Send dit gode arbejde i videnbasen er enkel. Brug formularen nedenfor

Studerende, kandidatstuderende, unge forskere, der bruger videnbasen i deres studier og arbejde, vil være dig meget taknemmelig.

opslået på http://allbest.ru

UDDANNELSES- OG VIDENSKABSMINISTERIET I RUSLAND

Forbundsstatens budget uddannelsesinstitution højere erhvervsuddannelse

Ural State Forestry University

Afdeling: fysisk og kemisk teknologi til biosfærebeskyttelse

Abstrakt om emnet:

« Teoretisk grundlag miljøbeskyttelse"

Udført:

Bakirova E. N.

Kursus: 3 Specialitet: 241000

Lærer:

Melnik T.A.

Ekaterinburg 2014

Introduktion

Kapitel 1. Teoretisk grundlag for vandbassinbeskyttelse

1.1 Grundlæggende teoretiske principper for rengøring Spildevand fra flydende urenheder

1.2 Grundlæggende krav til ekstraktionsmidlet

Kapitel 2. Luftbeskyttelse mod støv

2.1 Koncept og definition af det specifikke overfladeareal af støv og støvets flydeevne

2.2 Rensning af aerosoler under påvirkning af inerti- og centrifugalkræfter

2.3 Statik af absorptionsprocessen

Bibliografi

Introduktion

Udviklingen af civilisationen og moderne videnskabelige og teknologiske fremskridt er direkte relateret til miljøledelse, dvs. Med global brug naturressourcer.

En integreret del af miljøforvaltningen er behandling og reproduktion af naturressourcer, deres beskyttelse og beskyttelse af miljøet som helhed, som udføres på grundlag af ingeniørøkologi - videnskaben om samspillet mellem tekniske og naturlige systemer.

Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse er en omfattende videnskabelig og teknisk disciplin inden for miljøteknik, der studerer det grundlæggende i at skabe ressourcebesparende, miljøvenlige teknologier industriel produktion, implementering af tekniske og miljømæssige løsninger til rationel miljøledelse og miljøbeskyttelse.

Miljøbeskyttelsesprocessen er en proces, som resulterer i, at forurening, der er skadelig for miljøet og mennesker, gennemgår visse transformationer til uskadelige, ledsaget af bevægelse af forurening i rummet, en ændring i deres samlede tilstand, indre struktur og sammensætning, og deres indvirkning på miljøet.

I moderne forhold miljøbeskyttelse er blevet det vigtigste problem, hvis løsning er relateret til beskyttelse af sundheden for nuværende og fremtidige generationer af mennesker og alle andre levende organismer.

Bekymring for bevarelse af naturen ligger ikke kun i udvikling og overholdelse af lovgivning om beskyttelse af jorden, dens undergrund, skove og farvande, atmosfærisk luft flora og fauna, men også i viden om årsag-virkning-sammenhænge mellem forskellige typer af menneskelig aktivitet og ændringer i det naturlige miljø.

Ændringer i miljøet er stadig hurtigere end udviklingen af metoder til overvågning og forudsigelse af dets tilstand.

Videnskabelig forskning inden for miljøteknik bør være rettet mod at finde og udvikle effektive metoder og midler til at reducere de negative konsekvenser af forskellige typer produktionsaktiviteter menneskelig (antropogen) påvirkning af miljøet.

1. Theoteoretiske principper for vandbassinbeskyttelse

1.1 Grundlæggendeteoretiske principper for spildevandsrensning fra flydende urenheder

Separation af flydende urenheder: bundfældningsprocessen bruges også til at rense industrispildevand fra olie, olier og fedtstoffer. Rengøring fra flydende urenheder svarer til bundfældning af faste stoffer. Forskellen er, at densiteten af flydende partikler er mindre end densiteten af vand.

Udfældning er adskillelse af et groft væskesystem (suspension, emulsion) i dets bestanddele under påvirkning af tyngdekraften. Under bundfældningsprocessen udfældes partikler (dråber) af den dispergerede fase fra det flydende dispersionsmedium eller flyder til overfladen.

Afsætning som en teknologisk teknik bruges til at adskille dispergerede stoffer eller rense væsker fra mekaniske urenheder. Effektiviteten af bundfældning stiger med stigende forskel i densiteterne af de adskilte faser og partikelstørrelsen af den dispergerede fase. Ved afsætning i systemet bør der ikke være nogen intens blanding, stærke konvektionsstrømme eller tydelige tegn på strukturdannelse, der forhindrer sedimentering.

Bundfældning er en almindelig metode til at rense væsker fra grove mekaniske urenheder. Det bruges til fremstilling af vand til teknologiske og husholdningernes behov, spildevandsbehandling, dehydrering og afsaltning af råolie, i mange kemiske teknologiske processer.

det er vigtigt stadium i den naturlige selvrensning af naturlige og kunstige reservoirer. Sedimentering bruges også til at isolere forskellige industrielle eller naturlige produkter spredt i flydende medier.

Udfældning, langsom adskillelse af et væskedispergeret system (suspension, emulsion, skum) i dets bestanddele: et dispergeringsmedium og et dispergeret stof (dispergeret fase), der sker under påvirkning af tyngdekraften.

Under sedimenteringsprocessen bundfælder eller flyder partikler af den dispergerede fase, henholdsvis akkumulerer i bunden af beholderen eller på overfladen af væsken. (Hvis bundfældning kombineres med dekantering, så opstår der elutriation.) Det koncentrerede lag af individuelle dråber nær overfladen, der fremkommer under bundfældning, kaldes fløde. Partikler af suspension eller dråber af emulsion akkumuleret i bunden danner et sediment.

Ophobningen af sediment eller fløde bestemmes af lovene for sedimentering (aflejring). Udfældningen af stærkt dispergerede systemer er ofte ledsaget af partikelforstørrelse som et resultat af koagulering eller flokkulering.

Sedimentets struktur afhænger af de fysiske karakteristika af det spredte system og afsætningsforholdene. Det er tæt ved afsætning af grove systemer. Polydisperse suspensioner af fint formalede lyofile produkter giver løse gel-lignende bundfald.

Ophobningen af sediment (fløde) under bundfældning skyldes hastigheden af bundfældning (flydende) af partikler. I det enkleste tilfælde af fri bevægelse af sfæriske partikler, er det bestemt af Stokes' lov. I polydisperse suspensioner udfældes først store partikler, og små danner et langsomt bundfældende "dreg".

Forskellen i bundfældningshastigheden for partikler, der varierer i størrelse og tæthed, ligger til grund for adskillelsen af knuste materialer (sten) i fraktioner (størrelsesklasser) ved hydraulisk klassificering eller elutriation. I koncentrerede suspensioner er det ikke gratis, men såkaldt. solidarisk eller kollektiv bundfældning, hvor hurtigt aflejrende store partikler bærer små med sig, hvilket lysner de øverste lag af væsken. Hvis der er en kolloid dispergeret fraktion i systemet, er bundfældning sædvanligvis ledsaget af forstørrelse af partikler som følge af koagulering eller flokkulering.

