家デザイン水中のマンガンが多すぎる場合。研究はいつ予定されていますか? 黒または灰色の粒が水中に現れた場合の対処方法

デザイン

水中のマンガンが多すぎる場合。研究はいつ予定されていますか? 黒または灰色の粒が水中に現れた場合の対処方法

マムチェンコ A.V.、キー N.N.、ヤクポワ I.V.、チェルノバ L.G.、デシュコ I.I.、

ウクライナ国立科学アカデミーのコロイド化学および水化学研究所、キエフ

人間の人為的活動と水消費量の継続的な増加により、淡水源の質的劣化が生じています(1、2)。天然水の生態学的状態のモニタリング (2-14) では、ほとんどの国の水域で生態学的最適値を何倍も超過していることが示されました。つまり、フランスの水域には鉄、マンガン、アンモニウム、フッ素化合物が広範囲に存在しています (5)。ロシア連邦（6-9、12、13）、中国（14）、クレメンチュグとウクライナの下流の貯水池に大量のマンガンが蓄積し（11）、河川流域の生態学的最適条件を3倍超えている。プリピャチ（4）（ウクライナ、ベラルーシ）など

地表水源の質の悪化により、私たちは地下水に目を向けざるを得なくなりました。地下水の組成はより安定しており、季節変動や近隣地域の地表汚染の影響を受けず、地下水からの最も困難な汚染物質が含まれていません。水処理の視点 - 有機物、重金属、細菌、ウイルス。

しかし、ほとんどの場合、地下水は地球化学的形成条件が不十分であるため（地殻中のマンガン含有量は約 0.1%）、飲用には適していません。地面を通る濾過による顕著な浄化効果にもかかわらず、自噴井戸から採取された水には、多くの場合、鉄、マンガン、硬度塩が多く含まれています。同時に、その濃度は増加し、飲料水の最大許容濃度を超えるという着実な傾向があります。マンガン、鉄、その他の金属による地下水汚染の危険は、鉱床の開発や採石場の操業によってもたらされます(6、8、9、15)。既存のテクノロジーはこの問題を部分的にしか解決していません (16、17)。

WHO および SANPiN の規制勧告 (18、19) によれば、飲料水中のマンガンの最大許容濃度は 0.1 mg/dm3 です。鉄 – 0.3 mg/dm3。食品、エネルギー、エレクトロニクスなど、多くの業界の要件はさらに厳しくなっています(18、20)。

人体におけるマンガンの必要性は、通常、水や食品に含まれるマンガンの含有量によって確保されます。マンガンの 1 日あたりの摂取量は、食品から平均 3.7 (2.2 ～ 9) mg、空気から 0.002 mg、飲料水から最大 0.064 mg です (21)。人体のマンガン欠乏は、生殖器系、神経系、聴覚系の機能の混乱や骨格形成の障害を引き起こします(22)。

基準を超えると、人間に突然変異を引き起こす影響があります。顕著な蓄積特性を有するマンガンは、肝臓、腎臓、脳、甲状腺、膵臓、リンパ節に蓄積します。リスク管理戦略では、飲料水は、マンガンへの曝露源としてはわずかではありますが、他の潜在的な人体の曝露源と併せて考慮されるべきです。飲料水や食品中の高レベルのマンガンと、幼児 (23-25) および冶金学者 (26) の神経毒性との間に強い相関関係が確立されています。この状態は「マンガン症」として知られ、多くの点でパーキンソン病 (27-27) に似ています。 29)、ギリシャの工業地帯居住者の神経症状(30)、日本居住者の精神障害、筋肉の震え(31)など。

したがって、マンガンやその他の不純物を多く含む地下水の利用は、それらを浄化する効果的な技術があって初めて可能となります。

脱マンガン化と脱鉄のプロセスは、マンガンと鉄の化合物の性質（鉱物か有機か）によって決まります。 pH、遊離二酸化炭素濃度、溶存酸素、酸化還元電位、硫化物、有機物、硬度、総塩分、溶存ガス(32-35)。

水中では、マンガンは分子、コロイド、重量の 3 つの分散領域で存在します。分子分散 (d<1 ммк) не осаждаются, проходят через все фильтры, диализируют и диффундируют. Коллоидные системы – гидрофобные золи проходят сквозь фильтры тонкой чистки, но задерживаются фильтрами сверхтонкой очистки, заметно не осаждаются, не диализируют и весьма незначительно диффундируют, видны в ультрамикроскоп. Простые дисперсии или суспензии (d>100 mmk) はしばらくすると沈降し、透析や拡散ができず、薄い紙フィルターを通過しません。コロイド分散液からのマンガンおよび鉄化合物は、ミセルの凝集により懸濁液の状態になります(33)。

水中にマンガンが存在するのは、マンガンによって形成される化合物の溶解度によるものです。 pH 4 ～ 7.5 では、Mn 2+ イオンが水中で支配的になります。酸化還元電位の値が高い場合、二酸化マンガンが沈殿します。pH > 7.5 では、マンガンが水酸化物またはさまざまな価数の酸化物の形で放出されます。 35、36）。 Mn(II) の溶解度は、酸化マンガンと他の酸化状態のマンガンとの平衡を制御できます。高度に還元性の環境では、マンガン含有量は難溶性硫化物の形成に依存します(37)。フミン化合物は、マンガンのコロイド状態 (10、11、36) と安定で酸化しにくい有機錯体を決定します。

自然条件下の地表水源では、藻類の繁殖中の光合成プロセスにマンガンが関与するため、Mn 2+ イオンの形成と酸化反応の促進を伴う光触媒還元が可能であり、これにより水中の濃度が低下します (38)。）。

地下水では、マンガンはほとんどの場合、可溶性の高い重炭酸塩 (0.5 ～ 4 mg/dm 3) または水酸化物の形で検出され、硫酸マンガンの形で検出されることははるかにまれです。 (10、35)。リン酸イオンおよびいくつかの有機リガンドと錯体を形成する可能性があります (11)。低酸素地下水では、Mn(II) が化学的または生物学的に酸化されて Mn(IV) になります (37)。マンガンは通常、鉄を含む水に含まれます。化学的には鉄と関係があると考えられるからです。それらは外側の電子層の構造が同じです。

天然水の組成とその変動性を決定するさまざまな要因により、人生のあらゆるケースに適用できる、経済的に正当な普遍的な単一の方法を開発する可能性は排除されています。現在開発されたあらゆる水処理技術が実用化されています。多くの場合、特定の水源向けの技術を選択する場合、それぞれに長所と短所の両方があるため、いくつかの方法が組み合わされます。

鉄とマンガンの除去は、各成分の特定の抽出を考慮して、単一の技術内で解決されることがよくあります (33)。鉄とマンガンの二価イオンはそれぞれ三価と四価の状態に酸化され、反応生成物は液相から分離されます（コロイド化合物の凝固と、吸着、化学吸着、または接触酸化の結果として沈降タンクまたはフィルターに滞留することによって））（29、39-41）。粉砕された玄武岩および玄武岩砂利 (2)、珪砂、ドロマイト、炭酸カルシウム、大理石、酸化マンガン (IV)、無煙炭、ポリマー材料 (35) がフィルター材料として使用されます。

酸素による可溶性 Mn(II) の酸化は、可溶性 Fe(II) の酸化よりもはるかにゆっくりと起こります。 Mn(II) は、単に水を曝気するだけでは酸化できません。プロセスをスピードアップするために、触媒作用の特殊な粒状充填物が使用され、これにより酸化が起こり、同時に酸化された物質が分離される(42-46)。

真空排出 (47) または深部曝気 (29、39)、高圧下 (48)、地下水の人工酸素飽和 (49、50) による空気酸素による無試薬酸化により、CO 2 、H 2 S、そこからCH 4 を注入すると、環境が還元から酸化に変わり、酸化還元電位が250～500 mVに、pHが7以上に上昇します。 Fe(OH)3 の層が形成され、その表面に Fe(II)、Mn(II) イオンおよび分子状酸素が吸着されます。後者は、通常の条件下で溶解した鉄およびマンガンイオンを酸化して、わずかに溶解する鉄およびマンガンオキシ水和物にし、これは濾過によって容易に分離される。二酸化マンガンまたは他の触媒活性物質を砂フィルターに添加すると、水に溶けた空気によってマンガンの触媒酸化と沈殿が可能になります (51)。

フィンランドの会社が開発した Viredox 法を使用して空気を酸素で酸化すると、空気中の酸素で飽和した水の総流量の約 10% が、半径 5 メートルの円形に配置されたいくつかの吸収井を通って帯水層にポンプで戻されます。生産井 (52, 53 ) の周囲 10 m。生化学的および化学的プロセスの結果、マンガンは不溶性になり、帯水層に沈殿します。しかし、この方法の単純さと費用対効果にもかかわらず、マンガンからの水の適切なレベルの浄化が常に保証されるわけではなく、帯水層が詰まる危険性が生じます。明らかに、この方法は水文地質学的に正当な理由がある場合にのみ使用できます。これはコンセプシオン湾とその隣接する大陸棚の地下水に対して行われており (54)、この方法により適切な水の脱マンガン深さが確保されました。

化学酸化は塩素およびその誘導体、オゾン、過マンガン酸カリウムなどを用いて行われます。

塩素を使用すると、鉄とマンガンが除去され、硫化水素が破壊され、脱色されます (最適 pH > 4) (55-57)。場合によっては洗浄と消毒を組み合わせます (pH 8) (57)。塩素ガスの重大な欠点は、その輸送と保管に対する安全要件の増加と、クロロホルム、ジクロロブロモメタン、ジブロモクロロメタン、ブロモホルムなどのトリハロメタン (THM) の生成の可能性に関連する潜在的な健康リスクであると考えられています (58)。分子状塩素の代わりに次亜塩素酸ナトリウムまたは次亜塩素酸カルシウムを使用すると、THM 形成の可能性は減少しませんが、著しく増加します (55、59)。

水の脱マンガン技術が知られており、これは深部曝気と塩素の組み合わせ作用を利用し、酸化剤および溶存酸素の酸化作用の触媒として作用する(20)。

最も強力な既知の天然酸化剤はオゾンであり、塩素含有トリハロメタンを形成せず (60、61)、pH 6.5 ～ 7.0 で 10 ～ 15 分間 Mn(II) を酸化します (30、62、63)。

しかし、オゾンは化学活性が非常に高い不安定な化合物であり、副生成物（アルデヒド、ケトン、有機酸、臭素含有トリハロメタン、臭素酸塩、過酸化物、ブロモ酢酸）を生成します。副産物の除去には追加のフィルターが必要となるため、初期の設備コストとその後のプラントのメンテナンスコストが高くなります(64)。オゾン化によるドニエプル川の水のマンガン(II)からの浄化の有効性を調べる研究では、水のオゾン化とその後の凝集剤による処理、沈殿およびろ過を組み合わせることによってのみ、マンガンからの水の必要な浄化度が達成されることが示されました。ただし、接触凝固の場合は砂フィルター、二層フィルター、またはカーボンフィルターが使用されましたが、その有効性はオゾンおよび凝固剤の用量には依存しませんでした(65)。オゾン処理は、紫外線と組み合わせて使用することもできます (66)。

効果的かつ技術的に簡単な方法は、過マンガン酸カリウム (67) を酸化剤として使用することです。これにより、Mn(II) が酸化されて、難溶性の酸化マンガン MnO(OH) 2 になります。大きな比表面積（約 300 m 2 /g）を有する酸化マンガン MnO 2 の微細な綿状の沈殿物は、有機化合物の一部を効果的に吸着し、凝固プロセスを強化し、pH 5 ～ 11 の範囲で反対の電荷を持ちます。凝固剤の加水分解生成物 - 水酸化アルミニウムまたは水酸化鉄の使用量(35)。

マンガンと鉄（これらの金属の化合物のコロイド形態を含む）が一緒に存在すると、低温、低アルカリ度、水の硬度が低下する条件下で、KMnO 4 と H 2 O の連続処理によってその精製度が増加します。 2(40)。 H 2 O 2 を使用したナノ濾過は、最も効果的で最も安価な方法として推奨されています (68)。

鉄塩は、H2O2 を使用した脱マンガン化プロセスに触媒効果をもたらします (69)。Ｈ２Ｏ２が酸化剤、Ｆｅ２＋が触媒であるフェントンプロセス（７０）、およびＵＶ放射をさらに使用する修正フェントンプロセス（６６）が知られている。

酸化試薬がポンプで汲み上げられる井戸内で地下水汚染物質の酸化分解を直接実行し、反応生成物や過剰な試薬を地下水の流れによって輸送することが実践されている(71)。

生物学的方法は水の浄化に広く応用されています (35、72、73)。マンガンを消費するバクテリアなど マンガニクス菌, メタロゲニウム・ペルソナタム、カウロコセウス マンガニファー、Leptothrix lopholea、Leptothrix echinata (35, 75, 76) ペドミクロビウムマンガニクム(77)、シアノバクテリア ( シアノバクテリア）（78、79）。水からのマンガンの同化の結果、多量のマンガン酸化物を含む多孔質塊が形成され、これがMn(II)の酸化の触媒として機能する(75)。鉄、マンガンの含有量、その他のイオンの存在に応じて、さまざまなタイプのフィルターが使用されます (35、80)。 2段式(74)、スロー(81)など

細菌を固定化するための媒体として、ミネラルに加えて、水に不溶で微生物の作用に耐性があり、天然のバイオセノースを確保するために最大限に発達した表面を有する合成繊維が使用されます(82)。海洋植物のズモリン (Zostere L.) は、元の形または化学的に修飾された形で、高い吸収能力を持ち、生体吸着剤として使用されます (83)。アルコール生産および乳製品工場の生物学的処理施設のバイオセノーシス (84)

鉄とマンガンを生物学的に除去する方法の効率は、地下水の化学的処理よりも著しく低い(73、85)。

鉄またはアルミニウム塩による凝固はマンガンの除去に満足のいく結果をもたらしますが、アルミニウムの使用は必然的に残留アルミニウムによる水の汚染を引き起こし、人骨のカルシウムを置き換えます(29)。

塩化第二鉄と過酸化水素を組み合わせ、その後限外濾過を行うと、有機炭素含有量の高い水から鉄とマンガンが効果的に除去されます (86, 87)。酸化剤 (二酸化塩素と過マンガン酸カリウム) で前処理すると、洗浄の質が向上し、凝固剤の使用量が減ります (88)。

チタン凝集剤（凝集速度が高い）を使用すると、沈殿物の量を減らし、試薬の導入量を減らすことができるため、残留チタンによる二次汚染のレベルを減らすことができます。

アルミニウム - シリコン凝集剤 - 凝固剤は、pH = 5.5 ～ 10 の範囲で作用し、遷移金属および重金属のイオンを除去し、それらを不溶性ケイ酸塩に結合します (89)。電気凝固により、鉄やマンガンの化合物だけでなく、ケイ酸の形のシリコンも除去できます (90)。マンガン除去の効率は、プロセス時間が増加するにつれて増加します。これは、MnO 2 との自己触媒反応の存在と、予備凝固を受ける有機成分の濃度の増加によって説明されます (91)。

ポリリン酸塩による水処理は、水から可溶性マンガンと鉄を除去する方法として検討されています(92)。

水処理ラインにおける脱マンガンの最終段階として、限外濾過とナノ濾過が使用されます (93-95)。膜を使用すると、細かく分散したコロイド状の不純物、高分子、藻類、単細胞微生物、嚢胞、細菌、0.1 ミクロンを超えるウイルスを保持できます。装置を適切に使用すれば、化学物質を使用せずに水を浄化し、消毒することができます。

