Радиохимия, 2019, т. 61, N 1, c. 18-26

Модифицированные сорбенты на основе активированного угля

БАУ-А и крупнопористого силикагеля для извлечения

радионуклидов и цветных металлов из водных растворов

Институт физической химии и электрохимии им. А. Н. Фрумкина РАН,

119071, Москва, Ленинский пр., д. 31, корп. 4; * e-mail: kulyukhin@ipc.rssi.ru

Получена 22.12.2017, после доработки 23.01.2018, принята к публикации 24.01.2018

УДК 546.15+661.18.7

Исследована сорбция радионуклидов ⁹⁰Sr, ⁹⁰Y, ¹³⁷Cs, ¹⁵²Eu и цветных металлов (Cu, Ni, Zn, Pb) из

водных растворов на гранулированных сорбентах на основе крупнопористого силикагеля марок КСКГ

и МСКГ и активированного угля марки БАУ-А. Установлено, что модифицированные гранулированные

сорбенты на основе крупнопористого силикагеля марок КСКГ и МСКГ, содержащие ферроцианиды Cu,

Zn и Ni, эффективно поглощают ⁹⁰Sr и ⁹⁰Y из дистиллированной воды. В водопроводной воде эффектив-

ность всех сорбентов на основе КСКГ и МСКГ не превышает 70%. Модифицирование поверхности

БАУ-А проводили путем его выдержки в нитрующей атмосфере [NO_x-воздух или HNO₃ (пары)-воздух]

при 90-110°С в течение 4 ч, а также путем его импрегнирования 10 мас% триэтаноламина (ТЭА), три-

этилендиамина (ТЭДА) или карбамида (CH₄N₂O). Найдено, что сорбенты на основе активированного

угля БАУ-А эффективно поглощают ⁹⁰Y (аналог трехвалентных актинидов и лантанидов) и ионы цвет-

ных металлов из различных водных растворов. Модифицирование БАУ-А приводит к снижению его

сорбционной емкости в отношении Cu²⁺, Ni²⁺, Zn²⁺ и увеличению - в отношении Pb²⁺.

Ключевые слова: радионуклиды, цветные металлы, сорбция из водных растворов.

DOI: 10.1134/S0033831119010040

В настоящее время большое внимание уделяется

менты, включая радионуклиды, могут существовать

защите окружающей среды. Современная концепция

в различных химических формах, для их извлечения

обращения с жидкими радиоактивными отходами

применяются комбинированные установки, вклю-

(ЖРО) включает разработку технологических схем,

чающие узлы фильтрации, сорбции, ионного обме-

обеспечивающих эффективную и дешевую очистку

на, осмоса и т.д. [1-4]. На каждой стадии происхо-

ЖРО, а также возможность компактирования отхо-

дит извлечение определенной химической формы

дов в сочетании с их надежной и долговременной

техногенных элементов. На стадии сорбционного

изоляцией от биосферы. Однако, несмотря на пред-

извлечения используются неорганические и органи-

принимаемые усилия по безопасному обращению с

ческие сорбенты, причем широкое применение нахо-

ЖРО, существующие в настоящее время методы

дят различные виды активированных углей, цеоли-

переработки нередко приводят к тому, что техноген-

тов и силикагелей. Однако большинство из них име-

ные радионуклиды поступают в окружающую среду,

ет низкую сорбционную эффективность в отноше-

изменяя естественную радиоактивность почв, при-

нии того или иного радионуклида. В связи с этим

родных вод и донных отложений.

особую важность приобретает задача создания высо-

коэффективных сорбентов путем модифицирования

Одновременно разработка месторождений полез-

промышленно выпускаемых марок активированного

ных ископаемых приводит к формированию геохи-

угля и гранулированных силикагелей.

мических ореолов и потоков рассеяния элементов,

вследствие которых значительные количества за-

В связи с этим нами исследована сорбция радио-

грязняющих веществ поступают в поверхностные

нуклидов ^85,90Sr, ⁹⁰Y, ¹³⁷Cs, ¹⁵²Eu и цветных металлов

воды прилегающих территорий. При разработке ме-

(Cu, Ni, Zn, Pb) модифицированными гранулирован-

сторождений в окружающую среду поступает повы-

ными сорбентами на основе активированного угля

шенное количество Al, Cu, Ni, Fe, Mn, Zn, Pb, ще-

БАУ-А и крупнопористого силикагеля марок КСКГ

лочных и щелочноземельных металлов и т.п., оказы-

и МСКГ из водных растворов.

вающих токсичное влияние на живую природу. В

связи с этим актуальной задачей является проблема

Экспериментальная часть

контроля содержания техногенных элементов, вклю-

В работе использованы радионуклиды ^85,90Sr, ⁹⁰Y,

чая радионуклиды, в водных экосистемах с целью

¹³⁷Cs и 152Eu без носителей, поставляемые ОАО

проведения рациональных природоохранных меро-

«Изотоп» в виде водных азотнокислых растворов.

приятий.

Радиоактивность ¹³⁷Cs, ⁸⁵Sr и ¹⁵²Eu измеряли мето-

Поскольку в водных растворах техногенные эле-

дом γ-спектрометрии с помощью полупроводнико-

Модифицированные сорбенты на основе активированного угля БАУ-А

Таблица 1. Некоторые характеристики исходного и выдержанного в нитрующей атмосфере активированного угля

БАУ-А

Образец

Условия выдержки

-С=О или -СООН, мг-экв/г

Фенольные группы, мг-экв/г

ПОЕ, мг-экв/г

1.1

0.1

1.2

NO_x-воздух, 90°С, 4 ч

1.8

0.2

2.0

III

HNO₃ (пары)-воздух, 90°С, 4 ч

1.0

0.4

1.4

HNO₃ (пары)-воздух, 110°С, 4 ч

1.6

0.4

2.0

вого Ge-Li-детектора на многоканальном анализато-

с высушиванием при комнатной температуре до воз-

ре. Для измерения радиоактивности ⁹⁰Sr + ⁹⁰Y при-

душно-сухого состояния. Сорбенты на основе

меняли сцинтилляционный β-спектрометр с исполь-

МСКГ, содержащие 10 мас% ферроцианидов d-эле-

зованием программного обеспечения LSRM 2000. В

ментов (Cu, Ni, Zn), синтезировали путем двукрат-

работе использовали радиоактивные растворы с

ной пропитки матрицы по методике, описанной вы-

удельной активностью от 2·10³ до 3·10⁴ Бк/мл, в ко-

ше для ФЦ K-U.