Sedimentets struktur afhænger af det dispergerede systems egenskaber og bundfældningsforhold. Groft dispergerede suspensioner, hvis partikler ikke afviger for meget i størrelse og sammensætning, danner et tæt sediment, der er klart afgrænset fra væskefasen. Polydisperse og multikomponent suspensioner af fint formalede materialer, især med anisometriske (for eksempel lamelformede, nåleformede, trådlignende) partikler, giver tværtimod løse gel-lignende sedimenter. I dette tilfælde er der muligvis ikke en skarp grænse mellem den klarede væske og sedimentet, men en gradvis overgang fra mindre koncentrerede lag til mere koncentrerede.

Omkrystallisationsprocesser er mulige i krystallinske sedimenter. Ved aflejring af aggregativt ustabile emulsioner smelter de dråber, der samler sig på overfladen i form af creme eller i bunden, sammen (smelter sammen) og danner et kontinuerligt væskelag. I industrielle forhold bundfældning udføres i bundfældningsbassiner (reservoirer, kar) og specielle bundfældningstanke (fortykningsmidler) af forskellig udformning.

Sedimentering er meget udbredt til vandrensning i systemer af hydrauliske strukturer, vandforsyning og kloakering; under dehydrering og afsaltning af råolie; i mange kemiske teknologiske processer.

Sedimentering bruges også til staldrensning af borevæsker; rensning af flydende petroleumsprodukter (olier, brændstoffer) i forskellige maskiner og teknologiske installationer. Under naturlige forhold spiller sedimentation en vigtig rolle i selvrensningen af naturlige og kunstige reservoirer såvel som i de geologiske processer til dannelse af sedimentære bjergarter.

Udfældning er adskillelse i form af et fast bundfald fra en gas (damp), opløsning eller smelte af en eller flere komponenter. For at gøre dette skabes betingelser, når systemet går fra en initial stabil tilstand til en ustabil, og der dannes en fast fase i det. Aflejring fra damp (desublimering) opnås ved at sænke temperaturen (f.eks. når joddamp afkøles, opstår jodkrystaller) eller kemiske omdannelser af damp, som er forårsaget af opvarmning, udsættelse for stråling mv. Når hvid fosfordamp således overophedes, dannes et bundfald af rødt fosfor; Når dampe af flygtige metal-diketonater opvarmes i nærvær af O2, aflejres film af faste metaloxider.

Udfældning af den faste fase fra opløsninger kan opnås forskellige veje: sænkning af temperaturen på en mættet opløsning, fjernelse af opløsningsmidlet ved fordampning (ofte i vakuum), ændring af mediets surhedsgrad, opløsningsmidlets sammensætning, f.eks. tilsætning af en mindre polær (acetone eller ethanol) til et polært opløsningsmiddel (vand). Sidstnævnte proces kaldes ofte udsaltning.

Forskellige kemiske udfældningsreagenser anvendes i vid udstrækning til udfældning, idet de interagerer med de frigivne grundstoffer for at danne dårligt opløselige forbindelser, der udfælder. For eksempel, når en BaCl2-opløsning tilsættes til en opløsning indeholdende svovl i form af SO2-4, dannes et bundfald af BaSO4. For at adskille nedbør fra smelter afkøles sidstnævnte normalt.

Arbejdet med krystalkernedannelse i et homogent system er ret stort, og dannelsen af den faste fase lettes på den færdige overflade af de faste partikler.

For at fremskynde afsætningen indføres derfor ofte et frø - stærkt dispergerede faste partikler af det aflejrede eller andet stof i overmættet damp og opløsning eller i en underafkølet smelte. Brugen af frø i viskøse opløsninger er særligt effektiv. Dannelsen af sediment kan ledsages af coprecipitation - delvis indfangning af celler. komponent i løsningen.

Efter deponering fra vandige opløsninger Det resulterende stærkt spredte bundfald får ofte mulighed for at "modnes" før adskillelse, dvs. hold bundfaldet i den samme (moder)opløsning, nogle gange med opvarmning. I dette tilfælde, som et resultat af den såkaldte Ostwald-modning, forårsaget af forskellen i opløselighed af små og store partikler, aggregering og andre processer, bliver sedimentpartikler større, co-udfældede urenheder fjernes, og filtrerbarheden forbedres. Egenskaberne af de resulterende præcipitater kan ændres over et bredt område på grund af introduktionen af forskellige additiver (overfladeaktive stoffer osv.) i opløsningen, ændringer i temperatur eller omrøringshastighed og andre faktorer. Ved at variere betingelserne for udfældning af BaSO4 fra vandige opløsninger er det således muligt at øge sedimentets specifikke overfladeareal fra ~0,1 til ~10 m2/g eller mere, ændre sedimentpartiklernes morfologi og ændre overfladeegenskaberne af sidstnævnte. Det resulterende sediment sætter sig sædvanligvis til bunden af karret under påvirkning af tyngdekraften. Hvis bundfaldet er fint, anvendes centrifugering for at lette dets adskillelse fra moderluden.

Forskellige typer udfældning anvendes i vid udstrækning i kemi til påvisning kemiske elementer ved karakteristisk sediment og ved kvantitativ bestemmelse af stoffer, at fjerne komponenter, der interfererer med bestemmelsen og at isolere urenheder ved co-præcipitation, ved oprensning af salte ved omkrystallisation, for at opnå film, samt ved kemiske anvendelser. industri til faseadskillelse.

I sidstnævnte tilfælde refererer sedimentation til den mekaniske adskillelse af suspenderede partikler fra en væske i suspension under påvirkning af tyngdekraften. Disse processer kaldes også sedimentation. bundfældning, bundfældning, fortykkelse (hvis sedimentering udføres for at opnå et tæt bundfald) eller klaring (hvis der opnås rene væsker). Til fortykning og klaring anvendes ofte yderligere filtrering.

En nødvendig betingelse for deponering er eksistensen af en forskel i tæthederne af den dispergerede fase og dispersionsmediet, dvs. sedimentationsustabilitet (for grove systemer). For stærkt spredte systemer er der udviklet et sedimentationskriterium, som hovedsageligt bestemmes af entropi, samt temperatur og andre faktorer. Det er blevet fastslået, at entropi er højere, når aflejring sker i en strømning snarere end i en stationær væske. Hvis sedimentationskriteriet er mindre end en kritisk værdi, sker der ikke sedimentation, og der etableres sedimentationsligevægt, hvor spredte partikler fordeles langs lagets højde efter en bestemt lov. Under sedimenteringen af koncentrerede suspensioner medfører store partikler, når de falder, mindre, hvilket fører til udvidelsen af sedimentpartikler (ortokinetisk koagulation).