0.4 ～ 5.7 mg/L の範囲の Mn 濃度はほぼ完全に除去されます (96)。孔径 0.1 μm の中空糸膜では、pH >9.7 で >93% の Mn が除去されます (97)。膜の本来の性能を回復するには、年に数回、特殊な酸性およびアルカリ性試薬を使用して膜装置を化学的に洗浄し、蓄積した汚染物質を除去する必要があります。さらに、このようなフィルターには懸濁物質を比較的多く含む水を供給することができません。アニオン性界面活性剤は、水に添加されると、膜の細孔サイズよりもはるかに大きなサイズのミセルを形成します。金属イオンはこれらのミセルと錯体を形成し、濾過中に 99% 以上保持されます。

金属イオンに加えて、キレート膜やポリスルホン、ポリエーテルスルホン、ポリフッ化ビニリデン、セルロース、再生セルロースなどで作られた膜を使用すると、他の汚染物質も効果的に除去できます(98, 99)。合成（ポリアミド、ポリエステル、芳香族ポリアミド、ポリアクリレート）、生物学的（タンパク質、カロゲン）材料、および活性炭で作られた膜は、その効果において逆浸透膜と同様です（大きな陰イオン、Ca、Mg 陽イオン、重金属イオン、大きな有機物を保持します）化合物）であると同時に、ナトリウム、カリウム、塩素、フッ素の小さなイオンに対する透過性が高くなります。ナノファイバーをベースにした膜はより高い性能を持っています (100)。地表水や地下水から重金属イオンを抽出するために、山の玄武岩を基にして作られたフィルターエレメントを形成する根本的に新しい方法が開発されました(101)。

水を深く軟化し、マンガンと鉄を除去すると同時にイオン交換法を使用することをお勧めします (102)。このプロセスは、水の軟化中にナトリウムの陽イオン交換電荷または水素の陽イオン化を通して濾過することによって実行されます。有機陰イオン交換体を使用すると、触媒媒体フィルター (103) では除去されなかった有機化合物に結合した少量の鉄を回収できます。

米国を含む多くの国では (104、105)、マンガン陽イオン交換体を使用してマンガンを除去する方法が普及しています。マンガン陽イオン交換体は、塩化マンガンと過マンガン酸カリウムの溶液を連続して通過させることによって、ナトリウム型の陽イオン交換体から調製されました。この場合に起こるプロセスは、次の反応で表すことができます。

2Na[Cat]+MnCl2 –>

Mn[Cat] 2 +2NaCl

Mn[Cat]+Me + +KMnO 4 –>

2Me[Cat]+2MnO 2 、

どこ私+– カチオンな+または K+.

過マンガン酸カリウムはマンガンを酸化して酸化マンガンを形成し、これが陽イオン交換体粒子の表面に膜として堆積します。陽イオン交換体の膜は過マンガン酸カリウム溶液で再生（復元）されます。マンガン陽イオン交換体の再生における過マンガン酸カリウムの消費量は、除去されたマンガン 1 g あたり 0.6 g です (106)。この方法によるマンガン含有量は 0.1 mg/dm3 まで低減されます。マンガン陽イオン交換体を使用してマンガンを除去する方法は、コストが高いため、国内では実用化されていない。

飲料水の調製における地表水と地下水の脱マンガンの問題の状況の分析は、収着法の徹底的な開発と見通しを示しています(107-109)。これらはよく制御されたプロセスであり、非常に広範な性質の汚染物質 (化学的安定性に関係なく) をほぼすべての残留濃度まで除去することができ、二次汚染物質を引き起こすことはありません。

吸着剤は、天然または人工起源の発達したまたは特定の表面を持たなければなりません (10)。収着プロセスは、バルク垂直フィルターに充填する付着容積濾過の方法によって実行されますが、重要な位置は粒状充填フィルターに与えられます (2)。

現代の理論的概念によれば、最大の保持能力は、粒子と水との接触面が最大で流体力学的揚力が最小、さらに粒子間および開放気孔率が最大である荷重によって保持されます。さらに、酸性、アルカリ性、中性の環境における機械的摩耗に対する耐性が向上する必要があります (110-113)。

工業用微多孔性吸着剤には通常、有効半径の細孔があります。<1,5¸1,6 нм и с позиций современной технологии они могут быть названы ультрананопористыми. Именно такие адсорбенты обеспечивают высокую энергию и селективность адсорбции (114).

歴史的に、吸着剤の使用は微孔性炭素材料、つまり活性炭と関連付けられていました。最近まで、飲料水の精製に最適な吸着剤は活性炭 (AC) で、その中には最高の米国産粒状ココナッツ活性炭 (GAC) も含まれていました。石炭は、多くの有機汚染物質、残留塩素、さまざまな形の有機炭素、重金属イオン (115 ～ 118) など、幅広い種類の不純物から水を浄化します。しかし、その吸着能力と資源は小さい。これは高価な材料であり、攻撃的な環境では耐性が低く、バクテリアがよく増殖し、再生が必要です (107、108、119)。 Mn 2+ カチオンから水を浄化するために、活性炭の表面に過マンガン酸カリウムが含浸されます (120、121)。

飲料水を浄化するには、スルホン化石炭またはその酸化物 (122)、「Puralat」ブランドの破砕無煙炭 (最高の炭化度、95% の炭素を含む石炭) およびさまざまな方法で酸化したその改質物 (116、123)も使用されます。

さまざまな前駆体から得られ、さまざまな方法で酸化された石炭およびカルボン樹脂上の、水溶液からの Cu 2+、Ni 2+、Co 2+、Zn 2+、および Mn 2+ の吸着の研究により、材料の選択性が示されました。方法や酸化状態、前駆体や吸着剤の種類、細孔構造には依存しません(124)。

科学技術の最新の成果は、高反応性の炭素混合物を含むフィルター - USVR (94, 125) です。水を不溶性不純物や微生物から十分に浄化し、石油製品やエーテル可溶性物質を最大許容濃度未満のレベルまで吸収し（浄化係数 1000 以上）、有機および無機の多くの陽イオン（銅、鉄、バナジウム、マンガン）を効果的に除去します。陰イオン (硫化物、フッ化物、硝酸塩) は、浮遊粒子の濃度を 100 倍以上減少させます。 HRCM に含まれるナノ構造は、グラフェン (六角形に配置された炭素原子)、ナノチューブ、ナノリング、ナノフラクタルです。部分的に壊れた共有結合は、HRCM の塊の炭素六角形の周囲に沿って膨大な数の不飽和原子間炭素結合を形成します。非常に幅広い物質群（すべて不溶性不純物と一部の水溶性不純物）と接触した不飽和原子間炭素結合（フリーラジカル）は、それらを塊の中に保持し、水分子の通過を可能にします。 HRCM は、フリーラジカルによる不純物を分子レベルと原子レベルの両方で、化学反応を起こさずに、また純粋に機械的に保持します。

HRCM は、AlO(OH) ナノファイバーや他の酸化物や水酸化物の非繊維相を含むナノマテリアルの代表であり、Ni 2+、Fe 2+、Mn 2+、Zn 2+、As 3+ の除去に効果的な吸着剤です。、5+ アニオンとして、Cr 6+ (94)。ただし、水の不溶性不純物はよく浄化しますが、可溶性不純物は実際には除去できません。

水の浄化に適した新しく有望な吸着材料は、ほとんど研究されていませんが、天然鉱物シュンガイト (126-130) です。シュンガイトは、非結晶状態の炭素 (シュンガイト) 物質が飽和した先カンブリア時代の岩石です。それらは、鉱物ベースの組成（アルミノケイ酸塩、ケイ質、炭酸塩）とシュンガイト物質の量が異なります。 2 番目の基準によれば、それらは低炭素 (最大 5% C)、中炭素 (5 ～ 25% C)、および高炭素 (25 ～ 80% C) に分類されます。これらは、非晶質炭素マトリックス中にサイズ約 1 ミクロンの高度に分散した結晶性ケイ酸塩粒子が均一に分散した、珍しい構造を備えた天然の複合材料です。

1100℃の温度で焼成されたシュンガイトは、沿岸取水井のフィルターカセットの充填材として使用されます。有望なシュンガイトベースの材料は、500 ～ 550℃で 2 ～ 3 時間焼成することによって得られる、軽量の粒状および塊状の材料 (ただし、吸水率が 10 ～ 13% である場合) であり、その結果、独立気泡シュンガイト顆粒が得られます。形成されました。

頁岩およびその熱処理生成物は、重金属カチオンおよび重油留分に対して吸着特性を持っています(131)。頁岩は、鉱物が平行（層状）に配置された岩石です。組成は、方解石、ドロマイト、水雲母、モンモリロナイト、カオリナイト、長石、石英、黄鉄鉱などの鉱物部分が大半を占めます。有機部分（ケロジェン）は岩石塊の 10 ～ 30% を占め、最高品質の頁岩のみに含まれます。 50-70%に達します。それは、その細胞構造を保持した（タロアルギナイト）または失った（コロアルギナイト）原生動物藻類の生化学的および地球化学的に変換された物質によって表されます。高等植物の改変された残骸（ビトリナイト、フサイナイト、リポイジン）が不純物として存在します。

最近、重金属化合物から水を浄化するために、天然および人工起源の非炭素吸着剤である鉱物アルミノケイ酸塩（さまざまな粘土、オポカ、ゼオライト、シリカなど）がますます使用されています。このような吸着剤の使用は、その選択性、かなり高い吸着容量、一部の吸着剤の陽イオン交換特性、比較的低コスト、および（現地の材料として）入手しやすいためである(107、108、132-135)。鉱物の種類に応じてさまざまな大きさの微細孔が発達した構造が特徴です。これらは、発達した比表面積、高い吸収能力、環境の影響に対する耐性、反応を促進する能力を備えており、修飾中にさまざまな化合物を表面に固定するための優れた担体として機能します (136、137)。

これらの材料への汚染物質の吸着機構は非常に複雑で、炭化水素鎖とケイ酸塩微結晶の発達した表面とのファンデルワールス相互作用や、帯電し分極したソルビン酸分子とH + およびAlを含む吸着剤表面の正に帯電した領域とのクーロン相互作用などがあります。 3+イオン。特定の条件下では、粘土材料はアルボウイルス、ミクソウイルス、エンテロウイルス、植物ウイルス、バクテリオファージ、アクチノファージなど、研究されているほぼすべてのウイルスを効果的に吸着します。

したがって、オポキ（粘土質の物質、生物の骨格部分、石英の鉱物粒子、長石などの混合物を含む非晶質シリカで構成される微多孔質の岩石）は、「黒い砂」よりも 1.5 倍を超える吸着容量を持っています (138)。

活性アルミノケイ酸塩吸着剤「Glint」は、含有量 (mg/dm 3): Fe 2+ – 8.1、Fe 2+ – 8.1; Mn 2+ – 7.9; H2S – 3.8 (135)。複合フミン-アルミナ-シリカ吸着剤の吸着容量は、Fe 3+ および Mn 2+ については 2.6 mmol/g、Cr 3+ については 1.9 mmol/g に達します (139)。

粘土鉱物のモンモリロナイト、マイカ (140)、および改質シリカ (141) は、浄水技術での用途が見出されています。

層状構造 (142) を持つ水雲母のグループに属する鉱物であるバーミキュライトは、中性のキトサン-フェロフェリシアン化物錯体で化学修飾されており、さまざまな性質の金属イオンや染料を吸着します。

天然ゼオライトは、独特の吸着、イオン交換、触媒特性を持っています。ゼオライトは、イオンと水分子が占める空隙を含む骨格構造を持った含水アルミノケイ酸カルシウムであり、これらは大きな自由度を持ち、イオン交換と可逆的な脱水につながります。ゼオライトの構造内の空隙とチャネルは、鉱物の総体積の最大 50% を占めることがあり、これによって吸着剤としての価値が決まります。酸素原子の環によって形成されるチャネルの入口開口部の形状とサイズによって、ゼオライト構造の空洞に侵入できるイオンと分子のサイズが決まります。したがって、その 2 番目の名前はモレキュラーシーブです。

ゼオライトの主な構成単位は、酸素架橋によって結合されたケイ素 - 酸素 (SiO 4) およびアルミニウム - 酸素 (AlO 4) 四面体です。四面体の中心にはシリコン原子とアルミニウム原子が含まれています。アルミニウム原子は 1 つのマイナス電荷を持っています（ スプ3これは通常、アルカリまたはアルカリ土類金属カチオンの正電荷によって補償されます。 30 種類以上の天然ゼオライトが知られています (143)。

天然ゼオライトは、界面活性剤、芳香族および発がん性有機化合物、染料、殺虫剤、コロイド状および細菌汚染物質から水を浄化するために、粉末およびフィルター材料の形で使用されます。ゼオライトは、水からセシウム、ヒ素、ストロンチウムを抽出するための選択フィルターとして機能します (144)。 Tovuz 鉱床 (アゼルバイジャン) からのゼオライト - クリノプチロライトグレード (Na 2 K 2 1OAl 2 O 3 10SiO 2) は、事前にバリア型の放電にさらされた地下水を鉄とマンガンから浄化するために使用することに成功しました (145)。ゼオライトは、工業用および家庭用フィルターで HRCM およびジエチルアミノエチルセルロース添加剤とともに使用できます (146)。広く知られているフィルター材は、ゼオライト（海緑石ナトリウム）をベースとしたマンガングリーンサンド（生砂）で、酸素源となる塩化マンガン溶液で前処理し、二価のマンガンイオンと鉄イオンを三価に酸化して沈殿させます（ 103）。

天然ゼオライトは機械的強度が高いため、吸着剤を造粒する作業が不要となり、合成ゼオライトに比べて数分の１のコストで吸着剤を使用することができます。ゼオライトの吸着容量は、水温の上昇とともに増加します (147)。

マンガンおよび鉄イオンに関連して、天然および変性鉱物 – ブルーサイト、ロードクロサイト、キシロメラン – には吸着特性と触媒特性があります (148)。

ブルーサイトは、同形の不純物である Fe (フェロブルーサイト) または Mn (マンガノブルーサイト) を含む鉱物、水酸化マグネシウムです。ブルーサイトの結晶構造は通常、層状です。 OH イオンは緻密な六角形の充填を形成し、各層は (0001) 面に平行な 2 枚の平らなシートで構成されます。ヒドロキシルイオン間の八面体空隙は Me イオンで満たされており、6 重配位 (一方のシートの 3 つの OH イオンともう一方のシートの 3 つのイオンに関連付けられている) を持ちます。ゼオライトを超える天然ブルーサイト Mg(OH) 2 の吸着特性の技術的利点は、天然水および廃水の浄化のための有望な技術の活性吸着剤として証明されています (149)。天然鉱物を 400 ～ 600 ℃ で熱変性すると、吸着剤の脱水中に表面構造変化が起こり、二価の鉄の存在下でマンガンイオンに対するブルーサイトの吸着活性が増加します (150)。超音波処理により、ブルーサイトへの金属吸着の反応速度が強化されます。金属の脱着と吸着剤の再生は、塩酸とアンモニアの溶液で処理することによって効果的に行われます (151)。

触媒特性を備えた粒状媒体によるろ過は、現在マンガンから水を精製する最も有望な方法と考えられています。原水に含まれる２価のマンガンイオンは、触媒の存在下、空気中の溶存酸素により酸化され、不溶性のマンガン化合物となり、担持層により分離される。

触媒はほとんどの場合、マンガンの高級酸化物として機能し、何らかの方法でフィルターの粒状マトリックスに適用されます (152-158)。マンガンまたは酸化鉄のフィルムを天然由来のマトリックス (石英砂、ドロマイト、膨張粘土、アルミノケイ酸塩、天然および人工ゼオライト、またはその他の材料) に適用するか、これらの酸化物を構造に導入します。このような負荷の粒子では酸化が発生し、同時に酸化物質が保持されます。

