧線方程式の積分形式を使用して、温度 25°C におけるクロロベンゼンの飽和蒸気圧を求めます。 大気中への有害物質排出量測定方法を用いて、25℃におけるクロロベンゼンの蒸発速度を計算します。 クロロベンゼンによりテーブル表面に形成されるスポットの直径は0.3μmです。 MPC値を超えてしまうことはありますか？ h.(C6H5Cl) = 50 mg/m3 部屋の容積が 150 m3 の場合、クロロベンゼン流出から 10 分後?
17. 事故の結果、オクタン、トルエン、および メートル- 重さ1000kgのキシレン。 混合組成（質量分率）：オクタン - 0.3; トルエン - 0.4; メートル-キシレン - 0.3。 オクタン、トルエン、およびトルエンの飽和蒸気圧 メートル-キシレンは20℃で1386.6です。 それぞれ3399.7Paと813.3Pa。 大気中への有害物質の排出量を決定する方法を使用して、20°C での炭化水素の蒸発速度を計算します。 水面上の炭化水素の混合物によって形成されるスポットの直径が 10 m である場合、1 時間後の混合物の組成 (質量分率) を決定します。 風速は1m/sです。
18. 事故の結果、ベンゼン、トルエン、 メートル- 重さ1000kgのキシレン。 混合物の組成（質量分率）：ベンゼン - 0.5; トルエン - 0.3; メートル-キシレン - 0.2。 ベンゼン、トルエン、およびトルエンの飽和蒸気圧 メートル-キシレンは20℃で9959.2です。 それぞれ3399.7Paと813.3Pa。 大気中への有害物質の排出量を決定する方法を使用して、20°C での炭化水素の蒸発速度を計算します。 水面上の炭化水素の混合物によって形成されたスポットの直径が 12 m である場合、1 時間後の混合物の組成 (質量分率) を決定します。 風速は0.5m/sです。
19. 3.5% (重量) の有機炭素を含む懸濁粒子によって吸着された 2,3,7,8-Cl4-ジベンゾジオキシンの割合を計算します。 貯留層の底層の浮遊粒子の濃度は 12,000 ppm です。 オクタノール-水系 KO-B における 2,3,7,8-Cl4-ジベンゾジオキシンの分配係数は 1.047・107 です。
20. 4% (重量) 有機炭素を含む懸濁粒子によって吸着された 1,2,3,4-Cl4-ジベンゾジオキシンの割合を計算します。 貯留層の底層の浮遊粒子の濃度は 10,000 ppm です。 オクタノール-水系 KO-B における 1,2,3,4-Cl4-ジベンゾジオキシンの分配係数は 5.888・105 です。
21. 10% (重量) の有機炭素を含む懸濁粒子によって吸着されたフェノールの割合を計算します。 貯留層の底層の浮遊粒子の濃度は 50,000 ppm です。 オクタノール-水系 KO-B におけるフェノールの分配係数は 31 です。
22. 0.01 mg/l Pb2+ イオンを含む廃水が体積流量 50 m3/s で流れる貯水池に入ると、PbSO4 沈殿物の形成が発生しますか? 廃水の体積流量は 0.05 m3/s です。 SO42- のバックグラウンド濃度は 30 mg/l です。 混合係数 γ が 1∙10−4 であるとします。 PR(PbSO4) = 1.6 10−8。
23. 0.7 mg/l Fe3+ イオンを含む廃水が体積流量 60 m3/s で流れる貯水池に入ると、Fe(OH)3 沈殿物が形成されますか? 廃水の体積流量は0.06m3/sです。 pH = 7.5。 混合係数 γ が 4∙10−4 であるとします。 PR(Fe(OH)3) = 6.3 10−38。
24. 加水分解の程度と、pH = 7.5 の停滞した貯留層内で T = 298 K におけるクロロホルム (CHCl3) の濃度を計算します。 a) 1 日後。 b) 1 か月。 c) 初期濃度が 0.001 mg/l の場合、貯留層に入ってから 1 年後。 クロロホルム加水分解の速度定数を表に示します。
25. pH = 8.0 の停滞リザーバ内で、T = 298 K での加水分解の度合い (変換度) とジクロロメタン (CH2Cl2) の濃度を次のように計算します。 a) 1 日。 b) 1 か月。 c) 初期濃度が 0.001 mg/l の場合、貯留層に入ってから 1 年後。 ジクロロメタンの加水分解の速度定数を表に示します。
26. pH = 8.0 の停滞貯留層内で、T = 298 K での加水分解度 (変換度) とブロモメタン (CH3Br) の濃度を次のように計算します。 a) 1 日。 b) 1 か月。 c) 初期濃度が 0.005 mg/l の場合、貯留層に入ってから 6 か月後。 ブロモメタンの加水分解の速度定数を表に示します。
27. ゆっくりと流れるリザーバー内の酢酸エチルの濃度は、どのくらいの時間が経過すると次の値になります。 a) 初期濃度の半分。 b) 初期濃度の 10%。 c) 元の濃度の 1%? T= 298K。 pH = 6.5。 酢酸エチルの加水分解の速度定数を表に示します。
28. 何時間後、静水域内の酢酸フェニルの濃度は以下と等しくなります。 a) 初期濃度の半分。 b) 初期濃度の 10%。 c) 元の濃度の 1%? T= 298K。 pH = 7.8。 酢酸フェニルの加水分解の速度定数を表に示します。
29. 停滞したリザーバー内の安息香酸フェニルの濃度は、どれくらいの時間が経過すると次の値になります。 a) 初期濃度の半分。 b) 初期濃度の 10%。 c) 元の濃度の 1%? T= 298K。 pH = 7.5。 安息香酸フェニルの加水分解の速度定数を表に示します。
30. BOD5 と BODtotal の値が実験的にそれぞれ 3.0 と 10.0 mgO2/dm3 であると決定された場合、天然水の生体酸化定数 k* と汚染物質の半分が除去される時間を計算します。
31. BOD5 と BODtotal の値がそれぞれ 1.8 と 8.0 mgO2/dm3 であると実験的に決定された場合、天然水の生体酸化定数 k* と汚染物質の半分が除去される時間を計算します。
32. 天然水サンプルのインキュベーション 13 日目に総 BOD が観察されることが実験的に確立されている場合、天然水における生体酸化速度定数 k* を計算します。 この場合、BODtotal の何パーセントが BOD5 ですか?
33. 天然水サンプルのインキュベーション 18 日目に総 BOD が観察されることが実験的に確立されている場合、天然水における生体酸化速度定数 k* を計算します。 この場合、BODtotal の何パーセントが BOD5 ですか?
