Наукові засади прогнозування поведінки радіонуклідів в довкіллі та дезактивації об'єктів природного середовища

З рис.20 видно, що з підвищенням вмісту ГК у зразку ГМ сорбція U(VІ) у кислій області рН зростає, що погоджується з даними про вплив ГК на сорбцію актиноїдів на оксидах (Al₂O₃, SіО₂), незалежно від їх хімічного складу. Це підвищення обумовлене більшим спорідненням U(VI) до ГК, ніж до монтморилоніту. Зниження сорбції при рН > 8,0 для зразка ГМ-0 обумовлене утворенням аніонних карбонатних форм, а для зразків ГМ-1 та ГМ-5 це зниження обумовлене, крім того, ще й десорбцією ГК з поверхні мінералу. ЕДТА змінює характер сорбції U(VІ) при різних рН: в області рН 2,5ч4,0 для ГМ-0 спостерігається зниження сорбції, що обумовлено утворенням не здатної до сорбції на мінералі форми UO₂HL^-, вміст якої сягає ? 90% при рН=4,0. З підвищенням у зразку вмісту ГК зниження сорбції стає менш вираженим, що обумовлено можливим зв'язуванням UO₂HL^- - форми кислотно-основними групами ГК. Однак при рН > 4,0 спостерігається підвищення сорбції з максимумом при рН_рівн=7 ч 8, де утворюються UO₂(ОН)HL^2- і (UO₂)₂(OH)₂H₂L₂^4-форми для всіх зразків ГМ. Сорбцію комплексних аніонних форм U(VІ): мономерної UO₂(OH)HL^2- і полімерної (UO₂)₂(OH)₂H₂L₂^4- можна пояснити, вочевидь, утворенням на поверхні мінералу потрійних для ГМ-0 комплексів типу [?S-U-L], а для ГМ-1 і ГМ-5 - комплексів [?S-ГК-U-L]. Зменшення сорбції при подальшому підвищенні рН в присутності ЕДТА обумовлене, як і для водних розчинів, утворенням карбонатних комплексів.

Cорбція Со(II) алюмосилікатами в присутності комплексоутворюючих лігандів. Розглянуто процеси сорбції Со(II) монтморилонітом і вплив на ці процеси реакцій комплексоутворення ЕДТА, НТА та ін. Для цього був проведений розрахунок відносного вмісту різних форм Со(II) у водному середовищі, що містить різні комплексоутворюючі ліганди. Результати розрахунків показали, що при концентрації 1·10^-4 М Со(ІІ) у водних розчинах перебуває переважно у вигляді вільного катіону Со²⁺ в достатньо широкій області рН (> 8,0). З подальшим підвищенням рН з'являються гідроксокатіонна форма Со(ОН)⁺, однак вміст її незначний, та гідроксидна Со(ОН)₂ - основна форма в області рН 10ч12. При рН>12 утворюється аніонна форма Со(ОН)₃^-. Разом з тим в присутності НТА, ЕДТА утворюються аніонні комплекси (Со-НТА^- 2,0<рН<11,0, Со-ЕДТА^2- рН>4, і менше утворюється Со-НЕДТА^- рН 2ч3), перевага яких над продуктами гідролізу Со(ІІ) має місце практично в усій області рН. Комплексоутворення з СО₃^2-, ФК та ГК для Со(ІІ) мало характерне, тому навіть відносно великий вміст ФК у розчині мало впливає на розподіл його форм. Комплекси «Co(ІІ)-ГР» утворюються в ширшій (2,0рН< 9), порівняно з U(VI), області рН, проте вони не є домінуючими в даному діапазоні рН.

На основі отриманих залежностей величин сорбції Со(ІІ) від рН водного розчину показано, що його сорбція залежить від рН, що обумовлене внеском функціональних груп бічних граней в ємність катіонного обміну.