торых концентрации Cs⁺, Sr²⁺ и Eu³⁺ составляли

Помимо силикагеля в работе использовали как

1·10^-5 моль/л. Погрешность измерений ±5%. Радио-

немодифицированный (образец I), так и модифици-

нуклиды ^85,90Sr, ⁹⁰Y, ¹³⁷Cs и ¹⁵²Eu использовали в

рованный древесный активированный уголь марки

работе как радиоактивные метки для весовых коли-

БАУ-А (ГОСТ 6217-74) с размерами гранул 0.5-

честв ионов металлов. В связи с этим обозначения

1.0 мм. Модифицирование поверхности БАУ-А про-

85,90Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺, ¹³⁷Cs⁺ и ¹⁵²Eu³⁺ относятся к меченым

водили путем его выдержки в нитрующей атмосфе-

соединениям, а не к соединениям чистых радионук-

ре [NO_x-воздух или HNO₃ (пары)-воздух] при 90-

лидов.

110°С в течение 4 ч. В табл. 1 приведены функцио-

Все соли, щелочи и кислоты, использовавшиеся в

нальные группы, присутствующие на поверхности

работе, были марки х.ч. Концентрация ионов цвет-

активированного угля, после его выдержки в нит-

ных металлов М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) в исходных

рующей атмосфере.

азотнокислых растворах составляла 10^-1 моль/л.

Как видно из табл. 1, выдержка БАУ-А в нитрую-

В работе использовали сорбенты на основе круп-

щей атмосфере приводит к увеличению количества

нопористого силикагеля марок КСКГ и МСКГ с раз-

функциональных групп на его поверхности прибли-

мерами гранул 2.0-3.0 и 0.5-1.0 мм соответственно.

зительно в 2-4 раза. При этом выдержка в атмосфере

NO_x-воздух приводит к более заметному увеличе-

Сорбенты на основе крупнопористого силикагеля

нию количества функциональных групп по сравне-

КСКГ содержали в качестве модифицирующих до-

нию с выдержкой в атмосфере HNO₃ (пары)-воздух

бавок аммиакаты или нитраты d-элементов (Cu, Ni,

при одинаковых экспериментальных условиях

Zn) в комбинации с эфиром 18-краун-6 (18К6) или

(образцы II и III). Увеличение температуры при вы-

без него, либо двойной ферроцианид калия и уранила

держке в атмосфере HNO₃ (пары)-воздух приводит к

(ФЦ K-U). Сорбенты получали путем последователь-

увеличению количества функциональных групп

ной двух- или трехкратной пропитки КСКГ раствора-

(образцы III и IV), что связано, по-видимому, с об-

ми соответствующих соединений. Для соединений

разованием NO_x в результате термической диссоциа-

d-элементов первая стадия приготовления сорбента

ции HNO₃. В результате выдержки БАУ-А в атмо-

всегда заключалась в пропитке КСКГ водным раство-

сфере NO_x-воздух при 90°С и HNO₃ (пары)-воздух

ром нитратов d-элементов (Cu, Ni, Zn) с последую-

при 110°С его полная обменная емкость (ПОЕ) воз-

щим высушиванием при 110°С. На второй стадии

растает приблизительно в 2 раза.

проводили пропитку прекурсора, полученного на

первой стадии, либо раствором аммиака (12 моль/л),

Следует отметить, что помимо образования функ-

либо водным раствором 18К6. В случае трехкратной

циональных групп на поверхности гранул БАУ-А од-

пропитки прекурсор, полученный после пропитки

новременно происходит сорбция NO_x или паров

КСКГ растворами нитратов d-элементов и аммиака,

HNO₃. При контакте с водными растворами возмож-

пропитывали раствором 18К6 с последующим высу-

на десорбция NO_x или HNO₃, что может привести к

шиванием до воздушно-сухого состояния. Во всех

повышению кислотности растворов.

случаях готовые сорбенты высушивали до воздушно-

Кроме этого, использовали сорбенты на основе

сухого состояния при комнатной температуре. Содер-

БАУ-А, импрегнированные 10 мас% триэтанолами-

жание модификаторов составляло 10 мас%.

на (ТЭА) (образец V), 1,4-диазабицикло[2.2.2]нонана

Сорбенты на основе КСКГ, содержащие ФЦ K-U,

(триэтилендиамина, ТЭДА) (образец VI) и карбами-

получали последовательной двойной пропиткой

да (CH₄N₂O) (образец VII). Сорбенты были получе-

КСКГ водными растворами UO₂(NO₃)₂ и K₄[Fe(CN)₆]

ны путем пропитки БАУ-А растворами соответст-

С. А. Кулюхин и др.

вующих соединений с последующей сушкой при ком-

Таблица 2. Данные по сорбции ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ из

натной температуре до воздушно-сухого состояния.

дистиллированной воды на сорбентах SiO₂-M-Амк (M =

Cu, Ni, Zn) в комбинации с 18К6 или без него и SiO₂-

Для изучения сорбции радионуклидов

85,90Sr²⁺,

Cu-Аз-18К6 ([Sr²⁺] = [Cs⁺] = 10^-5 моль/л, время контакта

⁹⁰Y³⁺, ¹³⁷Cs⁺, ¹⁵²Eu³⁺ и цветных металлов (Cu, Ni, Zn,

твердой и жидкой фаз 60 мин, V/m = 100 мл/г, pH 5-6,

Pb) из водных растворов использовали методики,

T = 298 К, d^a = 2-3 мм)

представленные в работах [5-9]. Концентрацию цвет-

Степень поглощения, %

ных металлов в исходных и маточных растворах оп-

Сорбент

¹³⁷Cs⁺

⁹⁰Sr²⁺

⁹⁰Y³⁺

ределяли по методикам, приведенным в работе [10].

SiO₂

~62

~64

~95

Результаты и обсуждение

SiO₂-Ni-Амк

~16

~12

~76

SiO₂-Cu-Амк

~15

~72

Предварительные эксперименты показали, что

SiO₂-Zn-Амк

~21

~67

равновесие в системах с различными сорбентами на

SiO₂-Ni-Амк-18K6

~24

~82

основе силикагеля КСКГ, содержащего аммиакаты

SiO₂-Cu-Амк-18K6

~23

~19

~83

(SiO₂-M-Амк) или нитраты (SiO₂-M-Аз) d-эле-

SiO₂-Zn-Амк-18K6

~32

~18

~82

ментов (M = Cu, Ni, Zn) в комбинации c 18К6 или

SiO₂-Cu-Аз-18K6

~15

~16

без него, наступает через 60 мин контакта твердой и

^a Здесь и далее d - размер гранул сорбента.

