Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах
The investigations of the electrokinetic decontamination of soil from uranium and copper are performed. It is shown that the joint action of electrochemical, physicochemical, and chemical factors promotes an essential nonuniformity and nonstationarity of electroosmosis and
 electromigration,...
Saved in:
| Date: | 2007 |
|---|---|
| Main Authors: | , , , , |
| Format: | Article |
| Language: | Ukrainian |
| Published: |
Видавничий дім "Академперіодика" НАН України
2007
|
| Subjects: | |
| Online Access: | https://nasplib.isofts.kiev.ua/handle/123456789/3827 |
| Tags: |
Add Tag
No Tags, Be the first to tag this record!
|
| Journal Title: | Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine |
| Cite this: | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах / Б.Ю. Корнілович, Н.О Міщук, О.Л. Маковецький, Л.М. Спасьонова, В.А. Завгороднiй // Доп. НАН України. — 2007. — № 12. — С. 143-149. — Бібліогр.: 10 назв. — укp. |
Institution
Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine| _version_ | 1860129102873231360 |
|---|---|
| author | Корнілович, Б.Ю. Міщук, Н.О Маковецький, О.Л. Спасьонова, Л.М. Завгородній, В.А. |
| author_facet | Корнілович, Б.Ю. Міщук, Н.О Маковецький, О.Л. Спасьонова, Л.М. Завгородній, В.А. |
| citation_txt | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах / Б.Ю. Корнілович, Н.О Міщук, О.Л. Маковецький, Л.М. Спасьонова, В.А. Завгороднiй // Доп. НАН України. — 2007. — № 12. — С. 143-149. — Бібліогр.: 10 назв. — укp. |
| collection | DSpace DC |
| description | The investigations of the electrokinetic decontamination of soil from uranium and copper are performed. It is shown that the joint action of electrochemical, physicochemical, and chemical factors promotes an essential nonuniformity and nonstationarity of electroosmosis and
electromigration, which decelerates the decontamination and complicates its optimization.
|
| first_indexed | 2025-12-07T17:43:39Z |
| format | Article |
| fulltext |
3. Сидоров Л.Н., Юровская М.А., Борщевский А.Я. и др. Фуллерены. – Москва: Экзамен, 2005. – 688 с.
4. Zhila R. S., Kameneva T.M., Kovtun G.O. Fullerenes C60 and C82 – bioantioxidants of simple lipids //
Ukr. – German. Symp. “Nanobiotechnology – Current State and Future Prosp. for Cooperation”: Thes.
Reports, Kyiv, Dec. 14–16, 2006. – Киев, 2006. – P. 169–170.
5. Ковтун Г.О., Жила Р.С., Каменєва Т.М. Обрив ланцюгiв окиснення органiчних сполук фулереном
C60 // Доп. НАН України. – 2007. – № 9. – С. 117–120.
6. Kovtun G.A., Kameneva T.M. Catalysis of organic compounds oxidation chains termination by nano-
clusters of metals // Materials Intern. Meeting “Сlusters and Nanostructured Materials” (CNM – 2006). –
Uzhgorod, Ukr., Oct. 9–12, 2006. – Ужгород, 2006. – P. 275–276.
7. Ковтун Г.А., Плужников В.А. Химия ингибиторов окисления. – Киев: Наук. думка, 1995. – 296 с.
8. Азатян В.В., Денисов Е. Т. Ингибирование цепных реакций. – Черноголовка: РАН, 1997. – 267 с.
9. Шендрик А.Н., Мыцык Н.П. Кинетические параметры окисления бензилового спирта // Кинетика
и катализ. – 1977. – 18, вып. 4. – С. 1077.
10. Могилевич М.М., Плисс Е.М. Окисление и окислительная полимеризация непредельных соедине-
ний. – Москва: Химия, 1990. – 240 с.
11. Тумановский Б.Л. Исследование методом ЭПР радикальных реакций C60 и C70 // Изв. АН. Сер. Хи-
мия. – 1996. – № 10. – С. 2396–2406.