Плато на кривій сорбції відповідає практично повному заповненню базальної поверхні мінералу іонами Со²⁺. При рН>6,0 сорбція Со(ІІ) відбувається на амфотерних групах бічної поверхні монтморилоніта, де сорбція проведена при вищій іонній силі. Підвищення величин сорбції Со(ІІ) при таких значеннях рН і невисоких його концентраціях у розчині обумовлене, очевидно, вибірковістю сорбції за участю більш кислотних місткових Mg-Si-OH*-груп, у порівнянні з Si-OH-групами, зв'язаними з алюмінієвими октаедрами. При високих рН (>8,0) сорбція відбувається за рахунок осадження гідроксидних колоїдів Со(ІІ) на поверхні мінералу. При цих значеннях рН має місце перехід Со(ІІ) у форму Co(OH)₂, яка присутня в розчині у вигляді колоїдних часточок, сорбція яких призводить до підвищення сорбції на негативно зарядженій поверхні мінералу. Іонна сила впливає на величину сорбції іонів Со(ІІ) (див. рис.21), особливо помітно це виражено як на обмінних центрах, обумовлених ізоморфізмом в структурі (2,0<рН<6,0), так і на бічних гранях (рН?6ч7,5) за електростатичним механізмом: з підвищенням іонної сили розчину сорбція Со(ІІ) знижується за рахунок стиснення подвійного електричного шару частинок монтморилоніта, і, як наслідок, зменшення величини заряду цих частинок. Навіть в дуже великих концентраціях ФК мало впливають на сорбцію іонів Со(ІІ) монтморилонітом.

На процес сорбції Со(ІІ) на монтморилоніті впливає НТА в молярному співвідношенні 5:1. Так, в кислій області рН (2,0) величини сорбції Со(ІІ) у присутності НТА в 2-2,5 рази вищі, ніж з чистого розчину: очевидно, окрім сорбції Со(ІІ) на базальній поверхні мінералу, відбувається сорбція СоL^- за електростатичним механізмом на алюмінольних групах мінералу з утворенням зовнішньосферних комплексів, координованих через молекулу ліганда: AlOH₂⁺ + CoL^- = AlOH₂⁺ -- LCo. Підтвердженням утворення таких комплексів Со(ІІ) є залежність величин сорбції від іонної сили розчину. При збільшенні рН від бічних груп відщеплюються протони, і сорбція за таким механізмом стає неможливою, що призводить до зменшення сорбції комплексів Со(ІІ). Проведені дослідження показали, що повне пригнічення сорбції Со(ІІ) розчинами НТА в нейтральній області рН спостерігається при співвідношенні НТА:Со(ІІ) =3:1. Вплив ЕДТА на сорбцію Со(II) схожий для НТА, проте внаслідок вищої стійкості комплексів «Со-ЕДТА», пригнічення сорбції виражається сильніше, ніж у випадку з НТА. Утворення

потрійних комплексів, координованих через молекулу ліганда, тут практично не помітне і повне пригнічення сорбції Со(II) на мінералі відбувається вже при еквімолярному співвідношенні Со: ЕДТА.

Таким чином, особливості міграційної поведінки U(VI), Th(IV) та Со(II) значною мірою визначаються їх станом і формою знаходження в об'єктах навколишнього середовища, що має важливе значення для прогнозування напряму та інтенсивності міграції їх сполук в довкіллі, і, що надзвичайно важливо, - для визначення методів дезактивації та оцінки ефективності останніх. Показано, що ФК мають істотний вплив на сорбцію U(VI) і Th(IV) природними мінералами не тільки в кислому, а і в нейтральному і лужному середовищах, особливо для Th(IV) (для них визначено константи утворення розчинних гідроксофульватних комплексів), тим самим змінюючи їх міграційну здатність. Як приклад, показано отримані дані для Th(IV), проте не виключена можливість утворення і уранільних гідроксофульватних комплексів UO₂(OH)₂ФК₂. При цьому молярне співвідношення UO₂²⁺ і ФК в комплексах такого типу не змінюється, як і для Eu(III), на відміну від Th(ФК)₂ і Th(OH)₃ФК.