жидкой фаз. Поэтому все эксперименты по сорбции

⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ на данных сорбентах в H₂O про-

Анализ диаграмм состояния ⁹⁰Y³⁺ в зависимости

водили в течение 60 мин.

от pH раствора позволил установить количествен-

В табл. 2 приведены данные по сорбции ⁹⁰Sr²⁺,

ный состав различных химических форм ⁹⁰Y³⁺, при-

⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ из дистиллированной воды на сорбен-

сутствующих в исходном и маточном растворах

тах SiO₂-M-Амк (M = Cu, Ni, Zn) в комбинации с

[12]. Иттрий в виде ⁹⁰Y³⁺ в дистиллированной воде

18К6 (SiO₂-Cu-Амк-18К6) или без него, на SiO₂-Cu-

при pH 5-6 присутствует только в виде аква-ионов

Аз-18К6 и на немодифицированном SiO₂.

⁹⁰Y³⁺. Образование ⁹⁰Y(ОН)₂₊ и ⁹⁰Y(ОН)²⁺ в раство-

Как видно из табл. 2, немодифицированный SiO₂

рах с концентрацией Y³⁺, равной (5-9)·10^-3 моль/л,

имеет относительно высокую степень поглощения

происходит при pH > 7.3. При этом их содержание

¹³⁷Cs⁺, ⁹⁰Sr²⁺ и⁹⁰Y³⁺ из дистиллированной воды, рав-

не превышает ~13%. Образование более сложных

ную ~62, ~64 и ~95%. В данном случае сорбция ио-

гидроксокомплексов, например ⁹⁰Y(ОН)₃, ⁹⁰Y(ОН)_–

нов протекает за счет замещения протонов поверх-

и ⁹⁰Y(ОН)_2-, происходит при pH выше 10. В то же

ностных ≡SiOH-групп [11].

время в условиях эксперимента ⁹⁰Sr²⁺ и ¹³⁷Cs⁺ при-

В то же время, как видно из табл. 2, практически

сутствуют в растворе только в виде аква-ионов.

все сорбенты на основе силикагеля КСКГ, содержа-

Анализ степени сорбции ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ на

щего аммиакаты d-элементов, имеют относительно

сорбентах SiO₂-M-Амк (M = Cu, Ni, Zn) позволяет

высокую сорбционную эффективность в отношении

предположить, что сорбция радионуклидов, проте-

⁹⁰Y³⁺. Степень поглощения ⁹⁰Y³⁺ составляет ~66-

кающая путем ионного обмена между ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и

76%. В то же время степень поглощения ⁹⁰Sr²⁺ и

¹³⁷Cs⁺ и ионами d-элементов, по-видимому, малоэф-

¹³⁷Cs⁺ не превышает ~21%.

фективна. Основной вклад в сорбционный процесс,

Наблюдаемое различие связано с множеством

вероятно, вносит образование полиядерных ком-

факторов, начиная с размеров и состава химических

плексов между аммиакатами d-элементов и гидро-

форм ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺, принимающих участие в

ксокомплексами ⁹⁰Y³⁺.

процессах сорбции, и заканчивая прочностью связей

Следует отметить, что введение 18К6 в состав

⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ с функциональными группами на

сорбентов незначительно, но увеличивает степень

поверхности сорбента. Кроме того, резкое снижение

поглощения всех исследуемых радионуклидов. Так,

степени поглощения ⁹⁰Sr²⁺ и ¹³⁷Cs⁺ связано с тем, что

степень поглощения ⁹⁰Y³⁺ возрастает с ~66-76 до

большинство протонов поверхностных ≡SiOH-групп

~82%. Наблюдаемый эффект связан с образованием

было замещено ионами d-элементов, которые при

дальнейшем модифицировании прекурсоров образо-

комплексных соединений ⁹⁰Sr²⁺,

⁹⁰Y³⁺ и

¹³⁷Cs⁺ с

18К6. К сожалению, введение 18К6 в состав сорбен-

вали малореакционноспособные центры сорбента.

тов не дает заметного эффекта в случае ⁹⁰Sr²⁺ и

Установлено, что при контакте сорбентов на ос-

¹³⁷Cs⁺, как это можно было бы ожидать исходя из

нове аммиакатов d-элементов с дистиллированной

констант комплексообразования [13].

водой, содержащей ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺, pH маточ-

ного раствора после 60 мин контакта составляет 7.5.

Для сорбента SiO₂-Cu-Аз-18К6 степень погло-

Поэтому в условиях экспериментов возможно обра-

щения ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ из дистиллированной

зование аква- и гидроксокомплексов ⁹⁰Y³⁺.

воды не превышает ~16% (табл. 2). Это подтвержда-

Модифицированные сорбенты на основе активированного угля БАУ-А

Таблица 3. Данные по сорбции ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ из водных растворов на сорбенте SiO₂-ФЦ K-U ([Sr²⁺] = [Cs⁺] =

10^-5 моль/л, время контакта твердой и жидкой фаз 240 мин, V/m = 100 мл/г, T = 298 К, d = 2-3 мм)

Степень поглощения, %

Среда

¹³⁷Cs⁺

⁹⁰Sr²⁺

⁹⁰Y³⁺

Дистиллированная вода, рН 5-6

~47

~48

~46

Раствор HNO₃ в дистиллированной воде с рН 2-3

~36

~13

Раствор NH₄OH в дистиллированной воде с рН 9-10

~58

~55

~36

Водопроводная вода^a

~16

~13

~37

Раствор HNO₃ в водопроводной воде с рН 2-3

~33

Раствор NH₄OH в водопроводной воде с рН 9-10

~54

~53

~70

^a Состав водопроводной воды, мг-экв/л: Na⁺ 0.28, K⁺ 0.1, Mg²⁺ 0.82, Ca²⁺ 2.1, Cl^- 0.13, SO_2- 0.6, HCO_– 2.57; общее солесодержание

0.23 г/л, pH 7.8-8.2; то же в табл. 5, 6.

ет предположение о том, что степень поглощения

пень поглощения ⁹⁰Sr²⁺ и ¹³⁷Cs⁺ из водопроводной

радионуклидов путем ионного обмена и комплексо-

воды заметно уменьшается и не превышает ~16%.

образования с 18К6 незначительна.

