Tại các nhà máy nhiệt điện, con người nhận được gần như toàn bộ năng lượng cần thiết trên hành tinh. Mọi người đã học cách để có được điện mặt khác, nhưng vẫn không chấp nhận các lựa chọn thay thế. Mặc dù việc sử dụng nhiên liệu là không có lợi cho họ, nhưng họ không từ chối nó.

Bí mật của các nhà máy nhiệt điện là gì?

nhà máy nhiệt điện Không phải ngẫu nhiên mà chúng vẫn không thể thiếu. Tua bin của họ tạo ra năng lượng theo cách đơn giản nhất, sử dụng quá trình đốt cháy. Do đó, có thể giảm thiểu chi phí xây dựng, được coi là hoàn toàn hợp lý. Ở tất cả các quốc gia trên thế giới đều có những đối tượng như vậy, vì vậy bạn không thể ngạc nhiên về sự lây lan.

Nguyên lý hoạt động của nhà máy nhiệt điệnđược xây dựng dựa trên việc đốt cháy một lượng lớn nhiên liệu. Kết quả là, điện xuất hiện, đầu tiên được tích lũy và sau đó được phân phối đến một số vùng nhất định. Các công trình nhà máy nhiệt điện gần như giữ nguyên.

Nhiên liệu nào được sử dụng tại nhà ga?

Mỗi trạm sử dụng một loại nhiên liệu riêng. Nó được cung cấp đặc biệt để quy trình làm việc không bị xáo trộn. Điểm này vẫn là một trong những vấn đề, khi chi phí vận chuyển xuất hiện. Nó sử dụng những loại thiết bị nào?

• Than đá;
• đá phiến dầu;
• than bùn;
• dầu nhiên liệu;
• Khí tự nhiên.

Sơ đồ nhiệt của nhà máy nhiệt điện được xây dựng trên hình thức nhất định nhiên liệu. Hơn nữa, những thay đổi nhỏ được thực hiện đối với chúng, cung cấp tỷ lệ tối đa hành động hữu ích. Nếu chúng không được thực hiện, mức tiêu thụ chính sẽ quá mức, do đó, dòng điện nhận được sẽ không hợp lý.

Các loại nhà máy nhiệt điện

Các loại nhà máy nhiệt điện - Câu hỏi quan trọng. Câu trả lời cho nó sẽ cho bạn biết năng lượng cần thiết xuất hiện như thế nào. Ngày nay, những thay đổi nghiêm trọng đang dần được giới thiệu, trong đó nguồn chính sẽ là quan điểm thay thế, nhưng cho đến nay việc sử dụng chúng vẫn không thực tế.

1. Ngưng tụ (CES);
2. Nhà máy nhiệt điện kết hợp (CHP);
3. Nhà máy điện hạt của bang (GRES).

Nhà máy điện TPP sẽ yêu cầu miêu tả cụ thể. Các loài khác nhau, vì vậy chỉ cần xem xét sẽ giải thích tại sao việc xây dựng quy mô như vậy lại được tiến hành.

Ngưng tụ (CES)

Các loại nhà máy nhiệt điện bắt đầu bằng quá trình ngưng tụ. Các nhà máy CHP này được sử dụng riêng để phát điện. Thông thường, nó tích tụ mà không lan rộng ngay lập tức. Phương pháp ngưng tụ cung cấp hiệu quả tối đa, vì vậy các nguyên tắc này được coi là tối ưu. Ngày nay, ở tất cả các quốc gia, các cơ sở quy mô lớn riêng biệt được phân biệt, cung cấp cho các khu vực rộng lớn.

Các nhà máy hạt nhân đang dần xuất hiện, thay thế nhiên liệu truyền thống. Chỉ thay thế vẫn là một quá trình tốn kém và mất thời gian, vì hoạt động sử dụng nhiên liệu hóa thạch khác với các phương pháp khác. Hơn nữa, không thể tắt một trạm duy nhất, bởi vì trong những tình huống như vậy, toàn bộ khu vực sẽ không có điện có giá trị.

Nhà máy nhiệt điện kết hợp (CHP)

Các nhà máy CHP được sử dụng cho nhiều mục đích cùng một lúc. Chúng chủ yếu được sử dụng để tạo ra điện có giá trị, nhưng quá trình đốt cháy nhiên liệu vẫn hữu ích cho việc tạo nhiệt. Do đó, các nhà máy nhiệt điện tiếp tục được sử dụng trong thực tế.

Một tính năng quan trọng là các nhà máy nhiệt điện như vậy vượt trội so với các loại năng lượng tương đối nhỏ khác. Họ cung cấp cho các khu vực riêng lẻ, vì vậy không cần nguồn cung cấp số lượng lớn. Thực tiễn cho thấy một giải pháp như vậy có lợi như thế nào do lắp đặt thêm các đường dây điện. Nguyên lý hoạt động của một nhà máy nhiệt điện hiện đại là không cần thiết chỉ vì môi trường.

Nhà máy điện quận của bang

Thông tin chung về nhà máy nhiệt điện hiện đại không đánh dấu GRES. Dần dần, chúng vẫn ở chế độ nền, mất đi sự liên quan. Mặc dù các nhà máy điện quận thuộc sở hữu nhà nước vẫn hữu ích về mặt sản xuất năng lượng.

các loại khác nhau các nhà máy nhiệt điện cung cấp hỗ trợ cho các khu vực rộng lớn, nhưng công suất của chúng vẫn không đủ. Vào thời Xô Viết, các dự án quy mô lớn đã được thực hiện, hiện đã bị đóng cửa. Lý do là sử dụng nhiên liệu không phù hợp. Mặc dù việc thay thế chúng vẫn còn nhiều vấn đề, vì những ưu điểm và nhược điểm của TPP hiện đại chủ yếu được ghi nhận bởi lượng năng lượng lớn.

Những nhà máy nhiệt điện nào? Nguyên tắc của họ dựa trên sự đốt cháy nhiên liệu. Chúng vẫn không thể thiếu, mặc dù các tính toán đang được tích cực thực hiện để thay thế tương đương. Ưu nhược điểm của các nhà máy nhiệt điện tiếp tục được khẳng định trong thực tế. Bởi vì những gì công việc của họ vẫn cần thiết.

CƠ CẤU TỔ CHỨC SẢN XUẤT CỦA NHÀ MÁY NHIỆT ĐIỆN (TPP)

Tùy thuộc vào sức mạnh của thiết bị và sơ đồ liên kết công nghệ giữa các giai đoạn sản xuất tại các TPP hiện đại, các cơ cấu tổ chức và sản xuất cửa hàng, phi cửa hàng và cửa hàng khối được phân biệt.

Cơ cấu tổ chức và sản xuất của phân xưởng quy định việc phân chia thiết bị công nghệ và lãnh thổ của TPP thành phần riêng biệt và giao chúng cho các đơn vị chuyên môn - xưởng, phòng thí nghiệm. Trong trường hợp này, chính đơn vị cấu trúc là xưởng. Các cửa hàng, tùy thuộc vào sự tham gia của họ vào sản xuất, được chia thành chính và phụ. Ngoài ra, TPP cũng có thể bao gồm các hộ gia đình phi công nghiệp (nhà ở và trang trại phụ, nhà trẻ, nhà nghỉ, viện điều dưỡng, v.v.).

hội thảo chính trực tiếp tham gia sản xuất năng lượng. Chúng bao gồm các cửa hàng nhiên liệu và vận chuyển, nồi hơi, tuabin, điện và hóa chất.

Thành phần của cửa hàng nhiên liệu và vận tải bao gồm các bộ phận của cơ sở đường sắt và cung cấp nhiên liệu với kho nhiên liệu. Hội thảo này được tổ chức tại các nhà máy điện đốt nhiên liệu rắn hoặc dầu nhiên liệu khi vận chuyển bằng đường sắt.

Thành phần của cửa hàng lò hơi bao gồm các khu vực cung cấp nhiên liệu lỏng hoặc khí, xử lý bụi, loại bỏ tro.

Cửa hàng tuabin bao gồm: bộ phận sưởi ấm, trạm bơm trung tâm và quản lý nước.

Với cơ cấu sản xuất hai xưởng, cũng như tại các TPP lớn, xưởng sản xuất nồi hơi và tua-bin được kết hợp thành một xưởng sản xuất nồi hơi-tua-bin (KTT) duy nhất.

Phân xưởng điện phụ trách: toàn bộ thiết bị điện của nhà máy nhiệt điện, phòng thí nghiệm điện, tiết kiệm dầu, xưởng sửa chữa điện.

Nhà máy hóa chất bao gồm phòng thí nghiệm hóa học và hóa chất xử lý nước.

Cửa hàng phụ trợ phục vụ sản xuất chính. Chúng bao gồm: một cửa hàng sửa chữa tập trung, sửa chữa và xây dựng, tự động hóa nhiệt và thông tin liên lạc.

Các trang trại phi công nghiệp không liên quan trực tiếp đến sản xuất năng lượng và phục vụ nhu cầu trong nước của người lao động TPP.

Cơ cấu tổ chức và sản xuất không phân xưởng quy định chuyên môn hóa các bộ phận trong việc thực hiện các chức năng sản xuất chính: vận hành thiết bị, bảo trì, kiểm soát công nghệ. Điều này dẫn đến việc tạo ra các dịch vụ sản xuất thay vì các xưởng: vận hành, sửa chữa, kiểm soát và cải tiến thiết bị. Đổi lại, các dịch vụ sản xuất được chia thành các bộ phận chuyên biệt.

Sự sáng tạo cơ cấu tổ chức và sản xuất của cửa hàng khối do sự xuất hiện của các khối-đơn vị năng lượng phức tạp. Thiết bị của tổ máy thực hiện một số giai đoạn của quá trình năng lượng - đốt cháy nhiên liệu trong máy tạo hơi nước, tạo ra điện trong máy phát điện tuabin và đôi khi chuyển đổi nó trong máy biến áp. Ngược lại với phân xưởng, với cấu trúc phân xưởng khối, bộ phận sản xuất chính của nhà máy điện là các khối. Chúng được bao gồm trong CTC, tham gia vào hoạt động tập trung của chính và Thiết bị phụ trợ khối nồi hơi. Cấu trúc cửa hàng khối cung cấp cho việc bảo quản các cửa hàng chính và phụ diễn ra trong cấu trúc cửa hàng, ví dụ: cửa hàng nhiên liệu và vận tải (TTTS), hóa chất, v.v.

Tất cả các loại cơ cấu tổ chức và sản xuất cung cấp cho việc thực hiện quản lý sản xuất trên cơ sở thống nhất chỉ huy. Tại mỗi TPP đều có bộ phận hành chính, kinh tế, sản xuất và điều độ kỹ thuật, tác nghiệp.

Đứng đầu hành chính kinh tế của TPP là giám đốc, phụ trách kỹ thuật là kỹ sư trưởng. Việc điều khiển vận hành và điều độ do kỹ sư trực của nhà máy điện thực hiện. Về mặt hoạt động, anh ta là cấp dưới của người điều phối EPS đang làm nhiệm vụ.

Tên và số lượng bộ phận cấu trúc, và nhu cầu giới thiệu các vị trí riêng biệt được xác định tùy thuộc vào số lượng tiêu chuẩn của nhân viên sản xuất và công nghiệp của nhà máy điện.

Đặc điểm công nghệ, tổ chức và kinh tế cụ thể của sản xuất điện năng ảnh hưởng đến nội dung, nhiệm vụ quản lý hoạt động doanh nghiệp năng lượng và các hiệp hội.

Yêu cầu chính đối với ngành điện là nguồn cung cấp điện đáng tin cậy và liên tục cho người tiêu dùng, đáp ứng lịch trình phụ tải yêu cầu. Yêu cầu này được chuyển thành các chỉ số cụ thể đánh giá sự tham gia của các nhà máy điện và các doanh nghiệp mạng lưới trong việc thực hiện chương trình sản xuất của các hiệp hội năng lượng.

Đối với nhà máy điện, mức độ sẵn sàng mang tải được thiết lập, được thiết lập theo lịch điều độ. Đối với các doanh nghiệp mạng, một lịch trình sửa chữa thiết bị và cơ sở vật chất được thiết lập. Quy hoạch cũng đưa ra các chỉ tiêu kinh tế kỹ thuật khác: mức tiêu thụ nhiên liệu cụ thể tại các nhà máy điện, giảm tổn thất năng lượng trong mạng lưới và các chỉ tiêu tài chính. Tuy nhiên chương trình sản xuất các doanh nghiệp năng lượng không thể được xác định một cách cứng nhắc bởi khối lượng sản xuất hoặc cung cấp năng lượng điện và sự ấm áp. Điều này là không thực tế do tính năng động đặc biệt của tiêu thụ năng lượng và theo đó là sản xuất năng lượng.