Aflejringshastigheden afhænger af det fysiske egenskaber af dispergerede og dispergerede faser, dispergeret fase koncentration, temperatur. Udfældningshastigheden af en individuel sfærisk partikel er beskrevet af Stokes-ligningen:

hvor d er partiklens diameter, ?g er forskellen i densiteter af den faste fase (med s) og den flydende fase (med f), µ er den flydende fases dynamiske viskositet, g er tyngdeaccelerationen. Stokes-ligningen gælder kun for den strengt laminære partikelbevægelsesmåde, når Reynolds-tallet Re<1,6, и не учитывает ортокинетическую коагуляцию, поверхностные явления, влияние изменения концентрации твердой фазы, роль стенок сосуда и др. факторы.

Sedimenteringen af monodisperse systemer er karakteriseret ved den hydrauliske partikelstørrelse, som er numerisk lig med den eksperimentelt bestemte hastighed af deres sedimentering. Ved polydisperse systemer anvendes partiklernes rodmiddel-kvadratradius eller deres gennemsnitlige hydrauliske størrelse, som også bestemmes eksperimentelt.

Under sedimentering under påvirkning af tyngdekraften i kammeret skelnes der mellem tre zoner med forskellige sedimentationshastigheder: i zonen med frit fald af partikler er det konstant, derefter falder det i overgangszonen og til sidst i komprimeringszonen falder det kraftigt til nul.

Ved polydisperse suspensioner i lave koncentrationer dannes sedimenter i form af lag - i bundlaget er de største partikler og derefter mindre. Dette fænomen bruges i elutriationsprocesser, dvs. klassificering (separation) af faste dispergerede partikler i henhold til deres densitet eller størrelse, hvor sedimentet blandes flere gange med et dispersionsmedium og efterlades i forskellige tidsrum.

Den dannede bundfaldstype bestemmes af de fysiske karakteristika af det dispergerede system og aflejringsbetingelserne. Ved groft spredte systemer er sedimentet tæt. Løse gel-lignende bundfald dannes under udfældningen af polydisperse suspensioner af fint formalede frysetørrede stoffer. "Konsolidering" af sedimenter er i nogle tilfælde forbundet med ophøret af Brownsk bevægelse af partikler i den dispergerede fase, som er ledsaget af dannelsen af en rumlig struktur af sediment med deltagelse af et dispersionsmedium og en ændring i entropi. I dette tilfælde spiller formen af partiklerne en vigtig rolle. Nogle gange, for at fremskynde sedimenteringen, tilsættes flokkuleringsmidler til suspensionen - specielle stoffer (normalt høj molekylvægt), der forårsager dannelsen af flagende flokkulente partikler.

1.2 Grundlæggende krav til ekstraktionsmidlet

Ekstraktionsmetoder til oprensning. For at isolere organiske stoffer opløst i dem, for eksempel phenoler og fedtsyrer, fra industrispildevand, kan man bruge disse stoffers evne til at opløses i en anden væske, der er uopløselig i det vand, der behandles. Hvis en sådan væske tilsættes spildevandet, der behandles og blandes, vil disse stoffer opløses i den tilsatte væske, og deres koncentration i spildevandet vil falde. Denne fysisk-kemiske proces er baseret på det faktum, at når to gensidigt uopløselige væsker blandes grundigt, fordeles ethvert stof i opløsning mellem dem i overensstemmelse med dets opløselighed i henhold til distributionsloven. Hvis den tilsatte væske efter dette adskilles fra spildevandet, viser sidstnævnte sig at være delvist renset for opløste stoffer.

Denne metode til at fjerne opløste stoffer fra spildevand kaldes væske-væske-ekstraktion; de opløste stoffer, der fjernes i dette tilfælde, er de ekstraherbare stoffer, og den tilsatte væske, der ikke blandes med spildevand, er ekstraktionsmidlet. Butylacetat, isobutylacetat, diisopropylether, benzen osv. anvendes som ekstraktionsmidler.

Der er en række andre krav til ekstraktionsmidlet:

· Det bør ikke danne emulsioner med vand, da dette fører til et fald i installationens produktivitet og en stigning i opløsningsmiddeltab;

· skal let regenereres;

· være ugiftig;

· opløse det ekstraherede stof meget bedre end vand, dvs. har en høj fordelingskoefficient;

· have høj opløsningsselektivitet, dvs. jo mindre ekstraktionsmidlet opløser de komponenter, der skal forblive i spildevandet, jo mere fuldstændigt vil de stoffer, der skal fjernes, blive ekstraheret;

· have den størst mulige opløsningsevne i forhold til den ekstraherede komponent, da jo højere den er, jo mindre ekstraktionsmiddel kræves;

· har lav opløselighed i spildevand og danner ikke stabile emulsioner, da adskillelsen af ekstrakt og raffinat er vanskelig;

· afvige væsentligt i tæthed fra spildevand for at sikre hurtig og fuldstændig faseadskillelse;

Ekstraktionsmidler kan opdeles i to grupper efter deres opløsningsevne. Nogle af dem kan overvejende kun udvinde én urenhed eller urenheder af kun én klasse, mens andre kan udvinde de fleste af urenhederne fra et givet spildevand (i ekstreme tilfælde alle). Den første type ekstraktionsmidler kaldes selektive.

De ekstraktive egenskaber af et opløsningsmiddel kan forbedres ved at udnytte den synergistiske effekt, der findes i blandet opløsningsmiddelekstraktion. For eksempel, når man udvinder phenol fra spildevand, er der en forbedring i ekstraktion med butylacetat blandet med butylalkohol.

Udvindingsmetoden til rensning af industrispildevand er baseret på opløsning af det forurenende stof, der findes i spildevandet med organiske opløsningsmidler - ekstraktionsmidler, dvs. om fordeling af et forurenende stof i en blanding af to gensidigt uopløselige væsker efter dets opløselighed i dem. Forholdet mellem gensidigt ækvilibrerende koncentrationer i to ublandbare (eller svagt blandbare) opløsningsmidler, når ligevægt er nået, er konstant og kaldes fordelingskoefficienten:

k p = C E + C ST?konst

hvor C e, C st er koncentrationen af det ekstraherede stof i henholdsvis ekstraktionsmidlet og spildevandet ved steady state ligevægt, kg/m 3 .

Dette udtryk er loven om ligevægtsfordeling og karakteriserer den dynamiske ligevægt mellem koncentrationerne af det ekstraherede stof i ekstraktionsmidlet og vand ved en given temperatur.

Fordelingskoefficienten kp afhænger af den temperatur, som udvindingen udføres ved, samt af tilstedeværelsen af forskellige urenheder i spildevandet og ekstraktionsmidlet.