Для ⁹⁰Y³⁺ степень поглощения снижается незначи-

тельно. В то же время изменение рН раствора путем

Из литературы известно, что смешанные ферро-

добавления HNO₃ или NH₄OH практически не ска-

цианиды калия и уранила обладают высокой сорб-

зывается на степени поглощения исследуемых ра-

ционной эффективностью по отношению к различ-

дионуклидов. Как следует из табл. 3, степень погло-

ным радионуклидам [6, 14]. Поэтому представляло

щения ⁹⁰Sr²⁺ и ¹³⁷Cs⁺ на сорбенте SiO₂-ФЦ K-U из

интерес исследовать возможность применения сор-

водопроводной и дистиллированной воды в присут-

бентов на основе крупнопористого силикагеля

ствии HNO₃ или NH₄OH практически одинакова.

КСКГ, содержащего двойной ферроцианид калия и

Для ⁹⁰Y³⁺ степень поглощения отличается почти в

уранила (SiO₂-ФЦ K-U), для извлечения ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺

2 раза как в кислой, так и в щелочной среде. Это

и ¹³⁷Cs⁺ из водных растворов.

подтверждает наше предположение о различии в

Предварительные эксперименты показали, что

механизмах сорбции ⁹⁰Sr²⁺, ¹³⁷Cs⁺ и ⁹⁰Y³⁺.

равновесие в системах с сорбентом SiO₂-ФЦ K-U

Анализ степени сорбции ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ на

наступает через 4 ч контакта твердой и жидкой фаз.

сорбенте SiO₂-ФЦ K-U позволяет предположить, что

Поэтому все эксперименты по сорбции ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺

основной вклад в сорбционный процесс, по-види-

и ¹³⁷Cs⁺ на данном сорбенте из различных водных

мому, вносит образование малорастворимых сме-

растворов проводили в течение 240 мин.

шанных ферроцианидов уранила и ионов металлов.

В табл. 3 приведены данные по сорбции ⁹⁰Sr²⁺,

Помимо сорбента SiO₂-ФЦ K-U представляло ин-

⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ из различных водных растворов на

терес исследовать сорбенты на основе простых фер-

сорбенте SiO₂-ФЦ K-U. Cтепень поглощения ⁹⁰Sr²⁺

роцианидов d-элементов, которые обладают высо-

и ¹³⁷Cs⁺ этим сорбентом из дистиллированной воды

кой сорбционной способностью в отношении ¹³⁷Cs⁺

в 1.5-2 раза выше, чем сорбентами SiO₂-M-Амк-

[15]. Предварительные эксперименты показали, что

18К6 (M = Cu, Ni, Zn) (табл. 2). Однако для ⁹⁰Y³⁺ она

равновесие в системах с сорбентом на основе круп-

практически в 2 раза меньше. Наблюдаемое разли-

нопористого силикагеля МСКГ, содержащего ферро-

чие связано, по-видимому, с различным механизмом

цианиды d-элементов (SiO₂-ФЦ M, M = Cu, Ni, Zn),

сорбции исследуемых радионуклидов на ФЦ K-U и

наступает через 100 мин контакта твердой и жидкой

SiO₂-M-Амк-18К6 (M = Cu, Ni, Zn).

фаз. Поэтому все эксперименты по сорбции ¹³⁷Cs⁺,

Подкисление раствора добавлением HNO₃ при-

⁸⁵Sr²⁺ и ¹⁵²Eu³⁺ на данных сорбентах из различных

водит к существенному изменению степени погло-

водных растворов проводили в течение 100 мин.

щения ⁹⁰Sr²⁺и ⁹⁰Y³⁺. При уменьшении pH до 2-3 сте-

В табл. 4 приведены данные по сорбции ¹³⁷Cs⁺,

пень поглощения ⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ уменьшается и не

⁸⁵Sr²⁺ и ¹⁵²Eu³⁺ из различных водных растворов на

превышает ~13%. При увеличении рН до 9-10 пу-

сорбентах SiO₂-ФЦ M (M = Cu, Ni, Zn). Степень

тем добавления NH₄OH степень поглощения дан-

поглощения ¹³⁷Cs⁺ во всех случаях достаточно низ-

ных радионуклидов составляет ~36-54%. При этом

кая и не превышает ~25.0%. Это позволяет сделать

степень поглощения ¹³⁷Cs⁺ не зависит от рН раство-

следующие выводы. Во-первых, сорбция ¹³⁷Cs⁺, про-

ра и находится на уровне ~36-58%.

текающая путем ионного обмена с ионами d-эле-

В отличие от дистиллированной воды в реальных

ментов, малоэффективна. Во-вторых, затруднено об-

растворах присутствует большое количество посто-

разование смешанных ферроцианидов ¹³⁷Cs⁺ и d-эле-

ронних ионов, которые существенно влияют на

ментов, малорастворимых в воде. В-третьих, в про-

сорбцию. Действительно, как видно из табл. 3, сте-

цессе синтеза произошло образование силикатов

С. А. Кулюхин и др.

Таблица 4. Данные по сорбции ¹³⁷Cs⁺, ⁸⁵Sr²⁺ и ¹⁵²Eu³⁺ из

кагеле в дистиллированной воде. В присутствии

водных растворов на сорбентах, содержащих ферроциа-

посторонних ионов сорбция Sr резко снижается, что

ниды d-элементов, при 25°С ([Cs⁺] = [Sr²⁺] = [Eu³⁺] =

позволяет сделать вывод о том, что сорбция Sr про-

10^-5 моль/л, pH 5-6, V/m = 1000 мл/г, время контакта

текает путем ионного обмена.

твердой и жидкой фаз 100 мин, d = 0.5-1.0 мм)

Помимо крупнопористого силикагеля в качестве

Степень

[М],^a

[NaNO₃],

матриц для сорбентов исследован гранулированный

Сорбент

поглощения, %

мас%

г/л

активированный уголь марки БАУ-А. Известно, что

¹³⁷Cs⁺

⁸⁵Sr²⁺

¹⁵²Eu³⁺

на активированном угле сорбция протекает преиму-

~12

~72

~20

SiO₂-ФЦ 8Cu-2Ni

щественно по молекулярному механизму, т.е. одно-

~21

~39

временно с адсорбцией растворенного вещества про-

~18

~81

~14

SiO₂-ФЦ 6Cu-4Zn

исходит адсорбция растворителя. Зависимость ад-

~22

~40

сорбции от строения молекул адсорбата очень слож-

~15

~96

~38

SiO₂-ФЦ Cu-Амк

5.9

на, и вывести какие-либо закономерности довольно

~22

~24

трудно [16]. При этом следует учитывать, что в ре-

~10

~80

~32

SiO₂-ФЦ Ni-Амк

3.2

альных растворах присутствует большое количест-

~20

~19

во посторонних ионов, которые существенно влия-

^a [M] - общее исходное содержание металла в сорбенте.