Tuy nhiên, khối lượng sản xuất năng lượng là một chỉ số tính toán quan trọng quyết định mức độ của nhiều chỉ số khác (ví dụ: chi phí) và kết quả của hoạt động kinh tế.

Nội dung kim loại nặng(HM) trong đất phụ thuộc, như đã được thiết lập bởi nhiều nhà nghiên cứu, vào thành phần ban đầu đá, một loại đáng kể trong số đó được liên kết với một phức hợp lịch sử địa chất phát triển các vùng lãnh thổ. Thành phần hóa học của đá tạo đất, thể hiện bằng sản phẩm phong hóa của đá, được xác định trước Thành phần hóa họcđá nguồn và phụ thuộc vào điều kiện biến nạp gen.

TẠI những thập kỷ gần đây trong quá trình di chuyển HM sang môi trường tự nhiên bật mạnh hoạt động nhân tạo nhân loại.

Một trong những nhóm chất độc quan trọng nhất gây ô nhiễm đất là kim loại nặng. Chúng bao gồm các kim loại có mật độ hơn 8 nghìn kg / m 3 (trừ quý và hiếm): Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Hg, Co, Sb, Sn, Be. Trong các công trình ứng dụng, Pt, Ag, W, Fe, Mn thường được đưa vào danh sách các kim loại nặng. hầu như tất cả các kim loại nặng đều độc hại. Sự phân tán nhân tạo của nhóm chất gây ô nhiễm này (bao gồm cả ở dạng muối) trong sinh quyển dẫn đến ngộ độc hoặc đe dọa đầu độc người sống.

Việc phân bổ các kim loại nặng xâm nhập vào đất từ ​​khí thải, chất thải, chất thải, cho các loại nguy hiểm (theo GOST 17.4.1.02-83. Bảo vệ thiên nhiên. Đất) được trình bày trong Bảng. một.

Bảng 1. Phân loại hóa chất theo cấp độ nguy hiểm

Đồng- là một trong những nguyên tố quan trọng nhất không thể thay thế cần thiết cho cơ thể sống. Ở thực vật, nó tham gia tích cực vào các quá trình quang hợp, hô hấp, phục hồi và cố định đạm. Đồng là một phần của một số enzyme oxy hóa - cytochrom oxydase, ceruloplasmin, superoxide dismutase, urate oxydase và những loại khác, và có liên quan đến quá trình sinh hóa như một phần không thể thiếu của các enzyme thực hiện các phản ứng oxy hóa cơ chất bằng oxy phân tử.

Clark trong vỏ trái đất 47 mg/kg. Về mặt hóa học, đồng là kim loại kém hoạt động. Yếu tố cơ bản ảnh hưởng đến giá trị hàm lượng Cu là nồng độ của nó trong đá tạo đất. Trong số các loại đá lửa, lượng nguyên tố lớn nhất được tích lũy bởi các loại đá chính - đá bazan (100-140 mg/kg) và andesit (20-30 mg/kg). Đất thịt che phủ và đất sét giống hoàng thổ (20-40 mg/kg) ít giàu đồng hơn. Hàm lượng thấp nhất của nó được ghi nhận trong đá sa thạch, đá vôi và đá granit (5-15 mg/kg). Nồng độ kim loại trong đất sét của phần châu Âu của Nga đạt 25 mg/kg, trong đất sét giống như hoàng thổ - 18 mg/kg. Đá hình thành đất cát và đất cát của dãy núi Altai tích tụ trung bình 31 mg/kg đồng, ở phía nam Tây Siberia– 19mg/kg.

Trong đất, đồng là nguyên tố di động yếu mặc dù hàm lượng ở dạng di động khá cao. Lượng đồng di động phụ thuộc vào nhiều yếu tố: hóa học và thành phần khoáng vậtđá mẹ, độ pH của dung dịch đất, hàm lượng chất hữu cơ, v.v. Lượng đồng lớn nhất trong đất được liên kết với các oxit sắt, mangan, hydroxit sắt và nhôm, và đặc biệt là với montmorillonite vermiculite. Axit humic và fulvic có thể tạo phức ổn định với đồng. Ở pH 7-8, độ hòa tan của đồng là thấp nhất.

MPC đối với đồng ở Nga là 55 mg/kg, APC đối với đất cát và đất thịt pha cát là 33 mg/kg.

Dữ liệu về độc tính của nguyên tố này đối với thực vật rất khan hiếm. Hiện tại, vấn đề chính là thiếu đồng trong đất hoặc mất cân bằng với coban. Các dấu hiệu chính của việc thiếu đồng đối với cây trồng là sự chậm lại và sau đó ngừng hình thành các cơ quan sinh sản, xuất hiện hạt lép, hạt lép và giảm khả năng chống chịu với các yếu tố bất lợi của môi trường. Lúa mì, yến mạch, lúa mạch, cỏ linh lăng, củ cải đỏ, hành tây và hoa hướng dương nhạy cảm nhất với sự thiếu hụt của nó.

mangan Nó được phân bố rộng rãi trong đất, nhưng được tìm thấy ở đó với số lượng nhỏ hơn so với sắt. Mangan được tìm thấy trong đất dưới nhiều hình thức. Các dạng duy nhất có sẵn cho thực vật là các dạng mangan có thể trao đổi và hòa tan trong nước. Sự sẵn có của mangan trong đất giảm khi độ pH tăng (với độ chua của đất giảm). Tuy nhiên, hiếm khi đất bị cạn kiệt do rửa trôi đến mức không có đủ mangan sẵn có cho dinh dưỡng cây trồng.

Tùy theo loại đất mà hàm lượng mangan khác nhau: đất hạt dẻ 15,5 ± 2,0 mg/kg, đất xám 22,0 ± 1,8 mg/kg, đất đồng cỏ 6,1 ± 0,6 mg/kg, đất vàng 4,7 ± 3,8 mg/kg , cát 6,8 ± 0,7 mg/kg.

Các hợp chất mangan là chất oxy hóa mạnh. Nồng độ tối đa cho phép đối với đất chernozem là
1500 mg/kg đất.

Hàm lượng mangan trong thức ăn thực vật được trồng trên đồng cỏ, đất vàng và đất cát tương quan với hàm lượng của nó trong các loại đất này. Lượng mangan trong khẩu phần ăn hàng ngày ở các tỉnh địa hóa này ít hơn 2 lần yêu cầu hàng ngày khẩu phần người và lương thực của người dân sống ở vùng đất hạt dẻ và sierozem.



kim loại nặng trong đất

TẠI thời gian gần đây liên quan đến sự phát triển nhanh chóng của ngành công nghiệp, có sự gia tăng đáng kể về mức độ kim loại nặng trong môi trường. Thuật ngữ "kim loại nặng" được áp dụng cho các kim loại có khối lượng riêng vượt quá 5 g/cm 3 hoặc có số nguyên tử hơn 20. Mặc dù vậy, có một quan điểm khác, theo đó kim loại nặng bao gồm hơn 40 nguyên tố hóa học có khối lượng nguyên tử lớn hơn 50 at. các đơn vị Trong các nguyên tố hoá học, kim loại nặng là nguyên tố độc nhất và chỉ đứng sau thuốc bảo vệ thực vật về mức độ nguy hiểm. Đồng thời, các nguyên tố hóa học sau đều độc: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Độc tính thực vật của kim loại nặng phụ thuộc vào tính chất hóa học: hóa trị, bán kính ion và khả năng tạo phức. Trong đa số trường hợp, theo mức độ độc hại, các nguyên tố được sắp xếp theo dãy: Cu > Ni > Cd > Zn > Pb > Hg > Fe > Mo > Mn. Tuy nhiên, chuỗi này có thể thay đổi phần nào do sự kết tủa không đồng đều của các nguyên tố trong đất và chuyển sang trạng thái không thể tiếp cận được đối với thực vật, điều kiện sinh trưởng cũng như các đặc điểm sinh lý và di truyền của chính thực vật. Sự biến đổi và di chuyển của các kim loại nặng xảy ra trực tiếp và ảnh hưởng gián tiếp phản ứng tạo phức chất. Khi đánh giá ô nhiễm môi trường cần tính đến các đặc tính của đất và trước hết là thành phần hạt, hàm lượng mùn và khả năng đệm. Khả năng đệm được hiểu là khả năng của đất duy trì nồng độ kim loại trong dung dịch đất ở mức không đổi.

Trong đất, kim loại nặng tồn tại ở hai pha - rắn và trong dung dịch đất. Dạng tồn tại của kim loại được quyết định bởi phản ứng của môi trường, hóa chất và thành phần vật chất dung dịch đất và trước hết là hàm lượng chất hữu cơ. Các nguyên tố - chất tạo phức gây ô nhiễm đất tập trung chủ yếu ở lớp trên 10 cm. Tuy nhiên, khi đất có độ đệm thấp bị axit hóa, một tỷ lệ đáng kể các kim loại từ trạng thái hấp thụ trao đổi sẽ chuyển vào dung dịch đất. Khả năng di cư mạnh mẽ môi trường axit sở hữu cadmium, đồng, niken, coban. Việc giảm độ pH xuống 1,8-2 đơn vị dẫn đến sự gia tăng tính di động của kẽm lên 3,8-5,4, cadmium - lên 4-8, đồng - lên 2-3 lần. .

Bảng 1 Tiêu chuẩn MPC (MAC), nồng độ nền các nguyên tố hóa học trong đất (mg/kg)

	Nhóm sự cố		AEC theo nhóm đất
	Có thể chiết xuất với dung dịch đệm amoni axetat (рН=4,8)	Cát, cát	mùn, đất sét
pHxl< 5,5	pHxl > 5,5

Như vậy, khi đi vào đất, các kim loại nặng nhanh chóng tương tác với các phối tử hữu cơ để tạo thành các hợp chất phức tạp. Vì vậy, ở nồng độ thấp trong đất (20-30 mg/kg), khoảng 30% chì ở dạng phức chất với các chất hữu cơ. Tỷ lệ các hợp chất phức tạp của chì tăng lên khi nồng độ của nó lên tới 400 mg/g, sau đó giảm xuống. Kim loại cũng bị hấp phụ (trao đổi hoặc không trao đổi) bằng cách kết tủa sắt và mangan hydroxit, khoáng sét và chất hữu cơ trong đất. Các kim loại có sẵn cho cây trồng và có khả năng bị rửa trôi được tìm thấy trong dung dịch đất ở dạng ion tự do, phức hợp và chelate.

Sự hấp thụ HM của đất trong hơn phụ thuộc vào phản ứng của môi trường và dựa vào đó anion chiếm ưu thế trong dung dịch đất. Trong môi trường axit, đồng, chì và kẽm được hấp thụ nhiều hơn và trong môi trường kiềm, cadmium và coban được hấp thụ mạnh. Đồng ưu tiên liên kết với các phối tử hữu cơ và hydroxit sắt.

Bảng 2 Tính di động của các nguyên tố vi lượng trong các loại đất khác nhau tùy thuộc vào độ pH của dung dịch đất

Các yếu tố khí hậu thổ nhưỡng thường quyết định hướng và tốc độ di cư, biến đổi của các HM trong đất. Như vậy, điều kiện đất đai và chế độ nước vùng thảo nguyên rừng góp phần di chuyển mạnh mẽ theo chiều dọc của HM dọc theo mặt cắt đất, bao gồm cả khả năng vận chuyển kim loại với dòng nước dọc theo các vết nứt, lối đi của rễ, v.v. .

Niken (Ni) - nguyên tố nhóm VIII hệ tuần hoàn với khối lượng nguyên tử 58,71. Niken, cùng với Mn, Fe, Co và Cu, thuộc về cái gọi là kim loại chuyển tiếp, các hợp chất của chúng có hoạt tính sinh học cao. Do đặc thù của cấu trúc quỹ đạo electron, các kim loại trên, bao gồm cả niken, có khả năng hình thành phức tạp rõ rệt. Niken có thể tạo thành các phức bền với, ví dụ, cysteine ​​và citrate, cũng như với nhiều phối tử hữu cơ và vô cơ. Thành phần địa hóa của đá mẹ phần lớn quyết định hàm lượng niken trong đất. Số lớn nhất Niken có trong đất hình thành từ đá cơ bản và đá siêu cơ bản. Theo một số tác giả, ranh giới của thừa và mức độ độc hại niken đối với hầu hết các loài thay đổi từ 10 đến 100 mg/kg. Phần lớn niken được cố định cố định trong đất và sự di chuyển rất yếu ở trạng thái keo và trong thành phần của huyền phù cơ học không ảnh hưởng đến sự phân bố của chúng dọc theo mặt cắt dọc và khá đồng đều.