水に含まれる酸素は、水をバーム、グリーンサンドなどの触媒装入物に通すときに少量の鉄を酸化するのに十分です。結果として生じる水酸化物は充填層上に残ります。水中に酸素が存在しない場合、粒子の表面から鉄とマンガンの酸化物が還元されるため、鉄の酸化が起こります。

マンガンは、その形態に関係なく、井戸水と水道水の両方から高濃度で除去されます。同時に、浮遊粒子と天然有機物が水から除去されます (159)。酸化物が粒子から洗い流されると、触媒の効率が低下します。マンガンとともに鉄も水中に存在する場合、pH レベルは 8.5 を超えてはなりません。粒度の高いロードの中には復元する必要がないものと、復元する必要があるものがあります。したがって、Birm は物理的磨耗の影響を受けにくく、幅広い原水温度にわたって効果を維持します (29)。逆洗により酸化物を除去します。

可溶性マンガンを酸化マンガンに酸化するプロセスの触媒特性は、炭酸塩型マンガン鉱石を装入し、400〜600℃で少なくとも30分間熱変性することによって保持されます。装填には化学的再生が必要ないため、プロセスが簡素化され、コストが削減されます (160)。

酸化物タイプのマンガン鉱石および熱変性マンガン酸化物に基づく無機イオン交換体 (III、IV) も触媒特性を持っています (161-163)。既知のフィルター材料には、少なくとも 80% の二酸化マンガンを含む天然鉱物 (鉱石) と、その表面に酸化マンガンが含浸されている石灰石という 2 つの成分が含まれています (164)。

粉砕した軟輝石から充填し、圧力下で空気を導入することにより、Mn 2+ と NH 4 + (165) を組み合わせて除去できます。このプロセスは、フィルター反応器のプロファイルに沿ったすべてのゾーンに酸素が浸透するため、効果的です。マンガン (III、IV) 酸化物とチタン (III、IV) 酸化物の混合物をベースとした無機吸着剤は、吸着特性 (交換容量) が増加し、性能特性 (ケーキング特性) が改善されています (166)。

サイロメランは、マンガンおよび/または鉄を酸化して難溶性酸化物にするための触媒です (167)。最大許容濃度制限内で保証された浄水品質を提供し、石灰処理操作と濾材のより経済的な洗浄モードを排除することでプロセスを簡素化し、コストを削減します。

国産触媒床材MZhFとDAMFは、炭酸カルシウムと炭酸マグネシウムを含む天然素材ドロマイトをベースに作られています。これらは水の pH を調整し、鉄除去プロセスに最適な弱アルカリ性反応を維持する固体緩衝システムです。

ドロマイトは通常、理想的な化学式 CaMg(CO 3) 2 を持つ複炭酸塩鉱物です。 CaCO 3 はモル体積が小さいため、炭酸カルシウム (方解石) の置換によって形成され、細孔の形成と持続によって形成されると考えられています (168)。ドロマイトを濾材として使用する見通しについては (168-171) で報告されています。「流動床」条件下で 700 ～ 800℃に加熱されたドロマイトは、水からの金属の抽出を強化します (172-174)。ドロマイトをベースとした吸着剤は、空気雰囲気中 500 ～ 900 ℃で 1 ～ 3 時間焼成され、二価マンガンイオン (Mn 2+ ~ 0.01 ～ 0.2 mol/dm 3) を含む溶液で処理され、高い吸着容量を持ちます。能力を持ち、水をマンガンと鉄から衛生基準で許可されている値よりもはるかに低い値まで効果的に浄化します(175)。

ボルシェベレジンスキー鉱床からの炭酸塩岩は、マグネシウム塩 (176) で収着能力を高めるために処理されており、収着剤として使用できます。

ウクライナ国立科学アカデミーのコロイド化学および水化学研究所で現在実施されている研究で示されているように(177)、ニコポール鉱床(ウクライナ、ドネプロペトロウシク地域)の酸化炭酸マンガン鉱石から非常に有望な吸着触媒が得られる。４５０～８００℃の温度で熱処理し、続いて０．２～０．５重量％の濃度の過マンガン酸カリウム溶液を用いて改質する。ムカチェヴォ市（Mn 1.77～1.83 mg/dm 3）と村のチェルヌィシェフスキー取水口の既存井戸での地下水脱マンガンの過程で合成された吸着剤の大規模試験。キエフ地方、ルサノフ。 (Mn 0.82-0.88 mg/dm 3) は、その高い収着能力と水からマンガンを完全に抽出できる可能性を示しました。

磁気特性を備えた高度に分散された吸着剤の使用の見通しに関する報告があります (178,179)。試薬を使用しない磁気収着法では、水が細かく分散された常磁性材料と混合され、金属イオンと錯体を形成します。その後、高勾配磁場で処理するか、一定レベルの磁化を備えた細い鋼線の層で濾過することにより、形成された複合体が除去されます。 pH シフト法: 精製段階前の精製水の pH は局所的に変化しますが、汚染物質はさまざまな収着精製段階で堆積し、環境の pH を逆に変化させることによって再生されます。

天然水のさまざまな脱マンガン方法に関する多数の報告があるにもかかわらず、それらは二価マンガンイオンの四価状態への酸化と、主に吸着現象の結果としてのフィルター媒体上での液相からの反応生成物の分離に基づいています。、化学吸着または触媒酸化。近年の研究が示しているように、精製水からマンガン化合物を除去するための最も有望なフィルター材料は、無機化合物で熱的または化学的に修飾された天然鉱物です。ウクライナにおける地下水利用のニーズの高まりを考慮すると、これらの目的のために安価な国産原料（例えば、ニコポール鉱床の酸化炭酸塩鉱石、トランスカルパチアのクリノプチロライトなど）を使用することは、その効率と利点の両方の点から興味深いものである。経済的な観点から。