12. Liangbing G., Shaohua H., Xiang Z., Aixin Z. et al. Fullerenes as a tert-Butylperoxy Radical Trap, Metal
Catalyzed Reaction of tert-Butyl Hydroperoxide with Fullerenes, and Formation of the First Fullerene
Mixed Peroxides C60(O)(OO t Bu)4 and C70(OO t Bu)10 // J. Amer. Chem. Soc. – 2002. – 124 (45). –
P. 13384–13385.
Надiйшло до редакцiї 29.05.2007Iнститут бiоорганiчної хiмiї
та нафтохiмiї НАН України, Київ
УДК 541.18:542.8:632.12.122
© 2007
Член-кореспондент НАН України Б. Ю. Корнiлович, Н. О. Мiщук,
О.Л. Маковецький, Л. М. Спасьонова, В. А. Завгороднiй
Нестацiонарнi електрокiнетичнi процеси в природних
дисперсних системах
The investigations of the electrokinetic decontamination of soil from uranium and copper are
performed. It is shown that the joint action of electrochemical, physicochemical, and chemi-
cal factors promotes an essential nonuniformity and nonstationarity of electroosmosis and
electromigration, which decelerates the decontamination and complicates its optimization.
Забруднення навколишнього середовища токсичними сполуками важких металiв та радiо-
нуклiдiв потребує вдосконалення iснуючих та розробки нових ефективних методiв їх вида-
лення з природних та техногенних дисперсних систем — грунтiв, мулiв, шламiв тощо. Серед
ремедiацiйних методiв одним з найбiльш перспективних є електрокiнетичний метод, що ба-
зується на використаннi електричного поля для видалення забруднювальних речовин [1, 2].
Виникаючи в дисперсному середовищi пiд впливом електричного поля, електроосмотичний
та електромiграцiйний потоки обумовлюють видалення речовин одночасно в iонному та мо-
лекулярному станах, що дає змогу потенцiйного застосування цього методу для широкого
кола органiчних та неорганiчних токсикантiв [3].
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2007, №12 143
Електричне поле породжує рiзноманiтнi фiзико-хiмiчнi процеси та хiмiчнi реакцiї, що
призводять до iстотної змiни складу порового розчину та поверхневих властивостей части-
нок дисперсної фази. Це, в свою чергу, зумовлює змiну ζ-потенцiалу та нестацiонарнiсть
i неоднорiднiсть електроосмотичного та електромiграцiйного потокiв у рiзних точках систе-
ми. Однак, незважаючи на важливiсть цього аспекту, вiн дотепер практично не розглядався
внаслiдок його комплексностi та значної складностi.
Мета цiєї роботи — дослiдити вплив основних колоїдно-хiмiчних факторiв на харак-
тер електрокiнетичних процесiв у природних дисперсних системах на прикладi вилучення
з грунту таких небезпечних токсикантiв, як уран та мiдь.
В якостi об’єкта для електрокiнетичних експериментiв були вiдiбранi зразки реаль-
ного грунту бiля Святошинських озер (м. Київ). За даними рентгенографiчного аналiзу
(дифрактометр ДРОН–3, СоKα
-випромiнення), головними складовими глинистої фракцiї
є гiдрослюда, монтморилонiт та каолiнiт. Вмiст органiчних речовин у грунтi становив: вуг-
лецю 1,28%, гумiнових речовин 2,21%, а pH водної витяжки 8,3.
Прямокутна ванна виготовлена з органiчного скла i мала розмiри 1,05 × 0,40 × 0,70 м.
Катодна та анодна камери були виготовленi з перфорованих тефлонових труб з внут-
рiшнiм дiаметром 70 мм та обгорнутi шаром фiльтруючої тканини для запобiгання по-
падання часток грунту до електролiту. За анод використовували титановий стрижень дiа-
метром 14 мм та довжиною 525 мм, покритий шаром МnO2 для запобiгання корозiї, за
катод — сталевий стрижень того самого дiаметра та довжини. Експериментальна установ-
ка включала систему контролю за рiвнем та станом католiту та анолiту в електродних
камерах.