Chì (Pb). Tính chất hóa học của chì trong đất được xác định bởi sự cân bằng mong manh của các quá trình ngược chiều nhau: hấp thụ-giải hấp, hòa tan-chuyển thành thể rắn. Chì thải vào đất cùng với khí thải được đưa vào chu trình biến đổi vật lý, hóa học và hóa lý. Lúc đầu, các quá trình chuyển dịch cơ học chiếm ưu thế (các hạt chì di chuyển dọc theo bề mặt và trong đất dọc theo các vết nứt) và khuếch tán đối lưu. Sau đó, khi các hợp chất chì pha rắn hòa tan, các quá trình hóa lý phức tạp hơn (đặc biệt là quá trình khuếch tán ion) diễn ra, kèm theo sự biến đổi các hợp chất chì đi kèm với bụi.

Người ta đã chứng minh rằng chì di chuyển theo cả chiều dọc và chiều ngang, với quy trình thứ hai chiếm ưu thế so với quy trình thứ nhất. Qua 3 năm quan sát trên đồng cỏ, bụi chì lắng đọng cục bộ trên bề mặt đất di chuyển theo phương ngang 25-35 cm, trong khi độ sâu xâm nhập của nó vào độ dày của đất là 10-15 cm. Vai trò quan trọng chơi trong di chuyển dẫn đầu yếu tố sinh học: rễ cây hấp thụ các ion kim loại; trong mùa sinh trưởng, chúng di chuyển trong lớp đất dày; Khi thực vật chết và phân hủy, chì được giải phóng vào khối đất xung quanh.

Được biết, đất có khả năng liên kết (hấp thụ) chì công nghệ đã xâm nhập vào nó. Sự hấp thụ được cho là bao gồm một số quá trình: trao đổi hoàn toàn với các cation của phức chất hấp thụ của đất (hấp phụ không đặc hiệu) và một loạt các phản ứng tạo phức của chì với các chất cho của các thành phần đất (hấp phụ đặc hiệu). Trong đất, chì liên kết chủ yếu với chất hữu cơ, cũng như với các khoáng sét, oxit mangan, hydroxit sắt và nhôm. Bằng cách liên kết chì, mùn ngăn chặn sự di chuyển của nó sang các môi trường lân cận và hạn chế sự xâm nhập của nó vào thực vật. Trong số các khoáng sét, illit được đặc trưng bởi xu hướng hấp phụ chì. Sự gia tăng độ pH của đất trong quá trình bón vôi dẫn đến khả năng giữ chì trong đất thậm chí còn lớn hơn do sự hình thành các hợp chất ít tan (hydroxit, cacbonat, v.v.).

Chì, hiện diện trong đất ở dạng di động, được cố định theo thời gian bởi các thành phần của đất và không thể tiếp cận được với thực vật. Theo các nhà nghiên cứu trong nước, chì được cố định mạnh nhất trong đất chernozem và than bùn.

Cadmium (Cd) Một đặc điểm của cadmium giúp phân biệt nó với các HM khác là nó hiện diện trong dung dịch đất chủ yếu ở dạng cation (Cd 2+), mặc dù trong đất với phản ứng trung tính của môi trường, nó có thể hình thành ít tan. phức hợp với sunfat, phốt phát hoặc hydroxit.

Theo dữ liệu hiện có, nồng độ cadmium trong dung dịch đất của đất nền nằm trong khoảng từ 0,2 đến 6 µg/l. Ở những trung tâm ô nhiễm đất, nó tăng lên 300-400 µg/l. .

Được biết, cadmium trong đất rất linh động; có thể di chuyển vào số lượng lớn từ pha rắn sang pha lỏng và ngược lại (điều này gây khó khăn cho việc dự đoán sự xâm nhập của nó vào nhà máy). Các cơ chế điều chỉnh nồng độ cadmium trong dung dịch đất được xác định bởi các quá trình hấp thụ (hấp thụ có nghĩa là hấp phụ, kết tủa và hình thành phức chất). Cadmium được đất hấp thụ với lượng nhỏ hơn so với các HM khác. Để đặc trưng cho tính linh động của kim loại nặng trong đất, người ta sử dụng tỷ lệ nồng độ của kim loại trong pha rắn so với nồng độ trong dung dịch cân bằng. Giá trị cao Tỷ lệ này chỉ ra rằng các HM được giữ lại trong pha rắn do phản ứng hấp phụ, thấp - do thực tế là các kim loại ở trong dung dịch, từ đó chúng có thể di chuyển sang môi trường khác hoặc tham gia vào các phản ứng khác nhau (địa hóa hoặc sinh học). Được biết, quá trình hàng đầu trong việc liên kết cadmium là sự hấp phụ của đất sét. Tìm kiếm những năm gần đây cũng thể hiện vai trò quan trọng trong quá trình này. Nhóm hydroxyl, oxit sắt và chất hữu cơ. Ở mức độ ô nhiễm thấp và phản ứng trung tính của môi trường, cadmium được hấp phụ chủ yếu bởi các oxit sắt. Và trong môi trường axit (pH = 5), chất hữu cơ bắt đầu hoạt động như một chất hấp phụ mạnh. Ở pH thấp hơn (pH=4), các chức năng hấp phụ hầu như chỉ dành cho chất hữu cơ. Các thành phần khoáng chất trong các quy trình này không còn đóng vai trò gì.

Được biết, cadmium không chỉ bị hấp thụ bởi bề mặt đất mà còn được cố định do kết tủa, đông tụ và hấp thụ giữa các gói bởi khoáng sét. Nó khuếch tán vào các hạt đất thông qua các lỗ siêu nhỏ và theo những cách khác.

Cadmium được cố định trong đất theo những cách khác nhau loại khác. Cho đến nay, người ta biết rất ít về mối quan hệ cạnh tranh của cadmium với các kim loại khác trong các quá trình hấp thụ trong phức hợp hấp thụ của đất. Theo nghiên cứu của chuyên gia Đại học kỹ thuật Copenhagen (Đan Mạch), với sự hiện diện của niken, coban và kẽm, sự hấp thụ cadmium của đất đã bị triệt tiêu. Các nghiên cứu khác đã chỉ ra rằng các quá trình hấp thụ cadmium do phân hủy đất với sự có mặt của các ion clorua. Độ bão hòa của đất với các ion Ca 2+ dẫn đến tăng khả năng hấp thụ cadmium. Nhiều liên kết của cadmium với các thành phần đất trở nên dễ vỡ, trong một số điều kiện nhất định (ví dụ, phản ứng axit của môi trường), nó được giải phóng và quay trở lại dung dịch.

Vai trò của vi sinh vật trong quá trình hòa tan cadmium và quá trình chuyển đổi sang trạng thái di động được tiết lộ. Do hoạt động sống còn của chúng, các phức kim loại hòa tan trong nước được hình thành hoặc các điều kiện vật lý và hóa học được tạo ra có lợi cho quá trình chuyển cadmium từ pha rắn sang pha lỏng.

Các quá trình xảy ra với cadmium trong đất (hấp thụ-giải hấp, chuyển thành dung dịch, v.v.) có mối liên hệ và phụ thuộc lẫn nhau, dòng chảy của kim loại này vào thực vật phụ thuộc vào hướng, cường độ và độ sâu của chúng. Được biết, giá trị hấp thụ cadmium của đất phụ thuộc vào giá trị của độ pH: độ pH của đất càng cao thì nó càng hấp thụ cadmium. Do đó, theo dữ liệu có sẵn, trong phạm vi pH từ 4 đến 7,7, với sự gia tăng độ pH trên một đơn vị, khả năng hấp thụ của đất đối với cadmium tăng khoảng ba lần.

Kẽm (Zn). Thiếu kẽm có thể biểu hiện cả trên đất nhẹ có tính axit, podzol hóa mạnh và trên đất cacbonat, nghèo kẽm và nhiều mùn. Tăng cường biểu hiện thiếu kẽm liều cao phân lân và cày mạnh lớp đất bên dưới đến chân trời canh tác.

Hàm lượng kẽm tổng số cao nhất trong đất lãnh nguyên (53-76 mg/kg) và đất chernozem (24-90 mg/kg), thấp nhất trong đất sod-podzolic (20-67 mg/kg). Thiếu kẽm thường biểu hiện ở đất đá vôi trung tính và hơi kiềm. Trong đất chua, kẽm di động hơn và sẵn có cho cây trồng.

Kẽm hiện diện trong đất ở dạng ion, nơi nó được hấp phụ theo cơ chế trao đổi cation trong môi trường axit hoặc do hấp phụ hóa học trong môi trường kiềm. Ion Zn 2+ linh động nhất. Độ linh động của kẽm trong đất chịu ảnh hưởng chủ yếu của giá trị pH và hàm lượng khoáng sét. ở độ pH<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе .

NGẮT TRANG-- kim loại nặng, đặc trưng cho một nhóm rộng các chất gây ô nhiễm, gần đây đã trở nên phổ biến. Trong các công trình khoa học và ứng dụng khác nhau, các tác giả đã diễn giải ý nghĩa của khái niệm này theo những cách khác nhau. Về vấn đề này, số lượng các nguyên tố được gán cho nhóm kim loại nặng thay đổi trong một phạm vi rộng. Nhiều đặc điểm được sử dụng làm tiêu chí thành viên: khối lượng nguyên tử, mật độ, độc tính, mức độ phổ biến trong môi trường tự nhiên, mức độ tham gia vào các chu trình tự nhiên và công nghệ. Trong một số trường hợp, định nghĩa về kim loại nặng bao gồm các nguyên tố giòn (ví dụ bismuth) hoặc á kim (ví dụ asen).

Trong các công trình nghiên cứu về vấn đề ô nhiễm môi trường và quan trắc môi trường, cho đến nay, kim loại nặng bao gồm hơn 40 kim loại của hệ thống tuần hoàn D.I. Mendeleev với khối lượng nguyên tử hơn 50 đơn vị nguyên tử: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi và những thứ khác Đồng thời, các điều kiện sau đây đóng một vai trò quan trọng trong việc phân loại kim loại nặng: độc tính cao của chúng đối với các sinh vật sống ở nồng độ tương đối thấp, cũng như khả năng tích lũy sinh học và khuếch đại sinh học của chúng. Hầu như tất cả các kim loại thuộc định nghĩa này (ngoại trừ chì, thủy ngân, cadmium và bismuth, hiện chưa rõ vai trò sinh học của chúng) đều tham gia tích cực vào các quá trình sinh học và là một phần của nhiều enzym. Theo phân loại của N. Reimers, kim loại có khối lượng riêng lớn hơn 8 g/cm3 nên được coi là nặng. Như vậy, kim loại nặng là Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

chính thức xác định kim loại nặng tương ứng với một số lượng lớn các phần tử. Tuy nhiên, theo các nhà nghiên cứu tham gia vào các hoạt động thực tế liên quan đến tổ chức quan sát tình trạng và ô nhiễm môi trường, các hợp chất của các nguyên tố này còn lâu mới tương đương với chất gây ô nhiễm. Vì vậy, ở nhiều công trình có sự thu hẹp phạm vi của nhóm kim loại nặng, phù hợp với các tiêu chí ưu tiên, do định hướng và đặc thù của công việc. Vì vậy, trong các tác phẩm kinh điển của Yu.A. Israel trong danh mục hóa chất cần xác định trong môi trường tự nhiên tại các trạm nền trong khu dự trữ sinh quyển, trong phần kim loại nặngđặt tên Pb, Hg, Cd, As. Mặt khác, theo quyết định của Lực lượng đặc nhiệm về phát thải kim loại nặng, hoạt động dưới sự bảo trợ của Ủy ban Kinh tế Liên hợp quốc về châu Âu và thu thập, phân tích thông tin về phát thải chất gây ô nhiễm ở các nước châu Âu, chỉ Zn, As, Se và Sbđã được giao cho kim loại nặng. Theo định nghĩa của N. Reimers, kim loại quý và hiếm tương ứng đứng ngoài kim loại nặng. chỉ Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Trong công việc ứng dụng, kim loại nặng thường được thêm vào Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Các ion kim loại là thành phần không thể thiếu của các thủy vực tự nhiên. Tùy thuộc vào điều kiện môi trường (pH, thế oxy hóa khử, sự có mặt của phối tử), chúng tồn tại ở các mức độ oxy hóa khác nhau và là một phần của nhiều hợp chất vô cơ và cơ kim, có thể hòa tan thực sự, phân tán keo hoặc là một phần của huyền phù khoáng chất và hữu cơ.

Ngược lại, các dạng kim loại hòa tan thực sự rất đa dạng, liên quan đến các quá trình thủy phân, trùng hợp thủy phân (hình thành phức hợp hydroxo đa nhân) và tạo phức với các phối tử khác nhau. Theo đó, cả đặc tính xúc tác của kim loại và sự sẵn có của các vi sinh vật dưới nước đều phụ thuộc vào dạng tồn tại của chúng trong hệ sinh thái dưới nước.