Розділ 6. Вилучення радіонуклідів з об'єктів навколишнього середовища. Розділ присвячено визначенню ефективності дезактивації водних середовищ, шламів та грунтів на основі встановлення домінуючих форм радіонуклідів в залежності від фізико-хімічних характеристик водних середовищ та грунтів. Показана можливість застосування коагуляційно-сорбційного методу з використанням природних алюмосилікатів при очищенні природних поверхневих гумусовмісних вод не тільки від радіонуклідів з високою схильністю до гідролізу та комплексоутворення на прикладі U(VI) та Eu(III), а й іоннорозчинних ¹³⁷Cs та ⁹⁰Sr. Проведено наукове обгрунтування використання осаджувально-сорбційно-коагуляційної технології для очищення радіоактивно забруднених гумусовмісних стічних вод від іонів важких металів та радіонуклідів з підвищеним вмістом ⁹⁰Sr на прикладі стічних вод шламовідстійників.

Значна увага приділена визначенню ефективності дезактивації радіонуклідвмісних глинистих шламів хімічними та електрохімічними методами з використанням реагентів-інтенсифікаторів. Вилуговуюча здатність реагентів визначається, в першу чергу, стійкістю з ними комплексних сполук радіонуклідів. Крім того, важливе значення має як концентрація вилуговуючого агента, так і рН розчину. Найкращим десорбуючим агентом для U(VІ) є ЕДТА: в області 5·10^-4 5·10^-2 М практично повністю можна десорбувати U(VІ) при співвідношенні V/m ? 250 см³/г, а при концентрації ЕДТА 0,05 М і V/m = 25 см³/г вимивається тільки ~ 70% U(VІ).

Така ефективність реагенту обумовлена утворенням у широкій області рН (2,5ч8,0) негативно заряджених трилонатних форм U(VІ): UO₂HL^- і UO₂L^2-. Розрахунки форм знаходження U(VІ) (рис. 24-б) показали, що використання ЕДТА в якості вилуговуючого реагенту в реальних умовах очищення грунтів (наявність глинистих компонентів, карбонат-іонів) доцільне в області рН?5,0.

Саме використання амонійних солей ЕДТА дозволяє підтримувати рН вилуговуючого розчину на рівні 4,0-5,0. Проте для ГМ - зразків, особливо, для ГМ-5 повне вилуговування U(VІ) не досягається навіть при С_ЕДТА = 0,05 М, що свідчить про суттєвий вплив осаджених ГР на поверхні глинистих компонентів грунтів. Враховуючи, що U(VІ) утворює стійкі трикарбонатуранільні комплекси в лужній області рН, було досліджено вплив концентрації карбонатів: показано, що з її збільшенням ступінь десорбції зростає, що зумовлене як утворенням розчинних карбонатних комплексів, так і розчиненням самих ГК в лужній області рН (10,0-11,0). Повне вилуговування спостерігається для ГМ-5 при концентрації Na₂CO₃ = 0,01 М.

Крім впливу концентрації осаджених ГК на поверхні глинистих мінералів на ефективність реагентної дезактивації грунтів суттєве значення має вміст самих глинистих компонентів, що впливатиме на фільтраційну здатність грунтів при реагентній промивці. NH₄⁺-форма ЕДТА, на відміну від Na-, є ефективним вилуговуючим реагентом для досягнення ефективного фільтрування глиновмісних ґрунтів та шламів, забезпечує високий ступінь очищення за рахунок утворення розчинних форм металів з «сильним» комплексоутворюючим лігандом, зокрема для U(VI) та Co(II), при порівняно невисоких концентраціях реагенту. Такі властивості реагенту сприяють значному розширенню функціональних можливостей способу, внаслідок чого технологія реагентної ремедіації ґрунтів та шламів стає більш ефективною, здешевлюється та стає екологічно чистою. Слід зазначити, що ступінь заміщення Н⁺-іонів в ЕДТА на NH₄⁺ залежатиме від вмісту глинистих компонентів у ґрунті чи шламі: при вмісті глинистих компонентів >10% необхідно використовувати триамонійну сіль ЕДТА, що сприятиме покращенню фільтраційних властивостей ґрунту, оскільки при вирішенні питання про можливість застосування реагентного чи електрокінетичного методу очистки грунту надзвичайно важливою характеристикою грунтів є їх фільтраційна здатність.