При роботi установки вiдбувається електролiз води, тобто генерацiя Н iонiв на анодi та
ОН iонiв на катодi, що зумовлює зниження pH до 2 бiля анода та пiдвищення до 11 бiля
катода. Останнє призводить до рiзкого уповiльнення процесiв видалення важких металiв
та ряду радiонуклiдiв внаслiдок утворення в цьому дiапазонi pH нерозчинних осадiв цих
металiв [1, 4]. Тому для зниження pH у катоднiй камерi в експериментах було використано
слабку оцтову кислоту.
У першому експериментi тривалiстю 60 дiб маса грунту при неповнiй загрузцi електро-
кiнетичної ванни становила при природнiй вологостi 400 кг. У другому експериментi трива-
лiстю 16 дiб маса грунту дорiвнювала 100 кг. Штучне забруднення грунту ураном та мiддю
виконували з використанням розчинiв солей UO2(Ac)2 2H2O та Cu(NO3)2 nH2O. Забрудне-
ну таким чином частину грунту вносили до загального об’єму зразка у виглядi цилiндра
та пластини, що були розмiщенi в середнiх (у 2 та 3) шарах грунту в центральнiй частинi
ванни. Пiд час експериментiв здiйснювався постiйний контроль за основними параметрами
електричної схеми та робочими характеристиками гiдравлiчної системи електродних камер.
Пiсля закiнчення експерименту для визначення pH, вмiсту урану та мiдi в грунтi вiдбирали
проби в кiлькох паралельних шарах. Концентрацiю урану визначали спектрофотометрично
за допомогою арсеназо III, а мiдi — атомно-абсорбцiйним методом.
Проведеними експериментами було встановлено, що досягнення значного видалення ура-
ну та мiдi з грунту можливе лише пiсля його довготривалої обробки. Це зумовлено тим, що
уран i мiдь можуть сорбуватися глинистими мiнералами не тiльки на базальних поверхнях
їх пластинчастих часток за рахунок досить слабкої iонно-статичної взаємодiї, а й на бiчних
гранях цих часток з формуванням мiцних поверхневих комплексiв [5, 6]. Iншою важливою
причиною повiльного видалення забруднення є наявнiсть у грунтi природних органiчних
речовин-комплексоутворювачiв, найголовнiшими з яких є гумiновi речовини. Комплекси
144 ISSN 1025-6415 Reports of the National Academy of Sciences of Ukraine, 2007, №12
Рис. 1. Розподiл урану в об’ємi грунту пiсля 60 дiб експерименту в умовах нерiвномiрної густини струму
(нyмерацiя шарiв зверху вниз; позначення електродiв: К — катоди, А — анод)
металiв з цими речовинами вiдрiзняються великою стiйкiстю i не руйнуються навiть за
досить жорстких умов [7].
Як видно з результатiв виконаних експериментiв, iони урану не лише повiльно нагро-
маджуються в катоднiй камерi, але значна частина забруднення, внесеного до електрокi-
нетичної ванни у виглядi “точкового”, поступово поширюється за усiм об’ємом (рис. 1; 2).
Характер розподiлу iонiв мiдi пiсля експерименту практично тотожний такому для урану.
Основною причиною горизонтального поширення забруднення є iстотна неоднорiднiсть
електричного поля, що має мiсце при проведеннi електроремедiацiйних процесiв з викорис-
танням найбiльш зручних, з технологiчної точки зору, вертикальних цилiндричних елект-
родних камер. Хоча в такому випадку струм проходить через усю ванну, але iони рухаються
не тiльки прямолiнiйно мiж електродами, а й криволiнiйно, охоплюючи увесь електропро-
вiдний простiр ванни.