Nhiều kim loại tạo phức khá mạnh với chất hữu cơ; những phức hợp này là một trong những hình thức di cư nguyên tố quan trọng nhất trong vùng nước tự nhiên. Hầu hết các phức hợp hữu cơ được hình thành bởi chu trình chelate và ổn định. Các phức hợp được hình thành bởi axit đất với muối sắt, nhôm, titan, uranium, vanadi, đồng, molypden và các kim loại nặng khác hòa tan tương đối tốt trong môi trường trung tính, hơi axit và hơi kiềm. Do đó, các phức hợp cơ kim có khả năng di chuyển trong vùng nước tự nhiên trên một khoảng cách rất đáng kể. Điều này đặc biệt quan trọng đối với nước có hàm lượng khoáng hóa thấp và trước hết là nước bề mặt, trong đó không thể hình thành các phức chất khác.

Để hiểu các yếu tố điều chỉnh nồng độ kim loại trong nước tự nhiên, khả năng phản ứng hóa học, khả dụng sinh học và độc tính của chúng, không chỉ cần biết tổng hàm lượng mà còn cả tỷ lệ các dạng tự do và liên kết của kim loại.

Sự chuyển đổi của kim loại trong môi trường nước sang dạng phức kim loại có ba hậu quả:

1. Có thể có sự gia tăng nồng độ tổng số của các ion kim loại do chuyển thành dung dịch từ trầm tích đáy;

2. Tính thấm màng của các ion phức tạp có thể khác biệt đáng kể so với tính thấm của các ion ngậm nước;

3. Độc tính của kim loại do tạo phức có thể thay đổi rất nhiều.

Vì vậy, các dạng chelate Cu, Cd, Hgít độc hơn các ion tự do. Để hiểu các yếu tố điều chỉnh nồng độ kim loại trong nước tự nhiên, khả năng phản ứng hóa học, khả dụng sinh học và độc tính của chúng, không chỉ cần biết tổng hàm lượng mà còn cả tỷ lệ của các dạng liên kết và dạng tự do.

Các nguồn gây ô nhiễm nước với kim loại nặng là nước thải từ các cửa hàng mạ kẽm, khai thác mỏ, luyện kim màu và kim loại màu, và các nhà máy chế tạo máy. Kim loại nặng được tìm thấy trong phân bón và thuốc trừ sâu và có thể xâm nhập vào các vùng nước cùng với dòng chảy từ đất nông nghiệp.

Sự gia tăng nồng độ kim loại nặng trong nước tự nhiên thường liên quan đến các loại ô nhiễm khác, chẳng hạn như quá trình axit hóa. Sự kết tủa của kết tủa axit góp phần làm giảm giá trị pH và chuyển kim loại từ trạng thái bị hấp phụ trên các chất khoáng và hữu cơ sang trạng thái tự do.

Trước hết, điều đáng quan tâm là những kim loại gây ô nhiễm bầu khí quyển nhiều nhất do chúng được sử dụng với khối lượng đáng kể trong các hoạt động sản xuất và do tích tụ ở môi trường bên ngoài, gây nguy hiểm nghiêm trọng về hoạt động sinh học và đặc tính độc hại của chúng . Chúng bao gồm chì, thủy ngân, cadmium, kẽm, bismuth, coban, niken, đồng, thiếc, antimon, vanadi, mangan, crom, molypden và asen.
Tính chất sinh địa hóa của kim loại nặng

H - cao, Y - trung bình, H - thấp

vanadi.

Vanadi chủ yếu ở trạng thái phân tán và được tìm thấy trong quặng sắt, dầu, nhựa đường, bitum, đá phiến dầu, than đá, v.v. Một trong những nguồn chính gây ô nhiễm vanadi cho nước tự nhiên là dầu mỏ và các sản phẩm của nó.

Nó xảy ra trong nước tự nhiên với nồng độ rất thấp: trong nước sông 0,2 - 4,5 µg/dm3, trong nước biển - trung bình 2 µg/dm3

Trong nước, nó tạo thành phức hợp anion ổn định (V4O12)4- và (V10O26)6-. Trong quá trình di chuyển của vanadi, vai trò của các hợp chất phức tạp hòa tan của nó với các chất hữu cơ, đặc biệt là với axit humic, là hết sức cần thiết.

Nồng độ cao của vanadi có hại cho sức khỏe con người. MPCv của vanadi là 0,1 mg/dm3 (chỉ tiêu giới hạn mức độ nguy hại là độc chất vệ sinh), MPCvr là 0,001 mg/dm3.

Các nguồn tự nhiên của bismuth xâm nhập vào nước tự nhiên là quá trình lọc các khoáng chất có chứa bismuth. Nguồn xâm nhập vào nước tự nhiên cũng có thể là nước thải từ các ngành công nghiệp dược phẩm và nước hoa, một số xí nghiệp công nghiệp thủy tinh.

Nó được tìm thấy trong vùng nước bề mặt không bị ô nhiễm ở nồng độ dưới microgam. Nồng độ cao nhất được tìm thấy trong nước ngầm và là 20 µg/dm3, trong nước biển - 0,02 µg/dm3.MPCv là 0,1 mg/dm3

Các nguồn chính của các hợp chất sắt trong nước bề mặt là các quá trình phong hóa hóa học của đá, kèm theo sự phá hủy và hòa tan cơ học của chúng. Trong quá trình tương tác với các chất khoáng và chất hữu cơ có trong nước tự nhiên, một phức hợp phức tạp của các hợp chất sắt được hình thành, có trong nước ở trạng thái hòa tan, keo và lơ lửng. Một lượng sắt đáng kể đi kèm với dòng chảy ngầm và nước thải từ các doanh nghiệp thuộc ngành luyện kim, gia công kim loại, dệt, sơn và vecni và nước thải nông nghiệp.

Cân bằng pha phụ thuộc vào thành phần hóa học của nước, pH, Eh, và ở một mức độ nào đó là nhiệt độ. Trong phân tích thông thường hình thức có trọng số phát ra các hạt có kích thước lớn hơn 0,45 micron. Nó chủ yếu là các khoáng chất chứa sắt, hydrat oxit sắt và các hợp chất sắt được hấp phụ trên các huyền phù. Dạng hòa tan thực sự và dạng keo thường được xem xét cùng nhau. sắt hòa tanđại diện bởi các hợp chất ở dạng ion, ở dạng hydroxocomplex và phức chất với các chất vô cơ và hữu cơ hòa tan của nước tự nhiên. Ở dạng ion, chủ yếu là Fe(II) di chuyển và Fe(III) khi không có các chất tạo phức không thể có một lượng đáng kể ở trạng thái hòa tan.

Sắt được tìm thấy chủ yếu ở vùng nước có giá trị Eh thấp.

Do quá trình oxy hóa hóa học và sinh hóa (với sự tham gia của vi khuẩn sắt), Fe(II) chuyển thành Fe(III), khi thủy phân sẽ kết tủa dưới dạng Fe(OH)3. Cả Fe(II) và Fe(III) đều có xu hướng tạo phức hydroxo loại +, 4+, +, 3+, - và những chất khác cùng tồn tại trong dung dịch ở các nồng độ khác nhau tùy thuộc vào độ pH và thường xác định trạng thái của hệ thống sắt-hydroxyl. Dạng xuất hiện chủ yếu của Fe(III) trong nước bề mặt là các hợp chất phức tạp của nó với các hợp chất vô cơ và hữu cơ hòa tan, chủ yếu là các chất mùn. Ở pH = 8,0, dạng chính là Fe(OH)3 Dạng keo của sắt ít được nghiên cứu nhất là sắt oxit hydrat Fe(OH)3 và tạo phức với các chất hữu cơ.

Hàm lượng sắt trong vùng nước bề mặt của đất là một phần mười miligam, gần đầm lầy - một vài miligam. Hàm lượng sắt tăng lên được quan sát thấy ở vùng nước đầm lầy, trong đó nó được tìm thấy ở dạng phức hợp với muối của axit humic - humates. Nồng độ sắt cao nhất (lên đến vài chục và hàng trăm miligam trên 1 dm3) được quan sát thấy trong nước ngầm có giá trị pH thấp.

Là một nguyên tố có hoạt tính sinh học, sắt ở một mức độ nhất định ảnh hưởng đến cường độ phát triển của thực vật phù du và thành phần chất lượng của hệ vi sinh vật trong hồ chứa.

Nồng độ sắt có thể dao động rõ rệt theo mùa. Thông thường, ở các hồ chứa có năng suất sinh học cao, trong thời kỳ đình trệ mùa hè và mùa đông, nồng độ sắt ở các tầng nước đáy tăng lên là điều dễ nhận thấy. Sự pha trộn giữa mùa thu và mùa xuân của các khối nước (đồng hóa) đi kèm với quá trình oxy hóa Fe(II) thành Fe(III) và kết tủa sau này ở dạng Fe(OH)3.

Nó xâm nhập vào vùng nước tự nhiên trong quá trình lọc đất, quặng đa kim và đồng, do sự phân hủy của các sinh vật dưới nước có khả năng tích tụ nó. Các hợp chất cadmium được đưa vào nước mặt cùng với nước thải từ các nhà máy chì-kẽm, nhà máy luyện quặng, một số doanh nghiệp hóa chất (sản xuất axit sunfuric), sản xuất mạ điện và cả với nước mỏ. Sự giảm nồng độ của các hợp chất cadmium hòa tan xảy ra do các quá trình hấp thụ, kết tủa cadmium hydroxit và cacbonat và sự tiêu thụ của chúng bởi các sinh vật dưới nước.

Các dạng hòa tan của cadmium trong nước tự nhiên chủ yếu là các phức chất khoáng và khoáng hữu cơ. Dạng lơ lửng chính của cadmium là các hợp chất được hấp phụ của nó. Một phần đáng kể của cadmium có thể di chuyển trong tế bào của các sinh vật dưới nước.

Trong nước sông không bị ô nhiễm và ô nhiễm nhẹ, cadmium được chứa ở nồng độ dưới microgam; trong nước bị ô nhiễm và nước thải, nồng độ cadmium có thể đạt tới hàng chục microgam trên 1 dm3.

Các hợp chất cadmium đóng một vai trò quan trọng trong cuộc sống của động vật và con người. Nó độc hại ở nồng độ cao, đặc biệt là khi kết hợp với các chất độc hại khác.

MPCv là 0,001 mg/dm3, MPCvr là 0,0005 mg/dm3 (dấu hiệu giới hạn mức độ gây hại là dấu hiệu độc học).

Các hợp chất coban xâm nhập vào nước tự nhiên do quá trình lọc từ pyrit đồng và các quặng khác, từ đất trong quá trình phân hủy của sinh vật và thực vật, cũng như nước thải từ các nhà máy luyện kim, luyện kim và hóa chất. Một số lượng coban đến từ đất do sự phân hủy của các sinh vật thực vật và động vật.

Các hợp chất coban trong nước tự nhiên ở trạng thái hòa tan và lơ lửng, tỷ lệ định lượng giữa chúng được xác định bởi thành phần hóa học của nước, nhiệt độ và giá trị pH. Các dạng hòa tan được đại diện chủ yếu bởi các hợp chất phức tạp, bao gồm. với các chất hữu cơ trong nước tự nhiên. Các hợp chất coban hóa trị hai là đặc trưng nhất của nước bề mặt. Với sự có mặt của các tác nhân oxy hóa, coban hóa trị ba có thể tồn tại ở nồng độ đáng kể.

Cobalt là một trong những nguyên tố có hoạt tính sinh học và luôn được tìm thấy trong cơ thể động vật và thực vật. Hàm lượng coban không đủ trong thực vật có liên quan đến hàm lượng không đủ trong đất, góp phần vào sự phát triển bệnh thiếu máu ở động vật (vùng không có rừng taiga-chernozem). Là một phần của vitamin B12, coban có tác dụng rất tích cực trong việc hấp thụ các chất nitơ, tăng hàm lượng chất diệp lục và axit ascorbic, kích hoạt quá trình sinh tổng hợp và tăng hàm lượng nitơ protein trong thực vật. Tuy nhiên, nồng độ cao của các hợp chất coban là độc hại.

Trong nước sông không bị ô nhiễm và ô nhiễm nhẹ, hàm lượng của nó thay đổi từ phần mười đến phần nghìn miligam trên 1 dm3, hàm lượng trung bình trong nước biển là 0,5 μg/dm3. MPCv là 0,1 mg/dm3, MPCv là 0,01 mg/dm3.

mangan

Mangan xâm nhập vào vùng nước bề mặt do quá trình lọc quặng sắt từ và các khoáng chất khác có chứa mangan (pyrolusite, psilomelane, brownite, manganite, đất son đen). Một lượng mangan đáng kể đến từ sự phân hủy của động vật thủy sinh và sinh vật thực vật, đặc biệt là tảo xanh, tảo cát và thực vật thủy sinh bậc cao. Các hợp chất mangan được thải vào các hồ chứa nước thải từ các nhà máy chế biến mangan, nhà máy luyện kim, doanh nghiệp công nghiệp hóa chất và nước mỏ.