Для очищення грунтів з високим вмістом глинистих компонентів більш ефективним є електроремедіаційний метод, оскільки масоперенос токсикантів в значній мірі визначається електроосмосом. Проте проведене дослідження процесу електрохімічного очищення глинистих шламів, забруднених радіонуклідами - ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, U(VI) і Co(II), показало, що застосування цього методу також має свої особливості: залежить від зміни значень рН, що обумовлене електродними процесами, режиму подачі напруги. Суттєво прискорюють також електроремедіаційні процеси реагенти-інтенсифікатори: іонообмінне заміщення іонів кристалічних граток алюмосилікатів та утворення розчинних комплексних сполук переважно для токсикантів-комплексоутворювачів.

Таким чином, проведені дослідження показали, що на основі визначення форм знаходження радіонуклідів в значній мірі можна прогнозувати ефективність процесів дезактивації об'єктів навколишнього середовища, вибирати умови та методи дезактивації, які, в свою чергу, суттєво визначатимуться характером радіоактивного забруднення та фізико-хімічними властивостями водних середовищ (рН, концентрація і природа як радіонуклідів, так і комплексоутворюючих лігандів), грунтів та шламів (вміст природних органічних речовин, глинистого компоненту), причому природа алюмосилікатної складової відіграватиме визначальну роль, що обумовлено механізмом поглинання іонів металів.

Висновки

У дисертації наведено вирішення екологічної проблеми створення наукових засад прогнозування поведінки радіонуклідів в об'єктах довкілля, необхідних для сучасних підходів до оцінювання розвитку ситуації при радіоактивному забрудненні водних середовищ та грунтів та науковому обгрунтуванні їх ефективної дезактивації. Аналіз літератури показав, що дослідження в цьому напрямку обмежуються визначенням розчинності радіонуклідів різними реагентами, їх агрегатного стану, або взаємодії з тим чи іншим компонентом без урахування фізико-хімічних особливостей об'єктів довкілля і, відповідно, хімічних форм знаходження самих радіоізотопів, в той час як роль всіх цих факторів виявляється досить суттєвою, а подекуди й вирішальною.

1. Вперше одержані вичерпні дані про форми знаходження і взаємодію радіонуклідів ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, Eu(III) (¹⁵²Eu), U(VI), Th(IV), Co(II) (⁶⁰Со) (з використанням радіоактивних міток) зі складовими навколишнього середовища на основі всебічних хімічних, фізико-хімічних і фізичних досліджень, як основи прогнозування міграційної поведінки радіонуклідів і вилучення їх з довкілля.

2. Показано, що для перешкоджання поширенню радіоактивного забруднення на чисті території важливим є ступінь іммобілізації сполук радіонуклідів глинистими компонентами грунтів, який визначається, в першу чергу, не ємністю глинистого мінералу (має суттєве значення), а природою радіонуклідів, хімічними формами їх знаходження, а також фізико-хімічними властивостями об'єктів довкілля (рН, вмістом мінеральної складової грунтів, природних та техногенних комплексоутворюючих лігандів).

3. Вперше проведено систематичні дослідження з впливу природних гумусових речовин (як розчинних, так і осаджених на поверхні мінералів) на сорбційну поведінку радіонуклідів з підвищеною схильністю до комплексоутворення та гідролізу: показано суттєве зниження сорбції радіонуклідів не тільки в кислому, але й в нейтральному, і навіть лужному середовищах, що обумовлене утворенням розчинних гідроксофульватних комплексів. Це призводить до збільшення міграції розчинних форм радіонуклідів.

4. Вперше для Th(IV), як елементу з високою схильністю до гідролізу з утворенням нерозчинних колоїдних форм, визначено константи утворення розчинних гідроксофульватних комплексів, що дає можливість прогнозувати шляхи його міграції в гумусовмісних середовищах.