ют на адсорбцию. В связи с этим рабочие растворы

Таблица 5. Данные по сорбции ¹³⁷Cs⁺,⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ из

¹³⁷Cs⁺,⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ готовили на основе водопровод-

водопроводной воды на образцах БАУ-А с модифициро-

ной воды, состав которой приведен выше.

ванной в нитрующей атмосфере поверхностью ([Cs⁺] =

Предварительные эксперименты показали, что

[Sr²⁺] = 10^-5 моль/л, время контакта твердой и жидкой

равновесие в системах с различными сорбентами на

фаз 240 мин, V/m = 100 мл/г, T = 298 К)

основе БАУ-А наступает через 100-240 мин контак-

Степень поглощения, %

Радионуклид

та твердой и жидкой фаз, поэтому все эксперимен-

III

ты по сорбции ¹³⁷Cs,⁹⁰Sr и ⁹⁰Y на различных образ-

¹³⁷Cs⁺

~20

~15

~23

~17

цах БАУ-А из водопроводной воды проводили в

⁹⁰Sr²⁺

~32

~82

~80

~82

течение 240 мин.

⁹⁰Y³⁺

~94

~90

~91

~93

В табл. 5 приведены данные по сорбции ¹³⁷Cs⁺,

⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ из водопроводной воды на образцах

d-элементов, имеющих низкую сорбционную спо-

БАУ-А с модифицированной в нитрующей атмо-

собность по отношению к исследуемым радионук-

сфере поверхностью. Как видно из табл. 5, сорбци-

лидам.

онное поведение ионов ¹³⁷Cs⁺,⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ заметно

Степень поглощения ¹⁵²Eu³⁺ также невелика и не

различается.

превышает ~40%. Поскольку ¹⁵²Eu³⁺ в растворах

при рН 5-6 может находиться как в ионной форме,

Для образца I степень извлечения ¹³⁷Cs⁺, ⁹⁰Sr²⁺ и

так и в виде гидроксокомплексов, можно сделать

⁹⁰Y³⁺ из водопроводной воды составляет ~20, ~32 и

вывод о том, что образование полиядерных ком-

~94% соответственно. Такое различие в поведении

плексов между аммиакатами d-элементов и гидро-

¹³⁷Cs⁺, ⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ невозможно объяснить образо-

ксокомплексами ¹⁵²Eu³⁺ либо не имеет места, либо

ванием гидроксокомплексов ⁹⁰Y³⁺, поскольку, как

не вносит существенного вклада в сорбцию ¹⁵²Eu³⁺

отмечалось выше, в дистиллированной воде при

на исследованных сорбентах.

pH 5-6 ⁹⁰Y³⁺ присутствует только в виде аква-ионов

⁹⁰Y³⁺. На основании этого можно предположить, что

На степень поглощения как ¹³⁷Cs⁺,так и ¹⁵²Eu³⁺

сорбция радионуклидов, протекающая путем ион-

заметно влияет солевой фон раствора. Как видно из

ного обмена ⁹⁰Sr²⁺, ⁹⁰Y³⁺ и ¹³⁷Cs⁺ с ионами H⁺, при-

табл. 4, степень поглощения обоих радионуклидов в

сутствующими на поверхности угля, по-видимому,

дистиллированной воде и водном растворе 10 г/л

сильно зависит от эффективного заряда сорбируе-

NaNO₃ отличается в 2 и более раз.

мого катиона и практически не зависит от размера

Что касается ⁸⁵Sr²⁺, то для него степень поглоще-

аква-иона.

ния сильно зависит от содержания солей в растворе.

Модифицирование поверхности угля практиче-

Так, в дистиллированной воде степень поглощения

ски не сказывается на степени извлечения ¹³⁷Cs⁺ и

⁸⁵Sr²⁺ находится в интервале от ~72 до ~96%. В то

⁹⁰Y³⁺ из водопроводной воды. Как видно из табл. 5,

же время в водном растворе 10 г/л NaNO₃ степень

степень извлечения ¹³⁷Cs⁺ и ⁹⁰Y³⁺ из водопроводной

поглощения во всех случаях не превышает ~9.0%,

воды на образцах II-IV составляет ~15-23 и ~90-

т.е. уменьшается более чем в 8-10 раз. Поскольку

93% соответственно. Полученные значения близки

ферроцианиды переходных металлов не сорбируют

к аналогичным величинам для образца I.

ЩЗЭ, то наблюдаемое явление связано, по-

видимому, с неспецифической сорбцией Sr на сили-

Для ⁹⁰Sr²⁺ модифицирование поверхности образ-

Модифицированные сорбенты на основе активированного угля БАУ-А

Таблица 6. Данные по сорбции ¹³⁷Cs⁺, ⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ из

проводной воды практически не изменилась. Это

водопроводной воды на образцах БАУ-А, модифициро-

позволяет однозначно заключить, что сорбция

ванных N-содержащими соединениями ([Cs⁺] = [Sr²⁺] =

¹³⁷Cs⁺ и ⁹⁰Sr²⁺ на модифицированных образцах угля

10^-5 моль/л, время контакта твердой и жидкой фаз

протекает в основном за счет ионного обмена.

240 мин, V/m = 100 мл/г, T = 298 К)

Помимо радионуклидов на сорбентах на основе

Степень поглощения, %

Радионуклид

активированного угля БАУ-А исследовали сорбцию

VII

ионов цветных металлов М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb).

¹³⁷Cs⁺

~20

~32

~26

~34

Предварительные эксперименты показали, что рав-

⁹⁰Sr²⁺

~32

~22

~37

~24

новесие в системах с различными сорбентами на

⁹⁰Y³⁺

~94

~24

~26

~28

основе БАУ-А наступает через 10-100 мин контакта

твердой и жидкой фаз, поэтому все эксперименты

цов в нитрующей атмосфере заметно влияет на сте-

по сорбции М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) на различных

пень его извлечения из водопроводной воды. Сте-

образцах БАУ-А из дистиллированной воды и вод-

пень извлечения ⁹⁰Sr²⁺ из водопроводной воды на

ного раствора 0.5 моль/л NaNO₃ проводили в тече-

образцах II-IV примерно в 2.5 раза выше, чем на

ние 120 мин.