文学：

スヤルコ V.G.、クラスノポルスキー N.A.、シェフチェンコ O.A. ドンバスの地下水の化学組成の技術的変化について // イズベスティア・ヴゾフ。地質学と探検。 – 1995年 – 第1位。 – P.85 – 90
Khualaryan M. G. 北の自然とその環境への影響に対する人類学的影響 // 全ロシア会議と出発の資料。科学的セス。海洋学教室、物理学教室。雰囲気そしてゲオグル。 RAS「世紀末の水問題」、1998 年、問題研究所。プロム。ズコル。北 - アパティティ: コルスク出版社。科学的ロシア科学アカデミーの中心地。 – 1999. – P. 35 – 41.
ウクライナの地表水の日々の状態の生態学的評価（方法論的側面）。 Dinisova O.I.、Serebryakova T.M.、Chernyavska A.P. タイン // Ukr. 地理学者。雑誌 – 1996年。 – No. 3。 – P.3-11。
ベラルーシとウクライナの国境を越える河川に対する人為的負荷の研究、その状態の安定化。 Yatsyk A.V.、Voloshkina V.S.、Byshovets L.B. 他 // EKWATEK-2000: 第 4 回国際会議「水：エコ。そしてテクノロジー。モスクワ、2000 年 5 月 30 日～6 月 2 日。 - 男: SIBIKO Int. – 2000年。 – P.208～209。
Risler J.J.、Charter J. フランスの地下水管理。 // インスタ。水と環境。管理。 – 1995. – 9、No. 3。 – R. 264 – 271。
カメンスキー G. Yu. モスクワ地域における地下水利用の現在の問題 // 配管工事。
Alferova L.I.、Dzyubo V.V. 西シベリア地域の地下水と飲料水供給への使用の問題 // Vod。ロシアの世帯。- 2006.- No. 1.- P. 78-92
クラコフ V.V. ハバロフスク地方の住民への飲料水供給に新鮮な地下水を使用することの環境問題 // メーター。会議全ロシア大会に向けて自然保護会議、ハバロフスク、1995 年 3 月 15 日。 – ハバロフスク。 – 1995。 – P. 49 – 50。
Glushkova K.P.、Balakireva S.V. ニジネヴァルトフスク石油・ガス生産企業 OJSC「NNP」の油田で飲料水を入手 // ウファ国立石油工科大学の学生、大学院生、若手科学者による科学技術会議、ウファ、2005 年。要約の。本 2.- ウファ: USNTU 2005.- P. 209-210。
ザポルスキー A.K. 給水、給水、水質。 – キエフ: ヴィシュチャ学校、2005. – 671 p.
ロマネンコ V.D. 水生態学の基礎 - キエフ: ゲンザ、2004 - 662 p。
地表水と地下水。海水。国家報告書「2003 年のロシア連邦の国家と環境保護について」より。 // ロシアの生態学報。 – 2005. – No. 3. – P.53 – 60
ルカシェヴィチ O.D.、パトルシェフ E.I. 鉄とマンガン化合物からの水の浄化：問題点と展望 // 大学のニュース。化学と化学。テクノロジー。 – 2004. – 47、No. 1。 – P.66 – 70
チェン・ホンイン、チェン・ホンピン。飲料水の生産における富栄養化の問題 // Zhejiang gongue daxue xuebao = J. Zhejiang Univ Technol. – 2002. – 30、No. 2。 – R. 178 – 180。
ジョンソンカレン L.、ヤンガーポール L.J. 傾斜充填層バイオリアクター L.J. を使用した鉱山水からのマンガンの迅速な除去 //環境。クオリティ。 – 2005. – 34、No. 3。 – R. 987 – 993。
Labroue L.、Ricard J. Du マンガンダンローパンペ: キャプタージュの重要性。 // アドゥール-ガロンヌ県。 – 1995. – No. 62. – S. 17 – 20.
ルカシェビッチ O.D. 取水口の運用中の地下水の組成の変化に関連した水処理の問題 (トムスク地域南部の例について) // 化学と水技術 - 2006.28、No. 2. - P.196- 206.
SNiP 2.04、02-84。水供給。外部ネットワークと構造 // Gosstroy USSR - M.: Stroyizdat、1985。 – 136 p。（ウクライナのSNiPに置き換えてください）DSanPіn「栄養水。国営の集中飲料水供給からの水の品質を維持するための衛生的な手段。」 – 1996 年 12 月 23 日付けの命令番号 383 により、ウクライナ保健省によって承認されました。
飲料水の水質に関するガイドライン。 III 版、T1 (推奨事項) // 世界保健機関 - ジュネーブ、2004 - 58 p.
カエル B.N. 水処理。 - M.: MSU Publishing House、1996。 - 680 p。
人間。医療および生物学的データ // 公開。国際放射線防護委員会の第 23 号。 – M.: 医学、1997 – P. 400-401。
アフツィン A.P.、ザヴォロンコフ A.A.、リッシュ M.A.、ストロチコヴァ L.S. ヒト微量元素症。 – M.: 医学、1991 – 496 p.
Tasker L、Mergler D、Hellier G、Sahuquillo J、Huel G. マンガン、出生時のモノアミン代謝物レベル、および児童の精神運動発達 // 神経毒性学 - 2003. - – P.667-674。
Lutsky Y.M.、Ageikin V.A.、Belozerov Yu.M.、Ignatov A.N.、Izotov B.N.、Neudakhin E.V.、Chernov V.M. 環境中に危険な濃度で含まれる化学物質の子供への有害影響 // Med. 低線量の放射線が子供、青少年、妊婦の体に及ぼす影響の側面。 – 1994年。 – No. 2。 – P.387 – 393
イルチェンコ S.I. ウクライナのマンガン鉱山地域の子供たちの病理学的健康障害に関する臨床的、免疫化学的、細胞遺伝学的診断基準。著者の要約。博士号ディス - キエフ、1999 - 19 p。
ゴーバン L.N.、ルビャノバ I.P. 鉄鋼溶接工の曝露テストとしての毛髪のマンガン含有量 // 現在の衛生問題。規則。化学。環境オブジェクトの要因。抽象的な。報告全て会議 10月24～25日 1989.-パーマ。 – 1989.- P.51 -52。
メルニコワ M.M. マンガン中毒 // 産業医学と産業生態学。 – 1995.-第6号。 – P.21-24。
Sistrnk C.、Ross M.K.、Filipov N.M. ドーパミンおよびその代謝物ドーパックに対するマンガン化合物の直接効果: インビトロ研究 // 環境影響学および薬理学。
Ryabchikov B.E.. 天然水の脱鉄と脱マンガンの現代的な方法 // エネルギー節約と水処理。
グイドフ T.I.、オーデット R.J.、マーティン C.J. 職業上金属に曝露された患者の微量金属分析プロファイルの解釈 // Ocupp。医学。 -1997 – 30.R 59-64。
ナハトマン JP、タブン R.E.、コミッサリス R.L. ラットにおけるマンガンの慢性投与の行動への影響: 運動活動の研究 // 神経行動毒性と催奇形性。- – No. 8. – P.711～717。
ゾロトワEF、G.Yu。鉄、マンガン、フッ素、硫化水素からの浄水。 – M: ストロイズダット、1975。 – 89 p.
ニコラゼ GI. 地下水の水質改善。 – M.: ストロイズダット、1987. – 240 p.
ニコラゼ GI. Mints D.M.、Kastalsky A.A. 生活用水、飲料水、工業用水の供給用の水の調製。 – M.: ミール、1989. – 97 p.
ゴンチャルク V.V.、ヤキモバ T.I. 飲料水供給における基準以下の地下水の使用 // 化学と水技術。 – 1996. – 18、No. 5.P.495-529。
Rudenko G.G.、Goronovsky I.T. 給水所における天然水からの不純物の除去。 – キエフ: ブディベルニク、1976.- 208 p.
マンガンおよびその化合物。簡潔な国際化学物質評価文書 12。世界保健機関、ジュネーブ、1999 年。 – 69 秒。
Scott Durelle T、McKnight Diane M.、Valker Bettina M.、Hrncir Duane C. 渓流におけるマンガンの運命と輸送を制御する酸化還元プロセス // Environ。そしてテクノル。 – 2002. – 36、No. 3。 – P453-459。
キム A.N.、ベクレネフ A.V. 水からの鉄とマンガンの除去 // サンクトペテルブルク州統一企業「ヴォドカナル S-P」の水道供給サンクトペテルブルク：11 月そして。 – 2003. – P. 646 – 676.
パット。 2238912 ロシア、MPK7 C 02 F 1/64、1/58 / リンク Yu.A.、ゴーディン K.A.、セリュコフ A.V.、クラノフ N.P. // 飲料水を浄化する方法。 – 出版。 2004 年 10 月 27 日。
ドラクリン E.E. // 科学的 tr. AKH「ヴォドスナブジェニエ」 – M.: ONTI AKH、1969年 – 発行。 52、5番。 – 135ページ
鉄、マンガン、硫化水素の除去。「ハイドロエコロジー」LLC のウェブサイト。 http://www. ハイドロエコ.zp.ua/
Olsen P、Henke L. 酸化と保持を使用した濾過の前処理 // Water Cond。そしてプリフ。 – 1995. – 36、第 5 号。 – P40、42、44 – 45。
ペストリコフ S.V.、イサエバ O.Yu.、サポジニコワ E.I.、レグシュス E.F.、クラスノゴルスカヤ N.N. 水の酸化的脱マンガン化技術の理論的実証 // Ing. エコロジー。 – 2004年。 – 第4位。 – P.38～45、62～63。
ヨドトウスキ・アンジェイバダニアナドプゼビエギエムコアグラッチ? ザニチェシュチェ？ w?d powierzchniowych Poprzedzonej utlenianiem // Zesz. ナウク。つぼみ。プロッツ、1994 年。 – 43 番。 – S. 167 – 190。
Grishin B.M.、Andreev S.Yu.、Sarantsev V.A.、Nikolaeva S.N. 触媒濾過による廃水の高度浄化 // 国際科学・実践会議「工学の問題。都市の供給と生態学」、ペンザ、1999 年。 mat-v.- ペンザ: Privolzh 出版社。知識の家。 – 1999. – P. 102 – 104.
パット。 2181342 ロシア、MPK7 C 02 F 1/64、C 02 F 103/04/ Lukerchenko V.N.、Nikoladze G.I.、Maslov D.N.、Khrychev GA.、Titzhani Shabi Mama Ahmed // 水から鉄とマンガンを共同抽出する方法。 – 出版。 2002 年 4 月。
ヴィンケルンケンパー・ハインツ。 Unterirdische Enreisenung と Entmanganung // WWWT: Wasserwirt。ワッサーテクノロジー。 – 2004年。 – No. 10。 – S.38 – 41。
クラコフ V.V. 帯水層における地下水の脱鉄および脱マンガン技術の水文地質学的基礎 // シベリアおよび極東の地下水に関する全ロシア会議の資料。（クラスノヤルスク、2003年10月）。 – イルクーツク; クラスノヤルスク: ISTU Publishing House – 2003. – P.71-73。
出願 10033422 ドイツ、MPK7 C 02 F 1/100、E 03 B 3/06 / H?gg Peter、Edel Hans-Georg // Verfahren und Vorrichtung f?r die Behandlung eisen und man-ganhaligen Grundwassers mit Grundwasserzirkulationsbrunnen。 – 出版。 2002 年 1 月 17 日。
英国出願 2282371 MKI6 C 02 F 1/24。 1/64/ フェントン B. // 溶存空気浮上システムにおける水源からのマンガンの除去。 -出版。 1995 年 4 月 5 日。
ウィルマース WA 鉄、マンガン、硫化物の除去。 / 水廃棄物工学 1988.-5、No. 54.- P134-141。
Zudemann D.、Hasselbarth U. Die biologische Enreisenung und Entmanganung。 – フォン・ワッサー、1971年、Bd. 38.
ルイス・ピント・A、セシリア・リベラ。「1997-98 EL NIO」イベント中のコンセプシオン湾と隣接する大陸棚の間隙水における鉄とマンガンの減少。 Soc.、48、第 3 号、2003 年。
バキル V.M. 飲料水の消毒: 問題と解決策 // 水と生態学。 - 2003。 - No. 1。 - P. 13-20。
ヨドトウスキ・アンジェイバダニア・ナド・プゼビエギエム・コア・グラッチ？ザニチェシュチェ？ w?d powierzchniowych Poprzedzonej utlenianiem // Zesz. ナウク。プロッツ。 1994年 – 第43号。 – S.167-190。
サウィニアク・ワルデマール、クトシュ・マルシン。 Zastosowanie Filtr?w Dyna Sand do od?elaziania I odmangania-nia w?d podziemnych do?wiadczenia eksploatacyjne // Ochr. ？道。 – 2005. – No. 3. – S.55-56。
ヤグド・B・ユ。消毒剤としての塩素 - 使用時の安全性と代替製品への交換の問題 // 第 5 回国際会議 ECWATECH-2002。水：エコロジーとテクノロジー。 2002 年 6 月 4 ～ 7 日。68 ～ 72 ページ。
コジェブニコフ学士号、博士号。ペトロシアン O.P.、Ph.D. 塩素が苦手な方へ // StroyPROFIL – 4、No.1。 30-34ページ。
ライトル C.M.、C.M.、マッキノン C.Z.、スミス B.N. 道端の土壌や植物におけるマンガンの蓄積 // Naturwissenschaften. – 1994年。 – 81、第11号。 – R 509-510。
Mozhaev L.V.、Pomozov I.M.、Romanov V.K.. 水処理におけるオゾン処理。応用の歴史と実際 // 水処理。 - 2005。 - No. 11。 - P. 33-39。
リプノフ I.N.、サナコエフ V.N. 給水用の飲料水の準備。森林複合体の社会経済および環境問題。抽象的な。報告国際 k-techn.conf。エカテリンブルグ。 – 1999. – P. 231 – 232.
胡志光、張景、張愛玲、恵元峰。オゾン処理およびバイオフィルター処理のプロセスにおける飲料水の調製 // Huabei dianli daxue xuebao = J. N. China Elec. Power Univ- 2006.- 33、No. 1.- R 98-102。
ラズモフスキー L.M. 酸素 - 基本的な形状と性質。 – M.: 化学、1979.- 187 p.
Goncharuk V.V.、Vakulenko V.F.、Gorchev V.F.、Zakhalyavko G.A.、Karakhim S.A.、Sova A.N.、 Muravyov V.R. マンガンからのドニエプル水の精製 // 化学と技術。水。 – 1998. – 20、第 6 号。 – ページ 641-648。
ムンター・ライン、プレイス・セルゲイ、カラス・ユハ、トラピード・マリーナ、ヴェレッセニーナ・エレーナ。高度酸化プロセス (AOP): 21 世紀の水処理技術 // Kemia-Kemi。 – 2001. – 28、No. 5.R 354-362..
王貴栄、張潔、黄李、周丞関、唐友耀。中國地水排水。飲料水の調製における 3 種類の酸化剤の使用 // 中国の水および廃水。 – 2005. – 21、第 4 号。 – P37～39。
Potgieter, J. H.、Potgieter-Vermaak, S. S.、Modise, J.、Basson, N. 高有機炭素負荷による水からの鉄とマンガンの除去。パート II: さまざまな吸着剤とナノ濾過膜の効果 // 生物医学および生命科学および地球および環境科学 - 2005. - 162、No. 1-4 - R.61-70。
米国特許第 6,558,556 号。コーら。 // 水溶液中でのマンガンおよび他の無機種の鉄触媒による酸化。 – 2003 年 5 月 6 日。
劉偉、梁永梅、馬俊。予備段階で酸化剤として鉄塩を使用した水からのマンガンの除去 // Harbin gongue daxue xuebao = J. Harbin Inst. テックノール。 – 2004. – 37、No. 2。 – R.180 – 182。
トゥーズ・ソレーヌ、ファーブル・フレデリック。現場での酸化の経験と適用基準 // Eau、ind.、迷惑行為。 – 2006.- No. 290.- R 45-48。
ナザロフ V.D.、シャヤクメトワ S.G.、ムフヌロフ F.Kh.、シャヤクメトフ RZ。ネフテカムスクの給水システムにおけるマンガン酸化の生物学的方法 // 水と生態学: 問題と解決策。 - P.28 - 39。
李東、楊紅、陳立雪、趙英麗、張潔。調製中の水からの鉄およびマンガンイオンの除去 // 北京 gongue daxue xuebao = J. 北京大学技術 – 2003. – 29、第 3 号。 – P328-333。
李東、楊紅、陳立雪、張潔。空気を利用したFe 2+ 除去機構とFe 2+ およびMn 2+ の生物学的除去技術に関する研究 // 北京gongue daxue xuebao = J.北京大学 – 2003. -29、No. 4.- R 441-446。
李東、張潔、王宏濤、鄭東卑。鉄とマンガンを生物学的に除去するためのフィルターの迅速な起動 // Zhongguo jishui paishui。中国の上下水道 - 2005. -21、No. 12. - R 35-38。
パット。 2334029 UK、IPC6 C 02 F 3/10 / ホップウッド A.、トッド J.J. ジョン・ジェームス・トッド - 出版。廃水処理用媒体 08/11/99。
米国特許第5,443,729号、1995年8月22日。Slyら。水からマンガンを除去する方法。水からマンガンを除去する方法。
パウリク＝スコウロンスカ・バルバラ、スコウロンスキー・タデウシュ。いいですね、interakcjd z metalami ciezkimi // Wiad.bot. – 1996. – 40、No. 3-4. – S. 17-30。
パット。 662768 オーストラリア、MKI5 C 02 F 001/64、003/08。スライ・リンゼイ、アルンパイロジャナ・ヴラパ、ディクソン・デイヴィッド。水からマンガンを除去する方法および装置。ギューンスランド大学。連邦および産業研究機関。 – 出版。 95年9月14日。
馬芳、楊海燕、王紅玉、張玉紅。鉄とマンガンを含む水の処理 // Zhongguo jishui paishui = 中国の水と廃水。 – 2004. – 20、第 7 号。 – P6-10。
コムコフ V.V. 鉄分とマンガンを多く含む天然水を浄化します。都市計画: 抽象的。科学的および技術的な結果について報告します。会議ヴォルグガサ。 - ヴォルゴグラード。 – 1996. – P. 46-47。
ズルバ M.G.、オルロフ M.V.、ボブロフ V.V. 浮遊負荷を備えたバイオリアクターと水力自動フィルターを使用した地下水の脱鉄化 // 地域の持続可能な開発への途上の生態学的問題: (国際科学および実践会議、ヴォログダ、2001 年 5 月 17 ～ 19 日)。ヴォログダ: VogTU 出版社。 – 2001. – P. 96-98。
出願 10336990 ドイツ、IPC 7B 01 J 20/22、B 01 D 15/08。 Schwermetallen 社による生物吸着剤の研究 (Srigen L?sungen Inst. F?r nichtklassische Chemie e. ファンデル大学ライプツィヒホフマンイェルク、ウェックスマイク、フライアーユーテ、パシュニコル、ゲメンデベルンハルト。 2005 年 3 月 10 日。
ニキフォロワ L.O.、パブロワ I.V.、ベロポルスキー L.M. 生物処理施設のバイオセノーシスに対する鉄およびマンガン化合物の影響 // 化学技術。 – 2004年。 – No.1。 – P.31-35。
陳雨輝、余建、謝水波。地下水からの鉄とマンガンの除去 // Gongue yongshuiyu Feishui = Ind. 水と廃水。 – 2003. – 34、No. 3。 – P1-4.
Potgieter J.H.、McChndle R.I.、Sihlali Z.、Schwarzer R.、Basson N. 高有機炭素負荷 Pt I による水からの鉄とマンガンの除去さまざまな凝固剤の効果 // 水、空気、土壌汚染。 – 2005. – 162、No. 1-4。 – R 49 – 59。
Potgieter J.H.、Potgieter Vermaak S.S.、Modise J.、Basson N. 高有機炭素負荷による水からの鉄とマンガンの除去パート II。さまざまな吸着剤とナノ濾過膜の効果 // 水、空気、土壌汚染。 – 2005. – 162、第 14 号。 – R.61-70。
ヨドトウスキ・アンジェイバダニア・ナド・プゼビエギエム・コア・グラッチ？ザニチェシュチェ？ w?d powierzchniowych Poprzedzonej utlenianiem // Zesz. ナウク。プロッツ、1994 年。 – 43 番。 – R 167-190。
アレクシコフA.E.、レベデフD.N. 水処理プロセスにおける無機凝集剤の使用 // 国際科学シンポジウム「生命の安全、21 世紀」の議事録、ヴォルゴグラード、2001 年 10 月 9 ～ 12 日。 - ヴォルゴグラード: VolGASA Publishing House。 – 2001.S. 140-141。
Belov D. P.、Alekseev A. F. 鉄除去ステーション「ヴォドパッド」からの飲料水の調製と洗浄水の浄化のための最新技術 // 第 14 回若手科学者および専門家による科学的および実践的会議「西シベリアのガス産業の発展の問題」、チュメニ、25 - 2006 年 4 月 28 日:.- レポートの要約のコレクション。チュメニ: 出版社 LLC「TyumenNIIgiprogaz」.. 2006.- P. 242-244。