5. Доведено, що наявність в водному середовищі гумінових речовин впливає на сорбцію не тільки елементів - сильних комплексоутворювачів - U(VI), Eu(III), а й таких, як ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, що обумовлене як блокуванням найбільш селективних сорбційних центрів мінералів гумусовими кислотами внаслідок їх осадження, так і комплексоутворенням з ними.

6. Встановлено причини досить інтенсивної міграції радіонуклідів ⁹⁰Sr в довкіллі та високої схильності до фіксації ¹³⁷Cs мінеральними компонентами грунтів, що дозволяє здійснювати загальну оцінку розповсюдження радіонуклідів в довкіллі та прогнозувати їх динаміку.

7. Всебічно розглянуто ефективність використання дисперсних глинистих мінералів для вилучення іонних та колоїдних форм радіонуклідів з водних середовищ сорбційним методом та їх вплив при дезактивації грунтів. Визначено негативний вплив комплексоутворюючих реагентів при очищенні водних середовищ з використанням природних алюмосилікатів та позитивний при використанні інших методів (наприклад, комплексоутворення-ультрафільтрації), а також в процесах дезактивації радіонуклідвмісних шламів, грунтів, особливо від сполук U(VI), як одного з найбільш проблемних для вилучення.

8. Науково обгрунтовано вибір методів дезактивації гумусовмісних водних середовищ, ефективних реагентів для дезактивації грунтів та глиновмісних шламів в залежності від їх фізико-хімічних властивостей, хімічної природи радіонуклідів, стійкості їхніх комплексних сполук з десорбуючими лігандами.

Список опублікованих праць здобувача за темою дисертації

1. Пшинко Г.Н. Влияние комплексообразователей на процессы сорбционной очистки кобальтсодержащих вод / Г.Н. Пшинко // Химия и технология воды. 2008. Т.30, № 4. С. 358-365.

2. Пшинко Г.Н. Влияние гуминовых веществ на сорбцию радионуклидов монтмориллонитом / Г.Н. Пшинко // Химия и технология воды. 2009. Т.31, № 3. С.286 -299.

3. Очистка вод от Cs-137 и Sr-90 с использованием природных и активированных слоистых и слоисто-ленточных силикатов / Б.Ю. Корнилович, Г.Н. Пшинко, А.А. Косоруков, А.Н. Масько, Л.Н. Спасенова, Т.Н. Дрегваль //Химия и технология воды. 1991. Т.13, № 11. С.1025-1029.

Участь у проведенні сорбційних експериментальних досліджень, трактуванні отриманих результатів.

4. Влияние фульвокислот на сорбцию Eu(III) минеральными компонентами почв / Б.Ю. Корнилович, А.Н. Масько, Г.Н. Пшинко, Л.Н. Спасенова // Радиохимия. 1997. Т.39, № 4. С. 370-374.

5. Комплексообразование в системе «Eu(ІІІ)-гумусовое вещество-слоистый силикат» / В.В. Гончарук, Б.Ю. Корнилович, Г.Н. Пшинко, Л.Н. Спасенова //Доповіді Національної академії наук України.2000. №5.С.145-149.

6. Influence of Humic Substances on the Sorption Interactions between Lanthanide and Actinide Ions and Clay Minerals / B. Kornilovich, G. Pshinko, L. Spasenova, I. Kovalchuk //Adsorption, Science & Technology. - 2000. V. 18, N 10. - P. 873-880.

7. Корнилович Б. Ю. Влияние гуминовых веществ на сорбцию цезия-137 минеральными компонентами почв / Б.Ю. Корнилович, Г.Н. Пшинко, Л.Н. Спасенова // Радиохимия. 2000. Т.42, № 1. С. 92-96.

[4-7] Постановка задач і експериментальних досліджень з сорбції та комплексоутворення, їх проведення, участь в трактуванні отриманих результатів та написання статей.

