11а\ а 1ШОХ1И1141Н1Я1 ш Санкт-Петербург «Наука»
УЧРЕДИТЕЛИ: Российская академия наук Федеральное государственное унитарное предприятие «Научно-производственное объединение “Радиевый институт им. В. Г. Хлопина”» «РАДИОХИМИЯ» Журнал основан в 1959 году Издается 6 номеров в год Журнал издается под руководством Отделения химии и наук о материалах РАН Главный редактор Б. Ф. Мясоедов Редакционная коллегия: Н. Д. Бетенеков, А. В. Бычков, Ю. Г. Власов, С. Н. Дмитриев, Б. Г. Ершов, В. П. Колотов, В. С. Колтунов, Н. Ф. Мясоедов, А. П. Новиков, А. И. Орлова, С. И. Ровный, В. Н. Романовский, Г. В. Сидоренко (отв. секретарь), Д. Н. Суглобов (зам. главного редактора), И. Г. Гананаев (зам. главного редактора), Ю. А. Тетерин, В. М. Федосеев, А. М. Чекмарев, В. П. Шилов Издание английской версии журнала «Радиохимия» осуществляет издательство «Р1е1абез РиЬНзЫп^, 1пс.» А1 Сан кт-Петер Издательств 11'1 П2СГ» ия наук, 2011 г. та«Радиохимия» 1 г.
Радиохимия, 2011, т. 53, N 3, с. 267-273 267 Иммобилизация соединений И, На и ТВ анальцимсодержащей породой и гидролизным лигнином © Н. Г. Рачкова*, А. И. Таскаев Институт биологии Коми НЦ УрО РАН, 167982, Сыктывкар, ГСП-2, ул. Коммунистическая, 28; * е-таИ: вкик1отоуа@1Ь. коггшс. ги Получено 06.05.2010 УДК 547.992.3-414:[546.791+546.432+546.841] Оценена способность гидролизного лигнина древесины и анальцимсодержащей породы к иммобилизации СТ, Ка и ТЬ из водных растворов их солей и радиоактивно загрязненной подзолистой почвы. Исследовано влияние рН и минерализованности жидкой фазы на эффективность поглощения. Для идентификации механизмов сорбции использованы методы последовательных вытяжек и ИК спектроскопии. Установлено, что анальцимсодержащая порода сорбирует Ы и Ка из слабокислых модельных растворов, но в почве ее поглотительные свойства инактивируются. Гидролизный лигнин прочно поглощает радиоэлементы из водных растворов и почвы. Прочность сорбции определяется природой сорбируемых элементов и уровнями загрязнения почвы. Максимальный вклад необратимой сорбции для Ка, ТЬ и И достигает 60, 80 и 96% соответственно. Поглотительные свойства лигнина обусловливаются особенностями его функциональных групп, нерегулярностью структуры, способностью к поглощению низкомолекулярных органических соединений, вследствие чего осуществляются различные по механизмам физико-химические взаимодействия. Ключевые слова: сорбция, иммобилизация, сорбенты радионуклидов, эффективность поглощения, гидролизный лигнин древесины, анальцимсодержащая порода. Тяжелые естественные радионуклиды, поступающие в почву в составе техногенных загрязнений, преимущественно прочно связываются и фиксируются почвенным поглощающим комплексом. Часть соединений радиоактивных элементов сохраняет подвижность, включается в процессы биологического поглощения, перераспределяется по площади техногенно- измененных территорий. Локализация загрязнения, иммобилизация и снижение биологической доступности радионуклидов могут быть достигнуты путем внесения в почву сорбентов. Иммобилизующая способность гидроксиапатита в загрязненных ураном почвах основана на включении лабильных фракций радионуклида в фазу малоподвижных алюможелезистых фосфатов [1]. Биосорбенты на основе РетсИИит скгузо^епит снижают количество Ц в водных средах до допустимых пределов за счет связывания радионуклида в комплексы микробными метаболитами и физико-химического взаимодействия с составными частями клетки [2]. Натурными опытами показано [3], что использование смеси почва-бентонит в массовом соотношении 95 : 5 позволяет в 10 раз снизить содержание миграционноспособных форм 11 в почве. Действие известкования отчасти также основано на эффекте сорбционной иммобилизации, поскольку при подщелачивании почвенного раствора образуются