ビアン・ルーイング、渡辺芳正、小沢元朗、タンボ・ノリニート。限外濾過と凝固を組み合わせた方法による天然有機化合物、鉄、マンガンからの水の精製 // 水道協会雑誌 = J. Jap. 水道協会 – 1997年。 – 66、第4号。 – P24～33。
メトラー、S. アブデルモウラ、M. ホーン、E. シェーネンベルガー、R. ヴァイドラー、P; グンテン、U. フォン。現場地下水処理プラントからの鉄とマンガンの沈殿物の特性評価 // 全国地下水協会。 – 2001.- 39、第 6 号。 – R.921 – 930。
Chabak A.F. フィルター材 // 水処理。 – 2005、No. 12.- P. 78-80。
Savelyev G.G.、Yurmazova T.A.、Sizov S.V.、ダニレンコ N.B.、ガラノフ A.I. 水浄化におけるナノマテリアル // 国際会議「その製造のための新しい有望な材料と技術 (NPM) - 2004」、ヴォルゴグラード、2004 年 9 月 20 ～ 23 日。土曜日科学的 T1で動作します。セクションナノマテリアルとテクノロジー。粉末冶金: ポリテクニック; ヴォルゴグラード: VolgSTU Publishing House – 2004. – P.128 -150。
米国特許第 5,938,934 号、1999 年 8 月 17 日。Balogh ら。デンドリマーベースのナノスコピックスポンジと金属複合材。
鈴木哲、渡辺裕、小沢剛、池田和也、精密ろ過法を用いた水処理中のマンガンの除去 // 水道協会雑誌 = J. ジャップ。水道協会 – 1999年。 – 68、第2号。 – R2 – 11.
黄建元、岩上良幸、藤田健二。 pH制御による精密ろ過によるマンガンの除去 //水道協会雑誌=J．日本水道協会 1999. – 68. – No. 12. – pp. 22 – 28. 日本語: 解像度。英語
方耀耀、曽光明、黄金輝、徐克。ミセル強化限外濾過プロセスを使用した水溶液からの金属イオンの除去 // Huanjing kexue=Environ. – 2006. – 27、No. 4.- R 641-646。
サンチョル・ハン、グァンホ・チュ、サンジューン・チェ、マーク・M・ベンジャミン。水処理用キレートポリマー支援膜分離システムにおけるマンガン除去のモデリング // Journal of Membrane Science. - No. 290. - R 55-61。
M. Ivanov M.M. フィルター材料の開発動向 // Journal Aqua-therm. - No. 6 (16)。
レベデフ I.A.、コマロワ L.F.、コンドラチュク E.V. ポルズノフ。繊維状物質による濾過による鉄含有水の浄化 // Vestn. – 2004年。 – 第4位。 – P.171～176。
ミント D.M. 浄水技術の理論的基礎。 -M.: ストロイズダット、1964.- 156 p。
Ryabchikov B. E.. 天然水の脱鉄および脱マンガン化の最新の方法 // エネルギー節約と水処理。
コナー D.O. 鉄とマンガンの除去 // 上下水道。- 1989.- No. 28.- P68-78。
レイン・ムンター、ヘルディ・オジャステ、ヨハネス・サット。地下水からの錯体鉄の除去 // J Envir. Engrg.-2005.-131、No.7.-R 1014-1020。
ウィルマース WA 鉄、マンガン、硫化物の除去 // Water Wastes Eng. – 1988.- 5、No. 54.- R.134-141。
コガノフスキー A.M. 水処理および廃水処理プロセスにおける吸着とイオン交換 - キエフ: Nauk.Dumka、1983。 - 240 p。
Smirnov A.D. 収着水浄化 - L.: 化学、1982 - 168 p。
Chernova R.K.、Kozlova L.M.、Myznikova I.V.、Akhlestina E.F. 天然吸着剤。分析能力と技術応用 // 電気化学技術の現状問題：若手研究者の論文集。 – サラトフ: 出版社 SSTU-2000 – P. 260-264。
Meltser V. Z.、Apeltsina E. I. フィルターを装填するためのさまざまなフィルター材料の使用 // Sovrem、Tekhnol。と設備加工用浄水用の水美術。 / ロシア国家建設住宅コミュニティ局、コミュニティ研究所。水供給そして水の浄化。 – M.、1997 – P. 62-63。
プレトニョフ R N. ウラル地域における水浄化の化学と技術: Inf. 母。ラス。 - エカテリンブルク。 – 1995. – 179 p.
Nazarov V.D.、Kuznetsov L.K. 地下水の脱鉄のための活性フィルター材料の研究 // 論文のコレクション。 tr. 建築家、建築家、教員。ウフィム。州油技術。大学/ユーフィム。州油技術。大学 – ウファ、1997 – ページ 106-109。
シブネフ A.V. 一部のフィルター材料の特性の事前評価 // 省エネと水処理。 – 2001年。 – No.1。 – ページ 87 ～ 88。
ホドソワ N.A.、ベルチンスカヤ L.I.、ストレルニコワ O.Yu。熱処理されたナノ多孔質吸着剤に対するパルス磁場の影響。 // ナノマテリアルの化学、物理学、表面技術 IHP im. O.O. ウクライナの Chuika NAS、キエフ、2008 年 5 月 28 ～ 30 日。- 263 p。
Kumar Meena Ajay、Mishra G.K.、Rai P.K.、Rajagopal Chitra、Nagar P.N. 吸着剤としてカーボンエアロゲルを使用した水溶液からの重金属イオンの除去 // J. Hazardous Mater. – 2005. – 122、No. 1-2。 – P162-170。
シブネフ A.V. 一部のフィルター材料の特性の事前評価 // 省エネと水処理。 – 2001年。 – No.1。 – P.87
Protopopov V.A.、Tolstopyatova G.V.、Maktaz E.D. 飲料水浄化用の新しい無煙炭ベースの吸着剤の衛生評価 // 化学および水技術。 – 1995. – 17、No. 5. – P. 495-500。
Tsinberg M.B.、Maslova O.G.、Shamsutdinova M.V. 地表源からの水の調製における活性炭の濾過特性と吸着特性の比較 // 私たちが飲む水: 国際科学技術会議、モスクワ、1995 年 3 月 1 日から 4 日の要約。 - M. - 1995。 – P.80-81。
Klyachkov V. A.、Apeltsin I. E. 天然水の浄化。 – M.: ストロイズダット、1971.- 579 p.
チェン・ジージャン、ウェン・チンシュエ、リー・ビンナン。連続ろ過プロセスにおける水の準備 // ハルビン上業 Daxue xuebao ziran kexue ban。 J.ハルビン大学コマー。自然。科学。エド。 2004. – 20、No. 4. – P 425-428,437。
ドボンスキー・ジグムント、オコニエフスカ・エヴァ。 Wykorzystanie w?gla aktywnego do usuwania mangnu z wody // Uzdatn.、odnowa i wod: Konf. Politechn Czest.、チェンストホバ・ウストロン、4-6 マルカ、1998。 – チェンストホバ、1998 – P 33 – 37。
Tyutyunnikov Yu.B.、Posalevich M.I. 飲料水の浄化に適したスルホン化石炭の製造 // コークスと化学。 – 1996年。 – 第12号。 – ページ 31-33。
ロジドフI.I.、チェルケソフA.Yu.、ロジドフI.N. 除鉄水処理プラントにおける各種濾材の適用 // 「TEKHNOVOD – 2004」（浄水技術）。科学的かつ実践的な教材。 SRSTU (NPI) の 100 周年記念会議、ノヴォチェルカッスク、2004 年 10 月 5 ～ 8 日。 – ノヴォチェルカッスク: 出版社 NPO「TEMP」。 – 2004. – P. 70-74。
ストレルコ・ウラジミール（ジュニア）、マリク・デンマーク・J.、ストリート・マイケル。酸化活性炭および他の吸着剤による遷移金属収着挙動の解釈 // Separ Sci. そしてテクノル。 – 2004. – 39、No. 8。 – R.1885-1905。
タチアナ・サブキナ。「きれいな水」プログラムの実施のためのナノテクノロジー。 //ロシア市営。チュメニ市。 – 2009. – 73 – 74、No. 1 – 2. – P. 44-47。
Lukashevich O.D.、Usova N.T. シュンガイトフィルター材料の吸着特性の研究 // 水と生態学。 – 2004.- No. 3.- P. 10-17。
Zhurba M.G.、Vdovin Yu.I.、Govorova Zh.M.、プーシキン I.A. 取水・処理施設及び装置以下。編 MG Zhurby.-M.: Astrel Publishing House LLC、2003.- 569 p.
アユカエフ R.I.、メルツァー V.Z. 浄水用フィルター材の製造および使用。 L.: ストロイズダット、1985.- 120 p。
ルリエゆゆ。産業廃水の分析化学。 M.: 化学、1984.- 447 p.
パット。 2060817 ロシア MKI6 B 01 J 20/30、B 01 J 20/02 / ゴスポディノフ D.G.、プロニン V.A.、シュカリン A.V. // 天然シュンガイト吸着剤を改質する方法。ロシア連邦鉄道省ノボシビルスク科学工学センター生態学。 – 出版。 1996 年 5 月 27 日、速報。 15番。
ドラグンキナ O.S.、メルズリャコワ O.Yu.、ロマデンキナ S.B.、レシェトフ V.A. 石油および重金属塩の水溶液と接触した頁岩の吸着特性 // (サラトフ州立大学は N.G. チェルニシェフスキーにちなんで命名、ロシア、サラトフ)。エコロジーと科学技術の進歩：国際的な科学と実践の資料 3。会議学生、大学院生、若い科学者。 – Perm: 出版社 Perm。州それらの。ウンタ。 – 2005. – P. 52 -54。
タラセビッチ Yu.I.、オフチャレンコ F.D. 粘土鉱物への吸着。 -キエフ：ナウク。ダムカ、1975.- 352 p。
タラセビッチ Yu.I. 水の浄化プロセスにおける天然吸着剤 - キエフ: ナウク。ダムカ、1981.-208 p.
タラセビッチ Yu.I. 層状ケイ酸塩の表面の構造と化学。-キエフ: ナウク。ダムカ、1988.- 248 p。
Klyachko V. A.、Apeltsin I. E. 天然水の浄化。 M.: ストロイズダット、1971. - 579 p.
チェルナビナ T.N.、アントノバ E.L. 変性アルミノケイ酸塩吸着剤 // 理論の問題。そして専門家化学: 15 人のロシアの学生のレポートの要約。科学的ウラル州立大学の創立85周年を記念した会議。彼ら。午前。ゴーリキー、エカテリンブルク、2005 年 4 月 19 日から 22 日。 - エカテリンブルク: ウラル州立大学出版社、2005 年。- P. 145-146。
ゴロバヤ A.N. ラピツキー V.N.、ボッツマン E.I. 廃水処理プロセスにおける天然ケイ酸塩の使用の見通し // 理論と実際の冶金学。 – 2004年。 – 第5位。 -P.134〜138。
パット。 2263535 ロシア、MPC 7 B 01 J 20/06、20/16 / Shafit Ya. M.、Solntsev V. V.、Staritsina G. I.、Romashkin A. V.、Shuvalov V. I.. CJSC「プロジェクト。建設」 Adsorber enterprise」 // マンガンから水を浄化するための吸着触媒。 – 出版。 2005 年 11 月 10 日。
パット。 2174871 ロシア、MPK7 B 01 J 20/24 / ケルトマン S.V.、クリトクヒン N.A.、クリュチコワ O.L. // フミン-アルミニウム-シリカ複合吸着剤。 – 出版。 2001 年 10 月 20 日。
クプリエンコ P.N. 粘土鉱物の廃水処理技術への応用 // 水と水の浄化。テクノロジー。 – 2005年。 – No. 2。 – ページ 41-45。
ミロニュク I.F. 修飾シリカとの接触後の水の微粘度の変化 //追加。ウクライナ国立科学アカデミー。 – 1999年。 – 第4位。 – P.86～91。
マシュコヴァ S.A.、ラゾフ V.I.、トンキフ I.V.、ザムスカヤ N.N.、シャプキン N.P.、スコブン A.S. キトサン-フェロ-フェリシアン化物錯体によるバーミキュライトの化学修飾 // 大学のニュース。化学と化学。テクノロジー。 – 2005. – 48、No. 6.- P. 149-152。
Barotov M.A. タジキスタンのゼオライトの酸分解 / 著者の要約。学位取得のための論文。美術。博士号技術。科学 // ドゥシャンベ - 2006.- 22 p.
特許 6921732 米国、IPC7 B 01 J 29/06、NPK 502/66 / ChK Group, Inc. Vempati Rajan K. No. 10/796626 // コーティングされたゼオライト吸着剤の製造方法。 – 出版。 2005 年 7 月。
ガサノフ M.A. 放電の影響を利用した鉄とマンガンからの被圧水の吸着浄化 // Polzunovsky Alm. – 2004年。 – 第4位。 – P.221-22з。
Maksimova T.N.、Lavrukina Yu.A.、Skvortsova N.V. 生態系に問題がある地域の飲料水の水質調整 // インターンの資料。科学技術会議「科学と教育」ムルマンスク: MSTU Publishing House 2004. – P. 258-260。
トゥルポフ R.M.、イリン A.I.、シェステリン I.S.、シャフムルゾフ M.N. 天然ゼオライト – 漁業における有毒物質の吸着剤 // Vestnik Veterinary。 – 1997年。 – 第1位。 – P.80-88。
スキーター NA 地下水の脱マンガンおよび脱鉄用の天然および改質吸着剤 // 著者の要約。ディス。求人応募用にうーん。美術。博士号技術。 nauk.- ノボシビルスク、 – 2004. – 25 p.
スキーター NA、コンドロヴァ S.E. 水性媒体から重金属を抽出するための新しい天然吸着剤 // Int. 科学的・実用的会議「エンジニアリング支援と都市生態学の問題」、ペンザ。 1999年12月：資料収集。ペンザ: ヴォルガ知識の館の出版社。 – 1999. – P. 12-15。
ボチカレフ G.、プシュカレバ G.N.、スキーター N.A. 地下水の脱マンガンと鉄分除去のための改良ブルーサイト // 大学のニュース。 – 2001. – No. 9 – 10. – P. 90 -94。
ボビレバ S.A. ブルーサイトを使用した重金属イオンからの廃水の収着浄化 // 論文の要約。学力競争のため技術科学の候補者 – 2005. – 24 p.
Polyakov V.E.、Polyakova I.G.、Tarasevich Yu.I. 修飾クリノプチロマイトを使用したマンガンおよび鉄イオンからの被圧水の精製 // 化学および水技術 - 1997.19、No. 5. - P.493-505。
Nikoladze G.I.、Mints D.M.、Kastalsky A.A. 飲料水や工業用水の調製。 – M.: 高校、1984.- 368 p.
ルボチニコフ N.T.、プラウディン E.P. ウラル山脈における飲料水の据え置きの経験 // 科学的著作「給水」 - 52、No. 5。 – 1969年。 – P.103-106。
ドラクリン E.E. カチオン化による鉄とマンガンからの水の精製 // 科学研究「給水」 – 第 52 号、第 5 号。オンティアク、1969年 – p.107-112。
パット。ロシア 2162737、MKI B 01 J20/02、20/06、20/30、B 01D 39/02/ Dudin D.V.、Bodyagin B.O.、Bodyagin A.O. // 粒状フィルター材の製造方法 - 公開。 2001 年 2 月 10 日。
クルスキー L.A.、ブラバ M.N. ゴロノフスキーI.T.、スミルノフP.I. 水処理施設の設計と計算 - キエフ。ウクライナ SSR の国家建設出版社、1961 年。 - 353 p。
パット。 49-30958 日本。 CO2B1 1/14/ – 公開 74/08/17。
Gubaidullina T. A.、Pochuev N. A.、Gubaidulina T. A. マンガンおよび鉄から水を浄化するためのフィルター材料、その製造方法、およびマンガンおよび鉄から水を浄化する方法 // Ekol。システムとデバイス。 -2006.-No.8.-P.59-61。
パット。 2184708 ロシア、MPK7 C 02 F 1/64/ ボチカレフ G.R.、ベロボロドフ A.V.、プシュカレヴァ G.N.、スキーター N.A. // マンガンを除去する方法。 – 出版。 2002 年 7 月。
アプリケーション 2772019 フランス、MPK6 C 02 F 1/58 / Jauf-fret H. // Procede de deferrisation des eaux Minerales ferrugineuses riches en gaz Carbonique.-Publ. 06.99。
パット。 95113534/25 ロシア、MPK6 B 01 J20/05/ Leontyeva GV.; ヴォルキンV.V. バキレバ O.I. // 酸化マンガンをベースとした無機イオン交換体 () およびその製造方法 - 公開。 1997.08.20。
Pushkareva GN.、Skeeter NA. 水処理におけるマンガン鉱石の使用の可能性 // 鉱物開発の物理技術的問題。 – 2002年。 – No. 6。 – P.103～107。
アクドリット GmbH & Co. KG。 N 102004049020.1; 応用 2004 年 5 月 10 日。出版物。 2006 年 4 月 6 日。
Bitozor S.、Llecki W、Raczyk-Stanislawia K.U.、Nawrocki J. Jednoczesne usuwanie zwiaxk?wmanganu i azotu amonowego z wody na zto?u piroluzytowym // Ochr。スロッド。 – 1995. – No. 4. – P. 13-18。
カタルギナ O.V.、バヒレヴァ O.I.、ヴォルキン V.V. 混合金属酸化物に基づくイオン交換材料の合成および収着特性。 // 地域会議のレポートの要約。学生と若い科学者、ペルミ、2003: ペルミ出版社。州立工科大学 – 2003. – P.64 – 65.
特許 2226511 ロシア、MPK7 C 02 F 1/64、1/72、C 02 F 103/04/ Bochkarev GR、Beloborodov A.V.、Pushkareva GI.、Skeeter // マンガンおよび/または鉄から水を精製する方法。 2004 年 4 月 10 日。
Stefaniak、B. Biliski b、R. Dobrowolski c、P. Staszczuk d、J. W?jcik。ドロマイトベースの吸着剤の吸着特性と多孔性に対する調製条件の影響 // コロイドと表面 A: 物理化学的および工学的側面 - 2002. - 208. - R. 337-345。
C.Sistrnk、M.K. Ross, N. M. Filipov ドーパミンとその代謝物 Dopac に対するマンガン化合物の直接効果: インビトロ研究 // Environmental Teicology fnd Pharmacology-2007.- 23.- P286-296。
クルデュモフ S.S.、ブルン・ツェホヴォイ A.R.、パレナゴ O.P. 熱水条件下での破壊中のドロマイトの構造的および物理化学的特性の変化 // Zh. fiz。化学。 – 2001. – 75、第 10 号。 – S. 1891-1894。
マムチェンコ A.V.、キー N.N.、チェルノバ L.G.、ミショカ I.M. 天然ドロマイトの改質方法が水の脱マンガン化に及ぼす影響の研究 // 化学と水技術。 – 2008.- T30、No. 4.- P.347-357
ニコレンコ。 N.V.、クプリン V.P.、コバレンコ I.L.、プラクシェンコ I.L.、ドブバン L.V. 炭酸カルシウムおよび炭酸マンガンへの有機化合物の吸着 // Zh. 化学。 – 1997年。 – 71、第10号。 – S. 1838 ～ 1843 年。
Godymchuk A.Yu.、Ilyin A.P. 天然鉱物およびその熱変性形態の収着プロセスの研究 // 化学および水技術。 – 2004. – 26、第 3 号。 – ページ 287-298。
イリン A.P.、ゴディムチュク A.Yu 天然ミネラルを使用した重金属からの水の浄化プロセスの研究 // 第 6 回全ロシア科学技術会議「エネルギー：エコロジー、信頼性、安全性」の報告資料、トムスク、2000 年 12 月 6 ～ 8 日。トムスク: TPU 出版社 – 2000. – P. 256 – 257.
パット。 2162737 ロシア MPK7 B01J 20/02 / Dudin D.V.、Bodyagin B.O.、Bodyagin A.O. // 粒状フィルター材料の製造方法。 2001 年 2 月 10 日。
セドバ A.A.、オシポフ A.K. 24 オガレフ。天然吸着剤による飲料水の脱フッ素化 // 要約。報告科学的会議、サランスク、12月4日から9日。 1995年。パート3。サランスク、1995年。 – P. 38 – 39。
Pat.84108 ウクライナ、IPC B01J 20/02、C02F 1/64 / Goncharuk V.V.、Mamchenko O.V.、Kiy M.M.、Chernova L.G.、Misochka I.V. // マンガンにこだわる方法とマンガンから水を精製するための酸化方法 - 09.2008。
パット。 6596182 米国、MPK7 C 02 F 1/00、C 02 F 1/48 / プレンガー・コイン F、ヒル・ダラス D.、パディラ・デニス D.、ウィンゴ・ロバート M.、ワールド・ローラ A.、ジョンソン・マイケル D. // 磁気プロセスマグネタイトを使用して水から重金属を除去します。 2003 年 7 月 22 日。
V.V. ゴンチャルク、V.M. ラドベンチク医学博士ゴメル。磁力による高度に分散した吸着剤の分離と固化。 – キエフ: ビデオ、2003.- 263 p。