Неоднорiднiсть густини струму мiж електродами призводить не лише до поширення за-
бруднень по перетину ванни, але й до сповiльнення процесу очищення. Особливо сильнi
неоднорiдностi виявленi при використаннi електродiв, розмiр яких у горизонтальному на-
прямi значно менший, нiж розмiр ванни. Через викривлення лiнiй струму, густина якого
суттєво зменшується в мiру вiддалення вiд найкоротшої лiнiї, що сполучає електроди, iони
по центру та по краях ванни проходять рiзний шлях та з рiзною напруженiстю електрично-
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2007, №12 145
Рис. 2. Розподiл U(VI) в об’ємi грунту пiсля 16 дiб експерименту в умовах рiвномiрної густини струму
(нумерацiя шарiв зверху вниз; позначення електродiв: К — катод, А — анод)
го поля. Враховуючи, що у випадку використаної нами комiрки шлях та напруженiсть по
центру та по краях ванни вiдрiзняються приблизно в 3 рази, на електромiграцiйнi процеси
по краях комiрки треба затратити в 9 разiв бiльше часу, нiж по її центру. Як наслiдок,
при майже повному видаленнi мiдi та урану по центру ванни їх концентрацiя бiля стiнок
ванни залишається високою (див. рис. 1). Навпаки, при створеннi умов для рiвномiрно-
го розподiлу струму не тiльки не вiдбувається концентрування домiшок бiля стiнок ванни
(див. рис. 2), а й зростає швидкiсть очистки.
Iншою можливою причиною неоднорiдностi очистки грунту є значнi змiни в характе-
рi електромiграцiйних та електроосмотичних потокiв. Як i слiд було очiкувати, отриманi
експериментальнi результати свiдчать про поступове зниження pH грунту (рис. 3). Зав-
дяки рiзнiй електромiграцiйнiй рухливостi Н та ОН iонiв, локальна змiна pH у поєднаннi
з поступовим видаленням солей з прианодної областi та їх концентруванням у прикато-
днiй областi приводить до нестацiонарного та неоднорiдного розподiлу напруженостi поля
(рис. 4), тобто до нерiвномiрного електромiграцiйного перенесення забруднень та виникнен-
ня локальних перепадiв їх концентрацiї. Фактори, якi сприяють виникненню неоднорiдного
розподiлу напруги, викликають також змiни локальної величини електрокiнетичного по-
тенцiалу i, вiдповiдно, швидкостi електроосмосу.
Слiд вiдзначити, що основнi характеристики подвiйного електричного шару частинок
грунту формуються, переважно, за рахунок його найбiльш високодисперсної глинистої
фракцiї. Залежно вiд її мiнералогiчного складу визначається знак i величина ζ-потенцi-
алу i, таким чином, напрям i потужнiсть електроосмотичного потоку. Наявнiсть у тетраед-
ричних та октаедричних сiтках структур гiдрослюди та монтморилонiту, що в основному
i складають глинисту фракцiю дослiдженого нами грунту, нестехiометричних iзоморфних
146 ISSN 1025-6415 Reports of the National Academy of Sciences of Ukraine, 2007, №12
Рис. 3. Змiна pH грунту в процесi експерименту:
1 — 1 доба; 2 — 12 дiб; 3 — 23 доби; 4 — 36 дiб
Рис. 4. Змiна напруженостi електричного поля
на дiлянках грунту в процесi експерименту:
1 . . . 6 — послiдовно розташованi дiлянки грунту
вiд прикатодного до прианодного
замiщень характеризує негативний заряд структури цих мiнералiв i вiдповiдний знак ζ-по-
тенцiалу. Тому, незважаючи на деякi вiдмiнностi для них в характерi змiни ζ-потенцiалу
вiд pH, напрям електроосмотичного потоку в наших експериментах збiгався з напрямом
електромiграцiї позитивно заряджених iонiв металiв [7, 8]. Однак нерiвномiрний та змiн-
ний у часi розподiл напруженостi поля та поверхневого заряду частинок грунту призвiв
до нерiвномiрного електромiграцiйного перенесення iонiв забруднення та до нерiвномiрного
електроосмосу. Останнiй, в свою чергу, викликав неоднорiдний гiдростатичний тиск, який
зумовив винесення рiдини, а з нею i розчинених в нiй домiшок на поверхню. Результат дiї
саме цього фактора вiдображається в наявностi помiтних кiлькостей урану в поверхневих
шарах зразка.