дополнительные количества коллоидных гидроксидов, обладающих поглотительными свойствами. В целом данные литературы об эффективности использования сорбентов в практике дезактивации почв и вод, загрязненных естественными радионуклидами, крайне малочисленны. Выбор перспективных поглощающих материалов с учетом многообразия форм естественных радионуклидов в природных растворах чрезвычайно сложен. Рядом преимуществ обладают материалы на основе растительной ткани и цеолиты. Они проявляют ионообменную активность к естественным радионуклидам [4—10], способны поглощать молекулярные и коллоидные соединения радиоэлементов [11-13]. Утилизация содержащих компоненты растительной ткани промышленных и сельскохозяйственных отходов, так же как и использование цеолитсодержащих пород, во многих регионах России является важной экологической задачей. Цель исследования состояла в оценке способности гидролизного лигнина древесины и анальцимсодержащей породы к иммобилизации Ц, Ка и ТЬ из модельных растворов и загрязненной подзолистой почвы. Экспериментальная часть Для экспериментов были отобраны фракции сорбентов с размером частиц 0.25-0.5 мм. Образец гидролизного лигнина — многотоннажного отхода гидролизного производства лесопромышленного комплекса (Сыктывкар) - относится к типичным кислотным лигнинам, выделенным по стандартному кислотному методу с использованием высоких температур. По структуре сорбент отвечает лигнинам гваяцилсирингильного типа (лиственные лигнины). В его ИК спектре присутствуют полосы 1616, 1518 и 1428 см-', свидетельствующие о наличии ароматических единиц с различными заместителями, в том числе гидроксильными (фенольными) и метоксильными Коми научный центр Уро РАН
268 Н. Г. Рачкова, \ А. И. Таскаев\ группами [14]. Наличие интенсивной полосы 1716 см-1 указывает на присутствие в макромолекуле лигнина карбоксильных групп. Широкая полоса при 3440 см'1 связана с валентными колебаниями ОН- групп. Содержание лигнина Комарова в гидролизном лигнине составляет 82.5%. Образец анальцимсодержащей породы (аргиллит) с содержанием анальцима 30% отобран в береговом обнажении реки Весляна (Тиманская цеолитоносная провинция). Валовые содержания химических элементов в анальцимсодержащей породе (в расчете на прокаленную навеску) следующие: 8Ю2 62.88, Ре2О3 8.92, А12О3 19.75, С 0.140, Ыобщ 0.048, Р2О5 0.18, СаО 0.72, М§О 1.19, МпО 0.016, Иа2О 3.91, К2О 2.44% [15]. При этом натрий является типоморфным элементом. Содержания подвижных элементов в породе (% от валового) следующие: Мгвдролиз 4.4, Р2О5 в 0.2 моль/л НС1 0.23, К2О в 1 моль/л НС1 16.92, поглощенный кальций 90.30, магний 10.56 [16]. При кислотной обработке в раствор 1 моль/л НС1 переходит до 0.18% Ре, содержащегося в породе, а в 0.1 г-экв/л Н28О4 растворяется 0.04% Ре и 2.2% А1. Лабораторные испытания сорбентов проводили в статических условиях при комнатной температуре из растворов нитрата уранила, нитрата радия и хлорида тория, в которых радионуклиды были представлены природной смесью изотопов. Их исходные объемные активности на 1-3 порядка превышали уровни вмешательства, установленные по 232ТЬ, 238Ц 226Ка для питьевых вод [17]. Исследовали зависимость эффективности поглощения от рН, солевого фона и концентрации радиоэлементов в жидкой фазе. Минерализо- ванность изменяли от 0.3 до 3.3 мг-эквл”1 (табл. 1), для чего в растворы солей радионуклидов добавляли нитраты калия, кальция и аммония, дигидрофосфат аммония, сульфаты магния и аммония в количествах, соответствующих составу лизиметрических вод подзолистой почвы [5, 18]. Емкости сорбентов насыщали многократным повторением цикла сорбции. Экспозиция в каждом случае составляла 24 ч при соотношении фаз 1 : 10 и 1 : 5. После сорбции фазы разделяли фильтрованием через бумажный фильтр с размером