образце I, и составляет ~80-82% (табл. 5). Получен-

В табл. 7 приведены данные по сорбции М²⁺ (М =

ные данные позволяют предположить, что основной

Cu, Ni, Zn, Pb) из дистиллированной воды и водного

вклад в сорбцию ⁹⁰Sr²⁺ на модифицированных об-

раствора 0.5 моль/л NaNO₃ на образцах БАУ-А с мо-

разцах угля вносит ионный обмен на ОН-группах.

дифицированной в нитрующей атмосфере поверхно-

В табл. 6 приведены данные по сорбции ¹³⁷Cs⁺,

стью. Как видно из табл.

7, поведение ионов

⁹⁰Sr²⁺ и ⁹⁰Y³⁺ из водопроводной воды на образцах

d-элементов (Cu²⁺, Ni²⁺, Zn²⁺) и p-элемента (Pb²⁺) за-

БАУ-А, модифицированных N-содержащими соеди-

метно различается. Степень извлечения М²⁺ (М = Cu,

нениями. Как видно из табл. 6, в отличие от образ-

Ni, Zn) на образце I из дистиллированной воды прак-

цов II-IV степень сорбции ⁹⁰Y³⁺ на образцах V-VII

тически в 7 раз превышает аналогичное значение для

из водопроводной воды резко снизилась по сравне-

Pb²⁺, при этом количество сорбированного металла

нию с чистым БАУ-А (образец I). Во всех случаях

на образце I для М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺ отлича-

она не превышает ~28%.

ется всего в ~2 раза (~345 и ~165 мг на 1 г сорбента

соответственно).

Наблюдаемые зависимости позволяют сделать

предположение, что в данных системах сорбция ио-

После модифицирования поверхности БАУ-А в

нов металлов определяется не их взаимодействием с

нитрующей атмосфере, несмотря на увеличение ко-

N-содержащими соединениями, входящими в состав

личества функциональных групп, степень адсорб-

сорбентов, а плотностью заряда сорбируемого ка-

ции М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) из водных растворов сни-

тиона. В водопроводной воде при рН 7.8-8.2 воз-

жается, при этом максимальное снижение наблюда-

можно образование ⁹⁰Y(ОН)₊ и ⁹⁰Y(ОН)²⁺ в раство-

ется для Cu²⁺. Так, например, емкость образцов I и

рах с концентрацией Y³⁺, равной (5-9)·10^-3 моль/л

IV по Cu²⁺ различается приблизительно в 9 раз

[11]. Большой размер и маленький эффективный

(~350 и ~40 мг на 1 г сорбента соответственно).

заряд гидроксокомплесов Y³⁺ препятствуют эффек-

Сорбционная емкость уменьшается как среди эле-

тивной сорбции в микропорах угля путем как ион-

ментов (Ni > Zn > Cu), так и среди образцов сорбен-

ного обмена, так и физической сорбции.

тов (II > III > IV).

Для ¹³⁷Cs⁺ и ⁹⁰Sr²⁺ степень извлечения из водо-

В аналогичных условиях для Pb²⁺ наблюдается

Таблица 7. Данные по сорбции М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) из растворов на различных образцах БАУ-А ([M²⁺] =

10^-1 моль/л, время контакта твердой и жидкой фаз 120 мин, V/m = 100 мл/г, T = 298 К)

Количество М²⁺, сорбированного на образце

М²⁺

Раствор

III

ммоль/г

мг/г

ммоль/г

мг/г

ммоль/г

мг/г

ммоль/г

мг/г

~5.5

~350

~1.8

~115

~1.0

~65

~0.6

~40

~5.8

~340

~5.4

~315

~4.2

~245

~3.1

~180

Дистиллированная H₂O

~5.3

~350

~2.9

~190

~2.6

~170

~1.8

~120

~0.8

~165

~4.5

~935

~4.1

~850

~3.8

~790

~2.7

~170

~2.0

~130

~1.0

~65

~3.5

~220

Водный раствор

~3.2

~190

~3.2

~190

~0.5

~30

~4.0

~235

0.5 моль/л NaNO₃

~2.2

~145

~2.2

~145

~0.2

~15

~2.9

~190

~2.6

~540

~2.9

~600

~6.2

~1285

~3.5

~725

С. А. Кулюхин и др.

Таблица. 8 Долевое распределение химических форм

Анализ приведенных данных позволяет предпо-

М²⁺ (М - Cu, Ni, Zn, Pb) в водном растворе в зависимо-

ложить, что помимо состава химических форм ис-

сти от рН [17]

следованных элементов в растворе на адсорбцию

Доля формы

влияет размерный фактор. Ионы М²⁺ (М = Cu, Ni,

Форма

Cu²⁺

Ni²⁺

Zn²⁺

Pb²⁺

Zn) и Pb²⁺ заметно различаются как по ионным и

pH 6

pH 4

pH 6

pH 4

pH 6

pH 4

pH 6

pH 4

ковалентным радиусам, так и по координационным

М²⁺

0.02

0.07

0.91

0.82

0.11

числам в воде. Так, для М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) ионные

М(ОН)⁺

0.16

0.66

0.09

0.02

0.56

0.88

радиусы равны соответственно

0.072,

0.078 и

М(ОН)₂

0.83

0.82

0.25

0.99

0.16

0.42

0.01

0.083 нм, в то время как для Pb²⁺ ионный радиус

М(ОН)₃

0.17

0.01

равен 0.132 нм, т.е. приблизительно в 1.6-1.8 раза

больше [18]. Также для М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) коор-

резкое увеличение степени адсорбции на образцах

динационное число в воде равно 6, а для Pb²⁺ - 4.

II-IV (более чем в 5 раз). При этом степень извлече-

Различие в строении и размерах аква- и гидроксо-

ния Pb²⁺, как и для М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn), уменьшает-

комплексов может сказываться на кинетике диффу-

ся в ряду II > III > IV. Однако даже для образца IV,

зионных и адсорбционных процессов.

характеризующегося наименьшей степенью извле-

Наблюдаемые зависимости позволяют сделать

чения Pb²⁺, емкость превышает в ~5 раз емкость об-

вывод о том, что адсорбция М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и

разца I (~790 и ~165 мг на 1 г сорбента соответст-

Pb²⁺ протекает по двум механизмам, а именно физи-

венно).