マンガンは通常、重金属として分類されます。この物質は鉄ほど普及していませんが、非常に頻繁に存在し、その特性は鉄そのものに似ています。水中のマンガン含有量が増加すると、この金属の堆積物が水道管や給湯器の内面に蓄積し始め、熱交換プロセスの閉塞や劣化を引き起こす可能性があるため、次のことを考慮する必要があります。品質について。さらに、そのような水は配管設備に消えない跡を残します。高濃度のマンガンを含む液体が引き起こす可能性のある害がこれだけではないことにも注意してください。飲料水中のマンガンこれはその不快な味の主な理由の1つであり、さらに、喉の渇きを潤したり食べ物を準備するためにそのような液体を使用すると、人体の状態に悪影響を及ぼします。最近の研究では、マンガンが過剰に濃縮された飲料水は子供の知的能力の低下につながることが示されています。マンガン濃度が 0.1 mg/l を超える飲料水を継続的に摂取すると、骨格系の重篤な疾患の発生を引き起こす可能性があります。

水の脱鉄のための BWT ソリューション:

今日、飲料水や水道水中の高レベルのマンガンの問題が、高濃度の鉄分を含む水の問題とほぼ同じくらい深刻であることは注目に値します。このため、ロシア連邦を含む多くの現代諸国では、これが水処理の主要なタスクの 1 つとなっています。それにもかかわらず、多くの人は、すべての生物が正常に存在するために非常に必要な液体の最適な組成を得るために、自宅やアパートに追加のフィルターシステムを設置します。

水道水または飲料水中のマンガンの許容濃度を超えると、液体は黄色がかった色になり、不快な渋味が生じます。このような水を飲むと、味が悪くて不快なだけでなく、健康にも危険です。ということで、コンテンツが増えました飲料水中のマンガンこの金属が主に集中している肝疾患の脅威となります。さらに、マンガンは水と一緒に摂取すると、小腸、骨、腎臓、内分泌腺に浸透し、脳にも影響を与える可能性があります。この化学元素の含有量を超える飲料水を継続的に摂取すると、この有害金属による慢性中毒が始まる可能性があることを知っておくことが重要です。中毒には神経系または肺系のいずれかの形式があります。神経系の中毒の場合、患者は次の症状を経験することがあります。

周囲で起こっている出来事には完全に無関心。
眠気;
食欲減少;
めまい;
ひどい頭痛。

中毒が非常に重度の場合は、動きの調整の喪失、けいれん、背中の痛み、気分の突然の変化が発生する可能性があります。マンガンで中毒になった人は、突然泣き出したり、逆に笑い出したりすることがあります。上記のすべてに顔の筋肉の緊張が加わり、患者の顔の表情に変化が生じます。それで飲料水中のマンガン人体の健康にとって非常に危険です。

以上のことから、マンガン濃度が許容基準、より正確には 0.1 mg/l を超えた場合には、飲料水と通常の水道水を浄化する必要があると、何の疑いもなく宣言することができます。さらに、一部の国ではマンガンの最大濃度が 0.05 mg/l を超えません。この物質は非常に危険であると考えられています。一般に、マンガンから水を精製するための現在存在するすべての方法は、次の原理に帰着します。最初に、二価のマンガンは酸化されて（自然源から給水システムに入るのはこの形です）、三価および四価のマンガンになります。酸化された四価マンガンは、特定の物質と反応して不溶性の沈殿物を形成し、機械的洗浄フィルターによって除去されます。不溶性沈殿物の役割は、酸化物、水酸化物、または酸の塩である可能性があります。沈殿物の種類は主に、使用する試薬の種類と選択した方法によって異なります。

重金属は非常に危険な有毒物質です。現在、工業地域や都市部では、このようなさまざまな物質のレベルを監視することが特に重要です。

重金属が何であるかは誰もが知っていますが、どの化学元素がこのカテゴリーに含まれるかを誰もが知っているわけではありません。さまざまな科学者が重金属を決定する基準は数多くあります。毒性、密度、原子量、生化学的および地球化学的サイクル、自然界での分布などです。 1 つの基準によれば、重金属にはヒ素 (半金属) とビスマス (脆性金属) が含まれます。

重金属に関する一般的な事実

重金属として分類される元素は 40 種類以上知られています。それらの原子質量は 50 au を超えています。奇妙なことに、これらの元素は、生物にとって蓄積性が低いにもかかわらず、非常に有毒です。 V、Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、Mo...Pb、Hg、U、Th...すべてがこのカテゴリに分類されます。毒性はあるものの、生物学的役割が見つかっていないカドミウム、水銀、鉛、ビスマスを除いて、それらの多くは重要な微量元素です。

別の分類 (N. Reimers) によれば、重金属は 8 g/cm 3 を超える密度を持つ元素です。こうすることで、Pb、Zn、Bi、Sn、Cd、Cu、Ni、Co、Sb の元素が少なくなります。

理論的には、バナジウムから始まる元素の周期表全体を重金属と呼ぶことができますが、研究者らはこれが完全に真実ではないことを証明しています。この理論は、それらのすべてが自然界に毒性の範囲内で存在するわけではなく、多くの人にとって生物学的プロセスにおける混乱は最小限であるという事実によるものです。多くの人がこのカテゴリーに鉛、水銀、カドミウム、ヒ素のみを含めるのはこのためです。国連欧州経済委員会はこの意見に同意しておらず、重金属は亜鉛、ヒ素、セレン、アンチモンであると考えています。同じN.ライマーズは、周期表から希少で貴な元素を取り除くことによって重金属が残ると信じています。しかし、これも規則ではありません。このクラスに金、プラチナ、銀、タングステン、鉄、マンガンを追加する場合もあります。だからこそ、このテーマに関してすべてが明らかではないと言っているのです...

溶液中のさまざまな物質のイオンのバランスを議論すると、そのような粒子の溶解度が多くの要因と関連していることがわかります。可溶化の主な要因は、pH、溶液中のリガンドの存在、および酸化還元電位です。これらは、溶液中のイオンの溶解度がより高い、ある酸化状態から別の酸化状態へのこれらの元素の酸化プロセスに関与します。

イオンの性質に応じて、溶液中でさまざまなプロセスが発生する可能性があります。

加水分解、
異なるリガンドとの錯体形成。
加水分解重合。

これらのプロセスにより、イオンは溶液中で沈殿したり、安定したままになったりすることがあります。特定の元素の触媒特性と生物へのその利用可能性はこれに依存します。

多くの重金属は、有機物質とかなり安定した錯体を形成します。これらの複合体は、池におけるこれらの元素の移動メカニズムの一部です。ほとんどすべての重金属のキレート錯体は溶液中で安定です。また、土壌酸とさまざまな金属（モリブデン、銅、ウラン、アルミニウム、鉄、チタン、バナジウム）の塩との錯体は、中性、弱アルカリ性、弱酸性の環境で良好な溶解性を示します。このような複合体は溶解した状態で長距離を移動できるため、この事実は非常に重要です。最も影響を受けやすい水資源は、他のそのような複合体の形成が起こらない低鉱化水域および地表水域です。川や湖における化学元素のレベル、その化学反応性、生物学的利用能、毒性を制御する要因を理解するには、その金属の総含有量だけでなく、金属の遊離型と結合型の割合も知る必要があります。

重金属が溶液中の金属錯体に移行すると、次のような結果が生じる可能性があります。

第一に、化学元素のイオンの蓄積は、底質から自然溶液へのイオンの移行により増加します。
第二に、通常のイオンとは対照的に、得られた錯体の膜透過性が変化する可能性が生じます。
また、錯体形態の元素の毒性は、通常のイオン形態とは異なる場合があります。

たとえば、キレート化された形のカドミウム、水銀、銅は、遊離イオンよりも毒性が低くなります。そのため、化学元素の遊離型と結合型の割合を考慮せずに、特定の元素の総含有量のみに基づいて毒性、バイオアベイラビリティ、化学反応性について語るのは正しくありません。

重金属は私たちの環境のどこから来るのでしょうか? このような元素が存在する理由としては、鉄および非鉄冶金、機械工学、亜鉛メッキに関わるさまざまな産業施設からの廃水が考えられます。一部の化学物質は殺虫剤や肥料に含まれており、地元の池を汚染する可能性があります。

そして、化学の秘密に立ち入ると、重金属の可溶性塩のレベルを増加させる主な原因は酸性雨 (酸性化) です。環境の酸性度の低下（pHの低下）は、土壌溶液中の重金属の難溶性化合物（水酸化物、炭酸塩、硫酸塩）からより溶解しやすい化合物（硝酸塩、硫酸塩、亜硝酸塩、重炭酸塩、塩化物）への移行を伴います。。

バナジウム(V)

まず第一に、この元素は地球の地殻に非常に分散しているため、自然の手段による汚染の可能性は低いことに注意する必要があります。自然界では、アスファルト、アスファルト、石炭、鉄鉱石に含まれています。石油は重要な汚染源です。

自然貯留層のバナジウム含有量

自然の水域には無視できる量のバナジウムが含まれています。

河川中 - 0.2 - 4.5 μg/l、
海中（平均） - 2 μg/l。

溶解状態のバナジウムの遷移過程においては、陰イオン錯体 (V 10 O 26) 6- および (V 4 O 12) 4- が非常に重要です。また、フミン酸などの有機物質との可溶性バナジウム錯体も非常に重要です。

水生環境に対するバナジウムの最大許容濃度

高用量のバナジウムは人体に非常に有害です。水生環境の最大許容濃度 (MPC) は 0.1 mg/l ですが、養殖池の養殖場の MAC はさらに低い 0.001 mg/l です。

ビスマス(Bi)

主に、ビスマスは、ビスマスを含む鉱物の浸出プロセスの結果として川や湖に流入する可能性があります。この元素による人為的な汚染源もあります。ガラス工場、香水工場、製薬工場などが考えられます。

自然貯留層中のビスマス含有量

川や湖には、1 リットルあたり 1 マイクログラム未満のビスマスが含まれています。
しかし、地下水には 20 μg/l も含まれる可能性があります。
海洋では、ビスマスは通常 0.02 μg/l を超えません。

水生環境に対するビスマスの最大許容濃度

水生環境におけるビスマスの最大許容濃度は 0.1 mg/l です。

鉄(Fe)

鉄は珍しい化学元素ではなく、多くの鉱物や岩石に含まれているため、自然の貯留層ではこの元素のレベルが他の金属よりも高くなります。それは、岩石の風化、これらの岩石の破壊、溶解のプロセスの結果として発生する可能性があります。鉄は溶液から有機物質とさまざまな錯体を形成し、コロイド状態、溶解状態、懸濁状態になります。鉄汚染の人為的発生源について言及しないことは不可能です。冶金工場、金属加工工場、塗料工場、ワニス工場、繊維工場からの廃水は、過剰な鉄が原因で規模から外れる場合があります。

川や湖中の鉄の量は、溶液の化学組成、pH、および一部は温度に依存します。懸濁状態の鉄化合物は 0.45 μg より大きくなります。これらの粒子を構成する主な物質は、吸着された鉄化合物、酸化鉄水和物、およびその他の鉄含有鉱物を含む懸濁液です。より小さな粒子、つまりコロイド状の鉄は、溶解した鉄化合物とともに考慮されます。溶解状態の鉄は、イオン、ヒドロキソ錯体、錯体で構成されています。価数に応じて、Fe(II) はイオンの形で移動し、さまざまな錯体が存在しない場合、Fe(III) は溶解状態のままであることがわかります。

水溶液中の鉄化合物のバランスにおいては、化学的および生化学的（鉄バクテリア）の両方の酸化プロセスの役割も非常に重要です。これらの細菌は、鉄イオン Fe(II) から Fe(III) 状態への遷移に関与します。第二鉄化合物は加水分解して Fe(OH) 3 を沈殿させる傾向があります。 Fe(II) と Fe(III) は両方とも、溶液の酸性度に応じて、 - 、 + 、 3+ 、 4+ 、 + のタイプのヒドロキソ錯体を形成する傾向があります。通常の条件下では、川や湖では、Fe(III) がさまざまな溶解した無機および有機物質と結合して見られます。 pH 8 を超えると、Fe(III) は Fe(OH)3 に変化します。鉄化合物のコロイド形態は最も研究されていません。

自然貯留層の鉄分

川や湖では、鉄レベルは n*0.1 mg/l で変動しますが、沼地の近くでは数 mg/l に増加する可能性があります。沼地では、鉄はフミン酸塩（フミン酸の塩）の形で濃縮されます。

低い pH の地下貯留層には記録的な量の鉄が含まれており、その量は 1 リットルあたり最大数百ミリグラムです。

鉄は重要な微量元素であり、さまざまな重要な生物学的プロセスが鉄に依存しています。それは植物プランクトンの発生の強さに影響を与え、水域内の微生物叢の品質はそれに依存します。

川や湖の鉄のレベルは季節によって異なります。冬と夏には水の停滞により貯水池の最高濃度が観察されますが、春と秋には水塊の混合によりこの元素のレベルが著しく低下します。

したがって、大量の酸素により鉄が二価から三価に酸化され、水酸化鉄が形成され、沈殿します。

水生環境における鉄の最大許容濃度

鉄分を多く含む水（1 ～ 2 mg/l 以上）は味が悪くなります。不快な渋味があり、工業用には不向きです。

水生環境の鉄の最大許容濃度は 0.3 mg/l であり、養殖池では養殖場の最大許容濃度は 0.1 mg/l です。

カドミウム(Cd)

カドミウム汚染は、土壌浸出中、カドミウムを蓄積するさまざまな微生物の分解中、また銅や多金属鉱石からの移動によって発生する可能性があります。

この金属による汚染の責任は人間にもあります。鉱石処理、ガルバニック、化学、冶金生産に関わるさまざまな企業からの廃水には、大量のカドミウム化合物が含まれている可能性があります。

カドミウム化合物のレベルを下げる自然なプロセスは、収着、微生物による消費、および難溶性炭酸カドミウムの沈殿です。

溶液中では、カドミウムは通常、有機鉱物および鉱物複合体の形で存在します。カドミウムに基づく吸着物質は、この元素の最も重要な懸濁形態です。カドミウムの生体 (ハイドロビオナイト) への移行は非常に重要です。

自然貯留層のカドミウム含有量

きれいな川や湖ではカドミウムのレベルは 1 リットルあたり 1 マイクログラム未満のレベルで変動しますが、汚染された水ではこの元素のレベルは 1 リットルあたり数マイクログラムに達します。

研究者の中には、少量のカドミウムが動物や人間の正常な発育に重要である可能性があると考えている人もいます。カドミウムの濃度が上昇すると、生物にとって非常に危険です。