8. Очистка воды от урана методом ультрафильтрации / Б.Ю. Корнилович, И.А. Ковальчук, Г.Н. Пшинко, Е.А. Цапюк, А.П. Криворучко // Химия и технология воды. - 2000. Т.22, №1. С. 66-73.

Участь в загальній постановці задач, планування експериментальних досліджень, трактування результатів, написання статті.

9. Сорбционные материалы цеолитоподобной структуры для очистки воды от радионуклидов / Б.Ю. Корнилович, А.А. Косоруков, Г.Н. Пшинко, Л.Г. Надел, В.В. Налетов //Сорбционные и хроматографические процессы, 2001. Т.1, вып. 5. С.772-779.

Участь в загальній постановці задач, постановка сорбційних експериментальних досліджень, їх проведення, трактування отриманих результатів та написання статті.

10. Очистка природных и сточных вод от соединений урана/ В.В. Гончарук, Б.Ю. Корнилович, В.М. Павленко, М.И. Бабак, Г.Н. Пшинко, Б.В. Письменный, И.А. Ковальчук, В.Г. Сафронова //Химия и технология воды. - 2001. - Т. 23, № 4. - С. 410-418.

11. Корнилович Б. Ю. Влияние фульвокислот на взаимодействие U(VI) с глинистыми компонентами почв / Б.Ю. Корнилович, Г.Н. Пшинко, И.А. Ковальчук // Радиохимия. -2001. Т.43, № 5.- С. 464-467.

[10,11]Участь у постановці задач, планування експериментальних досліджень, участь в їх проведенні, обговоренні результатів та написання статей.

12. Pshinko G. Complexation and sorption of europium(III) Ions onto Clay Minerals in the Presence of Fulvic Acids/ G. Pshinko, L. Spasenova, B. Kornilovich // Adsorption Science & Technology. 2004. V.22, N 8. P. 629-638.

Загальна постановка задач та експериментальних досліджень, їх проведення, розрахунки комплексоутворення, участь в трактуванні отриманих результатів та написання статті.

13. Электрохимическая дезактивация радиоактивно загрязненных глиносодержащих шламов / К. Аббруззесе, Б.Ю. Корнилович, Н.А. Мищук, Г.Н. Пшинко, Р.Е. Клищенко //Химия и технология воды.- 2004.-Т.26,№3.-С.247-259.

14. Enhanced electrokinetic remediation of metals-contaminated clay/ B. Коrnilovich, N. Mishchuk, К. Abbruzzese, G. Pshinko, R. Кlishchenko //Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects. 2005. V.265. P.114-123.

[13,14] Участь в постановці задач, плануванні та проведенні експериментальних досліджень, вибір комплексоутворюючих лігандів, участь в обговоренні результатів та в написанні статті.

15. Боголепов А.А. Взаимодействие урана и кобальта с полиэтиленимином при очистке вод методом комплексообразования-ультрафильтрации / А.А. Боголепов, Г.Н. Пшинко, Б.Ю. Корнилович //Химия и технология воды.- 2005.- Т.27, № 4.- с.343-356.

Обгрунтування та реалізація ідеї досліджень, планування експериментів та участь в їх проведенні,участь в трактуванні отриманих результатів та написанні статті.

16. Корнилович Б.Ю. Влияние ЭДТА и НТА на сорбцию U(VI) глинистыми компонентами почв / Б.Ю. Корнилович, Г.Н. Пшинко, А.А. Боголепов // Радиохимия - 2006.- Т.48, № 6.- с.525-528.

17. Боголепов А.А. Влияние комплексообразователей на процессы сорбционной очистки вод, содержащих уран/ А.А. Боголепов, Г.Н. Пшинко, Б.Ю. Корнилович // Химия и технология воды.- 2007.- Т.29, № 1.- с. 18-26.

18. Сорбционная очистка воды от ⁹⁰Sr и его иммобилизация в керамических матрицах / Г.Н. Пшинко, Т.Г. Тимошенко, Б.Ю. Корнилович, Е.В. Терликовский // Химия и технология воды. - 2007. -Т.29, № 3.- С. 262-274.