34. 自然曝気を行った池でフェノールが完全に酸化するまでの時間は 50 日でした。 フェノールの初期濃度が 20 μg/l である場合、この池内のフェノールの生物酸化速度定数 k* と 10 日後の濃度を計算します。
35. 自然曝気を行った池でトルエンが完全に酸化するまでの時間は 80 日でした。 トルエンの初期濃度が 50 μg/l の場合、この池内のトルエンの生物酸化速度定数 k* と 30 日後の濃度を計算します。
36. CODを計算します。 酢酸。 1・10−4 mol/L酢酸を含む天然水のCODを計算します。 BODtotalを計算します。 この水の場合、BODtotal: COD = 0.8: 1. 計算します。
37. フェノールの初期濃度が 0.010 mg/l であった場合、停滞した貯水池に入ってから 1 日後の水中のフェノールの濃度を測定します。 フェノールの変換は主に RO2 ラジカルによる酸化の結果として起こると考えてください。 RO2 の定常状態の濃度は 10-9 mol/l です。 反応速度定数は 104 mol l-1 s-1 です。
38. ホルムアルデヒドの初期濃度が 0.05 mg/l であった場合、ゆっくりと流れる貯水池に入ってから 2 日後の水中のホルムアルデヒドの濃度を測定します。 ホルムアルデヒドの変換は主に RO2 ラジカルによる酸化の結果として起こると考えてください。 RO2 の定常状態の濃度は 10-9 mol/l です。 反応速度定数は 0.1 mol l-1 s-1 です。
応用
表 - T=298Kにおけるいくつかの有機物質の加水分解の速度定数
物質 | 製品 加水分解 | 加水分解定数 |
||
|
l mol-1 s-1 |
l mol-1 s-1 |
|||
酢酸エチル | CH3COOH + C2H5OH | |||
クロロ酢酸メチル | СlCH2COOH + CH3OH | |||
酢酸フェニル | CH3COOH + C6H5OH | |||
安息香酸フェニル | C6H5COOH + C6H5OH | |||
塩化物 CH3Cl | ||||
ブロモメタン CH3Br | ||||
ジクロロメタン CH2Cl2 | ||||
トリクロロメタン CHCl3 |
水域の自己浄化
水生生態系が機能している間、その構成要素間では物質とエネルギーの交換が継続的に行われます。 この交換は本質的に周期的であり、物理的、化学的、生物学的要因の影響下で有機物、特にフェノールの変換を伴い、さまざまな程度の閉鎖を伴います。 変換中に、複雑な有機物質が単純なものに徐々に分解され、単純な物質が複雑な有機物質に合成されることがあります。 水生生態系に対する外部影響の強さとプロセスの性質に応じて、水生生態系はバックグラウンド状態 (自己浄化) に回復するか、水生生態系は別の安定した状態に移行します。生物および非生物成分の定量的および定性的指標。 外部の影響が水生生態系の自己調整能力を超えると、その破壊が発生する可能性があります。
天然水の自己浄化は、継続的に発生する変換プロセスに外部ソースから入ってくる物質が関与することによって実行され、その結果、受け取った物質は予備基金に戻されます。
物質の変換は、物理的、化学的、生物学的メカニズムを区別できるさまざまな同時進行プロセスの結果です。 各メカニズムの寄与の大きさは、不純物の性質と特定の生態系の特性によって異なります。
生化学的な自己浄化。
生化学的自己浄化は、水生生物によって行われる物質の変換の結果です。 原則として、生化学的メカニズムが自己浄化のプロセスに主に寄与し、水生生物が抑圧された場合（たとえば、有毒物質の影響下）にのみ、物理化学的プロセスがより重要な役割を果たし始めます。 有機物質の生化学的変換は、有機物質が栄養ネットワークに組み込まれた結果として発生し、生産と破壊の過程で行われます。
特に 重要な役割遊ぶ 一次生産、それは貯留層内のプロセスの大部分を決定するためです。 有機物の新たな形成の主なメカニズムは光合成です。 ほとんどの水生生態系では、植物プランクトンが主要な生産者です。 光合成の過程で、太陽エネルギーはバイオマスに直接変換されます。 この反応の副産物は、水の光分解によって生成される遊離酸素です。 光合成に加えて、植物は酸素を消費する呼吸プロセスを経ます。
自浄作用の化学メカニズム。
光分解は、物質の分子が吸収した光の影響下でその分子が変化することです。 光分解の特別な場合には、光化学解離 (粒子がいくつかのより単純な粒子に崩壊すること) と光イオン化 (分子がイオンに変化すること) があります。 太陽放射の総量のうち、約 1% が光合成に使用され、5% から 30% が水面で反射されます。 太陽エネルギーの主要部分は熱に変換され、光化学反応に関与します。 太陽光の最も効果的な部分は紫外線です。 紫外線は厚さ約10cmの水の層に吸収されますが、乱流混合によりより深い層に浸透する可能性があります。 水域。 光分解を受ける物質の量は、物質の種類と水中の濃度によって異なります。 水域に流入する物質のうち、腐植物質は比較的急速に光化学分解されやすい。
加水分解は、さまざまな物質と水の間のイオン交換反応です。 加水分解は主要な要因の 1 つです 化学変化水域内の有機物質。 このプロセスの定量的な特徴は加水分解の程度であり、これは分子の加水分解された部分と全塩濃度の比として理解されます。 ほとんどの塩の場合、それは数パーセントであり、希釈と水温が増加すると増加します。 有機物質も加水分解を受けます。 この場合、加水分解による切断は、ほとんどの場合、炭素原子と他の原子との結合を通じて起こります。
効果的な自己浄化方法の 1 つは、水生環境の酸化還元成分と相互作用する際の酸化還元反応による汚染物質の変換です。
系内で Red-Ox 変換が起こる可能性は、その酸化還元電位 (E h) の値によって特徴付けられます。 天然水の Eh 値は、遊離 O 2 、H 2 O 2 、Fe 2+ 、Fe 3+ 、Mn 2+ 、Mn 4+ 、H + 、有機化合物およびその他の「電位設定成分」の影響を受けます。 天然水では、Eh は通常 +0.7 ～ -0.5V の範囲になります。 酸素で飽和した地表水と地下水は、ほとんどの場合、+0.150 ～ +0.700V の E h 間隔によって特徴付けられます。 研究によると、フェノールから天然貯留層が自己浄化されるプロセスでは、天然起源の H 2 O 2 と貯留層に存在するさまざまな価数の金属イオンが関与する酸化還元変換が重要な役割を果たしています。 天然水では、H 2 O 2 の定常濃度は 10 -6 ～ 10 -4 mol/l の範囲にあります。 過酸化水素は、均質な環境において分子状酸素の関与による光化学プロセスおよび酸化プロセスにより生成されます。 H 2 O 2 の分解は主に触媒量の金属イオンと太陽光によって決まるため、その速度は初期濃度にはほとんど依存しません。
自浄作用の物理的メカニズム。
大気と水の界面でのガス交換。 このプロセスのおかげで、大気中に埋蔵量のある物質が水域に入り、これらの物質は水域から埋蔵量に戻されます。 ガス交換の重要な特殊なケースの 1 つは、大気再曝気のプロセスです。これにより、酸素の大部分が水域に入ります。 ガス交換の強度と方向は、水中のガス濃度の飽和濃度 C からの偏差によって決まります。飽和濃度の値は、物質の性質と性質によって異なります。 体調水域内の温度と圧力。 Cs よりも高い濃度では、ガスは大気中に蒸発し、Cs よりも低い濃度では、ガスは水塊に吸収されます。
吸着とは、浮遊物質、底質、水生生物の表面による不純物の吸収です。 非解離分子状態にあるコロイド粒子やフェノールなどの有機物質が最も強力に吸着されます。 このプロセスは吸着現象に基づいています。 吸着剤の単位質量当たりの物質の蓄積速度は、その物質の不飽和度および水中の物質の濃度に比例し、吸着剤中の物質の含有量に反比例します。
沈降と再懸濁。 水域には常に、無機および有機由来の一定量の浮遊物質が含まれています。 沈降は、浮遊粒子が重力の影響下で底に落ちる能力によって特徴付けられます。 底質から粒子が浮遊状態に移行するプロセスを再懸濁といいます。 これは乱流速度の垂直成分の影響下で発生します。
したがって、収着および酸化還元プロセスは、自然貯留層の自己浄化において重要な役割を果たします。
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連邦教育科学庁
マリ州立工科大学
環境管理学科
コースワーク
分野: 環境影響評価の生態学的基礎
次のトピックについて パターンそのもの水域における水の浄化
完了: アート。 グラム PO-41 コナコバ M.E.