пор 3.5 мкм, в фильтрате определяли содержание радионуклида. Расчеты вели по его убыли. Прочность сорбции оценивали по концентрации Ц На и ТЬ в вытяжках, полученных последовательной обработкой обогащенных радионуклидами сорбентов дистиллированной водой, растворами СН3СООМЧ4 и НС1 (1 моль/л). Недесорбированные соединения считали фиксированными. ПК спектроскопическое исследование насыщенного ураном гидролизного лигнина выполняли на приборе Зресогб М80 в области 400-4000 см'1 в таблетках с КВг. Относительные оптические плотности полос поглощения рассчитывали методом базисной Таблица 1. Состав минерализованных растворов Состав, мг-экв/л Номер раствора 1 2 3 4 К+ 0 0.012 0.06 0.12 N4; 0 0.1 0.50 1.0 м82+ 0 0.028 0.14 0.28 Са2+ 0 0.024 0.12 0.24 н2ро; 0 0.024 0.12 0.24 8О2” 0 0.066 0.33 0.66 N03” 0 0.075 0.37 0.75 линии. За внутренний стандарт принимали полосу скелетных колебаний ароматического кольца (1518 см”1) [14]. Полевые двухгодичные опыты проводили в 1997- 1998 гг. в среднетаежной зоне на участках с типичной подзолистой суглинистой почвой. Данный тип почв развивается в условиях интенсивного промачивания атмосферными осадками при сравнительно небольшой емкости биологического круговорота [19]. Почвообразующие породы - крупнопылеватые покровные суглинки. Сильно развитый подзолистый горизонт находится непосредственно под подстилкой. По орографическому делению [20] место наблюдений относится к Вычегодской равнине. Рельеф местности характеризуется как пологоувалистый, слабо- расчлененный. Микрорельеф хорошо выражен, представлен замкнутыми западинами разнообразной формы с чередующимися возвышениями. Климат района - умеренно континентальный, умеренно холодный. Продолжительность периода с температурой воздуха выше 0°С составляет около 200 сут. Вследствие высокой мощности снежного покрова глубина промерзания почвы не превышает 40 см. Среднегодовое количество осадков составляет около 570 мм, из них жидких - около 390 мм. Через профиль почвы мигрирует значительный объем влаги. За сезон с весны до осени через почвенную толщу 0-18 см в лизиметры водосборной площадью 40 х 40 см поступает около 120— 130 мм вод [18]. Объемная масса почвы в горизонте 0-20 см, оцененная по методике [21], составляет 1.15 г/см3. На глубине около 50 см водопроницаемость почвы значительно понижается, при этом ее объемная масса возрастает до 1.5 г/см3. Фоновые содержания 13, Ка и ТЬ в исследуемой почве составляли 5.2, 16.4 и 25.2 мБк/г. Участки были загрязнены радионуклидами в 1983 г. путем полива поверхности почвы растворами хлоридов радия, тория и нитрата уранила. С 1988 г. почву не обрабатывали. Для исследования поглотительной способности образцы сорбентов массой 150 г помещали в мешки (20 * 30 см) из влагопроницаемого полипропиленового материала [22] и закладывали под слой радиоактивно-загрязненной почвы 0-15 см. Содержания Ц Ка и ТЬ в ней превышали фоновые значения от 10 до Коми научный центр Уро РАН
Иммобилизация соединений II, Ка и П 269 Рис. 1. Содержание И, Ка и ТЪ в слое почвы 0-20 см. К - контроль, 1-10 - варианты опыта; то же на рис. 6, 7. Таблица 2. Сорбция анальцимсодержащей породой радия рН Удельная активность раствора, Бк/л Коэффициент распределения, мл/г Степень извлечения, % исходная после сорбции 52.5 0.18 ±0.0 1500 ±200 99.7 ±0.1 с 263.0 0.50 ±0.1 3560±1500 99.8 ±0.2 2630.0 5.9± 1.5 2540 ± 800 99.8 ±0.1 5250.0 3.5 ±2.0 554 ±30 99.1 ±0.1 17.0 0.7 ±0.2 127.0 ±35.0 96.0 ±0.7 96.2 11.1 ±0.1 38.3 ±0.01 88.5 ±0.01 703.0 85.0 ± 11.0 37.0 ±7.0 88.0 ± 1.5 851.0 74.0 ± 1.0 52.5 ±0.01 91.3 ±0.01 5624.0 63.0 ± 11.0 502.0 ± 150.0 98.9 ±0.4 100640 2470.0 ± 70.0 199.0 ± 5.0 97.5 ±0.1 рН исходных растворов Рис. 2. Влияние рН на коэффициент распределения 1_1 в системе анальцимсодержащая порода-модельный раствор (исходная концентрация 184.5 Бк/л, соотношение фаз 1 : 5). 