Sự giảm nồng độ của các ion mangan trong nước tự nhiên xảy ra do quá trình oxy hóa Mn(II) thành MnO2 và các oxit hóa trị cao khác kết tủa. Các thông số chính quyết định phản ứng oxy hóa là nồng độ oxy hòa tan, giá trị pH và nhiệt độ. Nồng độ của các hợp chất mangan hòa tan giảm do tảo sử dụng chúng.

Hình thức di chuyển chính của các hợp chất mangan trong nước bề mặt là huyền phù, thành phần của nó lần lượt được xác định bởi thành phần của đá thoát nước, cũng như hydroxit keo của kim loại nặng và hợp chất mangan hấp phụ. Có tầm quan trọng thiết yếu trong việc di chuyển mangan ở dạng hòa tan và keo là các chất hữu cơ và các quá trình hình thành phức hợp mangan với các phối tử vô cơ và hữu cơ. Mn(II) tạo phức tan với bicacbonat và sunfat. Các phức chất của mangan với ion clorua rất hiếm. Các hợp chất phức tạp của Mn(II) với các chất hữu cơ thường kém bền hơn so với các kim loại chuyển tiếp khác. Chúng bao gồm các hợp chất với amin, axit hữu cơ, axit amin và các chất humic. Mn(III) ở nồng độ cao chỉ có thể ở trạng thái hòa tan khi có mặt các tác nhân tạo phức mạnh; Mn(YII) không xuất hiện trong nước tự nhiên.

Ở nước sông, hàm lượng mangan thường dao động từ 1 - 160 µg/dm3, ở nước biển hàm lượng trung bình là 2 µg/dm3, ở nước ngầm - n.102 - n.103 µg/dm3.

Nồng độ mangan trong nước mặt thay đổi theo mùa.

Các yếu tố quyết định sự thay đổi nồng độ mangan là tỷ lệ giữa dòng chảy bề mặt và dòng chảy ngầm, cường độ tiêu thụ của nó trong quá trình quang hợp, sự phân hủy của thực vật phù du, vi sinh vật và thảm thực vật thủy sinh bậc cao, cũng như các quá trình lắng đọng của nó dưới đáy các vùng nước.

Vai trò của mangan đối với đời sống thực vật bậc cao và tảo trong thủy vực là rất lớn. Mangan góp phần vào việc sử dụng CO2 của thực vật, làm tăng cường độ quang hợp, tham gia vào các quá trình khử nitrat và đồng hóa nitơ của thực vật. Mangan thúc đẩy quá trình chuyển đổi Fe(II) hoạt động thành Fe(III), giúp bảo vệ tế bào khỏi bị nhiễm độc, thúc đẩy sự phát triển của sinh vật, v.v. Vai trò sinh thái và sinh lý quan trọng của mangan đòi hỏi phải nghiên cứu và phân phối mangan trong nước tự nhiên.

Đối với các vùng nước dùng cho mục đích vệ sinh, MPCv (theo ion mangan) được quy định bằng 0,1 mg/dm3.

Dưới đây là bản đồ phân bố nồng độ trung bình của các kim loại: mangan, đồng, niken và chì được xây dựng theo số liệu quan trắc năm 1989 - 1993. tại 123 thành phố. Việc sử dụng dữ liệu sau này được coi là không phù hợp, vì do giảm sản xuất, nồng độ chất rắn lơ lửng và theo đó, kim loại đã giảm đáng kể.

Ảnh hưởng đến sức khỏe. Nhiều kim loại là thành phần cấu tạo nên bụi và có ảnh hưởng không nhỏ đến sức khỏe.

Mangan đi vào khí quyển từ khí thải từ các doanh nghiệp luyện kim màu (60% tổng lượng phát thải mangan), kỹ thuật cơ khí và gia công kim loại (23%), luyện kim màu (9%), nhiều nguồn nhỏ, chẳng hạn như từ hàn.

Nồng độ mangan cao dẫn đến sự xuất hiện của các tác dụng gây độc thần kinh, tổn thương dần dần hệ thần kinh trung ương, viêm phổi.
Nồng độ mangan cao nhất (0,57 - 0,66 µg/m3) được quan sát thấy ở các trung tâm luyện kim lớn: ở Lipetsk và Cherepovets, cũng như ở Magadan. Hầu hết các thành phố có nồng độ Mn cao (0,23 - 0,69 µg/m3) đều tập trung ở bán đảo Kola: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (xem bản đồ).

Cho 1991 - 1994 phát thải mangan từ các nguồn công nghiệp giảm 62%, nồng độ trung bình - 48%.

Đồng là một trong những nguyên tố vi lượng quan trọng nhất. Hoạt động sinh lý của đồng chủ yếu liên quan đến việc nó được đưa vào thành phần của các trung tâm hoạt động của các enzym oxi hóa khử. Hàm lượng đồng trong đất không đủ ảnh hưởng xấu đến quá trình tổng hợp protein, chất béo và vitamin và góp phần làm vô sinh các sinh vật thực vật. Đồng tham gia vào quá trình quang hợp và ảnh hưởng đến sự hấp thụ nitơ của thực vật. Đồng thời, nồng độ đồng quá mức có ảnh hưởng xấu đến các sinh vật thực vật và động vật.

Các hợp chất Cu(II) phổ biến nhất trong nước tự nhiên. Trong số các hợp chất Cu(I), Cu2O, Cu2S và CuCl ít tan trong nước là phổ biến nhất. Với sự có mặt của các phối tử trong môi trường nước, cùng với trạng thái cân bằng của sự phân ly hydroxit, cần phải tính đến sự hình thành các dạng phức chất khác nhau ở trạng thái cân bằng với các ion kim loại trong nước.

Nguồn chính của đồng xâm nhập vào nước tự nhiên là nước thải từ các ngành công nghiệp hóa chất và luyện kim, nước mỏ và thuốc thử aldehyde được sử dụng để diệt tảo. Đồng có thể hình thành do sự ăn mòn của ống đồng và các cấu trúc khác được sử dụng trong hệ thống nước. Trong nước ngầm, hàm lượng đồng là do sự tương tác của nước với các loại đá chứa nó (chalcopyrite, chalcocite, covellite, bornite, malachite, azurite, chrysacolla, brotantine).

Nồng độ tối đa cho phép của đồng trong nước của các hồ chứa nước vệ sinh và sinh hoạt là 0,1 mg/dm3 (dấu hiệu giới hạn của tác hại là vệ sinh chung), trong nước của các hồ chứa thủy sản là 0,001 mg/dm3.

Thành phố

Norilsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Lượng phát thải М (nghìn tấn/năm) oxit đồng và nồng độ trung bình hàng năm q (µg/m3) đồng.

Đồng bay vào không khí cùng với khí thải từ các ngành luyện kim. Trong khí thải vật chất dạng hạt chứa chủ yếu ở dạng hợp chất, chủ yếu là đồng oxit.

Các doanh nghiệp luyện kim màu chiếm 98,7% tổng lượng phát thải kim loại này do con người tạo ra, trong đó 71% được thực hiện bởi các doanh nghiệp thuộc sở hữu của Norilsk Nickel ở Zapolyarny và Nikel, Monchegorsk và Norilsk, và khoảng 25% lượng khí thải đồng được thực hiện ra ở Revda, Krasnouralsk , Kolchugino và những nơi khác.

Nồng độ đồng cao dẫn đến nhiễm độc, thiếu máu và viêm gan.

Như có thể thấy từ bản đồ, nồng độ đồng cao nhất được ghi nhận ở các thành phố Lipetsk và Rudnaya Pristan. Nồng độ đồng cũng tăng lên ở các thành phố của Bán đảo Kola, ở Zapolyarny, Monchegorsk, Nikel, Olenegorsk và cả ở Norilsk.

Phát thải đồng từ các nguồn công nghiệp giảm 34%, nồng độ trung bình - 42%.

molypden

Các hợp chất molypden xâm nhập vào vùng nước bề mặt do chúng bị lọc từ các khoáng chất ngoại sinh có chứa molypden. Molypden cũng xâm nhập vào các vùng nước cùng với nước thải từ các nhà máy chế biến và doanh nghiệp luyện kim màu. Sự giảm nồng độ của các hợp chất molypden xảy ra do sự kết tủa của các hợp chất ít hòa tan, quá trình hấp phụ bởi huyền phù khoáng chất và sự tiêu thụ của các sinh vật thủy sinh thực vật.

Molypden trong nước mặt chủ yếu ở dạng MoO42-. Rất có khả năng nó tồn tại ở dạng phức hợp hữu cơ. Khả năng tích tụ một số ở trạng thái keo xuất phát từ thực tế là các sản phẩm của quá trình oxy hóa molypdenite là các chất phân tán mịn.

Trong nước sông, molypden được tìm thấy ở nồng độ từ 2,1 đến 10,6 µg/dm3. Nước biển chứa trung bình 10 µg/dm3 molypden.

Với số lượng nhỏ, molypden cần thiết cho sự phát triển bình thường của thực vật và động vật. Molypden là một phần của enzym xanthine oxidase. Với sự thiếu hụt molypden, enzyme được hình thành với số lượng không đủ, gây ra các phản ứng tiêu cực trong cơ thể. Ở nồng độ cao, molypden có hại. Với sự dư thừa molypden, quá trình trao đổi chất bị xáo trộn.

Nồng độ tối đa cho phép của molypden trong các vùng nước dùng cho mục đích vệ sinh là 0,25 mg/dm3.

Asen xâm nhập vào vùng nước tự nhiên từ các suối khoáng, các khu vực khoáng hóa asen (asen pyrit, realgar, orpiment), cũng như từ các vùng oxy hóa các loại đá đa kim, đồng-coban và vonfram. Một lượng thạch tín nhất định đến từ đất, cũng như từ sự phân hủy của các sinh vật thực vật và động vật. Việc tiêu thụ asen của các sinh vật dưới nước là một trong những nguyên nhân làm giảm nồng độ của nó trong nước, biểu hiện rõ nhất trong thời kỳ sinh vật phù du phát triển mạnh mẽ.

Một lượng đáng kể asen xâm nhập vào các nguồn nước cùng với nước thải từ các nhà máy chế biến, chất thải từ quá trình sản xuất thuốc nhuộm, xưởng thuộc da và nhà máy sản xuất thuốc trừ sâu, cũng như từ các vùng đất nông nghiệp nơi sử dụng thuốc trừ sâu.

Trong nước tự nhiên, các hợp chất asen ở trạng thái hòa tan và lơ lửng, tỷ lệ giữa chúng được xác định bởi thành phần hóa học của nước và giá trị pH. Ở dạng hòa tan, asen tồn tại ở dạng hóa trị ba và hóa trị năm, chủ yếu ở dạng anion.

Trong nước sông không bị ô nhiễm, asen thường được tìm thấy ở nồng độ microgam. Trong nước khoáng, nồng độ của nó có thể đạt tới vài miligam trên 1 dm3, trong nước biển, nó chứa trung bình 3 µg/dm3, trong nước ngầm, nó xảy ra với nồng độ n.105 µg/dm3. Các hợp chất asen ở nồng độ cao gây độc cho cơ thể động vật và con người: chúng ức chế quá trình oxy hóa, ức chế cung cấp oxy cho các cơ quan và mô.

MPCv đối với asen là 0,05 mg/dm3 (chỉ tiêu giới hạn mức độ nguy hại là độc chất vệ sinh) và MPCv là 0,05 mg/dm3.

Sự hiện diện của niken trong nước tự nhiên là do thành phần của đá mà nước đi qua: nó được tìm thấy ở những nơi có các mỏ quặng đồng-niken sunfua và quặng sắt-niken. Nó xâm nhập vào nước từ đất và từ các sinh vật thực vật và động vật trong quá trình phân hủy của chúng. Hàm lượng niken tăng lên so với các loại tảo khác đã được tìm thấy trong tảo lam. Các hợp chất niken cũng xâm nhập vào các nguồn nước cùng với nước thải từ các cửa hàng mạ niken, nhà máy cao su tổng hợp và nhà máy làm giàu niken. Lượng khí thải niken khổng lồ đi kèm với việc đốt nhiên liệu hóa thạch.

Nồng độ của nó có thể giảm do sự kết tủa của các hợp chất như xyanua, sunfua, cacbonat hoặc hydroxit (với giá trị pH tăng), do các sinh vật dưới nước tiêu thụ và quá trình hấp phụ.

Trong nước bề mặt, các hợp chất niken ở trạng thái hòa tan, lơ lửng và keo, tỷ lệ định lượng giữa chúng phụ thuộc vào thành phần nước, nhiệt độ và giá trị pH. Chất hấp phụ của hợp chất niken có thể là hydroxit sắt, chất hữu cơ, canxi cacbonat phân tán cao, đất sét. Các dạng hòa tan chủ yếu là các ion phức tạp, thường là với axit amin, axit humic và axit fulvic, cũng như ở dạng phức hợp xyanua mạnh. Các hợp chất niken phổ biến nhất trong nước tự nhiên, trong đó nó ở trạng thái oxy hóa +2. Hợp chất Ni3+ thường được tạo thành trong môi trường kiềm.