チェック者: A.I. クヴァストゥノフ准教授
ヨシュカル・オラ
導入
1 環境影響評価の考え方、段階
1.1 EIAの概念
1.2 環境影響評価手順の段階
1.3 地表水への影響評価
2 EIA の技術仕様を作成する際の情報源
3 処理施設の効率性を評価する指標
4 地域の景観構造に応じた水質汚染の原因
5 水域内の水の自己浄化の基本プロセス
6 水域の自己浄化プロセスを強化するための措置
結論
参考文献
導入
いつの時代も、水は生命の貴重な潤いであると考えられていました。 そして、川、池、湖から水を汲み上げ、一滴もこぼさないようにロッカーアームに乗せて家まで数キロ運ばなければならなかった時代ははるか昔のことですが、人々は今でも水を丁寧に扱い、清潔さに気を配っています。自然の貯水池、井戸、ポンプ、給水システムの良好な状態について。 業界のニーズはますます高まっているため、 農業淡水では、既存の水資源を保全するという深刻な問題が発生します。 結局のところ、統計データが示すように、地球上には人間のニーズを満たすのに適した水はそれほど多くありません。 地球の表面の70％以上は水で覆われていることが知られています。 その約95％は海や海洋から来ており、4％は北極と南極の氷から来ており、川や湖からの淡水はわずか1％です。 重要な水源は地下、時には深いところにあります。
20 世紀は、世界の人口の集中的な増加と都市化の発展を特徴としています。 人口1000万人を超える巨大都市が出現した。 産業、交通、エネルギーの発展、農業の工業化により、環境に対する人為的影響は地球規模になっています。 環境保護対策の効率の向上は、主に、資源節約、低廃棄物および非廃棄物の技術プロセスの広範な導入、および大気汚染と水質汚染の削減に関連しています。
環境保護は非常に多面的な問題であり、その解決策は、特に人口密集地域や工業企業の経済活動に関わるほぼすべての専門分野のエンジニアや技術労働者によって取り組まれており、環境保護は主に環境汚染の原因となる可能性があります。空気と水の環境。
国連会議宣言における 環境我が国も署名した開発条約（リオデジャネイロ、1992年6月）は、 一般原理自然保護に対する法的アプローチ。 すべての州は厳格であると同時に合理的な環境法を制定すべきであると指摘した。 現在、ロシアでは自然環境の法的保護制度が創設されている。これは、自然環境の保全、自然環境の合理的利用などの措置を実施することを目的として、国家によって定められた一連の法規範とその実施の結果生じる法的関係である。天然資源を活用し、現在および将来の世代の利益のために人間の生活環境の健康を改善します。
自然の法的保護を実施するメカニズムの 1 つは環境影響評価であり、これは合理的な環境管理と環境保護のための最も効果的な管理手段であり、最終的にはロシアの環境問題を解決するはずです。
で 連邦法 2002 年 1 月 10 日付の「環境保護について」第 6 章（第 32 条、第 33 条）は、環境影響評価と環境影響評価に特化しています。 これらの手順は、この活動の対象者の所有形態や所属部門に関係なく、環境に直接的または間接的に影響を与える可能性のある計画された経済活動またはその他の活動に関して必須の措置です。 環境影響評価と環境影響評価は、影響評価と環境影響評価という単一の法的機関の相互に関連する要素です。
1 環境影響評価の考え方、段階
1 . 1 EIAの概念
これまでのところ、環境影響評価 (EIA) を規制する現在のロシアの唯一の規制文書は、「ロシア連邦における環境影響評価について」規則 (1994 年 7 月 18 日付ロシア天然資源省命令第 222 号により承認) である。この規定では、環境への影響の評価を「社会の社会経済的発展に関する準備と決定を行う際に、必要かつ十分な措置を特定し実行するために、ロシア連邦の法律の環境要件を考慮する手順」と定義しています。社会活動にとって受け入れがたい経済活動またはその他の活動の実施によって起こり得る環境および関連する社会的、経済的およびその他の影響を防止する。」
一見すると、互いに似ている概念でも、意味上の違いがいくつかあります。
EIA は、最適なソリューションを (設計中に) 準備する際に、環境要件 (または正当化 - 情報尺度) を「考慮するための手順」です。
EIA の核心は、提案された活動の影響を研究し、その活動が環境と人間の健康に及ぼす影響を予測するプロセスです。
EIA の目的は、必要な環境対策を特定して採用 (つまり開発) することです。
EIA の結果は、環境評価のために提出された文書の一部です。 これらは、計画された活動の環境への影響の規模と性質、その実施の代替案、活動の実際の結果の評価などに関する情報によって形成されます。また、活動の監視と環境制御の基礎としても機能します。実装されています。
現在のロシアの法律における EIA の任務は依然として事実上開示されていないが、一般に次のように定式化することができる: (決定準備の段階で) 包括的、客観的、 科学研究審査対象を、その審査対象に定められた対策の有効性、完全性、正当性、十分性、環境リスクの程度の判断の正しさ、計画または進行中の活動の危険性の観点から分析する。環境への悪影響（ES）をもたらさない生産力の配置と開発による環境状況の状態と起こり得る変化に関する情報に基づいた環境予測を提供する（つまり、環境に有害な影響が発生する可能性を判断する）そして起こり得る社会的、経済的、環境的影響。
1 . 2 環境影響評価手順の段階
2000 年 5 月 16 日付ロシア生態学国家委員会命令第 372 号によって承認された、ロシア連邦における計画された経済活動およびその他の活動の環境への影響の評価に関する規則では、次の評価段階が規定されています。
1. EIA を実施するための技術仕様の通知、予備評価、および準備。
2. 計画された経済活動およびその他の活動に関する EIA 調査を実施し、関連資料の暫定版を作成します。
3. 準備 最終版 EIAに関する資料。 EIA に関する原則、手順、その他の情報は、規制や文献に詳しく説明されています。
3.1. EIAを実施するための通知、予備評価、および技術仕様の準備
EIA の第 1 段階は、計画された活動のコンセプトの策定と同時に始まります。
EIA プロセスでは、この段階で次のタスクが解決されます。
1. 特定の地域の環境に対する追加の人為的負荷の可能性の特定。
2. 特定の地域における天然資源およびエネルギーの処理への関与の許容規模の決定。
3. 他の影響源の人為的負荷を軽減するなど、環境状況を改善する代替方法の検討。
4. 計画された活動を実施するためのプロジェクト提案書の作成。
5. 確立された内容の評価を実施するための技術仕様を作成します。
意図された活動の概念を開発するための基礎は、生産力の立地と発展のための計画、産業の立地と発展のための計画、およびそれらに代わる他の文書である可能性があります。
計画された活動の概念を開発する段階では、特定の対象に関してこれらの文書で定義された指標を達成する可能性が考慮され、環境への影響の可能性に関する質問がより詳細に検討されます。地域における実際の環境状況の動態を説明する。
この地域での活動の発展のための実際の代替案の特定、分析、評価を伴うプロジェクト計画の実施の必要性と実現可能性が実証されています。
この概念では必然的に、原材料とエネルギーの代替資源、二次原材料とエネルギー資源、生産廃棄物を評価し、将来の施設からの廃棄物の新たな応用分野を模索します。
他の人へ 重要な問題コンセプトは、事故や災害の影響を局地化して排除するという問題の解決を含め、環境の安全を確保することです。
コンセプトはプロジェクトの技術レベルの評価を提供し、施設の建設が完了するまでに時代遅れになる可能性のある技術的解決策を除外する必要があります。
計画された活動の概念を作成する際には、決定の進行性を評価することに特別な注意が払われます。 起こり得る変化技術的および経済的指標、環境への影響に関する業界の環境基準の強化、資源価格の変化、環境汚染に対する支払いなどです。
したがって、EIA は、計画された活動の顧客がプロジェクトまたはプログラムの実施に関する提案書 (計画された活動の概念) を作成するときに始まります。 この段階の結果に基づいて、顧客は次の内容を含む「意向通知」を作成します。
1) 提案された活動の計画、環境への影響の事前評価と環境対策の実施、これらの作業の年間計画の詳細を含む、計画された活動の性質に関する顧客の意向の予備リスト。インフラ施設等のリスト。
2) 検討中のプロジェクトに対する実際かつ実行可能な代替案のリスト (代替案の 1 つは必然的に活動の実行を拒否するという選択肢になります)。
予備 EIA の結果に基づいて、顧客は EIA を実施するための技術仕様を作成します。
技術仕様を作成する際、顧客は、OS 保護に関する特別に認可された機関の要件、およびその要求に対するプロセスの他の参加者の意見を考慮に入れます。 評価期間中は一般公開されます。 この課題は EIA 資料の一部です。
地方自治体および管理者は、顧客から「意向通知」を受け取り、検討した後、設計および調査の許可を顧客に発行します（または発行しません）。
3.2. EIA調査を実施し、関連資料の暫定版を作成する
EIA の第 2 段階の目的は、特定の地域の自然条件を考慮して、将来の経済施設またはその他の施設が環境に及ぼす可能性のあるすべての影響を特定することです。 研究は、実装代替案、活動目標、およびそれらを達成する方法を考慮して、技術仕様に従って顧客 (実行者) によって実行されます。