50 раз (рис. 1). В основном радионуклиды были прочно связаны и фиксированы в почве [23]. Пробы сорбентов отбирали в конце вегетационного сезона ежегодно. Концентрации И в фильтратах, почвах и сорбентах определяли люминесцентным методом по свечению перлов с №Р. Чувствительность метода составляет 2.0-10“8 г/г, ошибка измерений - 20% [24]. Торий определяли фотоколориметрически с арсеназо III с отделением примесей на КУ-2. Метод характеризуется пределом обнаружения 1.01(Г8 г/г при ошибке измерений 20% [25]. Содержание Ка оценивали эманационным методом при чувствительности 210“12 г и ошибке измерений 15% [26]. Результаты и обсуждение Установлено, что анальцимсодержащая порода эффективно поглощает На и И из слабокислых растворов их солей (рис. 2). Емкость минерала при насыщении из растворов с рН 6 составила 18.8 мг О/г, что сопоставимо с характеристиками известных сорбентов. Более половины (55%) этого количества было сорбировано необратимо. Поглощению II способствовали значения рН 4-6, когда в растворе интенсивно протекают гидролиз и ассоциация его продуктов. Подщелачивание жидкой фазы, сопровождающееся уменьшением доли гидролизованных форм и возрастанием содержания нейтральных или анионных форм ЦУГ), приводило к достоверному снижению коэффициентов распределения и степени извлечения. В растворах с высокой объемной активностью сорбция могла подавляться из-за образования плохо сорбируемых коллоидов. Характер зависимости с учетом данных литературы и размеров уранила [7, 9, 27] позволяет считать, что механизм сорбции урана состоит в обмене ЫО22+ и его гидролизованных форм с протонами поверхностных групп 8ЮН, АЮН, МпОН сорбента. Фиксация может обусловливаться комплексообразованием соединений уранила [27]. Поглощение Ка из слабокислых растворов было эффективнее, чем из нейтральных (табл. 2). Во всех случаях минерал характеризовался полнотой сорбции более 85%, но незначительной прочностью закрепления радионуклида. Основное его количество было реэкстрагирова- но из фазы сорбента в растворы СНзСООИНд и НС1. В свою очередь гидролизный лигнин эффективно поглощал Ка и ТЬ даже в кислой среде (рис. 3), когда его протоногенные группы малодиссоциированы [4]. В растворах со слабокислой и нейтральной кислотностью наблюдали незначительное подавление полноты сорбции этих радионуклидов. Прочность поглощения радия во всех случаях была низкой, тория, напротив, - очень высокой. Так, в водную и аммонийно-аце- татную вытяжки в сумме переходило от 24 до 84% поглощенного Ка. Соответствующие величины для И и ТЬ не превышали 18 и 3-4%. В щелочных средах имело место растворение гуминовых кислот, содержавшихся в составе образца гидролизного лигнина. Однако оно не изменяло полноты и прочности сорбции ТЬ. При уменьшении исходной объемной активности раствора доля кислоторастворимых форм радиоэлемента достоверно (р < 0.05) снижалась. Скорее всего, доминирующим механизмом фиксации ТЬ на лигнине является координация его гидролизованных форм. В то же время эффективное извлечение Ка из кислых сред можно объяснить окклюзией радиоэлемента в ассоциаты гуминовых кислот, а также обменом с ионами Н+, Са2’ и Мц2 сорбента. Небольшое подавление полноты поглощения в слабокислых и нейтральных растворах может быть вызвано диссоциацией кислых функциональных групп и «разрыхлением» гуминовокислых ассоциатов. Видимо, вследКоми научный центр Уро РАН