Hợp chất niken đóng vai trò quan trọng trong quá trình tạo máu, là chất xúc tác. Nội dung tăng lên của nó có tác dụng cụ thể đối với hệ thống tim mạch. Niken là một trong những nguyên tố gây ung thư. Nó có thể gây ra các bệnh về đường hô hấp. Người ta tin rằng các ion niken tự do (Ni2+) độc hơn khoảng 2 lần so với các hợp chất phức tạp của nó.

Ở vùng nước sông không bị ô nhiễm và ô nhiễm nhẹ, nồng độ niken thường dao động trong khoảng 0,8 - 10 µg/dm3; trong ô nhiễm nó là vài chục microgam trên 1 dm3. Nồng độ trung bình của niken trong nước biển là 2 µg/dm3, trong nước ngầm - n.103 µg/dm3. Trong nước ngầm rửa đá chứa niken, nồng độ niken đôi khi tăng đến 20 mg/dm3.

Niken đi vào bầu khí quyển từ các doanh nghiệp luyện kim màu, chiếm 97% tổng lượng phát thải niken, trong đó 89% đến từ các doanh nghiệp thuộc mối quan tâm của Norilsk Nickel ở Zapolyarny và Nikel, Monchegorsk và Norilsk.

Hàm lượng niken trong môi trường tăng lên dẫn đến sự xuất hiện của các bệnh lưu hành, ung thư phế quản. Các hợp chất niken thuộc nhóm chất gây ung thư thứ nhất.
Bản đồ cho thấy một số điểm có nồng độ niken trung bình cao tại các địa điểm thuộc mối quan tâm của Norilsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Khí thải niken từ các doanh nghiệp công nghiệp giảm 28%, nồng độ trung bình - 35%.

Lượng phát thải М (nghìn tấn/năm) và nồng độ trung bình hàng năm q (µg/m3) niken.

Nó xâm nhập vào vùng nước tự nhiên do quá trình lọc các khoáng chất chứa thiếc (cassiterit, stannin), cũng như nước thải từ các ngành công nghiệp khác nhau (nhuộm vải, tổng hợp thuốc nhuộm hữu cơ, sản xuất hợp kim có thêm thiếc, vân vân.).

Tác dụng độc hại của thiếc là nhỏ.

Thiếc được tìm thấy trong vùng nước bề mặt không bị ô nhiễm ở nồng độ dưới microgam. Trong nước ngầm, nồng độ của nó đạt tới vài microgam trên 1 dm3. MPCv là 2 mg/dm3.

Các hợp chất thủy ngân có thể xâm nhập vào vùng nước bề mặt do quá trình lọc đá trong khu vực tích tụ thủy ngân (cinnabar, metacinnabarite, livingstone), trong quá trình phân hủy các sinh vật dưới nước tích tụ thủy ngân. Một lượng đáng kể xâm nhập vào các vùng nước cùng với nước thải từ các doanh nghiệp sản xuất thuốc nhuộm, thuốc trừ sâu, dược phẩm và một số chất nổ. Các nhà máy nhiệt điện đốt than thải vào khí quyển một lượng đáng kể các hợp chất thủy ngân, do hậu quả của bụi phóng xạ khô và ướt, xâm nhập vào các vùng nước.

Sự giảm nồng độ của các hợp chất thủy ngân hòa tan xảy ra do nhiều sinh vật biển và nước ngọt khai thác chúng, có khả năng tích lũy nó ở nồng độ cao hơn nhiều lần so với hàm lượng của nó trong nước, cũng như các quá trình hấp phụ bởi chất rắn lơ lửng và trầm tích đáy.

Trong nước mặt, các hợp chất thủy ngân ở trạng thái hòa tan và lơ lửng. Tỷ lệ giữa chúng phụ thuộc vào thành phần hóa học của nước và giá trị pH. Thủy ngân lơ lửng là các hợp chất thủy ngân hấp phụ. Các dạng hòa tan là các phân tử không phân ly, các hợp chất hữu cơ và khoáng chất phức tạp. Trong nước của các vùng nước, thủy ngân có thể ở dạng hợp chất metyl thủy ngân.

Các hợp chất thủy ngân có độc tính cao, chúng ảnh hưởng đến hệ thần kinh của con người, gây ra những thay đổi ở màng nhầy, suy giảm chức năng vận động và bài tiết của đường tiêu hóa, những thay đổi trong máu, v.v. Quá trình methyl hóa vi khuẩn nhằm mục đích hình thành các hợp chất methyl thủy ngân, trong đó độc gấp nhiều lần so với muối khoáng thủy ngân. Các hợp chất metyl thủy ngân tích tụ trong cá và có thể xâm nhập vào cơ thể con người.

MPCv của thủy ngân là 0,0005 mg/dm3 (dấu hiệu giới hạn mức độ nguy hại là độc chất vệ sinh), MPCv là 0,0001 mg/dm3.

Nguồn chì tự nhiên trong nước mặt là quá trình hòa tan các khoáng chất nội sinh (galena) và ngoại sinh (anglesite, cerussite, v.v.). Sự gia tăng đáng kể hàm lượng chì trong môi trường (bao gồm cả trong nước bề mặt) có liên quan đến việc đốt than, sử dụng chì tetraethyl làm chất chống kích nổ trong nhiên liệu động cơ, với việc loại bỏ nước thải từ các nhà máy chế biến quặng vào các vùng nước , một số nhà máy luyện kim, công nghiệp hóa chất, hầm mỏ, v.v. Các yếu tố quan trọng làm giảm nồng độ chì trong nước là sự hấp phụ của nó bởi các chất rắn lơ lửng và lắng đọng cùng với chúng thành trầm tích đáy. Trong số các kim loại khác, chì được chiết xuất và tích lũy bởi hydrobiont.

Chì được tìm thấy trong nước tự nhiên ở trạng thái hòa tan và lơ lửng (hấp thụ). Ở dạng hòa tan, nó xảy ra ở dạng phức hợp khoáng chất và hữu cơ, cũng như các ion đơn giản, ở dạng không hòa tan - chủ yếu ở dạng sunfua, sunfat và cacbonat.

Trong nước sông, nồng độ chì dao động từ phần mười đến đơn vị microgam trên 1 dm3. Ngay cả trong nước của các vùng nước tiếp giáp với các khu vực quặng đa kim, nồng độ của nó hiếm khi đạt tới hàng chục miligam trên 1 dm3. Chỉ trong nước nóng clorua, nồng độ chì đôi khi đạt tới vài miligam trên 1 dm3.

Chỉ số giới hạn về tác hại của chì là độc chất vệ sinh. MPCv của chì là 0,03 mg/dm3, MPCv là 0,1 mg/dm3.

Chì có trong khí thải từ các xí nghiệp luyện kim, gia công kim loại, kỹ thuật điện, hóa dầu và vận tải cơ giới.

Tác động của chì đối với sức khỏe xảy ra khi hít phải không khí có chứa chì và hấp thụ chì qua thực phẩm, nước và các hạt bụi. Chì tích tụ trong cơ thể, trong xương và các mô bề mặt. Chì ảnh hưởng đến thận, gan, hệ thần kinh và các cơ quan tạo máu. Người già và trẻ em đặc biệt nhạy cảm với chì dù ở liều lượng thấp.

Lượng khí thải M (nghìn tấn/năm) và nồng độ trung bình hàng năm q (µg/m3) chì.

Trong bảy năm, lượng khí thải chì từ các nguồn công nghiệp đã giảm 60% do cắt giảm sản xuất và đóng cửa nhiều doanh nghiệp. Lượng khí thải công nghiệp giảm mạnh không đi kèm với việc giảm lượng khí thải từ phương tiện giao thông. Nồng độ chì trung bình chỉ giảm 41%. Sự khác biệt về tỷ lệ giảm thiểu và nồng độ chì có thể được giải thích bằng việc đánh giá thấp lượng khí thải của phương tiện giao thông trong những năm trước; Hiện tại, số lượng ô tô và cường độ di chuyển của chúng đã tăng lên.

Tetraetyl chì

Nó xâm nhập vào vùng nước tự nhiên do được sử dụng làm chất chống kích nổ trong nhiên liệu động cơ của các phương tiện giao thông đường thủy, cũng như dòng chảy bề mặt từ các khu vực đô thị.

Chất này được đặc trưng bởi độc tính cao, có đặc tính tích lũy.

Nguồn bạc xâm nhập vào nước mặt là nước ngầm và nước thải từ các mỏ, nhà máy chế biến và doanh nghiệp chụp ảnh. Hàm lượng bạc tăng lên có liên quan đến việc sử dụng các chế phẩm diệt khuẩn và diệt tảo.

Trong nước thải, bạc có thể tồn tại ở dạng hòa tan và lơ lửng, chủ yếu ở dạng muối halogenua.

Ở vùng nước bề mặt không bị ô nhiễm, bạc được tìm thấy ở nồng độ dưới microgam. Trong nước ngầm, hàm lượng bạc thay đổi từ vài đến vài chục microgam trên 1 dm3, trong nước biển trung bình 0,3 μg/dm3.

Các ion bạc có khả năng tiêu diệt vi khuẩn và khử trùng nước ngay cả ở nồng độ nhỏ (giới hạn dưới của tác dụng diệt khuẩn của các ion bạc là 2,10-11 mol/dm3). Vai trò của bạc trong cơ thể động vật và con người chưa được nghiên cứu đầy đủ.

MPCv của bạc là 0,05 mg/dm3.

Antimon xâm nhập vào nước bề mặt thông qua quá trình lọc các khoáng chất antimon (stibnite, senarmontite, valentinite, serveite, stibiocanite) và với nước thải từ các xí nghiệp cao su, thủy tinh, nhuộm và diêm.

Trong nước tự nhiên, hợp chất antimon ở trạng thái hòa tan và lơ lửng. Trong các điều kiện oxi hóa khử đặc trưng của nước bề mặt, cả antimon hóa trị ba và hóa trị năm đều có thể tồn tại.

Trong nước mặt không bị ô nhiễm, antimon được tìm thấy ở nồng độ dưới microgam, trong nước biển nồng độ của nó đạt 0,5 µg/dm3, trong nước ngầm - 10 µg/dm3. MPCv của antimon là 0,05 mg/dm3 (chỉ tiêu giới hạn mức độ nguy hại là độc chất vệ sinh), MPCv là 0,01 mg/dm3.

Các hợp chất crom hóa trị ba và hóa trị sáu xâm nhập vào nước bề mặt do quá trình lọc từ đá (chromite, crocoite, uvarovite, v.v.). Một số lượng đến từ sự phân hủy của các sinh vật và thực vật, từ đất. Một lượng đáng kể có thể xâm nhập vào các vùng nước cùng với nước thải từ các xưởng mạ điện, xưởng nhuộm của các doanh nghiệp dệt may, thuộc da và công nghiệp hóa chất. Có thể quan sát thấy sự giảm nồng độ của các ion crom do sự tiêu thụ của chúng bởi các sinh vật dưới nước và quá trình hấp phụ.

Trong nước bề mặt, các hợp chất crom ở trạng thái hòa tan và lơ lửng, tỷ lệ giữa chúng phụ thuộc vào thành phần của nước, nhiệt độ và độ pH của dung dịch. Các hợp chất crom lơ lửng chủ yếu là các hợp chất crom hấp phụ. Chất hấp thụ có thể là đất sét, hydroxit sắt, canxi cacbonat lắng đọng phân tán cao, dư lượng thực vật và động vật. Ở dạng hòa tan, crom có ​​thể ở dạng cromat và dicromat. Trong điều kiện hiếu khí, Cr(VI) biến đổi thành Cr(III), muối của nó trong môi trường trung tính và kiềm bị thủy phân giải phóng hydroxit.

Ở các vùng nước sông không bị ô nhiễm và ô nhiễm nhẹ, hàm lượng crom dao động từ vài phần mười microgam trên lít đến vài microgam trên lít, ở các vùng nước bị ô nhiễm lên tới vài chục đến hàng trăm microgam trên lít. Nồng độ trung bình trong nước biển là 0,05 µg/dm3, trong nước ngầm - thường nằm trong khoảng n.10 - n.102 µg/dm3.

Các hợp chất Cr(VI) và Cr(III) với lượng tăng lên có đặc tính gây ung thư. Hợp chất Cr(VI) nguy hiểm hơn.

Nó xâm nhập vào vùng nước tự nhiên do quá trình phá hủy và hòa tan tự nhiên của đá và khoáng chất (sphalerite, kẽmite, goslarite, smithsonite, calamine), cũng như nước thải từ các nhà máy chế biến quặng và cửa hàng mạ điện, sản xuất giấy da, sơn khoáng , sợi viscose và các loại khác

Trong nước, nó tồn tại chủ yếu ở dạng ion hoặc ở dạng phức chất khoáng và hữu cơ. Đôi khi nó xảy ra ở dạng không hòa tan: ở dạng hydroxit, cacbonat, sunfua, v.v.