水生環境に対するカドミウムの最大許容濃度

水生環境の最大許容濃度は 1 μg/l を超えず、養殖池では養殖場の最大許容濃度は 0.5 μg/l 未満です。

コバルト(Co)

川や湖は、絶滅した生物（動物や植物）の分解中に土壌から銅やその他の鉱石が浸出した結果、そしてもちろん化学、冶金、金属加工企業の活動の結果として、コバルトで汚染される可能性があります。

コバルト化合物の主な形態は、溶解状態と懸濁状態です。これら 2 つの条件間の変動は、pH、温度、溶液組成の変化により発生する可能性があります。コバルトは溶解状態では有機錯体の形で含まれています。河川や湖沼にはコバルトが2価の陽イオンであるという特徴があります。溶液中に多数の酸化剤が存在すると、コバルトは三価の陽イオンに酸化されます。

植物や動物の発育に重要な役割を果たすため、植物や動物に含まれています。必須微量元素の数に含まれます。土壌中のコバルトが欠乏すると、植物中のコバルト濃度が通常より低くなり、その結果、動物に健康上の問題が発生する可能性があります（貧血のリスクがあります）。この事実は、特にタイガ森林非チェルノーゼム地帯で観察されます。それはビタミンB 12の一部であり、窒素含有物質の吸収を調節し、クロロフィルとアスコルビン酸のレベルを増加させます。それがなければ、植物は必要な量のタンパク質を構築できません。すべての重金属と同様、大量に摂取すると有毒となる可能性があります。

自然貯留層中のコバルト含有量

河川中のコバルト濃度は、1 リットルあたり数マイクログラムからミリグラムまで変化します。
海洋におけるカドミウムの平均レベルは 0.5 μg/l です。

水生環境に対するコバルトの最大許容濃度

水生環境におけるコバルトの最大許容濃度は 0.1 mg/l であり、養殖池では養殖場の最大許容濃度は 0.01 mg/l です。

マンガン(Mn)

マンガンは鉄と同じメカニズムで川や湖に流入します。主に、溶液中でのこの元素の放出は、マンガンを含む鉱物や鉱石（黒色黄土色、褐鉄鉱、パイロルサイト、シロメラン）の浸出中に発生します。マンガンは、さまざまな生物の分解からも得られます。マンガン汚染において最も大きな役割を果たしているのは産業だと思います（鉱山廃水、化学工業、冶金）。

好気的条件下での他の金属の場合と同様に、溶液中の同化可能な金属の量の減少が発生します。 Mn(II) は Mn(IV) に酸化され、その結果 MnO 2 の形で沈殿します。このようなプロセスにおける重要な要素は、温度、溶液中の溶存酸素量、および pH です。溶液中の溶解マンガンは、藻類によって消費されると減少する可能性があります。

マンガンは主に懸濁液の形で移動し、一般に周囲の岩石の組成を示します。他の金属との混合物として水酸化物の形で含まれています。コロイド状および溶解した状態のマンガンが優勢であることは、マンガンが錯体を形成する有機化合物と関連していることを示唆しています。安定した錯体は硫酸塩と重炭酸塩で見られます。塩素を使用すると、マンガンが錯体を形成する頻度が低くなります。他の金属とは異なり、錯体中に保持されにくいです。三価マンガンは、攻撃的な配位子の存在下でのみそのような化合物を形成します。他のイオン形態 (Mn 4+、Mn 7+) はそれほど稀ではないか、通常の条件下では川や湖ではまったく見つかりません。

自然貯留層のマンガン含有量

海はマンガン含有量が最も少ないと考えられています - 2μg/l、川ではその含有量が高く、最大160μg/lですが、今回も地下貯留層が記録保持者です - 100μgから数mg/l。

マンガンは、鉄と同様に、濃度が季節によって変動するという特徴があります。

溶液中の遊離マンガンのレベルに影響を与える多くの要因が特定されています。たとえば、川や湖と地下貯水池とのつながり、光合成生物の存在、好気的条件、バイオマス（死んだ生物や植物）の分解などです。

この元素の重要な生化学的役割は、微量元素のグループの一部であるためです。マンガン欠乏により、多くのプロセスが阻害されます。光合成の強度を高め、窒素代謝に参加し、Fe(II) を三価の形に酸化しながらその悪影響から細胞を保護します。

水生環境におけるマンガンの最大許容濃度

貯留層のマンガンの MPC は 0.1 mg/l です。

銅(Cu)

生物にとってこれほど重要な役割を果たしている微量元素は一つもありません。銅は最も人気のある微量元素の 1 つです。それは多くの酵素の一部です。それがなければ、生体ではほとんど何も機能せず、タンパク質、ビタミン、脂肪の合成が中断されます。それがなければ植物は繁殖できません。それでも、過剰量の銅はあらゆる種類の生物に重度の中毒を引き起こします。

自然貯留層の銅レベル

銅には 2 つのイオン形態がありますが、溶液中で最も一般的に見られるのは Cu(II) です。通常、Cu(I) 化合物は溶液にほとんど溶けません (Cu 2 S、CuCl、Cu 2 O)。さまざまな配位子の存在下では、さまざまな銅アクアイオンが発生する可能性があります。

今日、工業および農業における銅の消費量が多いため、この金属は環境汚染を引き起こす可能性があります。化学工場や冶金工場や鉱山は、銅含有量の高い廃水の発生源となる可能性があります。パイプラインの浸食プロセスも銅汚染の原因となります。銅含有量が高い最も重要な鉱物は、マラカイト、ボルナイト、黄銅鉱、黄銅鉱、アズライト、ブロンザンチンです。

水生環境における銅の最大許容濃度

水生環境における銅の MPC は 0.1 mg/l であると考えられていますが、養殖池では銅の MPC は 0.001 mg/l に減少します。

モリブデン(Mo)

高モリブデン鉱物の浸出中に、さまざまなモリブデン化合物が放出されます。濃縮工場や非鉄冶金企業の近くにある川や湖では、高レベルのモリブデンが見られます。難溶性化合物の沈殿、さまざまな岩石の表面への吸着、水生藻類や植物による消費などのさまざまなプロセスにより、その量は著しく減少する可能性があります。

ほとんどの場合、モリブデンは溶液中で MoO 4 2- アニオンの形をとることがあります。有機モリブデン錯体が存在する可能性があります。モリブデナイトの酸化中に緩く細かく分散した化合物が形成されるという事実により、コロイド状モリブデンのレベルが増加します。

自然貯留層のモリブデン含有量

河川中のモリブデン濃度は 2.1 ～ 10.6 µg/l の範囲です。海洋では、その含有量は10μg/lです。

モリブデンは微量元素のカテゴリーに含まれるため、低濃度では身体（植物と動物の両方）の正常な発育を助けます。キサンチンオキシゲナーゼなどのさまざまな酵素の成分でもあります。モリブデンが不足すると、この酵素の欠乏が生じ、悪影響が生じる可能性があります。正常な代謝が妨げられるため、この元素の過剰摂取も歓迎されません。

水生環境におけるモリブデンの最大許容濃度

地表水域中のモリブデンの最大許容濃度は 0.25 mg/l を超えてはなりません。

ヒ素(As)

ヒ素で汚染されているのは、主にこの元素（タングステン、銅コバルト、多金属鉱石）を多く含む鉱物鉱山に近い地域です。生物の分解中に非常に少量のヒ素が発生する可能性があります。水生生物のおかげで、これらによって吸収されます。プランクトンの急速な発達の期間中に、溶液からのヒ素の集中的な吸収が観察されます。

最も重要なヒ素汚染物質は、加工産業、殺虫剤、染料を生産する企業、および農業です。

湖や川には、浮遊状態と溶解状態という 2 つの状態のヒ素が含まれています。これらの形態間の割合は、溶液の pH と溶液の化学組成に応じて変化する可能性があります。溶解状態では、ヒ素は 3 価または 5 価となり、アニオンの形で発生します。

自然水域のヒ素レベル

河川では、通常、ヒ素含有量は非常に低く（μg/lのレベル）、海では平均3μg/lです。一部のミネラルウォーターには、大量のヒ素 (1 リットルあたり最大数ミリグラム) が含まれている場合があります。

ほとんどのヒ素は地下貯留層に存在し、その量は 1 リットルあたり数十ミリグラムに達します。

その化合物はすべての動物と人間にとって非常に有毒です。大量に存在すると、酸化プロセスと細胞への酸素輸送が妨げられます。

水生環境に対するヒ素の最大許容濃度

水生環境のヒ素の最大許容濃度は 50 μg/l であり、養殖池の養殖場の最大許容濃度も 50 μg/l です。

ニッケル(Ni)

地元の岩石は湖や川のニッケル含有量に影響を与えます。貯留層の近くにニッケルおよび鉄ニッケル鉱石の堆積物がある場合、濃度は通常よりもさらに高くなる可能性があります。ニッケルは植物や動物の分解を通じて湖や川に流入する可能性があります。藍藻には、他の植物生物と比較して記録的な量のニッケルが含まれています。ニッケル含有量が高い重要な廃水は、ニッケルめっきプロセス中の合成ゴムの製造中に放出されます。ニッケルは、石炭や石油の燃焼中にも大量に放出されます。

pH が高いと、ニッケルが硫酸塩、シアン化物、炭酸塩、または水酸化物の形で沈殿する可能性があります。生物は移動ニッケルを摂取することで移動ニッケルのレベルを下げることができます。岩石表面の吸着過程も重要です。

水には、溶解、コロイド、懸濁の形でニッケルが含まれていることがあります (これらの状態のバランスは、環境の pH、温度、水の組成によって異なります)。水酸化鉄、炭酸カルシウム、粘土はニッケル含有化合物をよく吸収します。溶解したニッケルは、フルボ酸やフミン酸、さらにはアミノ酸やシアン化物との錯体の形で存在します。 Ni 2+ は最も安定したイオン形態と考えられています。一般に、Ni 3+ は高い pH で生成されます。

ニッケルは触媒としてさまざまなプロセスで重要な役割を果たしているため、1950 年代半ばに微量元素のリストに含まれました。低用量では、造血プロセスにプラスの効果があります。ニッケルは発がん性化学元素であり、呼吸器系のさまざまな病気を引き起こす可能性があるため、大量摂取は依然として健康にとって非常に危険です。遊離 Ni 2+ は、錯体の形態よりも毒性が高くなります (約 2 倍)。

自然貯留層のニッケルレベル

水生環境に対するニッケルの最大許容濃度

水生環境におけるニッケルの最大許容濃度は 0.1 mg/l ですが、養殖池では養殖場の最大許容濃度は 0.01 mg/l です。

錫(Sn)

スズの天然源は、この元素を含む鉱物（スタニン、錫石）です。人為的発生源は、さまざまな有機塗料を製造する工場や工場、およびスズを添加する冶金産業であると考えられています。

錫は毒性の低い金属であるため、金属缶に入った食品を食べても健康を危険にさらすことはありません。

湖や川には水 1 リットルあたり 1 マイクログラム未満のスズが含まれています。地下貯留層には、1 リットルあたり数マイクログラムのスズが含まれている可能性があります。

水生環境におけるスズの最大許容濃度

水生環境におけるスズの最大許容濃度は 2 mg/l です。

水銀 (Hg)

主に、水銀が堆積している地域では、水中の水銀レベルの増加が認められます。最も一般的な鉱物は、リビングストン、辰砂、メタ辰砂です。さまざまな薬品、殺虫剤、染料を製造する工場からの廃水には、大量の水銀が含まれている可能性があります。もう 1 つの重要な水銀汚染源は、火力発電所 (石炭を燃料として使用する) です。

溶液中のそのレベルは、主に水銀を蓄積し、さらには濃縮する海洋動物や植物によって減少します。場合によっては、海洋生物の水銀含有量が海洋環境よりも数倍高くなることがあります。

天然水には、懸濁状態 (吸着された化合物の形態) と溶解状態 (複雑な無機水銀化合物) の 2 つの形態で水銀が含まれています。海洋の特定の地域では、水銀がメチル水銀錯体の形で現れることがあります。

水銀とその化合物は非常に有毒です。高濃度では、神経系に悪影響を及ぼし、血液の変化を引き起こし、消化管の分泌や運動機能に影響を与えます。バクテリアによる水銀処理の生成物は非常に危険です。彼らは水銀に基づいて有機物質を合成することができますが、これは無機化合物よりも何倍も有毒です。魚を食べると、水銀化合物が体内に入る可能性があります。

水生環境における水銀の最大許容濃度

一般の水における水銀の最大許容濃度は 0.5 μg/l であり、養殖池における水銀の最大許容濃度は 0.1 μg/l 未満です。

鉛(Pb)

川や湖は、鉛鉱物（方鉛鉱、斜角石、青銅鉱）が洗い流されるときに自然に鉛で汚染される可能性があり、また人為的手段（石炭の燃焼、燃料における四エチル鉛の使用、鉱石加工工場からの排出物、鉱山および冶金工場からの廃水）によっても汚染される可能性があります。植物）。鉛化合物の沈殿と、さまざまな岩石の表面へのこれらの物質の吸着は、溶液中の鉛化合物のレベルを下げる最も重要な自然な方法です。生物学的要因のうち、水生物は溶液中の鉛のレベルを減少させます。

川や湖の鉛は、浮遊および溶解した形（鉱物および有機鉱物複合体）で存在します。鉛は、硫酸塩、炭酸塩、硫化物などの不溶性物質の形でも存在します。

自然貯留層の鉛含有量

この重金属の毒性についてはよく耳にします。たとえ少量であっても中毒を引き起こす可能性があり、非常に危険です。鉛は呼吸器系と消化器系を通って体内に入ります。体からの放出は非常に遅く、腎臓、骨、肝臓に蓄積する可能性があります。

水生環境の鉛の最大許容濃度

水生環境の鉛の最大許容濃度は 0.03 mg/l で、養殖池では養殖場の最大許容濃度は 0.1 mg/l です。

四エチル鉛

モーター燃料のアンチノック剤として機能します。したがって、この物質による主な汚染源は車両です。

この化合物は非常に有毒で、体内に蓄積する可能性があります。

水生環境におけるテトラエチル鉛の最大許容濃度

この物質の最大許容レベルはゼロに近づいています。

四エチル鉛は通常、水に入れることは許可されません。

銀(Ag)

銀は主に地下貯水池から、また企業（写真撮影会社、濃縮工場）や鉱山からの廃水排出の結果として川や湖に流入します。銀の別の供給源としては、殺藻剤や殺菌剤が挙げられます。

溶液中で最も重要な化合物はハロゲン化銀塩です。

自然貯留層の銀含有量

きれいな川や湖では、銀の含有量は 1 リットルあたり 1 マイクログラム未満ですが、海では 0.3 μg/リットルです。地下貯留層には、1 リットルあたり最大数十マイクログラムが含まれています。

イオン形態の銀（特定の濃度）には静菌効果と殺菌効果があります。銀で水を殺菌できるようにするには、その濃度が 2*10 -11 mol/l より大きくなければなりません。体内における銀の生物学的役割はまだよくわかっていません。

水生環境に対する銀の最大許容濃度

水生環境における最大許容銀量は 0.05 mg/l です。

井戸の水の中。原則として、鉄を含む水中に存在し、その水源は貯水池、川、海、地下水です。

マンガンはどのようにして水に入りますか?