Efter at have nået ligevægt er koncentrationen af det ekstraherede stof i ekstraktionsmidlet væsentligt højere end i grenvandet. Stoffet, der er koncentreret i ekstraktionsmidlet, separeres fra opløsningsmidlet og kan bortskaffes. Ekstraktionsmidlet bruges derefter igen i oprensningsprocessen.

2. Luftbeskyttelse mod støv

2.1 Koncept og definition af det specifikke overfladeareal af støv og støvets flydeevne

Specifikt overfladeareal er forholdet mellem overfladearealet af alle partikler og den besatte masse eller volumen.

Flydeevne karakteriserer mobiliteten af støvpartikler i forhold til hinanden og deres evne til at bevæge sig under påvirkning af ydre kraft. Flydeevnen afhænger af partiklernes størrelse, deres fugtindhold og graden af komprimering. Flydeegenskaber bruges til at bestemme hældningsvinklen af væggene i bunkers, slisker og andre enheder, der er forbundet med ophobning og bevægelse af støv og støvlignende materialer.

Støvets flydeevne bestemmes af hvilevinklen af den naturlige hældning, som modtager støv i en frisk hældt tilstand.

b= arctan(2H/D)

2.2 Rensning af aerosoler under påvirkning af inerti- og centrifugalkræfter

Enheder, hvor adskillelsen af partikler fra en gasstrøm sker som følge af, at gassen vrides ind i en spiral, kaldes cykloner. Cykloner fanger partikler op til 5 mikron. Gasforsyningshastigheden er mindst 15 m/s.

Rc =m*? 2/R gns.;

Rav=R2+R1/2;

Parameteren der bestemmer apparatets effektivitet er separationsfaktoren, som viser hvor mange gange centrifugalkraften er større end Fm.

Fc = Pc/Fm = m*? 2 / R av *m*g= ? 2 / R av *g

Inertielle støvsamlere: Driften af en inerti-støvsamler er baseret på det faktum, at når bevægelsesretningen af strømmen af støvet luft (gas) ændres, afviger støvpartikler under påvirkning af inertikræfter fra strømningsledningen og adskilles fra strømmen . Træghedsstøvsamlere omfatter en række velkendte enheder: støvudskiller IP, jalousi støvopsamler VTI osv., samt de enkleste inertielle støvsamlere (støvpose, støvopsamler på en lige del af gaskanalen, skærmstøvsamler , etc.).

Inertielle støvsamlere opfanger groft støv - 20 - 30 mikron i størrelse eller mere, deres effektivitet er normalt i området 60 - 95%. Den nøjagtige værdi afhænger af mange faktorer: støvspredning og dets andre egenskaber, strømningshastighed, apparatdesign osv. Af denne grund bruges inertiapparater normalt i det første trin af rengøringen, efterfulgt af støvfjernelse af gas (luft) i mere avancerede apparater. Fordelen ved alle inertielle støvsamlere er enhedens enkelhed og enhedens lave omkostninger. Dette forklarer deres udbredelse.

F iner =m*g+g/3

2.3 Statik af absorptionsprocessen

Absorption af gasser (lat. Absorptio, fra absorbeo - absorb), volumetrisk absorption af gasser og dampe af en væske (absorberende) med dannelse af en opløsning. Brugen af absorption i teknologi til adskillelse og rensning af gasser og adskillelse af dampe fra damp-gasblandinger er baseret på forskellen i opløselighed af gasser og dampe i væsker.

Under absorption afhænger gasindholdet i opløsningen af gassens og væskens egenskaber, af det samlede tryk, temperatur og partialtryk af den fordelte komponent.

Absorptionsstatikken, dvs. ligevægten mellem væske- og gasfasen, bestemmer den tilstand, der etableres under meget lang kontakt mellem faserne. Ligevægten mellem faserne bestemmes af komponentens og absorberens termodynamiske egenskaber og afhænger af sammensætningen af en af faserne, temperatur og tryk.

I tilfælde af en binær gasblanding bestående af distribueret komponent A og bæregas B, interagerer to faser og tre komponenter. Derfor vil antallet af frihedsgrader ifølge fasereglen være lig med

S=K-F+2=3-2+2=3

Det betyder, at for et givet gas-væske system er variablerne temperatur, tryk og koncentrationer i begge faser.

Ved konstant temperatur og totaltryk vil sammenhængen mellem koncentrationer i væske- og gasfasen følgelig være entydig. Denne afhængighed er udtrykt ved Henrys lov: partialtrykket af en gas over en opløsning er proportional med molfraktionen af denne gas i opløsningen.

De numeriske værdier af Henry-koefficienten for en given gas afhænger af arten af gassen og absorberen og af temperaturen, men afhænger ikke af det samlede tryk. En vigtig betingelse for valget af absorbent er den gunstige fordeling af gasformige komponenter mellem gas- og væskefasen ved ligevægt.

Komponenternes interfasefordeling afhænger af fasernes og komponenternes fysisk-kemiske egenskaber samt af temperatur, tryk og komponenternes begyndelseskoncentration. Alle komponenter, der er til stede i gasfasen, danner en gasopløsning, hvor der kun er svag vekselvirkning mellem komponentens molekyler. En gasopløsning er karakteriseret ved kaotisk bevægelse af molekyler og fravær af en specifik struktur.

Derfor bør en gasopløsning ved almindeligt tryk betragtes som en fysisk blanding, hvor hver komponent udviser sine egne individuelle fysiske og kemiske egenskaber. Det samlede tryk, der udøves af en gasblanding, er summen af trykket af komponenterne i blandingen, kaldet partialtryk.

Indholdet af komponenter i en gasformig blanding udtrykkes ofte i form af partialtryk. Partialtryk er det tryk, som en given komponent ville være under, hvis den i mangel af andre komponenter optog hele blandingens volumen ved dens temperatur. Ifølge Daltons lov er partialtrykket af en komponent proportional med molfraktionen af komponenten i gasblandingen:

hvor y i er molfraktionen af komponenten i gasblandingen; P er det totale tryk af gasblandingen. I et tofaset gas-væske-system er partialtrykket af hver komponent en funktion af dens opløselighed i væsken.

Ifølge Raoults lov for et ideelt system er partialtrykket af en komponent (pi) i en damp-gasblanding over en væske under ligevægtsbetingelser, med lav koncentration og ikke-flygtighed af andre komponenter opløst i den, proportional med dampen tryk af den rene væske:

p i =P 0 i *x i,

hvor P 0 i er det mættede damptryk af den rene komponent; x i er molfraktionen af komponenten i væsken. For ikke-ideelle systemer, positiv (pi / P 0 i > xi) eller negativ (pi / P 0 i< x i) отклонение от закона Рауля.