Ở nước sông, nồng độ kẽm thường dao động từ 3 đến 120 µg/dm3, ở vùng biển - từ 1,5 đến 10 µg/dm3. Hàm lượng trong quặng và đặc biệt là trong nước mỏ có giá trị pH thấp có thể là đáng kể.

Kẽm là một trong những nguyên tố vi lượng hoạt động có ảnh hưởng đến sự tăng trưởng và phát triển bình thường của sinh vật. Đồng thời, nhiều hợp chất kẽm độc hại, chủ yếu là sulfat và clorua.

MPCv Zn2+ là 1 mg/dm3 (chỉ báo giới hạn mức độ gây hại - cảm quan), MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/dm3 (dấu hiệu giới hạn mức độ gây hại - độc học).

Kim loại nặng đã đứng ở vị trí thứ hai về mức độ nguy hiểm, sau thuốc trừ sâu và vượt xa các chất gây ô nhiễm nổi tiếng như carbon dioxide và lưu huỳnh, nhưng theo dự báo, chúng sẽ trở thành nguy hiểm nhất, nguy hiểm hơn cả chất thải nhà máy điện hạt nhân và chất thải rắn . Ô nhiễm kim loại nặng có liên quan đến việc sử dụng rộng rãi chúng trong sản xuất công nghiệp, cùng với hệ thống lọc kém, do đó kim loại nặng xâm nhập vào môi trường, bao gồm cả đất, gây ô nhiễm và nhiễm độc.

Kim loại nặng là một trong những chất gây ô nhiễm ưu tiên, việc giám sát là bắt buộc trong mọi môi trường. Trong các công trình khoa học và ứng dụng khác nhau, các tác giả đã giải thích ý nghĩa của khái niệm "kim loại nặng" theo những cách khác nhau. Trong một số trường hợp, định nghĩa về kim loại nặng bao gồm các nguyên tố giòn (ví dụ bismuth) hoặc á kim (ví dụ asen).

Đất là môi trường chính mà kim loại nặng xâm nhập vào, kể cả từ khí quyển và môi trường nước. Nó cũng đóng vai trò là nguồn ô nhiễm thứ cấp của không khí bề mặt và nước đi vào Đại dương Thế giới từ nó. Kim loại nặng được thực vật đồng hóa từ đất, sau đó chúng đi vào thức ăn của các động vật có tổ chức cao hơn.
tiếp tục
--NGẮT TRANG-- 3.3. nhiễm độc chì
Hiện nay, chì chiếm vị trí hàng đầu trong các nguyên nhân gây ngộ độc công nghiệp. Điều này là do ứng dụng rộng rãi của nó trong các ngành công nghiệp khác nhau. Công nhân quặng chì tiếp xúc với chì trong các nhà máy luyện chì, trong sản xuất pin, hàn, trong nhà in, sản xuất thủy tinh pha lê hoặc các sản phẩm gốm sứ, xăng pha chì, sơn chì, v.v. Ô nhiễm chì trong không khí, đất và khí quyển nước trong vùng lân cận của các ngành công nghiệp như vậy, cũng như gần các đường cao tốc chính, tạo ra mối đe dọa phơi nhiễm chì đối với người dân sống ở những khu vực này, và trên hết là trẻ em, những người nhạy cảm hơn với tác động của kim loại nặng.
Cần lưu ý với sự tiếc nuối rằng ở Nga không có chính sách nhà nước về quy định pháp lý, quy định và kinh tế về tác động của chì đối với môi trường và sức khỏe cộng đồng, về việc giảm phát thải (xả thải, chất thải) chì và các hợp chất của nó vào môi trường và chấm dứt hoàn toàn việc sản xuất xăng có chứa chì.

Do công tác giáo dục giải thích cho người dân về mức độ nguy hiểm của việc tiếp xúc với kim loại nặng đối với cơ thể con người là cực kỳ không thỏa đáng, ở Nga, số lượng người có tiếp xúc nghề nghiệp với chì không giảm mà đang tăng dần. Các trường hợp nhiễm độc chì mãn tính đã được ghi nhận tại 14 ngành công nghiệp ở Nga. Các ngành công nghiệp hàng đầu là công nghiệp điện (sản xuất pin), chế tạo dụng cụ, in ấn và luyện kim loại màu, trong đó tình trạng nhiễm độc do vượt quá nồng độ chì tối đa cho phép (MAC) trong không khí của khu vực làm việc từ 20 trở lên. nhiều lần hơn.

Một nguồn chì đáng kể là khí thải ô tô, vì một nửa dân số Nga vẫn sử dụng xăng pha chì. Tuy nhiên, các nhà máy luyện kim, đặc biệt là các nhà máy luyện đồng, vẫn là nguồn gây ô nhiễm môi trường chính. Và có những nhà lãnh đạo ở đây. Trên lãnh thổ của vùng Sverdlovsk có 3 nguồn thải chì lớn nhất cả nước: tại các thành phố Krasnouralsk, Kirovograd và Revda.

Các ống khói của nhà máy luyện đồng Krasnouralsk, được xây dựng từ những năm công nghiệp hóa thời Stalin và sử dụng thiết bị từ năm 1932, hàng năm thải 150-170 tấn chì vào thành phố 34.000 dân, bao phủ mọi thứ bằng bụi chì.

Nồng độ chì trong đất của Krasnouralsk dao động từ 42,9 đến 790,8 mg/kg với nồng độ tối đa cho phép MPC = 130 micron/kg. Mẫu nước tại nguồn cấp nước của làng lân cận. Oktyabrsky, được cung cấp bởi nguồn nước ngầm, đã ghi nhận lượng MPC vượt quá hai lần.

Ô nhiễm chì có ảnh hưởng đến sức khỏe con người. Phơi nhiễm chì làm gián đoạn hệ thống sinh sản nam và nữ. Đối với phụ nữ trong độ tuổi mang thai và sinh đẻ, nồng độ chì trong máu tăng cao đặc biệt nguy hiểm, vì dưới ảnh hưởng của chì, chức năng kinh nguyệt bị rối loạn, sinh non, sẩy thai và tử vong thai nhi phổ biến hơn do sự xâm nhập của chì qua nhau thai. rào chắn. Trẻ sơ sinh có tỷ lệ tử vong cao.

Nhiễm độc chì cực kỳ nguy hiểm đối với trẻ nhỏ - nó ảnh hưởng đến sự phát triển của não và hệ thần kinh. Kiểm tra 165 trẻ em Krasnouralsk từ 4 tuổi cho thấy 75,7% trẻ chậm phát triển trí tuệ đáng kể và 6,8% trẻ được kiểm tra được phát hiện chậm phát triển trí tuệ, bao gồm cả chậm phát triển trí tuệ.

Trẻ mầm non là đối tượng dễ bị tác hại của chì nhất vì hệ thần kinh của trẻ vẫn đang trong giai đoạn phát triển. Ngay cả ở liều lượng thấp, ngộ độc chì làm giảm sự phát triển trí tuệ, sự chú ý và tập trung, chậm đọc, dẫn đến sự phát triển của tính hung hăng, hiếu động thái quá và các vấn đề hành vi khác ở trẻ. Những bất thường phát triển này có thể kéo dài và không thể đảo ngược. Trẻ sơ sinh nhẹ cân, còi cọc, khiếm thính cũng là hậu quả của nhiễm độc chì. Ngộ độc liều cao dẫn đến chậm phát triển tâm thần, hôn mê, co giật và tử vong.

Sách trắng do các chuyên gia Nga xuất bản báo cáo rằng ô nhiễm chì bao trùm toàn bộ đất nước và là một trong nhiều thảm họa môi trường ở Liên Xô cũ được đưa ra ánh sáng trong những năm gần đây. Hầu hết lãnh thổ của Nga đang phải chịu tải trọng do bụi phóng xạ chì vượt quá giá trị tới hạn đối với hoạt động bình thường của hệ sinh thái. Ở hàng chục thành phố, nồng độ chì trong không khí và đất vượt quá giá trị tương ứng với MPC.

Mức độ ô nhiễm không khí với chì cao nhất, vượt quá MPC, được quan sát thấy ở các thành phố Komsomolsk-on-Amur, Tobolsk, Tyumen, Karabash, Vladimir, Vladivostok.

Tải trọng lắng đọng chì tối đa dẫn đến suy thoái hệ sinh thái trên cạn được quan sát thấy ở các vùng Moscow, Vladimir, Nizhny Novgorod, Ryazan, Tula, Rostov và Leningrad.

Các nguồn cố định chịu trách nhiệm thải hơn 50 tấn chì ở dạng các hợp chất khác nhau vào các vùng nước. Đồng thời, 7 nhà máy sản xuất pin thải 35 tấn chì hàng năm qua hệ thống cống. Một phân tích về sự phân bố lượng chì thải vào các vùng nước trên lãnh thổ Nga cho thấy các vùng Leningrad, Yaroslavl, Perm, Samara, Penza và Oryol là những nơi dẫn đầu về loại tải trọng này.

Đất nước cần các biện pháp khẩn cấp để giảm ô nhiễm chì, nhưng cho đến nay cuộc khủng hoảng kinh tế của Nga đã làm lu mờ các vấn đề môi trường. Trong thời kỳ suy thoái công nghiệp kéo dài, Nga thiếu phương tiện để xử lý ô nhiễm trong quá khứ, nhưng nếu nền kinh tế bắt đầu phục hồi và các nhà máy hoạt động trở lại, tình trạng ô nhiễm chỉ có thể trở nên tồi tệ hơn.
10 thành phố ô nhiễm nhất Liên Xô cũ

(Kim loại được liệt kê theo thứ tự mức độ ưu tiên giảm dần cho một thành phố nhất định)

4. Vệ sinh đất. xử lý chất thải.
Đất ở các thành phố và các khu định cư khác và môi trường xung quanh chúng từ lâu đã khác với đất tự nhiên, có giá trị sinh học, đóng vai trò quan trọng trong việc duy trì cân bằng sinh thái. Đất ở các thành phố phải chịu những tác động có hại giống như không khí đô thị và thủy quyển, do đó sự xuống cấp đáng kể của nó xảy ra ở khắp mọi nơi. Vệ sinh đất chưa được quan tâm đúng mức, mặc dù tầm quan trọng của nó với tư cách là một trong những thành phần chính của sinh quyển (không khí, nước, đất) và là yếu tố môi trường sinh học thậm chí còn quan trọng hơn nước, vì số lượng của nó (chủ yếu là chất lượng của nước ngầm) được xác định bởi trạng thái của đất và không thể tách các yếu tố này ra khỏi nhau. Đất có khả năng tự làm sạch sinh học: trong đất có sự phân tách chất thải rơi vào đó và quá trình khoáng hóa của chúng; cuối cùng, đất bù đắp cho các khoáng chất bị mất do chi phí của chúng.

Nếu do đất quá tải, bất kỳ thành phần nào trong khả năng khoáng hóa của nó bị mất đi, điều này chắc chắn sẽ dẫn đến vi phạm cơ chế tự làm sạch và suy thoái hoàn toàn đất. Và ngược lại, việc tạo ra các điều kiện tối ưu để đất tự làm sạch góp phần duy trì sự cân bằng sinh thái và các điều kiện cho sự tồn tại của tất cả các sinh vật sống, bao gồm cả con người.

Do đó, vấn đề trung hòa chất thải có tác dụng sinh học có hại không chỉ giới hạn ở vấn đề xuất khẩu chúng; đó là một vấn đề vệ sinh phức tạp hơn, vì đất là mối liên kết giữa nước, không khí và con người.
4.1.
Vai trò của đất trong quá trình trao đổi chất

Mối quan hệ sinh học giữa đất và con người được thực hiện chủ yếu thông qua quá trình trao đổi chất. Có thể nói, đất là nguồn cung cấp khoáng chất cần thiết cho chu trình trao đổi chất, cho sự phát triển của thực vật mà con người và động vật ăn cỏ tiêu thụ, rồi lại bị con người và động vật ăn thịt ăn. Do đó, đất cung cấp thức ăn cho nhiều đại diện của thế giới thực vật và động vật.

Do đó, chất lượng đất bị suy giảm, giá trị sinh học giảm, khả năng tự làm sạch của nó gây ra phản ứng dây chuyền sinh học, trong trường hợp tác động có hại kéo dài, có thể dẫn đến nhiều rối loạn sức khỏe trong dân chúng. Hơn nữa, nếu quá trình khoáng hóa chậm lại, nitrat, nitơ, phốt pho, kali, v.v., được hình thành trong quá trình phân hủy các chất, có thể xâm nhập vào nguồn nước ngầm được sử dụng cho mục đích uống và gây ra các bệnh nghiêm trọng (ví dụ, nitrat có thể gây ra bệnh methemoglobin huyết, chủ yếu ở trẻ sơ sinh) .