19. Пшинко Г.Н. Влияние фульвокислот на сорбцию Th(IV) на монтмориллоните/ Г.Н. Пшинко, Т.Г. Тимошенко, А.А. Боголепов // Радиохимия. ? 2009. ? 51, № 1. ? С.80-83.

20. Влияние природной модификации поверхности глинистых компонентов почв на сорбцию U(VI) в присутствии комплексообразующих реагентов / Г.Н. Пшинко, А.А. Боголепов, С.А. Кобец, В.В. Гончарук //Доповіді Національної академії наук України. 2009. №5. С.160-167.

[16-20] Постановка задач, відпрацювання методики розрахунку форм знаходження металів, вибір комплексоутворюючих реагентів, прогнозування поведінки радіонуклідів на основі визначених їх форм, загальна постановка експериментальних досліджень, участь в їх проведенні, трактуванні отриманих результатів та написанні статей.

21. Пат. 28654 Україна, МПК 7 СО2F1/28,1/52,G21F9/04. Спосіб очистки води від радіоізотопів/ Л.М. Спасьонова, Б.Ю. Корнілович, Г.М. Пшинко, А.П. Криворучко; Заявник та власник патенту Інститут колоїдної та хімії води ім.А.В.Думанського НАН України - №97084076; заявл.01.08.1997; опубл.15.08.2003, Бюл. № 8.

22. Пат. 77610 Україна, МПК CO2F 1/28, Co2F 1/58, G21F 9/04 G21F 9/12. Спосіб очистки води від радіонуклідів стронцію / Б.Ю. Корнілович, Т.Г. Тимошенко, Г.Н. Пшинко, Є.В. Терліковський; Заявник та власник патенту Інститут колоїдної та хімії води ім.А.В.Думанського НАН України - №а 200510068; заявл.25.10.2005; опубл.15.12.2006, Бюл. № 12.

23. Пат. 77686 Україна, МПК С21F 9/12,СО2F 1/28. Сорбент для очистки води від радіостронцію / Б.Ю. Корнілович, Г.М. Пшинко, Є.В. Терліковський, В.А.Завгородній, Т.Г. Тимошенко; Заявник та власник патенту Інститут колоїдної та хімії води ім.А.В.Думанського НАН України - №2004031563; заявл. 03.03.2004; опубл.15.01.2007, Бюл. № 1.

[21-23] Висунення ідеї способу очистки води в присутності гумусових речовин, використання сорбенту на основі клиноптилоліту і модифікованого бентоніту, постановка та участь в проведенні експериментальних досліджень, обговоренні отриманих результатів та оформленні заявок на патент.

24. Пат. 82303 Україна, МПК С2 7 В 01J41/08, 41/12. Спосіб очищення глиновмісних ґрунтів та шламів / Б.Ю. Корнілович, Г.М. Пшинко, А.А. Боголєпов; Заявник та власник патенту Інститут колоїдної та хімії води ім.А.В.Думанського НАН України- № а200704606; заявл. 25.04.2007; опубл.25.03.2008, Бюл. № 6.

Обгрунтування ідеї використання амонійної форми ЕДТА для дезактивації глиновмісних грунтів та участь в реалізації експерименту та оформленні заявки.

25. Пшинко Г.Н. Взаимодействие уранил-ионов с линейным и разветвлённым полиэтилениминами в водных растворах / Г.Н. Пшинко, А.А. Боголепов, Б.Ю. Корнилович //Ядерні та радіаційні технології.- 2005.- Т.5, № 3-4.- с.12-20.

Постановка задач досліджень, планування експерименту, участь в його проведенні, трактуванні, обговоренні експериментальних результатів та написання статті.

26. Масько А.Н. Сорбционно-коагуляционная очистка радиоактивно загрязненных вод / А.Н. Масько, Г.Н. Пшинко, Л.Н. Спасeнова // Ядерні та радіаційні технології. - 2007. - Т. 6, №3-4. - С. 52-60.

Участь в постановці задач досліджень, плануванні експерименту, в його проведенні, трактуванні, обговоренні експериментальних результатів та написанні статті.