270 Н. Г. Рачкова, \А. И. Таскаев\ Рис. 3. Влияние рН на степень извлечения II (а), Ка (б) и ТЬ (в) из модельных растворов гидролизным лигнином (соотношение фаз 1 : 10). Исходное содержание радионуклидов, Бк/л: на а: 1- 1230,2- 12.3; на б: 1-576.6, 2 - 40.3; на в: /-40.2,2-3.9. ствие окклюзии значительная часть соединений Ка слабо удерживалась гидролизным лигнином. Повышение поглощения Ка и ТЬ в щелочных средах мы связываем с вторичной сорбцией на лигнине их гуматов. Для Ы она была заметна уже в нейтральных средах (рис. 3). В условиях рН 5-8, когда значительная часть радиоэлемента связывается в комплексные соединения с гумусовыми веществами [28], были достоверно (р < 0.05) повышены содержания десорбируемой ацетатом аммония и прочно связанной фракций в сорбенте. Одновременно значимо (р < 0.05) уменьшалась концентрация водорастворимых форм. При рН 9, когда растворимость гуматов увеличивается, полнота сорбции II и содержание его фиксированных или кислоторастворимых форм в гидролизном лигнине уменьшаются. В кислых средах при слабой диссоциации функциональных групп сорбента поглощение подавлено. При уменьшении исходной объемной активности II достоверно возрастало (р < 0.05) содержание соединений, фиксированных сорбентом и десорбирующихся в ацетатно-аммонийную вытяжку. Разбавление растворов, способствуя длительному существованию гидролизных форм и препятствуя коагуляции коллоидов, вызывало смещение оптимума сорбции в щелочную область и одновременно сопровождалось значительными изменениями доли необратимо сорбированной и кислоторастворимой форм II. Таким образом, наилучшими условиями для поглощения II являлись значения рН от 6 до 8. Емкость 1 г гидролизного лигнина, насыщенРис. 4. Степень извлечения радиоэлементов из минерализованных растворов гидролизным лигнином (соотношение фаз 1 : 10). Радионуклид, содержание, Бк/л: / - II, 123; 2 - Л, 12.3; 3 - Ка, 440; 4 - Ка, 44; 5 - ТЬ, 41; 6-ТЬ, 4.1. ного из растворов нитрата уранила с рН 6, составила 2.7 мг элемента. В водную, ацетатно-аммонийную и кислотную вытяжки вытеснялось 1.7, 27.3 и 71% этого количества соответственно. Особенности ПК спектров насыщенного ураном сорбента свидетельствовали об участии в сорбции кислых функциональных групп: появлялась полоса иона карбоксилата при 1390 см-1, усиливалась на 21% и смещалась полоса при 1600 см-1, указывающая на структурные изменения в фенольных гидроксилах; повышался на 8% индекс асимметрии полосы колебаний связей О-Н при 3440 см-1, свидетельствующий об усилении водородных связей [14]. Совокупность данных позволяет заключить, что сорбция радионуклидов на гидролизном лигнине протекает путем адсорбции коллоидов и псевдоколлоидов, ионного обмена, комплексообразования и образования прочных сорбционных комплексов с органическими соединениями. При повышенном солесодержании лигнин сохранял поглотительную способность (рис. 4), но прочность сорбции радионуклидов изменялась [5]. Механизмы изменений были специфичны. Поглощение ТЬ отличалось низким содержанием в сорбенте водорастворимых и обменных форм радиоэлемента, II - незначительной десорбцией его в обменную вытяжку и равноценным распределением между другими фракциями (рис. 5). Радий в одинаковой мере был представлен во всех вытяжках из лигнина. Повышение минерализованное™, так же как и уменьшение исходной объемной активности ТЬ и Ка в жидкой фазе, сопровождались достоверным увеличением степени извлечения и избирательности поглощения. Об этом свидетельствовало возрастание коэффициентов межфазного распределения и содержания прочно сорбированных форм радиоэлементов. Полагаем, что значительная роль в изменении параметров поглощения ТЬ в минерализованных средах принадлежит интенсивной коагуляции его коллоидов. Возрастание сорбции Ка, скорее всего, связано с окклюзией радиоэлемента в коллоидные агрегаты гумусовых веществ, адсорбируемых Коми научный центр Уро РАН