ческой сорбции и хемосорбции. При этом вклад ка-

Наблюдаемое различие связано с множеством

ждого механизма в суммарную степень адсорбции

факторов, начиная с размеров и состава химических

для М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺ различен. К сожале-

форм М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺, принимающих

нию, нам не удалось определить вклад каждого от-

участие в процессах сорбции, и заканчивая прочно-

дельного механизма в общую степень сорбции ис-

стью связей M²⁺ с функциональными группами на

следованных элементов.

поверхности БАУ-А.

В отличие от дистиллированной воды в реаль-

В условиях экспериментов возможно образова-

ных растворах присутствует большое количество

ние аква- и гидроксокомплексов М²⁺ (М = Cu, Ni,

посторонних ионов, существенно влияющих на ад-

Zn, Pb). Установлено, что во всех случаях рН исход-

сорбцию. В табл. 7 приведены данные по сорбции

ных растворов равен 6. При контакте образцов I, III

М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) из водного раствора

и IV с водными азотнокислыми растворами иссле-

0.5 моль/л NaNO₃ на различных образцах БАУ-А.

дованных элементов pH маточного раствора после

Как видно из табл. 7, разница в адсорбции М²⁺ (М =

120 мин контакта остается равным 6. Для образца II

Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺ на образце I из водного раствора

pH маточного раствора уменьшается до 4. Анализ

0.5 моль/л NaNO₃ практически нивелируется. Сте-

диаграмм состояния исследованных ионов в зависи-

пень адсорбции металлов изменяется от ~22 до

мости от рН раствора позволил установить количе-

~32%, т.е. никакого различия между М²⁺ (М = Cu,

ственный состав различных химических форм эле-

Ni, Zn) и Pb²⁺ не наблюдается, как это имело место в

ментов, присутствующих в исходном и маточном

дистиллированной воде.

растворах (табл. 8 [17]). Исследованные элементы в

В то же время для М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺

растворе могут присутствовать в виде М²⁺, М(ОН)⁺,

наблюдается разнонаправленное изменение степени

М(ОН)₂ и М(ОН)_–. Образование более сложных гид-

адсорбции при переходе от дистиллированной воды

роксокомплексов, например М(ОН)_2-, не происхо-

к водному раствору 0.5 моль/л NaNO₃. Если для М²⁺

дит.

(М = Cu, Ni, Zn) степень поглощения на образце I из

Как видно из табл. 8, при рН 6 все элементы нахо-

водного раствора 0.5 моль/л NaNO₃ уменьшилась

дятся в виде гидроксокомплексов состава M(OH)2-n

практически в 2-3 раза по сравнению с сорбцией из

(n = 1-3). При этом Cu²⁺ и Zn²⁺ присутствуют, глав-

дистиллированной воды, то для Pb²⁺ данная величи-

ным образом, в виде нейтрального комплекса

на увеличилась более чем в 3 раза. Наблюдаемые

M(OH)₂. Для Ni²⁺ и Pb²⁺ характерно наличие как

зависимости позволяют заключить, что при перехо-

однозарядного, так и нейтрального комплекса. При

де от дистиллированной воды к водному раствору

этом для Pb²⁺ их содержание в растворе практиче-

0.5 моль/л NaNO₃ заметно изменяется состав и раз-

ски одинаково.

мер гидроксокомплексов М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) за

При pH 4 для Ni²⁺ и Zn²⁺ резко возрастает коли-

счет различного участия NO_–-ионов в построении

чество ионных форм М²⁺, в то время как для Cu²⁺ и

координационных сфер элементов. При этом в от-

Pb²⁺ по-прежнему преобладают гидроксокомпексы

личие от дистиллированной воды в водном растворе

состава M(OH)2-n (n = 1, 2). При рН 4 гидроксоком-

0.5 моль/л NaNO₃ физико-химические характери-

плексы состава М(ОН)_– отсутствуют.

стики гидроксокомплексов М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и

Модифицированные сорбенты на основе активированного угля БАУ-А

Таблица 9. Данные по сорбции М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) из растворов на различных образцах БАУ-А, модифициро-

ванных N-содержащими соединениями ([M²⁺] = 10^-1 моль/л, время контакта твердой и жидкой фаз 120 мин, V/m =

100 мл/г, T = 298 К)

Количество М²⁺, сорбированного на образце

М²⁺

Раствор

VII

ммоль/г

мг/г

ммоль/г

мг/г

ммоль/г

мг/г

ммоль/г

мг/г

~5.5

~350

~2.3

~145

~1.4

~90

~1.8

~115

~5.8

~340

~1.5

~90

~0.5

~30

Дистиллированная H₂O

~5.3

~350

~1.5

~100

~1.0

~65

~0.5

~35

~0.8

~165

~2.8

~580

~2.1

~435

~2.0

~415

~2.7

~170

~2.5

~160

~1.3

~85

~4.4

~280

Водный раствор

~3.2

~190

~1.3

~75

~0.7

~40

0.5 моль/л NaNO₃

~2.2

~145

~1.3

~85

~0.8

~55

~0.3

~20

~2.6

~540

~4.0

~830

~4.8

~995

~4.9

~995

Pb²⁺ близки, что и определяет близость степени по-

вием различных гидроксокомплексов с функцио-

глощения элементов на образце I.

нальными группами на поверхности сорбента, но и

прочностью комплексов М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) с

В отличие от дистиллированной воды степень

N-содержащими соединениями, входящими в со-

адсорбции М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺ на образцах II

став сорбентов.

и IV из водного раствора 0.5 моль/л NaNO₃ близка и

изменяется одинаковым образом. Однако в отличие

Как было отмечено выше, во всех случаях рН

от дистиллированной воды минимум адсорбции всех

исходных растворов равен 6. При контакте образцов

элементов наблюдается на образце III. Для всех ис-

V и VII с водными азотнокислыми растворами ис-

следованных элементов степень адсорбции уменьша-

следованных элементов pH маточного раствора

ется в ряду IV > II > III. Наблюдаемый ряд связан,

после 120 мин контакта остается равным 6. Соглас-

по-видимому, с изменением количества функцио-

но данным, приведенным в табл. 8, в условиях экс-

нальных групп на поверхности БАУ-А после его

перимента исследованные элементы в растворе мо-

взаимодействия с водным раствором

0.5 моль/л

гут присутствовать в основном в виде М(ОН)⁺ и

NaNO₃. Выяснение данного вопроса может составить

М(ОН)₂. Доля остальных форм незначительна. Для

предмет самостоятельного исследования.