27. Kornilovich B. Complex formation and sorption of europium on clay minerals in presence of fulvic acids/ B. Kornilovich, G. Pshinko, L. Spasenova //Separation processes and equipment: 14^th International Congress of Chemical and Process Engineering, Сhisa 2000, 27-31 Aug., 2000: summaries. Praha, Czech Rep., 2000. - Part 2. P.240.

28. Kornilovich B. Remediation of radioactively contaminated soils, wastes and waters/ B. Kornilovich, G. Pshinko, L. Spasenova // Sorption methods and technologies in settlement of ecological and endoecological problems of the chernobyl accident: International seminar ENDOECOLOGY'2000, 14-17 Jul., 2000: program and abstracts. - Kiev, 2000. P.28-29.

29. Water purification from radionuclides using clay minerals/ B. Kornilovich, G. Pshinko, L. Spasenova, I. Kovalchuk // HUN-Pra-PARTEC International Conference on Practical Aspects of Particle Technology: 625^th Event of the European federation of chemical engineers, 21-24 Aug., 2001: proceedings. Budapest (Hungary), 2001. P. 323-326.

30. Pshinko G.N. Electrochemical remediation radioactive contaminated sludges/ G.N. Pshinko, R.E. Klischenko, B.Yu. Kornilovich// Theoretical and experimental studies of interfaсial phenomena and their technological applications: 7th Polish-Ukrainian Symposium, 15-18 Sept., 2003: program and proceedings. Lublin, 2003. - Р.182-184.

31. Pshinko G.N. Natural alumosilicates for water purification from the ⁹⁰Sr radionuclides. / G.N. Pshinko, T.G. Timoshenko, E.V. Terlikovsky, B.Yu. Kornilovich //Theoretical and experimental studies of interfaсial phenomena and their technological applications: VIII Ukrainian-Polish Symposium, 19-24 Sept., 2004: book and abstracts. - Odessa, SCSEIO, 2004. - P. 264 - 267.

32. Electroremediation of clay soils / B. Kornilovich, N. Mischuk, R. Klischenko, G. Pshinko, C. Abbruzzese // Interfaces Against Pollution: the third International Conference, 24-27 May, 2004: abstract book. Jьlich, Germany, 2004.- Р.A19.

33. Дезактивация глиносодержащих шламов с применением комплексонов / К.Аббруззесе, Б.Ю. Корнилович, Г.Н. Пшинко, Л.Н. Спасенова, Р.Е. Клищенко //Экология и здоровье человека. Охрана водного и воздушного бассейнов. Утилизация отходов: ХII международная научно-техническая конференция, 7-11 июн., 2004: материалы конференции. г. Бердянск, 2004. т.III. С. 599-601.

34. Боголепов А. Процессы сорбции - десорбции в системе «уран(VI)-монтмориллонит» в присутствии комплексообразователей/ А. Боголепов, Г. Пшинко, Б. Корнилович // Ecological Chemistry Latest advances: Third Іnternational Сonference, 20-21 May, 2005: book of proceedings. - Chisinau, Moldovа, 2005- с.79-80.

35. Bogolepov А. Sorption-desorption in the system U(VI) - humified montmorillonite/ А. Bogolepov, G. Pshinko, B. Kornilovich // Nanomaterials in chemistry, biology and medicine: NATO Advanced Research Workshop, 14-17 Sept., 2005: book of abstracts. Kyiv, 2005 - p.92.

36. Pshinko G. Physicochemical aspects of remediation processes in radionuclide contaminated grounds and waters / G. Pshinko, L. Spasonova, B. Kornilovich //Международный симпозиум по современной радиохимии «Радиохимия: достижения и перспективы»: ХVIII Менделеевский съезд по общей и прикладной химии, 23-28 сент., 2007: тезисы докладов. Москва, 2007. P. 324.

[27-36] Участь в загальній постановці задач, планування експериментальних досліджень, безпосередня участь в їх проведенні, трактуванні отриманих результатів, написання тез.

Размещено на Allbest.ru