Иммобилизация соединений У, На и ТИ 271 Рис. 5. Содержание мобильных и фиксированных форм радиоэлементов (%) в гидролизном лигнине (В - водорастворимые, О - обменные, К - кислоторастворимые, Ф - фиксированные) при сорбции из минерализованных растворов с концентрациями С 12.3 (а) и 123.0 (б), На 44.0 (в) и 440.0 (г), ТЬ 4.1 (Э) и 41.0 Бк/л (е). ----------- > -— / / —— сорбентом, и со стимуляцией ионного обмена за счет десорбции из лигнина нативных химических элементов. В минерализованных средах она активируется [29]. При одинаковой концентрации II присутствие минеральных солей не влияло или вызывало недостоверные изменения показателей поглощения. При увеличении исходной объемной активности от 12.3 до 123.0 Бк/л коэффициенты распределения и доли зафиксированного сорбентом II достоверно (р < 0.001) снижались. В качестве механизмов прочной сорбции II из минерализованных растворов мы рассматриваем координацию его гидролизованных форм с электронодонорными группами сорбента, а также адсорбцию соединений радиоэлемента с гумусовыми кислотами. Коми научный центр Уро РАН
272 Н. Г. Рачкова, | А. И. Таскав^ Рис. 6. Содержания радиоэлементов в образцах анальцимсо- держащей породы до (П) и после (К, 1-10) экспонирования в загрязненной почве в течение 2 лет. Результаты натурных опытов свидетельствовали об инактивации поглотительной способности аналь- цимсодержащей породы к исследуемым радиоактивным элементам (рис. 6). После 2 лет экспозиции в почве в сорбенте были обнаружены незначительные количества Ц Ка и ТЬ, что может быть связано с блокировкой пор и экранированием сорбционных центров на поверхности частиц породы гумусовыми веществами почвы. В отличие от минерала гидролизный лигнин эффективно и прочно поглощал радионуклиды из почвенного раствора (рис. 7). Содержание в сорбенте Ы превышало его фоновую концентрацию в почве до 4 раз. Была установлена достоверная корреляция удельной активности мобильных форм Б и ТЬ в пахотном слое и их валовых концентраций в лигнине (г = 0.95 и 0.77 соответственно). Относительные содержания слабосвязанных (водорастворимых и обменных) и прочнопоглощенных форм ТЬ достоверно коррелировали с его удельной активностью в почве (г = -0.8 и 0.8 соответственно). Слабые линейные связи были обнаружены для И. Прочность поглощения элементов гидролизным лигнином различалась. Для И была характерна фиксация. Ее вклад увеличивался прямо пропорционально удельной активности почвы от 41 до 96%. В то же время основная доля ТЬ сорбировалась в водорастворимых и фиксированных формах. При концентрациях в сорбенте ниже 91.4 мБк/г он был представлен преимущественно водорастворимыми, а свыше - фиксированными соединениями, вклад которых достигал 80%. Доля соединений, экстрагируемых из гидролизного лигнина ацетатом аммония, для Ы и ТЬ не превышала 13.5%, для Ка она составляла до 56% валового содержания. Характеристики сорбции К.а слабо коррелировали с удельной активностью его мобильных соединений в почве. Достоверно установлено, что доля фиксированных сорбентом соединений, достигавшая 60%, обратно пропорциональна концентрациям радионуклида в водорастворимой и обменной почвенных вытяжках. Таким образом, эффективность и прочность поглощения Ц К.а и ТЬ на гидролизном лигнине определялись природой сорбатов и уровнями загрязнения почвы. Предполагаем, что гидроксосоединения ТЬ и Ы, в том числе их Рис. 7. Содержания мобильных и фиксированных форм радиоэлементов в образцах гидролизного лигнина, экспонированных в загрязненной почве в течение 2 лет. а - Ы, б - Ка, в - ТЬ. Форма: 1 - фиксированная, 2 - растворимая в 1 моль/л НС1, 3 - растворимая в 1 моль/л 1ЧН4Ас, 4 - растворимая в Н2О. коллоиды, непрочно адсорбируются сорбентом и элюируются в водную и обменную вытяжки. Механизм энергоемкой сорбции может заключаться в образовании сложных сорбционных комплексов между лигнином и органически связанными формами радионуклидов, в частности железо- и алюмофульват- ными комплексами. Высокая прочность этих ассоциатов обусловлена сродством гидролизного лигнина к низкомолекулярным органическим соединениям. Существенная роль в энергоемком поглощении И и ТЬ может принадлежать координации их гидролизных форм с электронодонорными группами сорбента. Лишь для К.а приобретает значимость ионный Коми научный центр Уро РАН