EIA の第 2 段階は、ロシア連邦の法律に準拠した、完全かつ信頼できる初期情報、測定、計算、評価の手段と方法の使用に基づいて、プロジェクト提案の環境側面の体系的かつ合理的な評価です。
この調査には、計画されている経済活動やその他の活動の特徴と、考えられる代替案（活動の中止を含む）を決定することが含まれます。 計画された活動によって影響を受ける可能性のある地域の状態の分析（自然環境の状態、人為的負荷の存在と性質など）。 代替案を考慮して、計画された活動が環境に及ぼす可能性のある影響を特定する。 活動による環境への影響の評価（リスク発生の確率、程度、性質、規模、分布地域、ならびに環境および関連する社会的および経済的影響の予測）。 マイナスの影響を軽減、軽減、または防止する対策の特定、その有効性および実施の実現可能性の評価。 環境に対する残留影響の重要性とその影響の評価。 提案された活動の環境への影響の評価に関する資料の暫定版（非専門家向けの概要を含む）およびその他の多くの問題の準備。
3.3. EIAに関する資料の最終版の作成
EIA の第 3 段階の目的は、EIS 段階を通過したプロジェクトを修正することです。 この段階で使用するために提案されているアプローチは、段階的に決定を下すことです。
1) 追加の科学的研究を必要としないプロジェクトの場合。
2) 軽微な調査のみを必要とするプロジェクトの場合。
3）広範な科学的研究を必要とする複雑で複雑なプロジェクト提案の場合。
多くのプロジェクト提案は、選択した地域または同様の自然条件を持つ地域ですでに行われているプロジェクトと類似して検討できます。 このような場合には、専門家の評価と類推の方法が使用されます。 資料の暫定版が分析され、議論段階の評価プロセスの参加者から受け取ったコメント、提案、情報が考慮されます。 評価資料の最終版には、公聴会（開催された場合）の議事録も含める必要があります。
環境影響報告書 (ESIS) は開発者レポートとして扱われます。 プロジェクトのドキュメント計画された活動の EIA で行われた作業に関するものであり、プロジェクト文書の一部として顧客によって提示されます。 EPZ は別の文書で作成され、以下が含まれます。
1) タイトルページ。
2) EIA に参加した組織および特定の開発者のリスト:
作業マネージャー、コーディネーター、
各セクションを担当する専門家、
環境および社会経済セクションを担当する専門家。
3) EIA のすべての段階で実施される調査の主なセクション:
計画された活動の実施の目的と必要性、
プロジェクト提案の技術分析、地域の自然条件と既存の技術的負荷の分析、
影響源と影響の種類の分析と評価、特に重要な公的立場の特定、環境的に重要な立場に関する環境変化の予測。
4) EIS の科学的調査、調査および公聴会に基づいて導き出された結論。
5) 環境への影響環境、公衆衛生、生活への影響。
6) 環境安全に従って、プロジェクト文書に記載された対策と活動を実施する顧客の義務、および全期間にわたるこれらの義務の履行を保証する ライフサイクル物体。
EPZ は、顧客によって EIA の議論に参加するすべての関係者、つまり以下の関係者に転送されます。
国家当局、管理および統制。
一般および利害関係者は、目的の活動の実施を決定する際に顧客が負う義務の履行を監視します。
資料の最終バージョンは顧客によって承認され、関連文書の作成に使用され、州および公的機関に提出されます。
1. 3 地表水への影響評価
地表水の状態の評価には、定量的および定性的な 2 つの側面があります。 どちらの側面も、人間を含む生物の生存にとって最も重要な条件の 1 つを構成します。
地表水の水質評価は比較的よく開発されており、立法、規制、政策文書に基づいています。
この分野の基本法はロシア連邦の水道法です。 水域の衛生的および疫学的要件は、第 2 条によって決定されます。 18 連邦法「国民の衛生的および疫学的福祉について」。 規制および指令文書には以下が含まれます。 1996 年 12 月 19 日ロシア連邦政府令第 1504 号「水域に対する MDV の最大許容有害影響の基準の手順および承認について」。 1998 年 12 月 17 日にロシア天然資源省の命令により承認された、地表水域における有害物質の最大許容濃度に関する基準の策定に関するガイドライン。 地表水域の MPE 基準開発ガイドライン。1999 年 2 月 26 日にロシア天然資源省、ロシア国家生態委員会によって承認された。地下水域および有害物質の MPC に関する MPE 基準開発ガイドライン。 ; 地下水域、1998 年 12 月 29 日にロシア天然資源省によって承認されました。 地表水を汚染から保護するための衛生規則および規制 (1988 年)、および既存の基準。
水資源（汚染を含む）の定量的側面の評価には 2 つの目的があります。 第一に、水資源における計画された活動のニーズを満たす可能性を評価する必要があり、第二に、他の物体や住民の生活のために残りの資源が取り出される可能性の影響を評価する必要があります。
このような評価には、水の供給源である水域の水文学的特徴とパターン、およびプロジェクトの実施に必要な水資源の既存の消費レベルと量に関するデータが必要です。
後者には、水消費量（不可逆的、循環的、季節的など）の技術的スキームも含まれており、計画された活動が水資源の量に与える直接的な影響を評価します。
しかし、最終的には水域の水文学的特性に影響を与える間接的な影響も非常に重要です。 間接的な影響には、河床の破壊（浚渫船や浚渫船などによる）、流域表面の変化（耕起、森林伐採）、建設中の堰き止め（洪水）や地下水の低下などが含まれます。 水資源の状態を評価するには、考えられるすべての種類の影響とそれが引き起こす結果を特定し、分析する必要があります。
地表水資源を評価するための基準として、2 つの最も包括的な指標が推奨されます。それは、特定の流域に関する地表 (河川) 流出量またはその状況の変化と、同時取水量です。
水資源不足を引き起こす最も一般的かつ重大な要因は水源の汚染であり、これは通常、ロスハイドロメットや水環境の状態を監視する他の部門の監視サービスからの観測データによって判断されます。
各水域には固有の自然な水化学的性質があり、これはその初期特性であり、貯水池内で発生する水文学的および水化学的プロセスの影響下で、また外部汚染の強度に応じて形成されます。 これらのプロセスの総合的な影響により、水域に流入する人為的汚染の有害な影響が中和され（水域の自己浄化）、水資源の質の持続的な悪化（汚染、詰まり、枯渇）が引き起こされる可能性があります。
各水域の自己浄化能力、つまり貯水池によって処理および中和できる汚染物質の量は、さまざまな要因に依存し、特定のパターンに影響されます（汚染された廃水を希釈する水の流入量、その温度、水温の変化）。季節ごとのこれらの指標、汚染物質成分の定性的組成など）。
水域の自然特性に加えて、水域の汚染の可能性を決定する主な要因の 1 つは、人為的活動の影響下で生じる初期の流体化学状態です。
水域の汚染状態の予測推定値は、既存の汚染レベルと、設計された施設の到着までに計画されている追加の汚染物質の量を合計することによって取得できます。 この場合、直接（水域への直接排出）源と間接（地表流出、地下流出、大気汚染など）源の両方を考慮する必要がある。
水質汚染の主な基準は最大許容濃度でもあり、その中には衛生基準（人体への影響に応じて規格化されている）と、水生物（水域の生物）を保護するために策定された漁業基準があります。 水域の住民は通常、人間よりも汚染に対して敏感であるため、後者は原則としてより厳格です。
したがって、貯水池は次の 2 つのカテゴリに分類されます。1) 飲用および文化目的。 2) 漁業目的。 最初のタイプの水域では、水の組成と性質は、最も近い水利用地点から 1 km の距離にある場所の基準に適合する必要があります。 漁業用貯水池では、流れがある場合は廃水の放出地点で、流れがない場合は放出点から 500 m 以内で、水質指標が確立された基準を超えてはなりません。
貯水池の水文学的および水化学的特性に関する主な情報源は、ロシア統一国家環境監視システムのネットワークで実施される観察資料です。
水域の状態に関する環境評価基準の中で重要な位置を占めているのが指標評価基準です。 で 最近生物指標は（伝統的な化学的および物理化学的方法とともに）地表水の質を評価する際に非常に普及しています。 試験対象物（甲殻類 - ミジンコ、藻類 - クロレラ、魚 - グッピー）の機能状態（行動）に基づいて、条件のクラスに従って水をランク付けし、基本的に水質の総合的な評価を行うことができ、また、飲料水およびその他の関連する生物相、目標に水を使用する可能性。 生物検査方法を使用する際の制限要因は、分析期間 (少なくとも 4 日間) と水の化学組成に関する情報の欠如です。
天然水の化学組成の複雑さと多様性、および汚染物質の量の増加により（飲料水および文化用水域には 1,625 種類を超える有害物質が存在し、漁業用水域には 1,050 種類以上の有害物質が存在する）ことに注意する必要があります。 ）、地表汚染水の包括的な評価のための方法が開発されており、基本的に 2 つのグループに分けられます。
1 つ目は、水化学的、水物理学的、水生物学的、微生物学的指標の組み合わせに基づいて水質を評価できる方法です。
水質は、汚染の程度に応じていくつかのクラスに分類されます。 ただし、異なる指標に基づく同じ水の状態が異なる水質クラスに割り当てられる可能性があり、これがこれらの方法の欠点です。
2 番目のグループは、多くの基本的な指標と水使用の種類によって決定される、水質の一般化された数値特性の使用に基づく方法で構成されます。 このような特性は、水質指数と汚染係数です。