Disse afvigelser forklares på den ene side af energiinteraktionen mellem opløsningsmidlets molekyler og det opløste stof (ændring i systemets entalpi - ?H), og på den anden side af det faktum, at entropien ( ?S) af blanding er ikke lig med entropien af blanding for et ideelt system, da molekylerne i en komponent under dannelsesopløsningen erhvervede evnen til at være placeret blandt molekylerne i en anden komponent et stort antal måder end blandt lignende (entropi er steget, en negativ afvigelse observeres).

Raoults lov gælder for opløsninger af gasser, kritisk temperatur som er højere end opløsningens temperatur, og som er i stand til at kondensere ved opløsningens temperatur. Ved temperaturer under kritiske gælder Henrys lov, ifølge hvilken ligevægtspartialtrykket (eller ligevægtskoncentrationen) af et stof opløst over en væskeabsorber ved en bestemt temperatur og i området for dens lave koncentration, for ikke-ideelle systemer, er proportional. til koncentrationen af komponenten i væsken x i:

hvor m er fordelingskoefficienten for den i-te komponent ved faseligevægt, afhængigt af komponentens egenskaber, absorber og temperatur (Henrys isotermiske konstant).

For de fleste systemer kan vand-gaskomponent-koefficienten m findes i referencelitteraturen.

For de fleste gasser gælder Henrys lov ved et samlet tryk i systemet på højst 105 Pa. Hvis partialtrykket er større end 105 Pa, kan m-værdien kun anvendes i et snævert område af partialtryk.

Når det samlede tryk i systemet ikke overstiger 105 Pa, afhænger opløseligheden af gasser ikke af det samlede tryk i systemet og bestemmes af Henrys konstant og temperatur. Temperaturens indvirkning på opløseligheden af gasser bestemmes ud fra udtrykket:

rensning absorption ekstraktion udfældning

hvor C er den differentielle opløsningsvarme af et mol gas i en uendelig stor mængde opløsning, defineret som størrelsen af den termiske effekt (H i - H i 0) af overgangen af den i-te komponent fra gas til opløsning .

Ud over de nævnte tilfælde er der i ingeniørpraksis et betydeligt antal systemer, for hvilke ligevægts-interfasefordelingen af en komponent er beskrevet ved hjælp af særlige empiriske afhængigheder. Dette gælder især for systemer, der indeholder to eller flere komponenter.

Grundlæggende betingelser for absorptionsprocessen. Hver af komponenterne i systemet skaber et tryk, hvis størrelse bestemmes af koncentrationen af komponenten og dens flygtighed.

Når systemet forbliver i konstante forhold i lang tid, etableres en ligevægtsfordeling af komponenter mellem faserne. Absorptionsprocessen kan ske, forudsat at koncentrationen (deltrykket af komponenten) i gasfasen, der kommer i kontakt med væsken, er højere end ligevægtstrykket over absorptionsopløsningen.

Bibliografi

1. Vetoshkin A.G. Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse: tutorial. - Penza: PGASA Publishing House, 2002. 290 s.

2. Teknisk beskyttelse af overfladevand fra industrispildevand: lærebog. godtgørelse D.A. Krivoshein, P.P. Kukin, V.L. Lapin [og andre]. M.: Videregående skole, 2003. 344 s.

4. Grundlæggende om kemisk teknologi: en lærebog for studerende fra kemiske og tekniske universiteter / I.P. Mukhlenov, A.E. Gorshtein, E.S. Tumarkin [udg. I.P. Mukhlenova]. 4. udg., revideret. og yderligere M.: Højere. skole, 1991. 463 s.

5. Dikar V.L., Deineka A.G., Mikhailiv I.D. Grundlæggende om økologi og miljøledelse. Kharkov: Olant LLC, 2002. 384 s.

6. Ramm V.M./ Absorption of gases, 2. udg., M.: Chemistry, 1976.656 s.

Udgivet på Allbest.ru

...

Lignende dokumenter

Funktioner af bomuldsstøv. Rensning af støvet luft. Metoder til rensning af gasser fra mekaniske urenheder. Miljøaspekter af vandrensning. Karakteristika for spildevand fra en bomuldsmølle. Bestemmelse af koncentrationer af blandede afstrømningsforurenende stoffer.

abstract, tilføjet 24/07/2009

Anvendelse af fysisk-kemiske og mekaniske metoder til rensning af industrispildevand, fremstilling af uopløste mineralske og organiske urenheder. Fjernelse af fint dispergerede uorganiske urenheder ved koagulering, oxidation, sorption og ekstraktion.

kursusarbejde, tilføjet 10/03/2011

Sammensætning af spildevand og de vigtigste metoder til dets behandling. Udledning af spildevand til vandområder. Grundlæggende metoder til spildevandsrensning. Forøgelse af effektiviteten af miljøbeskyttelsesforanstaltninger. Indførelse af lav- og ikke-affald teknologiske processer.

abstract, tilføjet 18/10/2006

Principper for intensivering af teknologiske processer til miljøbeskyttelse. Heterogen katalyse af affaldsgasneutralisering. Rensning af gasser ved efterbrænding i en flamme. Biologisk spildevandsrensning. Beskyttelse af miljøet mod energipåvirkninger.

abstrakt, tilføjet 12/03/2012

Egenskab moderne rengøring spildevand for at fjerne forurenende stoffer, urenheder og skadelige stoffer. Metoder til spildevandsbehandling: mekanisk, kemisk, fysisk-kemisk og biologisk. Analyse af flotations- og sorptionsprocesser. Introduktion til zeolitter.

abstrakt, tilføjet 21.11.2011

Industrielle og biologiske katalysatorer (enzymer), deres rolle i reguleringen af teknologiske og biokemiske processer: Anvendelse af adsorptionskatalytiske metoder til at neutralisere giftige emissioner fra industriel produktion og spildevandsbehandling.

kursusarbejde, tilføjet 23/02/2011

Typer og kilder til luftforurening, grundlæggende metoder og metoder til rensning heraf. Klassificering af gasrensnings- og støvopsamlingsudstyr, drift af cykloner. Essensen af absorption og adsorption, luftrensningssystemer fra støv, tåger og urenheder.

kursusarbejde, tilføjet 12/09/2011

generelle karakteristika miljøproblemer. Kendskab til udviklingsstadierne af en teknologisk ordning til behandling og demineralisering af affaldsdannelsesvand på Dysh-feltet. Overvejelse af metoder til rensning af spildevand fra olieproduktionsvirksomheder.

afhandling, tilføjet 21/04/2016

Regnskab og styring af miljørisici for befolkningen fra miljøforurening. Metoder til rensning og neutralisering af affaldsgasser fra JSC Novoroscement. Apparater og anordninger, der bruges til at rense aspirationsluft og udstødningsgasser fra støv.

afhandling, tilføjet 24/02/2010

Grundlæggende begreber og klassificering af væskekromatografimetoder. Essensen af højtydende væskekromatografi (HPLC), dens fordele. Sammensætning af kromatografiske komplekser, typer af detektorer. Anvendelse af HPLC i analyse af miljøobjekter.