Иммобилизация соединений Ц Ка и ТИ 273 обмен. Слабую корреляцию содержания мобильных соединений радионуклида в почве и параметров его поглощения в сорбенте мы связываем с влиянием свойств макроаналогов Ка. Таким образом, в радиоактивно-загрязненных водных растворах, моделирующих почвенную жидкую фазу, и подзолистой почве гидролизный лигнин древесины обнаруживает способность к иммобилизации II, Ка и ТЬ. Удельная активность сорбента коррелирует с содержанием подвижных соединений радионуклидов в почве. Анальцимсодержащая порода эффективно сорбирует И и Ка из слабокислых растворов их солей, но в подзолистой почве ее поглотительные свойства инактивируются. Исследованные сорбенты поглощают из почвы и растворов различные по химической форме соединения Ц Ка и ТЬ. Список литературы [1] АггуЗ 8., ЗеатапЗ С., ВегБсИР. М. //Епуйоп. 8с1. ТесЬпо1. 1999. Уо1. 33. Р. 337-342. [2] Илялетдинов А. М. Микробиологические превращения металлов. Алма-Ата: Наука, 1984. 268 с. [3] ОзтапНо§1и А. Е. // Ргос. 1п1. 8утр. У1еппа: 1АЕА, 2002. Р. 543-544. [4] Рачкова Н. Г., Шуктомова И. И., Таскаев А. И. // ЖПХ. 2004. Т. 77, N 3. С. 474^477. [5] Рачкова Н. Г., Шуктомова И. И., Таскаев А. И. // ЖПХ. 2006. Т. 79, N5. С. 725-731. [6] Андреев П. Ф., Андреева И. В., Рогозина Э. М. II Геохимия. 1962. N 4. С. 313-317. [7] Брежнева Н. Е., Капшанинов Ю. И., Попов И. Б., Иванов В. В. // Радиохимия. 1979. Т. 21, N 4. С. 524-529. [8] Вдовенко В. И., Дубасов Ю. В. Аналитическая химия радия. Л.: Наука, 1979. 190 с. [9] Гончарук В. В., Корнилович Б. Ю., Павленко В. М. и др. II Химия и технология воды. 2001. Т. 23, N 4. С. 410-418. [10] Гребенщикова В. И., Чернявская Н. Б., Андреева Н. Р. II Радиохимия. 1973. Т. 15, N 3. С. 308. [11] Безяев Е. Ю., Беляева Л. Е. II Химия в интересах устойчивого развития. 2000. N 8. С. 763-772. [12] Кузнецов Ю. В., Щебетковский В. Н., Трусов А. Г. Основы очистки воды от радиоактивных загрязнений. М.: Атомиз- дат, 1974. 360 с. [13] Равич Б. М., Окладников В. П., Лыгач В. Н. и др. Комплексное использование сырья и отходов. М.: Химия, 1988. С. 7-55. [14] Жбанков Р. Г. Инфракрасные спектры и структура углеводов. Минск: Наука и техника, 1972. 456 с. [15] Остащенко Б. А. Проблема цеолитов Тимана. Сыктывкар, 1984. 20 с. [16] Хмелин ин И. Н. Сорбция биофильных элементов аналь- цимсодержащей породой Тимана. Сыктывкар, 1993. 20 с. [17] Нормы радиационной безопасности (НРБ-99): Гигиенические нормативы. М.: Центр санитарно-эпидемиологического нормирования, гигиенической сертификации и экспертизы Минздрава России, 1999. 116 с. [18] Арчегова И. Б. // Почвоведение. 1976. N 5. С. 66-75. [19] Забоева И. В. Почвы и земельные ресурсы Коми АССР. Сыктывкар, 1975. 344 с. [20] Варламов Г. Н. Производительные силы Коми АССР. М., 1953. Т. 1.С. 9-22. [21] Агрохимические методы исследования почв. М.: Наука, 1975.656 с. [22] Рачкова Н. Г., Шуктомова И. И. Пат. 2317603 РФ. Заявл. 07.08.2006; опубл. 20.02.2008. [23] Рачкова Н. Г., Шуктомова И. И. Роль сорбентов в процессах трансформации соединений урана, радия и тория в подзолистой почве. СПб.: Наука, 2006.146 с. [24] Добролюбская Т. С. Аналитическая химия урана. М.: Наука, 1962. С. 143-165. [25] Кузнецов В. И., Саввин Б. Н. // Радиохимия. 1961. Т. 3, N1.0 79-86. [26] СтарикИ. Е. Основы радиохимии. Л.: Наука, 1969. 647 с. [27] БеШ А. 3, Катзау 3. Б. Г., 8м>аШоп 8. IV. II1. СоПоШ 1п1ег- Гасе 8с1. 1992. Уо1. 150, N 1. Р. 45-60. [28] Корнилович Б. Ю., Пшинко Г. Н., Ковальчук И. А. II Радиохимия. 2001. Т. 43, N 5. С. 464-467. [29] Хмелинин И. Н. Поглощение биофильных элементов лигнином и корой. Сыктывкар, 1994. 28 с. 6 Радиохимия, т. 53, вып. 3, 2011 г. Коми научный центр Уро РАН