Для точної оцiнки розподiлу тискiв та транспорту рiдини у вертикальному та горизон-
тальному напрямах необхiдним стало розв’язання нестацiонарної задачi про електромiг-
рацiйне та електроосмотичне перенесення iонiв, нестацiонарний та неоднорiдний розподiл
електричного поля та тиску. Враховуючи складнiсть задачi, обмежимось якiсними оцiн-
ками виникаючого гiдростатичного тиску та кiлькостi рiдини, яка може бути винесена на
поверхню або до нижнiх шарiв грунту.
Припустiмо, що грунт за довжиною ванни можна умовно роздiлити на N дiлянок дов-
жиною Ln з рiзними електрокiнетичними характеристиками. В наближеннi не надто тонких
пор (радiус пор r значно бiльший товщини подвiйного електричного шару κ−1) локальну
швидкiсть електроосмосу Veo,n i локальний перепад тиску Pn можна навести через локальнi
значення електрокiнетичного потенцiалу ζn та напруженостi електричного поля En як
Veo,n =
εε0
η
ζnEn; Pn =
8ηLnVeo,n
r2
, (1)
де ε — вiдносна дiелектрична проникнiсть рiдини; ε0 — дiелектрична проникнiсть вакууму;
η — динамiчна в’язкiсть рiдини.
Якщо електрокiнетичний потенцiал та напруженiсть поля є незмiнними за довжиною
ванни, то градiєнт тиску Pn/Ln = P/L уздовж ванни є також незмiнним, що вiдповiдає
однорiдному електроосмосу. Однак суттєвi вiдмiнностi в локальних значеннях En та ζn
призводять до дисбалансу тискiв.
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2007, №12 147
У випадку закритої комiрки, коли змiна напряму течiї рiдини неможлива, такий пе-
рерозподiл електрокiнетичного потенцiалу та напруженостi поля призводить до створення
загального перепаду тиску P та до змiни сумарної швидкостi потоку рiдини V :
P =
8εε0
r2
N∑
n=1
ζnEnLn, V =
r2P
8ηL
=
εε0
ηL
N∑
n=1
ζnEnLn, (2)
де L =
N∑
n=1
Ln.
Змiну швидкостi електроосмосу в порiвняннi з початком експерименту можна отримати
з урахуванням (2) у виглядi
Ṽ =
N∑
n=1
ζn(t)En(t)Ln
ζ0E0L
, (3)
де ζ0 та E0 — початковi однорiднi — електрокiнетичний потенцiал та напруженiсть поля.
Використаємо отриманий вираз (3) та результати експериментальних вимiрювань для
оцiнки швидкостi транспортування рiдини через ванну. Розглянемо, наприклад, розподiл
напруженостi електричного поля та електрокiнетичного потенцiалу через 10 дiб вiд початку
експерименту. Як видно з рис. 4, у цей перiод обробки грунту напруженiсть електричного
поля в прианоднiй областi значно вища за напруженiсть в iнших частинах грунту, що, оче-
видно, пов’язано iз поступовим знесоленням грунту i вiдповiдним йому локальним ростом
електричного опору. Саме в цiй областi вiдбувається i помiтне зниження pH, яке призво-
дить до сильного падiння електрокiнетичного потенцiалу грунту. В цей самий час у при-
катоднiй областi напруженiсть поля спадає, а в промiжковiй областi зростає. Враховуючи,
що pH усiх дiлянок, крiм близьких до анода, за цей час змiнився мало, можна вважати, що
електрокiнетичний потенцiал тут також не змiнився. З урахуванням цих величин, згiдно
з формулами (2) при N = 6 i Ln = L/6, можна показати, що швидкiсть електроосмосу за
цей час повинна впасти у порiвняннi з її початковим значенням приблизно на 20%, у той час
як реальнi експериментальнi данi демонструють зменшення перенесення рiдини у катодну
камеру на 35%. Це зумовлено тим, що одночасно iз зменшенням швидкостi переносу рiдини
з анодної у катодну камеру в системi виникають вертикальнi потоки рiдини.
