For years, metal mining has produce

For years, metal mining has produced and still produces large
amounts of potentially toxic wastes, being one of the most detrimental activities worldwide. Its deleterious effects on the environment therefore are currently of major concern. Solid wastes
are normally stored in piles or tailings close to the mine site
(Hudson-Edwards et al., 2011), most of the times without any type
of restoration, and wastes can be spread into surrounding areas.
Several studies have shown that soil biodiversity is strongly constrained in areas affected by mining activities (e.g. Niemeyer et al.,
2012; Wahl et al., 2012; Rodríguez Martín et al., 2014). In fact,
mine wastes often show unfavorable conditions: extreme pH
(from acid to basic), high salinity, nutrient deficiency, high concentrations of metals, and massive soil structure leading to low
water retention capacity and poor aeration among others (Wong,
2003; Liu et al., 2006).
High metal levels might indicate a potential risk to soil organisms, but not necessarily. Adverse effects are often related to
metal bioavailability. Peijnenburg et al., 2007 defines bioavailability as “the fraction of the total amount of a chemical present in a
specific environmental compartment that, within a given time span, is
either available or can be made available for uptake by (micro)organisms from either the direct surrounding of the organisms or by
ingestion of food”. Therefore, metal bioavailability can be considered a three-step process (Peijnenburg et al., 2007): (1) exposure to an available metal fraction, (2) metal uptake by organisms, and (3) effects due to the interaction with a biological target.
The state and availability of metals in soils are influenced not
only by inherent soil properties (e.g. pH, organic matter and texture) but also by external factors such as the environmental conditions, including air temperature and soil moisture content (Allen,
2002; Lanno et al., 2004; Holmstrup et al., 2010; Augustsson et al.,
2011). According to the Intergovernmental Panel on Climate

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ปี ทำเหมืองแร่โลหะมีผลิต และยังคง ผลิตขนาดใหญ่จำนวนของเสียที่อาจเป็นพิษ เป็นหนึ่งในกิจกรรมสุดสร้างภัยคุกคามทั่วโลก ผลร้ายของสภาพแวดล้อมดังนั้นกำลังของความกังวลหลัก กากของแข็งปกติเก็บในกองหรือ tailings ใกล้กับไซต์เหมือง(เอ็ดเวิร์ดฮัดสันและ al., 2011), ส่วนใหญ่ของเวลาโดยเด็ดขาดของ และขยะที่สามารถกระจายในละแวกนั้นหลายการศึกษาแสดงให้เห็นความหลากหลายทางชีวภาพดินที่มีขอจำกัดในพื้นที่ที่รับผลกระทบจากกิจกรรมการทำเหมือง (เช่น Niemeyer et al.,2012 Wahl et al., 2012 Rodríguez Martín et al., 2014) อันที่จริงเหมืองขยะมักจะดูร้ายเงื่อนไข: pH มาก(จากกรดกับ basic), สูงเค็ม ขาดธาตุอาหาร ความเข้มข้นสูง ของ โลหะ และขนาดใหญ่ดินโครงสร้างที่นำไปสู่ที่ต่ำกำลังเก็บข้อมูลน้ำ aeration ดีในหมู่ผู้อื่น (วง2003 หลิวและ al., 2006)ระดับสูงโลหะอาจบ่งชี้ความเสี่ยงที่อาจเกิดขึ้น กับดินสิ่งมีชีวิต แต่ไม่จำเป็นต้องได้ ผลข้างเคียงมักจะเกี่ยวข้องกับโลหะที่ใช้เสริมการ Peijnenburg et al., 2007 กำหนดราคาชีวปริมาณออกฤทธิ์เป็น "เศษส่วนของจำนวนรวมของสารเคมีในการสิ่งแวดล้อมเฉพาะช่องที่ ภายในระยะเวลาที่กำหนดไม่ว่าจะมี หรือสามารถทำพร้อมใช้งานสำหรับดูดซับ โดยสิ่งมีชีวิต (ไมโคร) จากใดตรงสภาพแวดล้อมที่สิ่งมีชีวิต หรือโดยกินอาหาร" ดังนั้น ชีวปริมาณออกฤทธิ์โลหะถือได้ว่าเป็นกระบวนการสามขั้นตอน (Peijnenburg et al., 2007): (1) ความเสี่ยงมีเศษโลหะ โลหะ (2) การดูดซับ โดยสิ่งมีชีวิต และ (3) ผลกระทบจากการโต้ตอบกับเป้าหมายชีวภาพได้สถานะและความพร้อมของโลหะในดินเนื้อปูนมีอิทธิพลไม่โดยคุณสมบัติของดินโดยธรรมชาติ (เช่น pH อินทรีย์ และเนื้อ) เท่านั้น แต่ จากปัจจัยภายนอกเช่นสภาพแวดล้อม รวมทั้งความชื้นอุณหภูมิและดินอากาศเนื้อหา (อัลเลน2002 Lanno et al., 2004 Holmstrup et al., 2010 Augustsson et al.,2011) ตามสภาพภูมิอากาศว่าด้วย