NOVOSIBIRSK STATENS TEKNISKE UNIVERSITET

Institut for Miljøtekniske Problemer

"GODKENDT"

Dekan for fakultetet

fly

"___"______________200 g.

ARBEJDSPROGRAM for den akademiske disciplin

teoretiske grundlag for miljøbeskyttelse

OOP i retning af at uddanne en certificeret specialist

656600 – Miljøbeskyttelse

speciale 280202 "Engineering miljøbeskyttelse"

Uddannelse – miljøingeniør

Fakultet for Luftfart

Kursus 3, semester 6

Forelæsninger 34 timer.

Praktiske timer: 17 timer.

RGZ 6. semester

Selvstændigt arbejde 34 timer

Eksamen 6 semester

I alt: 85 timer

Novosibirsk

Arbejdsprogrammet udarbejdes på grundlag af staten uddannelsesmæssig standard videregående faglig uddannelse i retning af at uddanne en certificeret specialist – 656600 – Miljøbeskyttelse og speciale 280202 – “Engineering Environmental Protection”

Registreringsnummer 165 teknisk/ds dateret 17. marts 2000.

Disciplinkodeks i statens uddannelsesstandarder – SD.01

Disciplinen "Theoretical Foundations of Environmental Protection" hører til den føderale komponent.

Disciplinkodeks i henhold til studieordningen - 4005

Arbejdsprogrammet blev drøftet på et møde i Institut for Miljøtekniske Problemer.

Referat af afdelingsmøde nr. 6-06 af 13. oktober 2006

Programmet blev udviklet

professor, doktor i tekniske videnskaber, professor

Leder af afdelingen

Professor, doktor i tekniske videnskaber, lektor

Ansvarlig for hoved

professor, doktor i tekniske videnskaber, professor

1. Eksterne krav

Generelle krav til uddannelse er angivet i tabel 1.

tabel 1

Statsstandarder for obligatoriske minimumskrav

discipliner

"Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse"

Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse: fysisk og kemisk grundlag for spildevands- og røggasbehandlingsprocesser og bortskaffelse af fast affald. Koagulationsprocesser, flokkulering, flotation, adsorption, væskeekstraktion, ionbytning, elektrokemisk oxidation og reduktion, elektrokoagulering og elektroflotation, elektrodialyse, membranprocesser (omvendt osmose, ultrafiltrering), udfældning, deodorisering og afgasning, katalyse, kondensering, pyrolyse, gensmeltning, ristning, brandneutralisering, agglomeration ved høj temperatur.

Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse mod energipåvirkninger. Princippet om screening, absorption og undertrykkelse ved kilden. Diffusionsprocesser i atmosfæren og hydrosfæren. Dispergering og fortynding af urenheder i atmosfæren og hydrosfæren. Dispergering og fortynding af urenheder i atmosfæren og hydrosfæren. Beregnings- og fortyndingsmetoder.

2. Mål og formål med kurset

Hovedmålet er at gøre eleverne fortrolige med de fysiske og kemiske principper for neutralisering af giftigt menneskeskabt affald og at beherske de indledende færdigheder i ingeniørmetoder til beregning af udstyr til neutralisering af dette affald.

3. Krav til disciplin

De grundlæggende krav til kurset er bestemt af bestemmelserne i State Educational Standard (SES) i retningen 553500 - miljøbeskyttelse. I overensstemmelse med de statslige standarder for den specificerede retning i arbejdsprogram Følgende hovedafsnit er inkluderet:

Afsnit 1. Vigtigste miljøforurenende stoffer og metoder til deres neutralisering.

Afsnit 2. Grundlæggende for beregning af adsorption, masseoverførsel og katalytiske processer.

4. Disciplinens omfang og indhold

Omfanget af disciplinen svarer til den studieordning, der er godkendt af prorektor for NSTU

Navnet på emnerne i forelæsningstimerne, deres indhold og volumen i timer.

Afsnit 1. Vigtigste miljøforurenende stoffer og metoder til deres neutralisering (18 timer).

Forelæsning 1. Antropogene forurenende stoffer i industricentre. Vand-, luft- og jordforurenende stoffer. Dannelse af nitrogenoxider i forbrændingsprocesser.

Forelæsning 2. Grundlæggende om beregning af spredning af urenheder i atmosfæren. Koefficienter brugt i forureningsspredningsmodeller. Eksempler på beregninger af urenhedsspredning.

Forelæsninger 3-4. Metoder til rensning af industrielle gasemissioner. Koncept for rensningsmetoder: absorption, adsorption, kondensation, membran, termiske, kemiske, biokemiske og katalytiske metoder til neutralisering af forurenende stoffer. Anvendelsesområder. Grundlæggende teknologiske egenskaber og procesparametre.

Forelæsning 5. Spildevandsrensning baseret på separationsmetoder. Rensning af spildevand fra mekaniske urenheder: bundfældningstanke, hydrocykloner, filtre, centrifuger. Fysisk-kemisk grundlag for brug af flotation, koagulation, flokkulering for at fjerne urenheder. Metoder til at intensivere spildevandsbehandlingsprocesser fra mekaniske urenheder.

Forelæsning 6. Regenerative metoder til spildevandsrensning. Konceptet og det fysisk-kemiske grundlag for metoderne til ekstraktion, stripning (desorption), destillation og rektifikation, koncentrering og ionbytning. Brug af omvendt osmose, ultrafiltrering og adsorption til vandrensning.

Forelæsninger 7.-8. Destruktive metoder til vandrensning. Begrebet destruktive metoder. Bruges til vandrensning kemiske metoder, baseret på neutralisering af sure og alkaliske forurenende stoffer, reduktion og oxidation (klorering og ozonering) af urenheder. Rensning af vand ved at omdanne forurenende stoffer til uopløselige forbindelser (dannelse af sedimenter). Biokemisk spildevandsrensning. Funktioner og mekanisme for rengøringsprocessen. Aerotanke og rådnetanke.

Foredrag 9. Termisk metode neutralisering af spildevand og fast affald. Teknologisk diagram over processen og typer af anvendt udstyr. Begrebet brandneutralisering og pyrolyse af affald. Væskefase-oxidation af affald – koncept for processen. Funktioner af aktiveret slambehandling.

Afsnit 2. Grundlæggende om beregning af adsorption, masseoverførsel og katalytiske processer (16 timer).

Forelæsning 10. Hovedtyper af katalytiske og adsorptionsreaktorer. Hylde-, rør- og fluid bed-reaktorer. Anvendelsesområder for neutralisering af gasemissioner. Design af adsorptionsreaktorer. Brug af bevægelige lag af adsorbent.

Forelæsning 11. Grundlæggende beregninger fororer. Begrebet reaktionshastighed. Hydrodynamik af stationære og fluidiserede granulære lag. Idealiserede reaktormodeller - ideel blanding og ideel forskydning. Udledning af materiale- og varmebalanceligninger for ideelle blandings- og ideelle fortrængningsreaktorer.