Глибина, з якої на поверхню може пiднiматись рiдина, залежить вiд спiввiдношення
мiж величиною тискiв у горизонтальному та вертикальному напрямi. Порiвняти рiзницю
рiзних складових тиску можна, згiдно з формулою (1), для сусiднiх дiлянок з рiзними
значеннями електрокiнетичного потенцiалу чи напруженостi електричного поля та формули
для гiдростатичного тиску Ph на глибинi h1:
Ph = ρgh1, (4)
де ρ — густина води; g — прискорення вiльного падiння.
Використовуючи експериментальнi значення напруженостi поля (див. рис. 4), отримуємо
(формула (1)), що рiзниця тискiв мiж сусiднiми дiлянками при ефективних радiусах пор 0,3
та 0,5 мк має величину порядку 1700 та 670 н/м2 вiдповiдно.
Такi ж величини тиску отримуємо за формулою (4) для глибини h1 = 17 см та 6 см. Це
означає, що при радiусi пор 0,3 мк створена електроосмосом рiзниця тиску може подолати
гiдростатичний тиск приблизно з глибини 17 см, а при радiусi 0,5 мк з глибини 6 см.
148 ISSN 1025-6415 Reports of the National Academy of Sciences of Ukraine, 2007, №12
Оскiльки при розрахованих значеннях h1 перенесення рiдини в горизонтальному та вер-
тикальному напрямах рiвноправнi, то можемо оцiнити кiлькiсть рiдини Q, що виноситься
в комiрцi шириною l1 з глибини h1 на поверхню за час t, використовуючи формулу:
Q = Veoh1l1
t
2
. (5)
Враховуючи значення швидкостi електроосмосу, отримане для областi 6 пiсля 10 дiб експе-
рименту, для l1 = 42 см, знаходимо для h1 = 17 см та 6 см об’ємну швидкiсть транспорту-
вання рiдини на поверхню Q = 30 та 11 см3/год вiдповiдно. Отриманi значення кiлькостi
винесеної на поверхню рiдини пояснюють бiльше зменшення швидкостi електроосмосу, нiж
розраховане за формулою (3), i добре узгоджуються з кiлькiстю рiдини, що була винесена
на поверхню.
Таким чином, пiдсумовуючи отриманi теоретичнi оцiнки та експериментальнi резуль-
тати, можна зробити висновок, що комплекснi неоднорiднi та нестацiонарнi процеси, якi
розвиваються в природних дисперсних системах при накладаннi електричного поля обумов-
люють тривимiрний перерозподiл катiонiв-забруднювачiв.
Цiкаво вiдзначити, що наслiдки вертикального перенесення забрудненої рiдини можуть
мати як негативний, так i позитивний характер. З одного боку, вертикальний транспорт за-
бруднень перешкоджає їх концентруванню в електроднiй камерi. З iншого — винесення
забруднень на поверхню може суттєво пiдвищити загальну ефективнiсть електроремедiацiї
за умови вилучення найбiльш забрудненого поверхневого шару. Зауважимо, що горизон-
тальне розмiщення електродiв у грунтi з метою концентрування забруднення саме в по-
верхневих шарах пропонується i в деяких останнiх роботах [9, 10].
Роботу виконано за фiнансової пiдтримки Українського Науково-технологiчного центру (грант
2426 “Електрохiмiчне вiдновлення радiоактивно забруднених вод, шламiв та грунтiв”).
1. Environmental restoration of metals contaminated soils / Ed. by I.K. Iskandar. – Lewis Publ., Boca Raton,
2001. – 304 p.
2. Mulligan C.N., Yong R.N., Gibbs B.F. An evaluation of technologies for the heavy metal remediation of
dredged sediments // J. Hazard. Mater. – 2001. – 85. – P. 145–163.
3. Kelsh D. J., Parsons M.W. Department of energy sites suitable for electrokinetic remediation // Ibid. –
1997. – 55. – P. 109–116.
4. Коrnilovich B., Mishchuk N., Abbruzzese С. et al. Enhanced electrokinetic remediation of metals-contami-
nated clay // Colloids and Surfaces. A: Physicochem. Eng. Aspects. – 2005. – 265. – P. 114–123.