Tiêu thụ nước từ đất nghèo iốt có thể gây ra bệnh bướu cổ địa phương, v.v.
4.2.
Mối quan hệ sinh thái giữa đất với nước và chất thải lỏng (nước thải)

Một người khai thác từ đất nước cần thiết để duy trì các quá trình trao đổi chất và sự sống. Chất lượng nước phụ thuộc vào tình trạng của đất; nó luôn phản ánh trạng thái sinh học của một loại đất nhất định.

Điều này đặc biệt áp dụng cho nước ngầm, giá trị sinh học của nó chủ yếu được xác định bởi tính chất của đất và đất, khả năng tự làm sạch của đất sau này, khả năng lọc của nó, thành phần của hệ thực vật vĩ mô, hệ vi sinh vật, v.v.

Ảnh hưởng trực tiếp của đất đối với nước mặt đã ít đáng kể hơn, nó chủ yếu liên quan đến lượng mưa. Ví dụ, sau những trận mưa lớn, các chất ô nhiễm khác nhau bị cuốn trôi khỏi đất vào các vùng nước mở (sông, hồ), bao gồm phân bón nhân tạo (đạm, phốt phát), thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ; ở các khu vực núi đá vôi, trầm tích nứt nẻ, các chất ô nhiễm có thể xâm nhập qua nứt thành sâu Các mạch nước ngầm.

Xử lý nước thải không đầy đủ cũng có thể gây ra các tác động sinh học có hại cho đất và cuối cùng dẫn đến suy thoái đất. Vì vậy, bảo vệ đất ở các khu định cư là một trong những yêu cầu chính để bảo vệ môi trường nói chung.
4.3.
Giới hạn tải lượng đất đối với chất thải rắn (rác thải sinh hoạt và đường phố, chất thải công nghiệp, bùn khô từ lắng đọng nước thải, chất phóng xạ, v.v.)

Vấn đề trở nên trầm trọng hơn bởi thực tế là do việc tạo ra ngày càng nhiều chất thải rắn ở các thành phố, đất ở vùng lân cận phải chịu áp lực ngày càng tăng. Tính chất và thành phần của đất đang xấu đi với tốc độ nhanh hơn bao giờ hết.

Trong số 64,3 triệu tấn giấy được sản xuất tại Hoa Kỳ, 49,1 triệu tấn bị lãng phí (trong số này, 26 triệu tấn được cung cấp bởi hộ gia đình và 23,1 triệu tấn bởi mạng lưới thương mại).

Liên quan đến vấn đề trên, việc loại bỏ và xử lý cuối cùng chất thải rắn là một vấn đề vệ sinh rất quan trọng, khó thực hiện hơn trong bối cảnh đô thị hóa ngày càng tăng.

Xử lý cuối cùng chất thải rắn trong đất bị ô nhiễm là có thể. Tuy nhiên, do khả năng tự làm sạch của đất đô thị liên tục bị suy giảm nên việc xử lý cuối cùng chất thải chôn trong lòng đất là không thể.

Một người có thể sử dụng thành công các quá trình sinh hóa diễn ra trong đất, khả năng trung hòa và khử trùng của nó để trung hòa chất thải rắn, nhưng đất đô thị, do hàng thế kỷ sinh sống và hoạt động của con người ở các thành phố, từ lâu đã trở nên không phù hợp cho mục đích này.

Các cơ chế tự làm sạch, khoáng hóa xảy ra trong đất, vai trò của vi khuẩn và enzyme liên quan đến chúng, cũng như các sản phẩm trung gian và cuối cùng của quá trình phân hủy các chất đã được biết rõ. Hiện nay, nghiên cứu nhằm xác định các yếu tố đảm bảo cân bằng sinh học của đất tự nhiên, cũng như làm rõ câu hỏi có bao nhiêu chất thải rắn (và thành phần nào) có thể dẫn đến vi phạm cân bằng sinh học của đất.
Lượng rác thải sinh hoạt (rác) tính theo đầu người của một số thành phố lớn trên thế giới

Cần lưu ý rằng tình trạng vệ sinh của đất ở các thành phố do quá tải đang xấu đi nhanh chóng, mặc dù khả năng tự làm sạch của đất là yêu cầu vệ sinh chính để duy trì cân bằng sinh học. Đất ở các thành phố không còn có thể đối phó với nhiệm vụ của nó nếu không có sự giúp đỡ của con người. Cách duy nhất để thoát khỏi tình trạng này là trung hòa hoàn toàn và tiêu hủy chất thải theo yêu cầu vệ sinh.

Vì vậy, việc xây dựng các công trình công cộng nên nhằm mục đích duy trì khả năng tự làm sạch tự nhiên của đất, và nếu khả năng này đã trở nên không đạt yêu cầu thì phải phục hồi một cách nhân tạo.

Bất lợi nhất là tác dụng độc hại của chất thải công nghiệp, cả ở thể lỏng và thể rắn. Ngày càng có nhiều chất thải như vậy xâm nhập vào đất mà nó không thể đối phó được. Vì vậy, ví dụ, đất bị nhiễm asen đã được tìm thấy ở vùng lân cận các nhà máy sản xuất supe lân (trong bán kính 3 km). Như đã biết, một số loại thuốc trừ sâu, chẳng hạn như các hợp chất clo hữu cơ đã xâm nhập vào đất, không bị phân hủy trong một thời gian dài.

Tình hình cũng tương tự với một số vật liệu đóng gói tổng hợp (polyvinyl clorua, polyetylen, v.v.).

Một số hợp chất độc hại sớm muộn cũng xâm nhập vào nước ngầm, do đó không chỉ cân bằng sinh học của đất bị xáo trộn mà chất lượng nước ngầm cũng bị suy giảm đến mức không thể sử dụng làm nước uống được nữa.
Tỷ lệ phần trăm lượng vật liệu tổng hợp cơ bản có trong rác thải sinh hoạt (rác thải)

*
Cùng với chất thải nhựa khác cứng lại dưới tác động của nhiệt.
Vấn đề chất thải ngày nay gia tăng cũng do một phần chất thải, chủ yếu là phân người và động vật, được sử dụng để bón cho đất nông nghiệp [phân chứa một lượng đáng kể nitơ-0,4-0,5%, phốt pho (P203)-0,2-0,6 %, kali (K? 0) -0,5-1,5%, carbon-5-15%]. Vấn đề này của thành phố đã lan rộng ra các khu phố của thành phố.
4.4.
Vai trò của đất trong sự lây lan của các bệnh khác nhau

Đất đóng một vai trò trong việc lây lan các bệnh truyền nhiễm. Điều này đã được báo cáo vào thế kỷ trước bởi Petterkoffer (1882) và Fodor (1875), những người chủ yếu nhấn mạnh vai trò của đất trong việc lây lan các bệnh đường ruột: tả, thương hàn, kiết lỵ, v.v. vi khuẩn và vi rút vẫn tồn tại và độc hại trong đất trong nhiều tháng. Sau đó, một số tác giả đã xác nhận những quan sát của họ, đặc biệt là liên quan đến đất đô thị. Ví dụ, tác nhân gây bệnh tả vẫn tồn tại và gây bệnh trong nước ngầm từ 20 đến 200 ngày, tác nhân gây bệnh thương hàn trong phân - từ 30 đến 100 ngày, tác nhân gây bệnh phó thương hàn - từ 30 đến 60 ngày. (Xét về sự lây lan của các bệnh truyền nhiễm, đất đô thị nguy hiểm hơn nhiều so với đất ruộng được bón phân chuồng.)

Để xác định mức độ nhiễm bẩn của đất, một số tác giả sử dụng phương pháp xác định số lượng vi khuẩn (E. coli) như khi xác định chất lượng nước. Ngoài ra, các tác giả khác cho rằng cần xác định số lượng vi khuẩn ưa nhiệt tham gia vào quá trình khoáng hóa.

Sự lây lan của các bệnh truyền nhiễm qua đất được tạo điều kiện thuận lợi rất nhiều bằng cách tưới đất bằng nước thải. Đồng thời, tính chất khoáng hóa của đất cũng xấu đi. Do đó, việc tưới nước bằng nước thải phải được thực hiện dưới sự giám sát vệ sinh nghiêm ngặt liên tục và chỉ được thực hiện bên ngoài khu vực đô thị.

4.5.
Tác hại của các loại chất ô nhiễm chính (rác thải rắn, lỏng) dẫn đến thoái hóa đất

4.5.1.
Trung hòa chất thải lỏng trong đất

Ở một số khu định cư không có hệ thống thoát nước thải, một số chất thải, bao gồm cả phân, được trung hòa trong đất.

Như bạn đã biết, đây là cách dễ nhất để trung hòa. Tuy nhiên, nó chỉ được chấp nhận nếu chúng ta đang xử lý một loại đất có giá trị sinh học vẫn giữ được khả năng tự làm sạch, vốn không phải là đặc trưng của đất đô thị. Nếu đất không còn những phẩm chất này, thì để bảo vệ nó khỏi bị thoái hóa thêm, cần có các phương tiện kỹ thuật phức tạp để trung hòa chất thải lỏng.

Ở một số nơi, rác thải được trung hòa trong các hố ủ phân. Về mặt kỹ thuật, giải pháp này là một nhiệm vụ khó khăn. Ngoài ra, chất lỏng có thể xâm nhập vào đất trên một khoảng cách khá dài. Nhiệm vụ còn phức tạp hơn bởi thực tế là nước thải đô thị chứa ngày càng nhiều chất thải công nghiệp độc hại làm xấu đi tính chất khoáng hóa của đất ở mức độ thậm chí còn lớn hơn cả phân người và động vật. Do đó, chỉ được phép thoát nước thải đã trải qua quá trình lắng trước đó vào hố ủ phân. Nếu không, khả năng lọc của đất bị xáo trộn, sau đó đất mất đi các đặc tính bảo vệ khác, các lỗ rỗng dần bị tắc nghẽn, v.v.

Việc sử dụng phân người để tưới cho các cánh đồng nông nghiệp là cách thứ hai để trung hòa chất thải lỏng. Phương pháp này gây ra mối nguy hiểm kép về vệ sinh: thứ nhất, nó có thể dẫn đến quá tải đất; thứ hai, chất thải này có thể trở thành nguồn lây nhiễm nghiêm trọng. Do đó, phân trước tiên phải được khử trùng và xử lý thích hợp, sau đó mới được sử dụng làm phân bón. Có hai quan điểm trái ngược nhau ở đây. Theo yêu cầu vệ sinh, phân có thể bị phá hủy gần như hoàn toàn, và từ quan điểm của nền kinh tế quốc dân, chúng là một loại phân bón có giá trị. Phân tươi không thể được sử dụng để tưới vườn và ruộng mà không khử trùng chúng trước. Nếu bạn vẫn phải sử dụng phân tươi, thì chúng đòi hỏi mức độ trung hòa đến mức hầu như không có giá trị như một loại phân bón.

Phân chỉ có thể được sử dụng làm phân bón ở những khu vực được chỉ định đặc biệt - với sự kiểm soát vệ sinh và vệ sinh liên tục, đặc biệt là đối với tình trạng nước ngầm, số lượng ruồi, v.v.

Các yêu cầu đối với việc xử lý và xử lý phân động vật trong đất về nguyên tắc không khác với các yêu cầu đối với việc xử lý phân người.

Cho đến gần đây, phân bón là một nguồn dinh dưỡng quan trọng có giá trị cho nông nghiệp để cải thiện độ phì nhiêu của đất. Tuy nhiên, trong những năm gần đây, phân bón đã mất đi tầm quan trọng của nó một phần do cơ giới hóa nông nghiệp, một phần do việc sử dụng phân bón nhân tạo ngày càng tăng.

Trong trường hợp không được xử lý và tiêu hủy thích hợp, phân người cũng nguy hiểm như phân người không được xử lý. Do đó, trước khi đưa ra đồng ruộng, phân được ủ để trong thời gian này (ở nhiệt độ 60-70 ° C), các quá trình sinh nhiệt cần thiết có thể xảy ra trong đó. Sau đó, phân được coi là "trưởng thành" và được giải phóng khỏi hầu hết các mầm bệnh có trong đó (vi khuẩn, trứng giun, v.v.).

Cần phải nhớ rằng các kho chứa phân có thể là nơi sinh sản lý tưởng cho ruồi thúc đẩy sự lây lan của các bệnh nhiễm trùng đường ruột khác nhau. Cần lưu ý rằng ruồi để sinh sản dễ chọn phân lợn nhất, sau đó là phân ngựa, cừu và cuối cùng nhưng không kém phần quan trọng là phân bò. Trước khi đưa phân ra ruộng phải được xử lý bằng thuốc diệt côn trùng.
tiếp tục
--NGẮT TRANG--