Forelæsning 12. Processer på porøst adsorbent- og katalysatorgranulat. Stadierne af processen med kemisk (katalytisk) omdannelse på en porøs partikel. Diffusion i en porøs partikel. Molekylær og Knudsen diffusion. Afledning af materialebalanceligningen for en porøs partikel. Begrebet anvendelsesgrad indre overflade porøse partikler.

Foredrag 13.-14. Grundlæggende om adsorptionsprocesser. Adsorptionsisotermer. Metoder til eksperimentel bestemmelse af adsorptionsisotermer (vægt, volumen og kromatografiske metoder). Langmuirs adsorptionsligning. Masse- og varmebalanceligninger for adsorptionsprocesser. Stationær sorptionsfront. Begrebet ligevægts- og ikke-ligevægtsadsorption Eksempler på praktisk anvendelse og beregning af adsorptionsprocessen til rensning af gasser fra benzendampe.

Forelæsning 15. Mekanismen for masseoverførselsprocesser. Masseoverførselsligning. Ligevægt i væske-gas-systemet. Henry og Daltons ligninger. Ordninger af adsorptionsprocesser. Materialebalance af masseoverførselsprocesser. Udledning af procesdriftslinjeligningen. Drivkraft masseoverførselsprocesser. Bestemmelse af gennemsnitlig drivkraft. Typer af adsorptionsanordninger. Beregning af adsorptionsapparater.

Forelæsning 16. Rensning af udstødningsgasser fra mekaniske forurenende stoffer. Mekaniske cykloner. Beregning af cykloner. Udvælgelse af cyklontyper. Beregningsbestemmelse af støvopsamlingseffektivitet.

Forelæsning 17. Grundlæggende om gasrensning ved hjælp af elektriske udskillere. Fysiske grundlæggende indfangning af mekaniske urenheder med elektriske udskillere. Beregningsligninger til vurdering af effektiviteten af elektriske udskillere. Grundlæggende om design af elektrostatiske udskillere. Metoder til at øge effektiviteten af at fange mekaniske partikler med elektriske udskillere.

Samlet antal timer (forelæsninger) – 34 timer.

Navnet på emnerne i praktiske klasser, deres indhold og mængde i timer.

1. Metoder til rensning af gasemissioner fra giftige forbindelser (8 timer), herunder:

a) katalytiske metoder (4 timer);

b) adsorptionsmetoder (2 timer);

c) gasrensning ved anvendelse af cykloner (2 timer).

2. Grundlæggende om beregning af reaktorer til gasneutralisering (9 timer):

a) beregning af katalytiske reaktorer baseret på ideelle blandings- og ideelle forskydningsmodeller (4 timer);

b) beregning af adsorptionsanordninger til gasrensning (3 timer);

c) beregning af elektriske udskillere til opsamling af mekaniske forurenende stoffer (2 timer).

________________________________________________________________

Samlet antal timer (praktiske timer) – 17 timer

Navn på emner til beregning og grafiske opgaver

1) Bestemmelse af den hydrauliske modstand af det faste granulære lag af katalysatoren (1 time).

2) Undersøgelse af fluidiseringsregimer for granulære materialer (1 time).

3) Undersøgelse af processen til termisk neutralisering af fast affald i en fluid bed-reaktor (2 timer).

4) Bestemmelse af adsorptionskapaciteten af sorbenter til at opfange gasformige forurenende stoffer (2 timer).

________________________________________________________________

I alt (beregning og grafiske opgaver) – 6 timer.

4. Kontrolformer

4.1. Beskyttelse af beregnings- og grafiske opgaver.

4.2. Forsvar af abstracts om kursusemner.

4.3. Spørgsmål til eksamen.

1. Grundlæggende om absorptionsprocesser til gasrensning. Typer af absorbere. Grundlæggende om beregning af absorbere.

2. Design af katalytiske reaktorer. Rørformet, adiabatisk, med et fluidiseret leje, med radial og aksial gasstrøm, med bevægelige lag.

3. Fordeling af emissioner fra forureningskilder.

4. Adsorptionsprocesser til gasrensning. Teknologiske skemaer for adsorptionsprocesser.

5. Spildevandsbehandling ved at oxidere urenheder med kemiske reagenser (klorering, ozonering).

6. Diffusion i et porøst granulat. Molekylær og Knudsen diffusion.

7. Konditioneringsmetoder til gasrensning.

8. Termisk bortskaffelse af fast affald. Typer af dekontamineringsovne.

9. Ligning for en ideel blandingsreaktor.

10. Membranmetoder til gasrensning.

11. Hydrodynamik af fluidiserede granulære lejer.

12. Fluidiseringsbetingelser.

13. Grundlæggende om aerosolfangning af elektriske udskillere. Faktorer, der påvirker effektiviteten af deres arbejde.

14. Termisk neutralisering af gasser. Termisk neutralisering af gasser med varmegenvinding. Typer af termiske dekontamineringsovne.

15. Grundlæggende omprocesser.

16. Model af en plug-flow reaktor.

17. Grundlæggende kemiske metoder til gasrensning (bestråling af elektronstrømme, ozonering)

18. Hydrodynamik af stationære granulære lag.

19. Ligevægt i "væske - gas"-systemet.

20. Biokemisk gasrensning. Biofiltre og bioscrubere.

21. Biokemisk oprensning - det grundlæggende i processen. Aerotanks, metatanks.

22. Idealiserede modeller af katalytiske reaktorer. Materiale- og varmebalancer.

23. Typer af spildevandsforurenende stoffer. Klassificering af rengøringsmetoder (separation, regenerative og destruktive metoder).