天然マンガンは、マンガンを含む鉱物（マンガン鉱、軟鉱石など）の浸出や、植物や水生生物の分解を通じて地表水に入ります。マンガン化合物は、化学工業企業や冶金工場からの廃水とともに水域に入ります。河川水のマンガン含有量は 1 ～ 160 μg/cub.dm、海水では最大 2 μg/cub.dm、地下水では数百から数千 μg/cub.dm の範囲です。

天然水では、マンガンの移動はさまざまな形で起こります: 硫酸塩と重炭酸塩との複合化合物、コロイド状、イオン性 - 地表水では、沈殿する高原子価酸化物、有機物質 (有機酸、アミン、フミン酸) との複合化合物への移行が起こります。物質およびアミノ酸）、吸着された化合物 - 水で洗浄されたミネラルのマンガン含有懸濁液。

水中のマンガン含有量のバランスと形態は、温度、酸素含有量、pH、吸収、水生生物や地下流出物によるマンガンの放出によって決まります。

マンガンは季節による濃度変動が特徴です。溶液中の遊離マンガンのレベルに影響を与える要因は数多くあります。光合成生物の存在、湖や川と貯水池とのつながり、バイオマス（死んだ植物や生物）の分解、好気的条件などです。

なぜマンガンは危険なのでしょうか？

水中のマンガン濃度の上昇は、家電製品や配管設備の黒い斑点や汚れによって示されます。マンガンは非常に有毒な元素であり、神経系や循環系に悪影響を及ぼします。過剰な金属は腎臓、内分泌腺、小腸、骨、脳に浸透し、内分泌系や膵臓の破壊を引き起こす可能性があり、さらに癌やパーキンソン病の発症リスクも高めます。慢性マンガン中毒の臨床症状には、肺症状や神経症状が現れることがあります。

神経系に影響を与える場合、病気の 3 つの段階が区別されます。

第1段階は神経系の機能障害の優勢を特徴とし、疲労の増加、眠気、感覚異常の存在と手足の徐々にの力の低下、自律神経ジストニアの症状、唾液分泌の増加、発汗などとして表れます。客観的検査により、筋緊張低下、軽度の顔面筋低下（顔の筋肉の表現力の低下）、腱反射の活性化、末梢自律神経障害、および遠位感覚鈍麻が明らかになる場合があります。精神活動の変化は、この酩酊段階の典型的なものであると考えられています：興味の範囲の狭まり、活動の減少、訴えの不足、連想プロセスの弱体化、記憶力の低下、病気への批判。精神の変化に続いて、原則として、中毒の局所的な神経学的症状が観察されますが、患者が自分の状態に対する批判が減少しているため、そのような変化はタイムリーに診断されないことがよくあります。高濃度のマンガンと継続的に接触すると、中毒の兆候が増加する可能性があり、その過程で不可逆的な有機的性質が得られる危険性があります。
第 2 段階は、記憶喪失、重度の無力症候群、眠気、無力感、錐体外路機能不全の神経学的徴候などの中毒性脳症の症状の増加を特徴とします：運動緩慢、筋力低下、個々の筋肉群の緊張の増加を伴う筋ジストニア、プロ-そして逆方向推進力。多発性神経炎、筋力低下、四肢の感覚異常の症状が悪化します。副腎、生殖腺、その他の内分泌腺の機能も抑制されます。マンガンとの接触を止めても、このプロセスの進行は止まらず、さらに数年間は進行し続けます。この段階では、ほとんどの場合、健康状態の完全な回復は観察されません。
酩酊の第 3 段階、いわゆるマンガン性パーキンソニズムでは、構音障害、マスクのような顔、単調な発話、書字障害、著しい運動低下、痙性麻痺性歩行、重度の前後推進、足の麻痺などの重度の運動障害が示唆されます。ほとんどの場合、脚に錐体外路型の筋緊張の増加が見られます。場合によっては、多発性神経炎型の感覚鈍麻である筋緊張低下または筋ジストニアが発生することがあります。さまざまな精神障害も特徴的であり、患者は自己満足、多幸感、または無関心です。自分の病気に対する批判が減ったり、激しい感情（笑いや泣き）が生じたりすることがあります。記憶喪失・知的欠陥がかなりの程度発現している（時間の判断の困難、物忘れ、職業活動を含む社会的活動の低下）。

このような深刻な結果が生じる可能性を考慮すると、人が飲食したり、水処理や歯磨きなどに使用した水中に過剰なマンガンが存在するかどうかを迅速に特定することが重要です。

マンガンの最大許容濃度

世界保健機関によると、1998 年以来、水道水中のマンガンの最大許容含有量の基準が決定されています。この数値は 0.05 mg/l です。米国ではその数値は 0.5 mg/l に達します。ロシアの衛生基準によれば、飲料水中の最大許容マンガン含有量は 0.1 mg/l を超えてはなりません。

過剰なマンガン含有量は、水の官能特性を低下させます。含有量が 0.1 mg/l を超えると、水に不快な味が現れたり、生理用品に汚れが生じたりします。マンガンが水道管内に蓄積すると、黒い沈殿物が現れ、その結果、水が濁ります。

マンガンの除去方法

一般に、水中の鉄の存在がマンガンの存在を意味する場合、たとえ過剰な鉄が水中に存在しなくても、マンガン自体が水中に含まれる可能性があります。ただし、水の味、色、匂いは変わりません。場合によっては、マンガンが何かと接触すると、たとえ水中の濃度が最小 (0.05 mg/l) であっても、黒または茶色の痕跡が残ることがあります。

マンガンの最大許容濃度は、着色特性の観点から決定されます。マンガンは、イオンの形態に応じて、イオン交換、曝気後の濾過、接触酸化、逆浸透または蒸留によって除去されます。水に溶けたマンガンは鉄よりも酸化が遅いため、水から取り除くのは非常に困難です。浅い水と地表の井戸には、コロイド状の有機マンガン化合物が含まれています。このような水には、不溶性の水酸化マンガン、いわゆる「黒水」が見つかります。
熱ストレスを受けた要素やパイプの内壁には、マンガンが黒い膜として堆積し、技術プロセスで必要な熱交換が大幅に複雑になります。

地下井戸や自然の貯水池から抽出された水では、マンガンは 2 価の形になっています。これは部分的に可溶性の形態であり、溶液が強く加熱された場合にのみ沈殿します。マンガンから水を浄化するには、マンガンイオンを3価または4価の形に変換する必要があります。その中で、マンガンは酸性塩、水酸化物、および不溶性酸化物を形成します（酸化後にマンガンを沈殿させるために使用される試薬によって異なります）。

一般に、水の浄化プロセスには、2価のマンガンを3価および4価のマンガンに酸化することが含まれます。その後、4価のマンガンは酸素または他の物質と反応し、不溶性の沈殿物が形成されます。そして、沈殿物はすでに機械的に濾過されています。

エアレーション後に濾過

マンガンから水を精製するプロセスにおける曝気は、試薬を含まない水の脱鉄と同様に実行されます。真空排出装置が使用され、水を酸素で飽和させ、マンガンを必要な価数まで酸化させてから濾過します。機械式フィルター（砂など）を使用します。

この浄水方法は最も経済的であると考えられています。ただし、マンガンの酸化と大気中の酸素による反応が起こるためには、特定の条件が満たされなければならないため、すべての場合に使用することは不可能です。

この浄化方法は、原水の過マンガン酸塩の酸化が 9.5 mg/l までの場合に適しています。水中に二価の鉄が存在することは必須です。酸化中に水酸化鉄が形成され、二価マンガンを吸着して触媒酸化します。濃度比 / は少なくとも 7/1 である必要があります。

接触酸化

マンガンから水を精製するプロセスでは、触媒プロセスが積極的に使用されます。注入ポンプの助けを借りて、フィルター材の表面に四価水酸化マンガンの層が形成され、二価酸化マンガンを三価に酸化することができます。酸化物の三価の形態は、高濃度の場合も含めて、空気中の溶存酸素によって不溶性の形態に酸化されます。

逆浸透

水からマンガンを除去するには、逆浸透による水の浄化や酸化剤の導入などの方法が使用されます。原水中のマンガン濃度が極めて高い場合に用いられる方法です。試薬としては、塩素、その二酸化物、次亜塩素酸ナトリウム、オゾンなどの強力な酸化剤が使用されます。

過マンガン酸カリウムによる脱マンガン

この方法は地下水と地表水の両方に使用されます。過マンガン酸カリウムを水に導入すると、次の方程式に従って、溶解したマンガンの酸化が引き起こされ、わずかに溶ける酸化マンガンが形成されます。

3 Mn2+ + 2 KMnO4 + 2 H2O = 5 MnO2↓ + 4 H+ (1)

沈殿した酸化マンガン（フレーク状）は、堆積物 1 g あたり約 300 平方メートルという高度に発達した比表面積を持っています。これは、その高い吸着特性を示しています。この沈殿物は、その存在下で pH 8.5 で脱マンガンが可能であるため、優れた触媒です。 1 mg の二価マンガンを除去するには、1.92 m の過マンガン酸カリウムが必要です。この割合は、二価マンガンの 97% が酸化されることを前提としています。

水浄化の次の段階は、水中に懸濁液として存在する酸化生成物や元素を除去するための凝集剤の導入です。凝固後の水はサンドフィラーを用いてろ過されます。さらに、限外濾過装置を使用することもできます。

酸化剤の紹介

オゾン、次亜塩素酸ナトリウム、塩素、二酸化塩素によるマンガンの酸化速度は、pH に依存します。塩素または次亜塩素酸ナトリウムを添加すると、酸化剤と水の相互作用が 60 ～ 90 分間続く限り、pH 8.0 ～ 8.5 で完全な酸化反応が観察されます。多くの場合、原水をアルカリ化する必要があります。この必要性は、酸素が酸化剤として使用され、pH が 7 を超えない場合に発生します。

理論的には、2価のマンガンを4価のマンガンに酸化するには、マンガン1 mgあたり1.3 mgの試薬を使用する必要があります。実際には、用量は通常より高くなります。

二酸化塩素やオゾンを使用するとより効果的です。この場合、マンガンの酸化には 10 ～ 15 分かかります (pH 値が 6.5 ～ 7.0 の場合)。化学量論によれば、オゾンの割合は二価マンガン 1 mg あたり 1.45 mg (または二酸化塩素 1.35 mg) でなければなりません。オゾン処理中、オゾンは酸化マンガンによって分解されるため、オゾンの割合が理論計算よりも大きくなる必要があることを考慮することが重要です。

イオン交換

このように水を浄化するには、水素またはナトリウムのカチオン化が行われます。精製プロセス中、水は 2 層のイオン交換材料で処理され、すべての溶解塩がより効果的に除去されます。同時に、逐次的に、水素イオン H+ を含む陽イオン交換樹脂と、ヒドロキシルイオン OH- を含む陰イオン交換樹脂が使用されます。水に溶けるすべての塩はアニオンとカチオンで構成されているという事実を考慮すると、精製水中の樹脂の混合物はそれらをヒドロキシルイオンOH-と水素H+に置き換えます。その結果、化学反応の結果、プラスイオンとマイナスイオンが結合して水分子が形成され、水の脱塩プロセスが発生します。

パラメーターの大きな制限がある中で、水質に効果的で許容可能なイオン交換樹脂の多成分複合組み合わせを選択する場合、この方法はマンガンと鉄との戦いにおいて最も有望です。

蒸留

この方法には、水の蒸発とそれに続く蒸気の濃縮が含まれます。水分子の沸点は摂氏100度です。他の物質は異なる沸点を持っています。この差のおかげで水が抽出されます。低い温度で沸騰したものは最初に蒸発し、より高い温度で沸騰したものはほとんどの水が沸騰した後に蒸発します。その結果、不純物のない水が得られます。ただし、このテクノロジーは非常にエネルギーを消費します。

マンガンはあらゆる生物に少量含まれており、微量元素です。血液形成のプロセスと性腺の機能を調節し、成長プロセスも制御します。

マンガンは水中でどのように現れるのでしょうか?

マンガンはこのグループに属します ヘビーメタル。土壌中にマンガン含有肥料が自然に不足しているため、マンガン含有肥料が「供給」されている土地の地域から、溶融物や地面の流れとともに外水に侵入する可能性があります。

もう 1 つの考えられる理由は、地殻変動により深層から一定量のマンガンを含む水が上層に上昇し、その後それらが混合することです。水中に大量のマンガンが含まれている場合にのみ、それを官能的に測定できます。このような水には顕著な特徴があります 渋みと黄色がかった色.

水中のマンガン不純物のノルム

人間の体内のマンガン濃度は千分の１パーセントを超えないため、 水の豊富さは受け入れられない。人間にとって有毒な特性を持つ用量は次のとおりです。 1日あたり40mg。致死量はまだ決定されていません。この物質の含有量がより高いのは一部の生物のみです。これらには、ビート (約 0.3%)、アリ (0.5%)、および一部の細菌 (最大数パーセント) が含まれます。

しかし、食品や水に含まれるマンガンは最も毒性が低いと考えられているため、医療現場ではマンガンが原因で中毒が発生した例はないことに注意することが重要です。通常、マンガンの悪影響は、生産時の継続的な排出によって発生します。同時に、医師らは、この物質、特にマンガンを含む水の破壊的な影響は、通常、すぐには現れないと主張しています。体内のマンガン量は徐々に増加するため、臨床像が現れるまでに数年かかる場合があります。

最大許容濃度ロシア、ウクライナ、その他のCIS諸国における家庭用マンガンと水は、 0,1 水1リットルあたりミリグラム。欧州の一部の国では要件が強化され、濃度が1リットルあたり0.05ミリグラムを超えない水を国民に供給することが義務付けられている。

危害

水中のマンガン濃度が過剰になると、人間の健康、家電製品、通信に悪影響を及ぼします。

人間と動物の健康に害を及ぼす

マンガンが体内に蓄積すると、 中枢神経系の障害。その最初の兆候は、疲労、絶え間ない眠気、記憶障害です。これは、微量元素の濃度の急激な変化と、それに身体が適応できないことが原因です。
水からのマンガン摂取により体内のマンガン量が継続的に増加すると、次のような症状が起こる可能性があります。 アレルギー反応の発症全く異なる物質に。
すべての重金属に固有の特性により、マンガンは体内に沈着する可能性があります。これを表現すると、 尿路結石、血管の閉塞その結果、心血管疾患、肝臓や内分泌腺の問題が発生します。
マンガンは通路を遮断し、同時にアレルギー反応を増加させる可能性があるため、次のような症状にもつながります。 肺の問題気管支炎などのさまざまな慢性疾患。
最も危険だがまだ対処されていない問題の 1 つは、次のような可能性があります。 突然変異誘発効果体の微量元素。変異誘発過程の具体的な証拠はまだないが、マンガンの新たな濃度に強制的に適応させられる身体機能の再構築によって説明される。
過剰は次の原因につながります 骨の病気。それらはよりもろく脆くなり、骨折の危険性が急激に高まります。
マンガン中毒が重度すぎると発生する可能性があります 「マンガン狂気」、行動障害、幻覚、攻撃性などとして現れます。しかし、そのような反応を引き起こす可能性のある水中のマンガンの量はまだ観察されていません。

家電製品や通信ネットワークへの被害

家電製品や通信網への被害はそれほど大きくなく、ほぼ同程度だ。

マンガンは除去が困難な形状です 配管器具の濃い茶色または黒色の汚れ、表面に堆積されるため。
沈殿物 パイプに溜まるそして時間が経つにつれて彼らは殺されます。マンガンの詰まりを取り除くことは、単にパイプを汚染することよりもはるかに困難です。蓄積物は家電製品にも発生する可能性があります。
場合によっては、マンガンが グレーや茶色の服。特別な手段を使用しないと除去できません。

マンガンの危険性は、その特性が完全に研究されていないことと、水中に存在する場合の困難さにあります。この物質は少量であれば体に害はありませんが、蓄積し続けると障害を引き起こす可能性があります。そのため、許容されるコンテンツの基準は厳しく管理されています。

アレックス、2016 年 4 月 28 日。

記事について質問する