水化学の実践では、水化学研究所で開発された水質評価方法が使用されます。 この方法により、水に含まれる汚染物質の総量とその検出頻度に基づいた水質汚染のレベルの組み合わせに基づいて、水質を明確に評価することができます。
提供された資料に基づき、関連文献に記載されている推奨事項を考慮して、地表水への影響評価を実施する際には、以下の事項を調査、分析し、文書化する必要があります。
1) 領土の水路上の特徴。
2) 水供給源の特徴、その経済的利用。
3) 自然条件下での生産ニーズに応じて地表水源から取水する可能性の評価（河川流量の規制なし、既存の河川流量規制を考慮）。
4) 取水口の位置、その特徴。
5）設計取水場所の水域の特性（水文学的、水化学的、氷、熱、水流の速度状況、堆積物状況、水路プロセス、危険な現象：渋滞、汚泥の存在）。
6) 取水のための衛生保護ゾーンの組織。
7) 施設建設中の水消費量、企業の水収支、水使用の合理性の評価。
8) 廃水の特性 - 汚染物質の流れ、温度、組成および濃度。
9) 施設の建設および運営中の廃水処理に関する技術的ソリューション - 簡単な説明治療施設および設備 ( 技術システム、タイプ、性能、主な設計パラメータ）、期待される洗浄効率。
10）水の再利用、給水のリサイクル。
11) 下水処理施設の汚泥の処分方法。
12) 廃水の排出 - 排出場所、 デザインの特徴リリース、廃水処理モード（排出頻度）。
13) 処理済み廃水の最大許容値の計算。
14) 廃水処理措置の実施中に残留する汚染の特徴（PDS に従って）。
15) 領土の再開発と植生層の除去の結果としての地表流出（液体および固体）の変化の評価、これらの変化が領土の水環境に及ぼす悪影響の特定。
16) 貯水池の生態系に対する取水の影響の影響を含む、建設および運営中の地表水への影響の評価。 事故を含む熱的、化学的、生物学的汚染。
17) 敷設に伴う水路プロセスの変化の評価 線状構造、橋、取水口の建設、および水生生物への影響を含むこの影響による悪影響の特定。
18) 計画施設の影響予測（取水量、処理排水の排出による残留汚染、変化量） 温度体制など） 水生植物動物相、水域の経済的およびレクリエーション利用、住民の生活条件。
19) 水域の状態を管理する組織。
20) 水保護対策の量と総コスト、その有効性と実施の優先順位（事故の影響を防止し排除するための対策を含む）。
2 EIA の技術仕様を作成する際の情報源
広報と参加は EIA のすべての段階で行われます。 環境影響評価資料の作成および審議への公衆の参加は、お客様の協力を得て地方公共団体または関連行政機関が主催し、お客様が保証します。
EIA の最初の段階で一般および他の参加者に通知するのは顧客によって行われます。 顧客は、連邦行政当局（連邦レベルでの審査対象）、ロシア連邦の構成主体の行政当局、およびEIA対象の実施が計画されている領域の地方自治体の公式刊行物への掲載を保証するものとします。次の情報: 計画された活動の名前、目標、および場所。 顧客またはその代理人の名前および住所。 およその日付 EIAを実施する。 公開討論を組織する責任を負う団体。 公開討論の予想される形式、およびコメントや提案を提出するための形式。 環境影響評価の技術仕様を入手できる条件と場所。 EIA 参加者への追加情報の提供は、ラジオ、テレビ、テレビなどで情報を広めることによって行うことができます。 定期刊行物、インターネットおよびその他の手段を介して。
情報の公開日から 30 日以内に、顧客 (請負業者) は一般からのコメントや提案を受け入れて文書化し、これらのコメントや提案は技術仕様を作成する際に考慮され、EIA 資料に反映されなければなりません。 顧客は、承認の瞬間から EIA プロセスの終了まで、EIA に関係する一般の人々やその他の参加者が技術仕様に確実にアクセスできるようにする義務があります。
顧客は、環境影響評価資料の暫定版を作成した後、その暫定版を公開する時期と場所、公開討論の日時と場所に関する情報を一般に提供しなければなりません。 この情報は、公開討論終了の 30 日前までにメディアに掲載されます。 環境影響評価に関する資料の暫定版は、検討とコメントのために一般公開され、30 日以内、公開討論 (公聴会) 終了の 2 週間前までに提出されます。
公開討論は以下の場所で開催される場合があります。 様々な形態あ：調査、公聴会、住民投票など。 公開討論の形式を決定する際には、計画されている経済活動やその他の活動が環境に及ぼす危険の程度、不確実性要因、公共の関心の程度を考慮する必要がある。
公聴会の開催手順は、地方公共団体が顧客（出演者）の参加と利害関係者の協力を得て決定します。 国民の参加に関するすべての決定は、議定書を作成することによって文書化されます。 議論の主な問題点と、一般の人々と顧客の間で意見の相違がある主題 (特定されている場合) を明確に示す必要があります。 このプロトコルには、行政当局および地方自治体、国民、公的機関 (協会)、および顧客の代表者が署名します。 公聴会の議事録は、計画されている経済活動やその他の活動による環境への影響の評価に関する資料の最終版に付録の 1 つとして含まれています。
EIA 資料の最終バージョンが承認された瞬間から、計画された活動の実施が決定されるまで、顧客はこれらの資料への公的アクセスを保証します。 市民や公的機関は、提案とそれに関するコメントを顧客に送信でき、顧客は公開討論終了後 30 日以内に文書を提出することが保証されます。 その後、提案とコメントは、州の環境評価の分野で特別に権限を与えられた州機関に送信される場合があります。
環境影響評価の資料の要件 影響評価の資料は、提案された活動が環境に及ぼす影響を評価する際に作成される一連の文書であり、環境影響評価のために提出される文書の一部です。
3 処理施設の効率性を評価する指標
廃水 - これらは、家庭用、工業用、またはその他のニーズに使用され、元の水を変えたさまざまな不純物で汚染された水です。 化学組成物理的特性、および降水や街路散水の結果として人口密集地域や工業企業の領域から流出する水。 種類と成分の起源に応じて、廃水は 3 つの主要なカテゴリに分類されます。
家庭（トイレ、シャワー、キッチン、風呂、ランドリー、食堂、病院から。それらは住宅や公共の建物、さらに家庭内施設や産業企業からも発生します）。
生産（品質要件を満たさなくなった技術プロセスで使用される水。このカテゴリの水には、採掘中に地表に汲み上げられた水が含まれます）。
大気（雨と溶け、大気中の水、街路灌漑、噴水、排水溝からの水が除去されます）。
この概念は実際にも使われています 都市廃水、生活排水と産業排水の混合物です。 生活排水、産業排水、および大気排水は、一緒にまたは別々に排出されます。
廃水は、未溶解状態、コロイド状態および溶解状態の有機および鉱物起源の不純物を含む複雑な不均一混合物です。
いくつかのパラメータは、その決定が必須の水質監視プログラムによって提供されています。
彩度水の色の強さを特徴づける水質の指標であり、有色化合物の含有量によって決定され、プラチナ-コバルトスケールで度数で表されます。 試験した水の色を標準と比較することによって決定されます。
透明度（光線透過率）色と濁りのため、つまり さまざまな色や懸濁した有機物質や鉱物物質が含まれています。
透明度に応じて、水は従来、透明、わずかに乳白色、乳白色、わずかに濁った、濁った、および高度に濁ったものに分類されます。
濁度- さまざまな起源の不溶性またはコロイド状の無機および有機物質によって引き起こされる微細な不純物の存在によって引き起こされます。 定性的決定は記述的に実行されます：弱い乳白色、乳白色、弱い、目立つ、および強い曇り。
匂い- これは、人間や動物の鼻腔粘膜に特定の刺激を引き起こす水の性質です。 水の匂いは、ポイントで測定される強さによって特徴付けられます。 水の臭いは、水生生物の生命活動、有機物質の生化学的分解、水に含まれる成分の化学的相互作用、さらには工業用、農業用、その他の成分との化学的相互作用の結果として、揮発性の臭気物質が水に侵入することによって引き起こされます。家庭排水。
浮遊固体水の透明度と水への光の浸透、温度、地表水の溶解成分の組成、有毒物質の吸着、堆積物の組成と分布、沈降速度に影響を与えます。
浮遊粒子の量を測定することは、廃水の生物学的および物理化学的処理プロセスを監視する場合、および自然貯留層の状態を評価する場合に重要です。
pH値- 水質の最も重要な指標の 1 つ。 水素イオンの濃度は、化学プロセスおよび生物学プロセスにとって非常に重要です。 発育と生命活動はpH値に依存する 水生植物、さまざまな形の元素の移動の安定性、金属やコンクリートに対する水の攻撃的な作用。 水の pH 値は、さまざまな形の栄養素の変換プロセスにも影響を与え、汚染物質の毒性を変化させます。
酸化還元電位- 溶液中のイオンの電荷の変化に関連する可逆的な化学プロセスにおける元素またはその化合物の化学活性の尺度。
塩化物- 高度にミネラル化された水の主な陰イオン。 地表水中の塩化物濃度は顕著な季節変動を受け、水全体の塩分濃度の変化と相関しています。
アンモニウム塩窒素- 天然水中のアンモニウムイオンの含有量は、窒素換算で 10 ～ 200 μg/dm 3 です。 汚染されていない地表水中のアンモニウムイオンの存在は、主にタンパク質物質の生化学的分解、アミノ酸の脱アミノ化、およびウレアーゼの作用による尿素の分解のプロセスに関連しています。 水域に流入するアンモニウムイオンの主な発生源は、畜産場、家庭廃水、アンモニア肥料使用時の農地からの地表流出、食品、林業、化学産業からの廃水です。