24. Adsorptionsfront. Ligevægtsadsorption. Stationær adsorptionsfront.

25. Støvopsamlingsudstyr- cykloner. Cyklonberegningssekvens.

26. Metoder til adskillelse af mekaniske urenheder: bundfældningstanke, hydrocykloner, filtre, centrifuger).

27. Koncentration - som metode til spildevandsrensning.

28. Adsorptionsfront. Ligevægtsadsorption. Stationær adsorptionsfront.

29. Grundlæggende om flotation, koagulation, flokkulering.

30. Varme (masse) udveksling under adsorption.

31. Beregningsrækkefølge for en pakket absorber.

32. Fysiske principper for intensivering af spildevandsbehandlingsprocesser (magnetiske, ultralydsmetoder).

33. Transformationsprocesser på en porøs partikel.

34. Sekvens af beregninger af adsorbere.

35. Desorption er en metode til at fjerne flygtige urenheder fra spildevand.

36. Adsorptionsspildevandsbehandling.

37. Begrebet udnyttelsesgrad for katalysatorpartikler.

38. Fordeling af emissioner fra forureningskilder.

39. Destillation og rektifikation i spildevandsrensning.

40. Adsorption uden ligevægt.

41. Omvendt osmose og ultrafiltrering.

42. Adsorptionsisotermer. Metoder til bestemmelse af adsorptionsisotermer (vægt, volumen, kromatografi).

43. Grundlæggende om væskefaseoxidation af spildevand under tryk.

44. Drivkraft for masseoverførselsprocesser.

45. Spildevandsbehandling ved neutralisering, nyttiggørelse, sedimentering.

46. Ligninger af termisk og materialebalance adsorber.

47. Støvopsamlingsudstyr - cykloner. Cyklonberegningssekvens.

48. Biokemisk rensning - det grundlæggende i processen. Aerotanks, metatanks.

49. Grundlæggende om aerosolfangning af elektriske udskillere. Faktorer, der påvirker effektiviteten af deres arbejde.

1. Udstyr, strukturer, grundlæggende elementer i design af kemiske og teknologiske processer, beskyttelse af biosfæren mod industrielle emissioner. M., Chemistry, 1985. 352 s.

2. . . Maksimalt tilladte koncentrationer af kemikalier i miljøet. L. Chemistry, 1985.

3. B. Bretschneider, I. Kurfurst. Beskyttelse af luftbassinet mod forurening. L. Chemistry, 1989.

4. . Neutralisering af industrielle emissioner ved efterbrænding. M. Energoatomizdat, 1986.

5. osv. Industriel spildevandsrensning. M. Stroyizdat, 1970, 153 s.

6. osv. Industriel spildevandsrensning. Kiev, Tekhnika, 1974, 257 s.

7... Spildevandsrensning i den kemiske industri. L, Chemistry, 1977, 464 s.

8. AL. Titov,. Bortskaffelse af industriaffald: M. Stroyizdat, 1980, 79 s.

9. , . Effekten af termiske kraftværker på miljøet og måder at reducere de forårsagede skader på. Novosibirsk, 1990, 184 s.

10. . Teoretisk grundlag for miljøbeskyttelse (forelæsningsnotater). IC SB RAS - NSTU, 2001. – 97'erne.

Mennesker har haft en indvirkning på miljøet siden oldtiden. Verdens konstante økonomiske udvikling forbedrer menneskelivet og udvider dets naturlige habitat, men tilstanden med begrænsede naturressourcer og fysiske kapaciteter forbliver uændrede. Oprettelse af særligt beskyttede områder, forbud mod jagt og skovrydning er eksempler på restriktioner for sådanne påvirkninger, der har været indført siden oldtiden. Det var dog først i det tyvende århundrede, at det videnskabelige grundlag for denne påvirkning, såvel som de problemer, der opstod som følge heraf, opstod, og udviklingen rationel beslutning under hensyntagen til nuværende og fremtidige generationers interesser.

I 1970'erne viede mange videnskabsmænd deres arbejde til spørgsmålene om begrænsede naturressourcer og miljøforurening og understregede deres betydning for menneskelivet.

Udtrykket "økologi" blev første gang brugt af biologen E. Haeckel: "Med økologi mener vi den generelle videnskab om forholdet mellem organismen og miljøet, hvor vi medtager alle "tilværelsens betingelser" i ordets brede betydning. ." ("General Morphology of Organisms", 1866)

Den moderne definition af begrebet økologi har en bredere betydning end i de første årtier af udviklingen af denne videnskab. Den klassiske definition af økologi: en videnskab, der studerer forholdet mellem levende og livløs natur. http://www.werkenzonderdiploma.tk/news/nablyudaemomu-v-nastoyaschee-83.html

To alternative definitioner af denne videnskab:

· Økologi er viden om naturens økonomi, den samtidige undersøgelse af alle forhold mellem levende ting og organiske og uorganiske komponenter i miljøet... Kort sagt, økologi er en videnskab, der studerer alle de komplekse sammenhænge i naturen, betragtet af Darwin som betingelser for kampen for tilværelsen.

· Økologi er en biologisk videnskab, der studerer strukturen og funktionen af systemer på supraorganismeniveau (populationer, samfund, økosystemer) i rum og tid, under naturlige og menneskeligt modificerede forhold.

Økologi i videnskabelige arbejder logisk flyttet ind i begrebet bæredygtig udvikling.

Bæredygtig udvikling - miljøudvikling - indebærer at opfylde nutidens behov og forhåbninger uden at kompromittere fremtidige generationers evne til at opfylde deres behov. Overgang til en æra med bæredygtig udvikling., R.A. Flyvning, s. 10-31 // Rusland i verden omkring os: 2003 (Analytisk Årbog). - M.: Forlaget MNEPU, 2003. - 336 s. http://www.rus-stat.ru/index.php?vid=1&id=53&year=2003 Efterhånden som denne bekymring over miljøspørgsmål er steget i løbet af de seneste årtier, er bekymringen for fremtidige generationers skæbne og den retfærdige fordeling af naturressourcer mellem generationerne blevet mere og mere tydelig.

Begrebet biologisk mangfoldighed - biodiversitet - fortolkes som mangfoldigheden af livsformer udtrykt gennem millioner af arter af planter, dyr og mikroorganismer, sammen med deres genetiske pulje og komplekse økosystem.

Opretholdelse af biodiversitet er nu et globalt behov af mindst tre grunde. Hovedårsagen er, at alle arter har ret til at leve under de forhold, der er karakteristiske for dem. For det andet opretholder flere livsformer kemisk og fysisk balance på Jorden. Endelig viser erfaringerne, at opretholdelsen af en maksimal genetisk pool er af økonomisk interesse for Landbrug og medicinsk industri.

I dag står mange lande over for problemet med miljøforringelse og behovet for at forhindre yderligere udvikling af denne proces. Økonomisk udvikling fører til miljøproblemer, forårsager kemisk forurening og skader naturlige levesteder. Der er en trussel mod menneskers sundhed, såvel som eksistensen af mange arter af flora og fauna. Problemet med begrænsede ressourcer bliver stadig mere akut. Fremtidige generationer vil ikke længere have de naturressourcer, som tidligere generationer havde.

For at løse en række miljøproblemer bruger EU energibesparende teknologi, i USA lægges vægten på bioteknologi. Udviklingslande og lande med overgangsøkonomier har dog ikke indset betydningen af miljøpåvirkning. Ofte sker løsningen på problemer i disse lande under påvirkning af eksterne kræfter, og ikke offentlig orden. Denne holdning kan føre til en endnu større udvidelse af kløften mellem udviklet og udviklingslande, og, lige så vigtigt, til øget miljøforringelse.

For at opsummere skal det bemærkes, at med økonomisk udvikling Med udviklingen af nye teknologier ændrer miljøets tilstand sig også, og truslen om miljøforringelse er stigende. Samtidig skabes nye teknologier til at løse miljøproblemer.