СОДЕРЖАНИЕ Стр. Влияние металлической матрицы на вероятность низкоэнергетического перехода в ядрах 234Ра А. А. Римский-Корсаков, В. В. Кольцов, В. В. Карасёв 193 Муратаитовые матрицы актинидных отходов Н. П. Лаверов, С. В. Юдинцев, С. В. Стефановский, Б. И. Омельяненко, Б. С. Никонов 196 Исследование устойчивости Ри(У1) и Ри(У) в водных формиатных растворах A. А. Бессонов, А. В. Гоголев, В. П. Шилов, А. В. Ананьев, А. М. Федосеев 208 Применение концентрированной озоно-кислородной смеси для растворения оксидов актинидов в НКО3 в присутствии ионов Се(ГУ) B. М. Гелис, Ю. В. Шумилова, Б. Г. Ершов, А. Г. Масленников, В. В. Милютин, А. Ф. Селиверстов 214 Влияние некоторых восстановительных и комплексообразующих реагентов на экстракционное поведение технеция в системе ТЕФ-НИОз А. Б. Мелентьев, А. Н. Машкин, О. В. Тугарина, Д. Н. Колупаев, Б. Я. Зильберман, И. Г. Тананаев 219 Селективность экстракции П(У1), ТЬ(1У) и РЗЭ(Ш) бидентатными фосфорилзамещенными бутилфенилфосфинатами в перхлоратных средах А. Н. Туранов, В. К. Карандашев, А. Н. Яркевич, 3. В. Сафронова 225 О возможности глубокой очистки неодима от следов тория и урана жидкостной экстракцией Н. А. Данилов, Ю. С. Крылов, В. И. Жилое, А. Ю. Цивадзе, Е. В. Сальникова, И. Р. Барабанов, Л. Б. Безруков, Г. Я. Новикова, Е. Я. Янович, К Каштадори (С. СаПа<1оп), С. Ниси (8. ИйЛ), М. Ди Вакри (М. О1 Расп), К. Салво (С. 8аКо), А. Нанни (А. 1апт) 229 Динамическая модель многокомпонентного неравновесного экстракционного процесса в пульсационной колонне А. Г. Горюнов, С. Н. Ливенцов, Д. Г. Рогозный, Ю. А. Чурсин 237 Утилизация отработанных сорбентов на основе фторидов лития, кальция, бария из технологии очистки гексафторида урана A. А. Фиськов, А. Ю. Макасеев 242 Сорбция газообразного КиЕ5 на гранулированных фторидных сорбентах М. Б. Серегин, А. А. Михаличенко, А. Ю. Кузнецов, Г. С. Соковин, А. М. Чекмарев 246 Соосаждение |37Сз, 908г и 90У из водных и органических растворов с комплексами нитратов ^-элементов с триэтилендиамином C. А. Кулюхин, Л. В. Мизина, Е. П. Красавина, Н. А. Коновалова, И. А. Румер, М. И. Горбачева 249 Извлечение |37Сз, 908г, 90У и ионов ^-элементов из водных растворов с помощью сорбентов, содержащих триэтилендиамин С. А. Кулюхин, М. П. Горбачева, Е. П. Красавина, Л. В. Мизина, И. А. Румер, Н. А. Коновалова 252 Слоистые двойные гидроксиды, интеркалированные ЭДТА, - эффективные сорбенты для извлечения О(У1) из сточных вод Г. Н. Пшинко, А. А. Косорукое, Л. Н. Пузырная, В. В. Гончарук 257 Исследование возможности коагуляционной очистки радиоактивно-загрязненных вод с применением феррата натрия Т. С. Волкова, В. П. Медведев, О. В. Федорова 262 Иммобилизация соединений V, Ка и ТЕ анальцимсодержащей породой и гидролизным лигнином Н. Г. Рачкова, |/1. И. Таскаев\ 267 Сертификация стандартного образца диоксида плутония B. Н. Момотов, Е. А. Ерин, В. М. Чистяков 274 Определение малых количеств урана методом окислительно-восстановительного потенциометрического титрования В. В. Якшин, М. Н. Крохин 278 Исследование твердофазных каталитических реакций трития с углеводами. 5. Механизм изомеризации эпимерных дисахаридов в реакции твердофазной каталитической гидрогенизации тритием A. А. Байтов, Г. В. Сидоров, Н. Ф. Мясоедов 282 Синтез меченного дейтерием и тритием допамина твердофазным методом с использованием углеродных наноматериалов. B. П. Шевченко, И. Ю. Нагаев, К. В. Шевченко, М. Г. Чернышева, Г. А. Бадун, В. М. Федосеев, Н. Ф. Мясоедов 285
RkJQdWJsaXNoZXIy MjM4MTk=