アンモニウムイオン濃度の増加は、水域の衛生状態の悪化、主に生活排水や農業排水による地表水や地下水の汚染過程を反映する指標として使用できます。
塩アンモニウムの最大許容濃度は、窒素については 0.4 mg/l です (制限危険指標は毒物学的です)。
硝酸塩- 硝酸塩の濃度を下げることを目的とした主なプロセスは、植物プランクトンと脱窒素細菌による硝酸塩の消費であり、酸素の不在下で硝酸塩酸素を使用して有機物質を酸化します。
地表水では、硝酸塩は溶解した形で存在します。 地表水中の硝酸塩濃度は顕著な季節変動の影響を受けます。生育期には最小となり、秋には増加し、窒素消費が最小限で有機物が鉱物物に分解される冬には最大に達します。 季節変動の振幅は、水域の富栄養化の指標の 1 つとして機能します。
MPC vr - 40 mg/l (NO3- の場合) または 9.1 mg/l (窒素の場合)。
亜硝酸塩- アンモニウムの硝酸塩への酸化、および逆に硝酸塩の窒素とアンモニアへの還元という細菌プロセスの連鎖における中間段階を表します。 同様の酸化還元反応は、曝気ステーション、給水システム、天然水自体でもよく見られます。
MPC vr - NO2- イオンの形で 0.08 mg/l、または窒素に関して 0.02 mg/l。
アルミニウム- 天然水中では、アルミニウムはイオン、コロイド、懸濁した形で存在します。 移行能力が低い。 それは、溶解状態またはコロイド状態で水中に見られる有機鉱物錯体を含む、かなり安定した錯体を形成します。
アルミニウムイオンは、多くの種の水生生物および人間にとって有毒です。 毒性は主に酸性環境で現れます。
アルミニウムの MPC は 0.5 mg/l (危険有害性の限界指標は衛生毒性学的)、MPC vr は 0.04 mg/l (危険有害性の限界指標は毒性学的) です。
BOD合計 - 総生化学的酸素要求量 (BOD 合計) は、硝化プロセスが始まる前に有機不純物を酸化するのに必要な酸素の量です。 アンモニア態窒素を亜硝酸塩や硝酸塩に酸化するために消費される酸素の量は、BOD を決定する際には考慮されません。
内陸の漁業用貯水池（カテゴリー I および II）の総生物化学的酸素要求量 BOD は、温度 20°C で 3 mg O 2 /l を超えてはなりません。
総鉄- 地表水中の鉄化合物の主な供給源は、岩石の機械的破壊と溶解を伴う、岩石の化学風化のプロセスです。 天然水に含まれる鉱物および有機物質との相互作用の過程で、鉄化合物の複雑な複合体が形成され、これらは水中に溶解、コロイドおよび懸濁状態で存在します。
鉄の最大許容濃度は 0.3 mg/l です (有害性の限界指標は感覚刺激です)。 MPC vr - 0.1 mg/l (制限危険指標 - 毒物学的)。
銅- 最も重要な微量元素の 1 つ。 銅の生理活性は、主に酸化還元酵素の活性中心に銅が含まれることに関連しています。
銅は、給水システムで使用される銅配管やその他の構造物の腐食によって発生する可能性があります。
銅の場合、最大許容濃度 (銅イオン) は 1 mg/l (限界危険指標は官能的)、最大許容濃度限界は 0.001 mg/l (限界危険指標は毒性) に設定されています。
ニッケル- 地表水では、ニッケル化合物は溶解状態、懸濁状態、およびコロイド状態にあり、その量的比率は水の組成、温度、pH によって異なります。 ニッケル化合物の吸着剤には、水酸化鉄、有機物質、高分散炭酸カルシウム、粘土などがあります。
ニッケルの MPC は 0.1 mg/l (限界危険指標は衛生毒物学的)、MPC vr は 0.01 mg/l (限界危険指標は毒物学的) です。
亜鉛 - 入り水中では、亜鉛はイオンの形、またはその鉱物および有機複合体の形で存在し、時には不溶性の形で存在します。
多くの亜鉛化合物は有毒であり、最も顕著なのは硫酸塩と塩化物です。 水生環境では、亜鉛の毒性は銅およびニッケルイオンによって増強されます。
Zn2+ の MAC は 5.0 mg/l (限界指標は感覚刺激性)、Zn2+ の MAC は 0.01 mg/l (害の限界指標は毒性) です。
2007 年のヨシュカルオラの下水処理施設における汚染物質の浄化効率.
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汚染物質の名前 |
受信SV |
精製SV |
% クリーニング |
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アンモニウムイオン |
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アルミニウム |
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BOD合計 |
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浮遊固体 |
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総鉄 |
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石油製品 |
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界面活性剤（陰イオン作用） |
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硫酸塩 |
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硫化物 |
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リン酸塩 (P による) |
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三価クロム |
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6価クロム |
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4 地域の景観構造に応じた水質汚染の原因
I. 大都市では、人為的悪影響が特に強いため、継続的な環境保護対策がなければ、河川渓谷を自然の状態で保存することは不可能です。
景観複合施設の敷地の品質の評価は、多くの自然パラメータに従って実行され、その中で、敷地の面積、生物多様性指数、人為的変化、耐環境性に対する脆弱性を強調することができます。 人為的負荷、歴史的価値、生態学的空間における位置、潜在的なレクリエーション価値。 現代の都市の条件では、地球生態学的および生物地球化学的条件によって特徴付けられる地域の生態学的状態も最も重要な要素になります。
環境条件は、検討対象の領域内の環境の状態を決定する一連の地質生態学的要因として理解されます。 これらには通常、気象気候の特徴、大気汚染、その地域の音響状況、工学地質学的および水文地質学的条件が含まれます。
生物地球化学的要因には以下が含まれます：土壌被覆の撹乱と汚染の程度、水路の水文学的状況の評価を含む地域の水文学的特徴、河床の変化の程度、地域の水質汚染のレベル。流域内の地表流出の河川およびその他の水力化学的指標。
これらすべてのパラメータを総合的に考慮することで、その地域の景観構造を包括的に説明することができます。
1) 地質生態学的要因の評価
A) 気象気候条件。背景特性の気象気候の変化と気象要素の再分布は、川の谷とその支流の地形、緑の覆いの性質によって決まり、気象条件に依存します。 レリーフの窪み - 川の氾濫原では、夜間、高気圧性の気象条件と放射冷却中に、より高い隣接する領域からの空気の流れとその停滞が注目され、霧と表面の反転が形成され、有害な不純物の蓄積に寄与します。突入時の大気の表層。
B) 大気の状態。 大気汚染は、敷地外にある産業施設や輸送施設からの汚染物質の排出によって発生しますが、大部分は隣接する領域からの大量の汚染空気の侵入によって発生し、背景汚染を引き起こします。 これらの要因の影響を総合すると、全体としての大気汚染の高レベルが決まります。
B) 地質環境。 地質構造は、次の遺伝的タイプの堆積物の分布によって特徴付けられます：テクノジェニックフィル土壌、現代および古代の沖積土、カバー、モレーン河川氷河、氷期のモスクワまたはドニエプル段階のモレーン堆積物、およびオカ-ドニエプル間氷期の河川氷河堆積物。
2) 生物地球化学的要因の評価
A) 覆土。土壌被覆の技術的汚染の焦点は、1 つの化学元素だけでなく、化学元素の複合体全体の過剰濃度を表しており、その累積的な影響は、累積された過剰濃度の合計である総濃度指数 (TCI) の値によって評価されます。バックグラウンドレベルより上の要素。 この指標の値に応じて、領土汚染のカテゴリが区別されます：許容可能、中程度に危険、危険、および非常に危険です。
B) 地表水。
B) 緑地。
総合環境アセスメント
A) 領土の景観構造。現在、自然の複合体は人為的影響により重大な変化を遂げています。 領土内での都市計画の変更によって機能が実質的に変化しておらず、場合によっては人為的介入が自然景観にとって有益であった複合施設群を特定することも可能です。 自然生態系が劣化したケースもあります。 氾濫原と河床に直接隣接する部分段丘の地域では、在来の植生がニレとヤナギを混ぜたカエデの植林に置き換えられ、変化は最も少なかった。 時間が経つにつれて、植栽はその美的魅力を失い、さらに、すでに生理学的老朽化に達しているため、再建措置が必要です。 その上 高度な密集した森林は犯罪状況の悪化に寄与しています。