образца VI при контакте с водными азотнокислыми

растворами pH маточного раствора увеличивается

Помимо образцов БАУ-А, модифицированных в

до 8-9. В этих условиях, согласно данным работы

нитрующей атмосфере, в опытах по извлечению М²⁺

[17], исследованные элементы в основном находят-

(М = Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺ из водных растворов исполь-

ся в виде М(ОН)₂, М(ОН)_– и М(ОН)_2-. При этом за-

зовали сорбенты на основе БАУ-А, содержащие

метно возрастает доля не только M(OH)_–, но и

10 мас% ТЭА (образец V), ТЭДА (образец VI) и

M(OH)_2-. Таким образом, для образцов V и VII

CH₄N₂O (образец VII). В табл. 9 приведены данные

сорбция исследованных элементов определяется,

по сорбции М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) и Pb²⁺ на образцах

главным образом, взаимодействием с активными

БАУ-А, модифицированных N-содержащими соеди-

центрами сорбента положительных и нейтральных

нениями. Как видно из табл. 9, в отличие от чистого

гидроксокомплексов, в то время как для образца

БАУ-А и образцов II-IV степень сорбции Pb²⁺ на

VI - отрицательно заряженных гидроксокомплек-

образцах V-VII из дистиллированной воды и водно-

сов. Образование на поверхности сорбентов ионами

го раствора 0.5 моль/л NaNO₃ выше, чем для М²⁺

М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn, Pb) смешанных комплексов,

(М = Cu, Ni, Zn). Степень сорбции во всех случаях

включающих в свой состав одновременно N-содер-

изменяется в ряду Pb > Cu > Zn ≥ Ni, при этом для

жащие соединения и гидроксил-ионы, и определяет

Pb²⁺ адсорбция из водного раствора 0.5 моль/л

эффективность сорбции исследованных ионов ме-

NaNO₃ протекает эффективнее, чем из дистиллиро-

таллов. При этом вероятность образования смешан-

ванной воды. Емкость образцов V-VII по Pb²⁺ из

ных комплексов определяется лабильностью гидро-

водного раствора

0.5 моль/л NaNO₃ превышает

ксокомплексов металлов. Из-за инертности гидро-

~830 мг на 1 г сорбента. Следует отметить, что во

ксокомплексов М²⁺ (М = Cu, Ni, Zn) наблюдается

всех случаях степень сорбции Cu выше, чем у Ni и

уменьшение степени их адсорбции на образцах V-

Zn, хотя емкость образцов не превышает ~280 мг

VII по сравнению с образцом I. Для Pb²⁺ наблюда-

Cu²⁺ на 1 г сорбента.

ется противоположная зависимость, т.е. высокая

Наблюдаемые зависимости позволяют сделать

лабильность гидроксокомплексов Pb²⁺ приводит к

предположение, что в данных системах сорбция ио-

увеличению степени его сорбции на образцах V-

нов металлов определяется не только взаимодейст-

VII по сравнению с образцом I.

С. А. Кулюхин и др.

Таким образом, модифицированные гранулиро-

[7] Гимаева А. Р., Валинурова Э. Р., Игдавлетова Д. К. и др. //

Сорбционные и хроматографические процессы.

2012.

ванные сорбенты на основе активированного угля

Т. 12, N 2. С. 267-273.

БАУ-А могут быть использованы для очистки вод-

[8] Wang C., Liu J., Zhang Z. et al. // Ind. Eng. Chem. Res. 2012.

ных растворов от токсичных ионов некоторых d- и

Vol. 51, N 11. P. 4397-4406.

p-металлов, в том числе и радиоактивных, в различ-

[9] Unuabonah E. I., Olu-Owolabi B. I., Taubert A. et al. // Ind.

ных системах водоочистки и водоподготовки.

Eng. Chem. Res. 2013. Vol. 52, N 2. P. 578-585.

[10] Шарло Г. Методы аналитической химии. Количествен-

Работа выполнена при частичном финансирова-

ный анализ неорганических соединений. М.: Химия, 1957.

нии Министерством науки и высшего образования

Т. 2.

РФ (тема АААА-А16-116 021 990 023-6).

[11] Сорбенты на основе силикагеля в радиохимии / Под

ред. Б. Н. Ласкорина. М.: Атомиздат, 1977.

[12] Давыдов Ю. П., Давыдов Д. Ю. Формы нахождения ме-

Список литературы

талл-ионов (радионуклидов) в растворе. Минск: Белару-

ская навука, 2011. С. 178-179.

[1] Рябчиков Б. Е. Очистка жидких радиоактивных отходов.

[13] Хираока М. Краун-соединения. Свойства и применение.

М.: ДеЛи, 2008.

М.: Мир, 1986.

[2] Treatment of liquid effluent from uranium mines and mills:

[14] Милютин В. В., Гелис В. М., Клиндухов В. Г., Обручи-

IAEA TECDOC-1419. Vienna: IAEA, 2004.

ков А. В. // Радиохимия. 2004. Т. 46, N 5. С. 444-445.

[3] Климов Е. С., Бузаева М. В. Природные сорбенты и ком-

[15] Тананаев И. В., Сейфер Г. Б., Харитонов Ю. Я. и др. Хи-

плексоны в очистке сточных вод. Ульяновск: УлГТУ,

мия ферроцианидов. М.: Наука, 1971. 320 с.

2011. 201 с.

[16] Михайлов О. В., Татаринцев Т. Б. // ЖФХ. 2004. Т. 78,

[4] Долина Л. Ф. Сточные воды предприятий горной про-

N 1. С. 75-78.

мышленности и методы их очистки: Справ. пособие.

[17] Грег С., Синг К. Адсорбция, удельная поверхность, по-

Днепропетровск: Молодежная экологическая лига При-

ристость. М.: Мир, 1984. 310 с.

днепровья, 2000. 61 с.

[18] Расчет равновесий в аналитической химии // Информа-

[5] Кулюхин С. А., Красавина Е. П., Мизина Л. В. и др. // Ра-

ционный портал www.chemequ.ru. Дата посещения

диохимия. 2005. Т. 47, N 6. С. 528-533.

12.12.2017.

[6] Кулюхин С. А., Красавина Е. П., Горбачева М. П. и др. //

[19] Лидин Р. А., Андреева Л. Л., Молочко В. А. Константы

Радиохимия. 2007. Т. 49, N 1. С. 68-73.

неорганических веществ: Справочник. М.: Дрофа, 2006.