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ปีที่ผ่านมาการทำเหมืองแร่โลหะมีการผลิตและยังคงผลิตขนาดใหญ่ปริมาณของเสียที่เป็นพิษที่อาจเกิดขึ้นเป็นหนึ่งในกิจกรรมที่เป็นอันตรายมากที่สุดทั่วโลก ผลอันตรายต่อสิ่งแวดล้อมจึงมีอยู่ในปัจจุบันของความกังวลที่สำคัญ
ขยะจะถูกเก็บไว้ตามปกติในกองหรือแร่ใกล้กับเหมือง
(ฮัดสันเอ็ดเวิร์ด et al., 2011) มากที่สุดเท่าที่โดยไม่ต้องพิมพ์ใด ๆ
ของการบูรณะและของเสียที่สามารถแพร่กระจายเข้ามาในพื้นที่โดยรอบ.
การศึกษาจำนวนมากได้แสดงให้เห็นดินที่ ความหลากหลายทางชีวภาพเป็นข้อ จำกัด อย่างยิ่งในพื้นที่ที่ได้รับผลกระทบจากกิจกรรมการทำเหมือง (เช่น Niemeyer, et al.
2012; Wahl et al, 2012;.. RodríguezMartín et al, 2014) ในความเป็นจริงเสียเหมืองมักจะแสดงเงื่อนไขที่เสียเปรียบ: pH มาก (จากกรดพื้นฐาน) ความเค็มสูงการขาดสารอาหารที่มีความเข้มข้นสูงของโลหะและโครงสร้างของดินขนาดใหญ่ที่นำไปสู่ที่ต่ำความจุกักเก็บน้ำและอากาศที่ไม่ดีของคนอื่นๆ (วงศ์, 2003; หลิว et al., 2006). ระดับสูงโลหะอาจบ่งชี้ความเสี่ยงที่อาจเกิดขึ้นกับสิ่งมีชีวิตในดิน แต่ไม่จำเป็นต้อง ผลกระทบที่ได้รับมักจะเกี่ยวข้องกับการดูดซึมโลหะ Peijnenburg et al., 2007 กำหนดดูดซึมเป็น "ส่วนของจำนวนเงินทั้งหมดของปัจจุบันสารเคมีในที่ช่องด้านสิ่งแวดล้อมที่เฉพาะเจาะจงว่าในช่วงเวลาที่กำหนดเป็นอย่างใดอย่างหนึ่งที่มีอยู่หรือสามารถทำให้พร้อมสำหรับการดูดซึมโดย(micro) สิ่งมีชีวิตจากทั้ง โดยตรงโดยรอบของสิ่งมีชีวิตหรือโดยการกินอาหาร" ดังนั้นการดูดซึมโลหะได้รับการพิจารณากระบวนการสามขั้นตอน (Peijnenburg et al, 2007.) (1) การสัมผัสกับส่วนโลหะที่มีอยู่ (2) การดูดซึมโลหะโดยมีชีวิตและ (3) ผลกระทบที่เกิดจากการมีปฏิสัมพันธ์กับที่ เป้าหมายทางชีวภาพ. รัฐและความพร้อมของโลหะในดินได้รับอิทธิพลไม่ได้โดยเฉพาะคุณสมบัติของดินโดยธรรมชาติ (pH เช่นสารอินทรีย์และเนื้อ) แต่ยังมาจากปัจจัยภายนอกเช่นสภาพแวดล้อมรวมทั้งอุณหภูมิของอากาศและดินความชื้น (อัลเลน, 2002 ; Lanno et al, 2004;. Holmstrup et al, 2010;. Augustsson, et al. 2011) ตามที่คณะกรรมการระหว่างรัฐบาลสภาพภูมิอากาศ

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

สำหรับปี , เหมืองโลหะผลิตและยังคงผลิตปริมาณมาก
ของเสียที่เป็นพิษที่อาจเกิดขึ้นเป็นหนึ่งในกิจกรรมที่เป็นอันตรายมากที่สุดทั่วโลก คงผลของสิ่งแวดล้อมจึงเป็นกังวลหลัก
ของเสียปกติเก็บไว้ในกองหรือหางแร่ใกล้กับเว็บไซต์ของฉัน
( ฮัดสัน เอ็ดเวิร์ด et al . , 2011 ) , ส่วนใหญ่ของเวลาโดยไม่ต้องพิมพ์
ของการบูรณะและของเสียที่สามารถแพร่กระจายเข้าไปในพื้นที่โดยรอบ
หลายการศึกษาแสดงความหลากหลายทางชีวภาพของดินขอบังคับในพื้นที่ได้รับผลกระทบจากการทำเหมือง ( เช่นื et al . ,
2012 ; วอห์ล et al . , 2012 ; ลุยส์โรดรีเกซ Mart í n í et al . , 2010 ) ในความเป็นจริงฉันมักจะแสดงสภาวะ
กาก
( อร้ายสุดโต่งจากกรดพื้นฐาน ) ขาดธาตุอาหารความเค็มสูง ความเข้มข้นสูงของโลหะขนาดใหญ่โครงสร้างดินและนำไปสู่การเพิ่มความจุน้ำต่ำและยากจนในหมู่คนอื่น ๆ (

วงศ์ , 2003 ; Liu et al . , 2006 ) .
ระดับของโลหะสูงอาจบ่งชี้ความเสี่ยงที่อาจเกิดขึ้นต่อสิ่งมีชีวิตในดิน แต่ไม่เสมอไป ผลข้างเคียงมักจะเกี่ยวข้องกับ
การโลหะ peijnenburg et al . , 2007 กำหนดการเป็น " เศษเสี้ยวของจำนวนรวมของสารเคมีที่มีอยู่ใน
เฉพาะช่องที่กำหนดสิ่งแวดล้อม ภายในช่วงเวลาที่เป็น
ให้ใช้ได้หรือสามารถทำใช้ได้สำหรับการ ( Micro ) สิ่งมีชีวิตจากทั้งโดยตรงหรือโดยรอบของสิ่งมีชีวิต
การบริโภคของอาหาร " ดังนั้นการดูดซึมโลหะสามารถพิจารณากระบวนการสามขั้นตอน ( peijnenburg et al . , 2007 ) : ( 1 ) การเป็นเศษโลหะสามารถโลหะ ( 2 ) การใช้โดยสิ่งมีชีวิต