住宅開発と工業開発が占める自然と領土の複合体は、大きな変化を遂げています。 このような複合施設の変化は、曖昧な都市計画効果をもたらします。 植生は、住宅地の固有の種類が開発の年齢に対応した文化的な植栽に置き換えられることによって特徴付けられます。 一般に、このような人工複合施設の状態は、緑地の劣化を引き起こした産業施設が占有する地域を除いて、満足のいくものである。
B) 川の再生可能性の分析。地域の生態学的状態の包括的な評価は、人為的負荷に対する自然複合体の耐性に関する景観生化学的研究、環境構成要素の状態の評価、およびその場所の都市計画の可能性の分析に基づいています。質問と隣接する市街地の一般的な都市計画の状況。
マイナスの自然要因には、追加の人為的負荷に対して不安定な急勾配や浸水地域の存在が含まれます。 マイナスの技術的要因としては、特定の地域での混雑度の高さ、住宅地、工業地帯、企業からの汚染され処理が不十分な廃水の影響が水域の水質に影響を与えることを考慮する必要があります。 したがって、貯水池の状態は文化施設やコミュニティ施設の要件を満たしていません。 さらに、高速道路沿いの過剰な大気汚染は、ほぼ全域で典型的です。
II. 水域は、景観地球化学システムの自然要素および自然技術要素であり、ほとんどの場合、ほとんどの移動技術物質の流出蓄積における最終的なリンクです。 景観地球化学システムでは、物質は地表と地下の流出によって高層から低高度へ輸送され、またその逆（低層から高層へ）が輸送されます。 高レベル） - 大気の流れによって、そして場合によっては生物の流れによってのみ（例えば、水中で起こる幼虫の発育段階の完了後に水域から昆虫が大量に出発する間など）。
最初の最も高度に位置するリンク (たとえば、局所的な流域表面を占める) を表す景観要素は地球化学的に自律しており、大気からの侵入を除いて、それらへの汚染物質の取り込みは制限されています。 地球化学系の下位段階を形成する景観要素（斜面や起伏の窪地に位置する）は、地球化学的に従属的または他律的な要素であり、大気からの汚染物質の流入とともに、地表水や地下水に伴う汚染物質の一部を受け取ります。地形の高地部分から - 地球化学カスケード。 この点に関して、自然環境中の移動により集水域で形成された汚染物質は、遅かれ早かれ主に地表水や地下水の流出とともに水域に入り、徐々に水域に蓄積します。
5 水域における水の自己浄化の基本プロセス
貯水池内の水の自己浄化は、相互に関連した一連の流体力学、物理化学、微生物学的、水生物学的プロセスであり、水域の元の状態の回復につながります。
物理的要因の中でも、入ってくる汚染物質の希釈、溶解、混合が最も重要です。 良好な混合と懸濁粒子濃度の低減が保証されます。 速い流れ記録。 貯水池の自己浄化は、汚染された水の沈降と同様に、不溶性の堆積物の底への沈降によって促進されます。 のある地域では、 温暖な気候川は汚染場所から 200 ～ 300 km 離れた場所で自然に浄化されます。 はるか北方- 2000 km後。
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5 水域内の水の自己浄化の基本プロセス
貯水池内の水の自己浄化は、水域の元の状態の回復につながる、相互に関連した一連の流体力学、物理化学、微生物学的、水生物学的プロセスです。
物理的要因の中でも、入ってくる汚染物質の希釈、溶解、混合が最も重要です。 川の流れが速いため、良好な混合と懸濁粒子の濃度の低下が保証されます。 貯水池の自己浄化は、汚染された水の沈降と同様に、不溶性の堆積物の底への沈降によって促進されます。 温暖な気候の地域では、川は汚染場所から200〜300キロメートル離れた後に自然に浄化され、極北では2000キロメートル離れた後に川が浄化されます。
水の消毒は太陽からの紫外線の影響下で行われます。 消毒効果は、微生物細胞の原形質のタンパク質コロイドや酵素、さらには胞子生物やウイルスに対する紫外線の直接的な破壊効果によって達成されます。
貯留層の自己浄化の化学的要因の中で、有機および無機物質の酸化に注目する必要があります。 貯留層の自己浄化は、酸化されやすい有機物に関連して、または有機物の総含有量によって評価されることがよくあります。
貯水池の衛生体制は、主に貯水池に溶けている酸素の量によって特徴付けられます。 第 1 タイプと第 2 タイプの貯水池では、年間を通じていつでも水 1 リットルあたり少なくとも 4 mg でなければなりません。 1 つ目のタイプには、企業への飲料水供給に使用される貯水池が含まれ、2 つ目のタイプには、水泳、スポーツ イベントに使用される貯水池、および人口密集地域内にある貯水池が含まれます。
に 生物学的要因貯留層の自己浄化には、藻類、カビ、酵母が含まれます。 しかし、植物プランクトンは、常に自己浄化プロセスに良い影響を与えるわけではありません。場合によっては、人工貯水池での藍藻の大規模な発生は、自己汚染のプロセスとみなされる可能性があります。
動物界の代表者は、細菌やウイルスからの水域の自己浄化にも貢献できます。 したがって、カキや他のいくつかのアメーバは、腸内ウイルスや他のウイルスを吸着します。 各軟体動物は 1 日あたり 30 リットル以上の水を濾過します。
水域の清潔さは、植物の保護なしには考えられません。 各貯水池の生態に関する深い知識と、そこに生息するさまざまな生物の発育を効果的に制御することによってのみ、河川、湖沼、貯水池の透明性と高い生物学的生産性が確保され、前向きな結果を達成することができます。
他の要因も水域の自己浄化プロセスに悪影響を及ぼします。 産業排水、栄養素（窒素、リンなど）による水域の化学汚染は、自然な酸化プロセスを阻害し、微生物を殺します。 火力発電所による温排水の排出についても同様です。
多段階のプロセス、場合によっては延長される 長い間– 油によるセルフクリーニング。 自然条件下では、石油から水を自己浄化する複雑な物理プロセスは、次のような多くの要素で構成されます。 塊の沈降、特に沈殿物や塵が多量に詰まった塊の沈降。 水柱の中に浮遊した塊がくっつくこと。 塊が浮遊して水と空気を含んだ膜を形成する。 沈降、浮遊、および混合による懸濁および溶解油の濃度の減少 きれいな水。 これらのプロセスの強さは、特定の種類の油の特性（密度、粘度、熱膨張係数）、水中のコロイドの存在、浮遊および輸送可能なプランクトン粒子など、気温、太陽照度によって異なります。
6 水域の自己浄化プロセスを強化するための措置
水の自己浄化は、自然界の水循環において不可欠な要素です。 水域の自己浄化中のあらゆる種類の汚染は、最終的には、老廃物や、それを餌とする微生物、植物、動物の死骸の形で濃縮され、底のシルト塊に蓄積されることが判明します。 自然環境が侵入してくる汚染物質に対処できなくなった水域は劣化します。これは主に生物相の組成の変化と、主に水域の微生物集団などの食物連鎖の混乱によって起こります。 このような水域における自己浄化プロセスは最小限であるか、完全に停止します。
このような変化を止めるには、廃棄物の発生を減らし、汚染物質の排出を減らすのに寄与する要因に意図的に影響を与えることによってのみ可能です。
この課題は、水域の自然環境を回復することを目的とした組織的な対策とエンジニアリングおよび埋め立て作業のシステムを導入することによってのみ解決できます。
水域を回復するときは、集水域の整備を伴う組織的な対策と工学的および埋立作業のシステムの実施を開始し、次に水域の浄化を実行し、続いて海岸と氾濫原の開発を実行することをお勧めします。地域。
流域における環境保護対策および土木工事および埋立工事の主な目的は、廃棄物の発生を削減し、流域の地形への汚染物質の不正排出を防止することであり、そのために以下の活動が実施される。廃棄物の発生を規制するシステム。 生産および消費廃棄物管理システムにおける環境管理の組織化。 生産および消費廃棄物の施設と場所の目録を作成する。 荒廃した土地の埋め立てとその改善。 汚染物質の地形への許可のない排出に対する手数料の強化。 低廃棄物および非廃棄物技術とリサイクル給水システムの導入。
海岸および氾濫原地域で行われる環境保護対策および作業には、表面を平らにする作業、斜面を平らにする作業、または段丘化作業が含まれます。 水力工学やレクリエーション構造物の建設、堤防の強化、安定した草覆いや樹木や低木の植生の回復により、その後の浸食プロセスが防止されます。 造園工事は、水域の自然な複合体を復元し、浄化の目的で地表流出の大部分を地下地平線に移動させるために行われます。 岩海岸地帯と氾濫原の土地を水化学的障壁として使用します。
多くの水域の岸辺にはゴミが散らばっており、水は汚染されている 化学薬品、重金属、石油製品、浮遊ゴミなどがあり、その一部は富栄養化してシルト化しています。 特別な工学的介入や埋め立て介入なしに、そのような水域での自己浄化プロセスを安定化または活性化することは不可能です。
工学的および埋め立て措置および環境保護作業を実施する目的は、さまざまな浄水構造が効果的に機能することを保証する水域の条件を作り出すことと、水域の汚染物質の分布源による悪影響を排除または軽減するための作業を実行することです。水路外と川底の両方の起源。
水域の自然環境の回復を目的とした組織、工学、埋め立て、環境対策の構造的かつ論理的な図を図 1 に示します。
水域の修復の問題に対する体系的なアプローチによってのみ、水域の水質を改善することが可能になります。
技術的
荒廃した土地の埋め立て
沈泥と汚染された水域の埋め立て
自浄作用の活性化
水域の自然環境の回復を目指す一連の対策
沿岸地域の開発、堤防の強化
流域で行われる活動と作業
水域の水域で行われる作業
水の浄化
河床汚染源の除去