5. Пилипенко А.Т., Корнилович Б.Ю., Лысенко В.И., Маляренко В. В. Аквакомплексы меди (II) на
поверхности активированных каолинитов // Докл. АН СССР. – 1989. – 305, № 6. – С. 1408–1411.
6. Корнилович Б.Ю., Пшинко Г.Н., Боголепов А.А. Влияние ЭДТА и НТА на сорбцию U(VI) глини-
стыми компонентами почв // Радиохимия. – 2006. – 48, № 6. – С. 525–528.
7. Stumm W. Chemistry of the Solid-Water Interface. – New York: J. Wiley, 1992. – 980 p.
8. Leroy P., Revil A. A triple-layer model of the surface electrochemical properties of clay minerals // J. Coll.
Intern. Sci. – 2004. – 270. – P. 371–380.
9. Wang J.-Yu., Huang X.-J., Kao J. C.M., Stabnikova O. Removal of heavy metals from kaolin using an
upward electrokinetic soil remedial (UESR) technology // J. Hazard. Mater. – 2006. – 65. – P. 570–577.
10. Zhou D.-M., Chen H.-F., Cang L., Wang Yu-J. Ryegrass uptake of soil Cu/Zn induced by EDTA/EDDS
together with a vertical direct-current electrical field // Chemosphere. – 2007. – 67. – P. 1671–1676.
Надiйшло до редакцiї 19.06.2007Iнститут колоїдної хiмiї та хiмiї води
iм. А.В. Думанського НАН України, Київ
ISSN 1025-6415 Доповiдi Нацiональної академiї наук України, 2007, №12 149
|
| id | nasplib_isofts_kiev_ua-123456789-3827 |
| institution | Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine |
| issn | 1025-6415 |
| language | Ukrainian |
| last_indexed | 2025-12-07T17:43:39Z |
| publishDate | 2007 |
| publisher | Видавничий дім "Академперіодика" НАН України |
| record_format | dspace |
| spelling | Корнілович, Б.Ю. Міщук, Н.О Маковецький, О.Л. Спасьонова, Л.М. Завгородній, В.А. 2009-07-10T12:14:33Z 2009-07-10T12:14:33Z 2007 Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах / Б.Ю. Корнілович, Н.О Міщук, О.Л. Маковецький, Л.М. Спасьонова, В.А. Завгороднiй // Доп. НАН України. — 2007. — № 12. — С. 143-149. — Бібліогр.: 10 назв. — укp. 1025-6415 https://nasplib.isofts.kiev.ua/handle/123456789/3827 541.18:542.8:632.12.122 The investigations of the electrokinetic decontamination of soil from uranium and copper are performed. It is shown that the joint action of electrochemical, physicochemical, and chemical factors promotes an essential nonuniformity and nonstationarity of electroosmosis and
 electromigration, which decelerates the decontamination and complicates its optimization. uk Видавничий дім "Академперіодика" НАН України Хімія Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах Article published earlier |
| spellingShingle | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах Корнілович, Б.Ю. Міщук, Н.О Маковецький, О.Л. Спасьонова, Л.М. Завгородній, В.А. Хімія |
| title | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах |
| title_full | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах |
| title_fullStr | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах |
| title_full_unstemmed | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах |
| title_short | Нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах |
| title_sort | нестаціонарні електрокінетичні процеси в природних дисперсних системах |
| topic | Хімія |
| topic_facet | Хімія |
| url | https://nasplib.isofts.kiev.ua/handle/123456789/3827 |
| work_keys_str_mv | AT kornílovičbû nestacíonarníelektrokínetičníprocesivprirodnihdispersnihsistemah AT míŝukno nestacíonarníelektrokínetičníprocesivprirodnihdispersnihsistemah AT makovecʹkiiol nestacíonarníelektrokínetičníprocesivprirodnihdispersnihsistemah AT spasʹonovalm nestacíonarníelektrokínetičníprocesivprirodnihdispersnihsistemah AT zavgorodníiva nestacíonarníelektrokínetičníprocesivprirodnihdispersnihsistemah |