環境法制と規制枠組みの改善
責任の増大
廃棄物規制、環境管理、廃棄物処分場及び処分場の棚卸し
水保護ゾーンの創設
汚染された土地と領土の修復
組織的
腐敗物
鉱物シルト
テクノジェニックシルト
浮遊ゴミ
自然環境の回復、 天然水生態系と生息地と人間の健康の改善
化学的および細菌的汚染によるもの
原油および石油製品から
監視システム
結論
人間と自然環境の環境安全性のレベルは、現在、公衆衛生の状態と環境の質を決定する指標によって測定されています。 公衆衛生と環境の質に対する被害を特定するという問題の解決は非常に複雑であり、最新の情報技術を使用して実行する必要があります。その中で最も有望なものは、作成および実装のプロセスをサポートするために使用できる地理情報システムの技術です。環境への影響や環境評価を評価する際のビジネス上の意思決定。 GIS の構造要素の 1 つはデータベースです。データベースには、システム内で利用可能なすべての情報が保存されます。 主題および規制の参照データ（主題情報の地域的および時間的参照に関する情報、最大許容濃度に関する参照データ、バックグラウンド値など）。
データベースは、研究の目的と、大気の状態、地表水と地下水、土壌、積雪、公衆衛生、その他の情報に関する信頼できる情報の入手可能性に基づいて作成されます。
経済施設やその他の施設の活動の可能性のある領域における環境状況の予測、および有害な汚染や緊急排出が発生した場合の意思決定は、原則として、情報に基づいた直観的な手順の使用に基づいています。ほとんどの部分は不完全で、完全に正確ではなく、場合によっては信頼性が低いです。
このような場合、迅速な意思決定の必要性を考えると、強力な最新の人工知能と意思決定システムを使用することをお勧めします。 インテリジェントな環境安全システムにより、ユーザーは、情報に関する知識を表現するためのあいまいな基準を使用して、データの論理推論ルールとエキスパート システムの知識、および不正確な推論方法に基づいて、可能な解決策の提案を得ることができます。
産業企業や地域の環境安全のためのインテリジェントシステムの開発に特化した研究の分析では、ロシアにおけるそのようなシステムの開発が初期レベルにあることが示された。 自然環境の危険な変化を監視、評価、予測するための統合システムとして工業地域で効果的に運用される環境安全システムを組織するには、自然環境のすべての要素の地上、地下、航空宇宙の観測ネットワークを構築する必要があります。 。 同時に、環境の現状を客観的に把握し、地域レベルでの課題解決（専門知識、意思決定、予測）を行うには組織が必要です。 環境モニタリングすべての主要な汚染源を監視し、さまざまな発生源からの廃棄物による汚染の影響によって変化する環境パラメータの状態を継続的に監視します。
既知の環境監視システムのほとんどは地域システムであり、その任務は地域全体の生態状態を監視することです。 環境の安全性を確保するには、地域的な監視システムだけでは十分ではなく、企業規模での地域の汚染源に関するより正確な情報が必要です。
したがって、計画された経済活動やその他の活動が環境に与える影響の質の高い評価を保証する、自動化された環境監視システム、準備および意思決定のためのシステムの構築が、依然として緊急かつ重要な課題となっている。
参考文献 
界面活性剤、石油製品、亜硝酸塩; 最大のものは浮遊物質、BODtot、硫酸塩であるため、これらの物質の最大許容排出量はより高くなります。 途中での結論 論文廃水の環境への危険性が評価されている 食品業界。 食品産業からの廃水の主成分が考慮されます。 食品産業排水が自然環境の状態に及ぼす影響
それは特別な構造、つまり電解槽で実行されます。 電気分解を使用した廃水処理は、鉛や銅の工場、塗料やワニス、その他の産業分野で効果的です。 汚染された廃水も、超音波、オゾン、イオン交換樹脂、高圧を使用して浄化され、塩素処理による浄化が実証されています。 排水処理方法の中には…
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地球上の汚染と飲料水の不足については十分に書かれています。 水資源が最も豊かな国の一つであるロシアでは、地表の飲料水供給源からの水質基準を満たしている水はわずか 1% だけです。 川と湖の国カレリアでは、水資源の利用可能量がロシア平均の2～3倍を上回っており、集落の配水網に入る水サンプルの約70％が飲料水の衛生要件を満たしていない。 これは主に、人類の当面のニーズを満たすことを主な目的とした集中的な技術開発および農産業活動と、次の世代のために水資源を節約することへの十分な注意が原因です。 しかし、その“おかげ”だけではなく、人類にとって欠かせない天然水が危機に近い状態に陥っています。
天然水はさまざまな場所から汚染を受けています。 水質汚染の原因は非常に多様です。 まず第一に、これらは都市や産業企業からの廃水です。 水を最も多く消費する産業は、鉱業、鉄鋼、化学、石油化学、紙パルプ、食品加工です。 これらは産業で消費される全水の最大 70% を消費します。 また、火力発電所や原子力発電所では冷却に大量の水を使用しており、排出された水は水域の熱汚染を引き起こし、水域の熱的、水化学的、水生物学的体制を混乱させます。
で ここ数年多くの地域では、畜産場からの廃水と、灌漑地域や天水地から来る水が「競合」しています。 農業では全淡水の 60 ～ 80% が使用されます。 世界の多くの地域では、水質汚染と降水量の関連性がますます高まっています。 河川や湖沼の状況の変化は、水質の悪化に一定の役割を果たしています。
自然水の汚染という大きな問題があるため、水の浄化にはさまざまな方法や方法があります。 しかし、それにもかかわらず、天然水の最も貴重な特性の 1 つは、その自己浄化能力です。
水の自己浄化とは、川、湖、その他の水域における自然の特性の回復であり、相互に関連する物理化学的、生化学的およびその他のプロセス（乱流拡散、酸化、収着、吸着など）の結果として自然に発生します。 川や湖の自己浄化能力は、多くの自然要因に密接に依存しています。 これらの要因には以下が含まれます： 生物学的 - 水生植物生物と水生植物の相互作用の複雑なプロセス コンポーネント入ってくる廃水。 水文学 - 汚染物質と大部分の水との希釈と混合。 物理的 - 太陽放射と温度の影響。 機械的 - 浮遊粒子の沈降。 化学 - 有機物質の鉱物物質への変換（すなわち、石化）。
廃水が貯水池に入ると、廃水は貯水池の水と混合され、汚染物質の濃度が減少します。 川の水が完全に入れ替わるには平均して 16 日、沼地では 5 日、湖では 17 年かかります。 時間の違いは、異なる水路や貯水池における完全な水交換の異なる期間に関連しています。
貯水池や小川の水の最も集中的な自己浄化は、生物活動が活発になる一年の暖かい時期に起こります。 水生生態系最高の。 流れの速い川では、自浄作用がより早く起こります。 浮遊汚染物質のほとんどは沈着しており、これらは浮遊鉱物および有機粒子、蠕虫の卵および微生物であり、これにより水は清澄になり、透明になります。
水域を汚染する無機物質の濃度の低減は、天然水の自然な緩衝作用、難溶性化合物の形成、加水分解、吸着および沈殿により酸とアルカリを中和することによって行われます。 有機物質の濃度とその毒性は、化学的および生化学的酸化により減少します。
水の自己浄化の重要なプロセスの1つは、有機物質の無機化、つまり生物学的、化学的およびその他の要因の影響下での有機物質からの無機物質の形成です。 水中の石灰化により有機物の量が減少し、それに伴って微生物の有機物も酸化することがあり、その結果、一部の細菌は死滅してしまいます。
自己浄化の過程で、腐生植物や病原性微生物は死滅します。 水の枯渇により死んでしまう 栄養素; 水柱に1m以上浸透する太陽の紫外線の殺菌効果。 バクテリオファージと腐生植物によって分泌される抗生物質の影響。 不利な温度条件。 水生生物やその他の要因の拮抗作用。 水の自己浄化のプロセスにおいて重要な役割を果たしているのは、いわゆる腐生微生物叢と水生生物です。 水域の微生物相のいくつかの代表者は、病原性微生物に対して拮抗特性を有しており、それが病原性微生物の死をもたらす。 最も単純な水生生物や動物プランクトン（甲殻類、ワムシなど）は、腸に水を通すことで、膨大な数の細菌を破壊します。 水域に侵入したバクテリオファージも病原体に影響を与えます。
地下水の自己浄化は、土壌による濾過と鉱化プロセスによって起こります。
貯水池の自己浄化能力には限界があることを覚えておく必要があります。 鉛、銅、亜鉛、水銀の化合物は廃水とともに水域に侵入し、動物の体に有毒な影響を与える可能性があり、水の自己浄化プロセスを遅らせ、感覚特性を悪化させる可能性があります。
非常に重要なのは、水生植物（岸辺に沿ったアシ、アシ、ガマの密集した茂み）の分布であり、それらはそれらの中で一種のバイオフィルターとして機能します。 水生植物の高い洗浄能力は、国内外の多くの産業企業で広く使用されています。 この目的のために、さまざまな人工沈殿槽が作成され、その中に湖や沼地の植物が植えられ、汚染された水を効果的に浄化します。
近年、水中の溶存酸素の欠乏により自浄作用が著しく低下した汚染水を浄化する有効な手段の一つとして、人工曝気が普及してきました。 水の良好なエアレーションにより、酸化プロセス、生物学的プロセス、その他のプロセスが確実に活性化され、水の浄化に役立ちます。 この目的のために、汚染水を排出する前に、特別な曝気装置が貯水池や水路、または曝気ステーションに設置されます。
参考文献
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