РАДИОХИМИЯ, 2022, том 64, № 4, с. 382-388

УДК 544.653.2

ЭЛЕКТРОХИМИЧЕСКОЕ ОКИСЛЕНИЕ В

ВОДНЫХ РАСТВОРАХ ОРГАНИЧЕСКИХ

КОМПЛЕКСООБРАЗУЮЩИХ

И ПОВЕРХНОСТНО-АКТИВНЫХ ВЕЩЕСТВ

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

119071, Москва, Ленинский пр., д. 31, корп. 4

^б Институт электрохимических систем и технологий Витольда Бахира,

123423, Москва, ул. Народного Ополчения, д. 34, стр. 3

*e-mail: vmilyutin@mail.ru

Поступила в редакцию 05.07.2021, после доработки 09.11.2021, принята к публикации 16.11.2021

Изучено электрохимическое окисление (ЭХО) водных растворов органических комплексообразующих

[этилендиаминтетрауксусной

кислоты

(ЭДТА), нитрилотриуксусной

кислоты

(НТА),

диэтилентриаминпентауксусной кислоты (ДТПА)] и поверхностно-активных веществ

(ПАВ)

[додецилбензолсульфоната натрия (анионогенный ПАВ) и ОП-10 (неионогенный ПАВ)] с

использованием проточного электрохимического модульного элемента МБ-11Т-06. Показано, что при

ЭХО растворов комплексонов степень их окисления достигает 95%. Введение в исходные растворы

хлорид-ионов в количестве до 1 г/дм³ увеличивает скорость ЭХО комплексонов примерно в 3 раза. При

ЭХО растворов ПАВ в присутствии 1 г/дм³ хлорид-ионов удаляется более 99% анионогенных ПАВ и

около 85% неионогенных ПАВ. Электрохимическая обработка растворов, содержащих комплексоны

и хлорид-ионы, повышает эффективность сорбционной очистки растворов от радионуклидов ¹³⁷Cs

на ферроцианидном сорбенте ФНС на 1-2 порядка и от ¹⁵²Eu на сульфокатионите - на 4-5 порядков.

Эффективность соосаждения ¹⁵²Eu с осадком гидроксида железа(III) после ЭХО увеличиваются на

3 порядка. Сделан вывод о высокой перспективности метода ЭХО для удаления различных органических

комплексообразующих и поверхностно-активных веществ из водных растворов, в том числе из жидких

радиоактивных отходов.

Ключевые слова: электрохимическое окисление, проточный электрохимический элемент,

комплексообразующие вещества, ПАВ, радиоактивные отходы.

DOI: 10.31857/S0033831122040062, EDN: FRQENS

ВВЕДЕНИЕ

Негативное влияние этих соединений при очистке

ЖРО сорбционными и осадительными методами

Важной проблемой радиохимической отрас-

связано с образованием прочных, трудноудаляемых

ли является переработка жидких радиоактивных

комплексов радионуклидов с соответствующими

отходов (ЖРО). Особую сложность представляет

лигандами. В работе [2] показано, что в присут-

обращение с ЖРО, содержащими в своем составе

ствии щавелевой и лимонной кислот коэффициент

органические комплексообразующие и поверхност-

очистки от радионуклидов на катионитах, окис-

но-активные вещества [1].

ленном угле и вермикулите снижается в 4-5 раз.

Органические комплексообразующие вещества -

Негативное влияние ЭДТА и других органических

Трилон Б (ЭДТА), другие комплексоны, щавелевая,

комплексонов на сорбцию ¹³⁷Cs ферроцианидными

лимонная кислота и др. - поступают в состав ЖРО

сорбентами связано с химическим растворением

при дезактивации технологического оборудования.

ферроцианидной составляющей сорбента [3].

382

ЭЛЕКТРОХИМИЧЕСКОЕ ОКИСЛЕНИЕ В ВОДНЫХ РАСТВОРАХ

383

Поверхностно-активные вещества (ПАВ) по-

Для удаления органических веществ из водных

падают в состав ЖРО с водами санпропускников,

растворов может быть использован метод электро-

спецпрачечных и с дезактивационными раство-

химического окисления (ЭХО), основанный на ано-

рами. Присутствие ПАВ при осадительных про-

дном окислении вещества как непосредственно на

цессах очистки увеличивает время отстоя и объем

поверхности анода, так и за счет протекания вто-

осадков, а при сорбционных - ухудшает кинетику и

ричных электродных реакций [8-10]. Метод ЭХО

снижает степень очистки ЖРО. При цементирова-

не предполагает использования дополнительных

нии ЖРО, содержащих ПАВ, наблюдается сниже-

химических реагентов, т.е. является безреагентным

ние соленаполнения компаунда и уменьшается его

и не приводит к образованию дополнительных ра-

прочность [4].

диоактивных отходов.

Для удаления органических веществ из раство-

Для практической реализации метода ЭХО весь-

ров могут быть использованы методы, основанные

ма перспективными являются проточные диафраг-

на их извлечении и концентрировании без химиче-

менные электрохимические элементы типа ПЭМ и

ской деструкции или на полном разложении или

МБ, разработанные и промышленно выпускаемые

окислении органических веществ (деструктивные

Институтом электрохимических систем и техноло-

методы).

гий Витольда Бахира (Россия) [11, 12]. В предыду-

щей работе [13] нами была показана возможность

Удаление органических веществ без их разло-

электрохимической деструкции оксалат-ионов в

жения осуществляют методами коагуляции солями

проточном электрохимическом элементе МБ.

железа или алюминия, а также путем адсорбции,

в основном, на активных углях [5]. Недостатком

Целью данной работы являлось исследование

недеструктивных методов является образование

процесса электрохимического окисления различ-

больших количеств вторичных отходов (шламов,

ных комплексообразующих и поверхностно-актив-

отработанных адсорбентов), которые требуют до-

ных веществ с использованием электрохимическо-

полнительной переработки. В связи с этим данные

го элемента типа МБ.

методы используются в основном для очистки ЖРО

с невысоким содержанием органических соедине-

ЭКСПЕРЕМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ

ний.

Наиболее перспективными для удаления орга-

Эксперименты по электрохимическому окисле-

нических соединений из состава ЖРО являются

нию (ЭХО) проводили с помощью проточного элек-

деструктивные методы, основанные на окислении

трохимического модульного элемента МБ-11Т-06.

или разложении органических веществ с образова-

Элемент МБ-11Т-06 представляет собой цилин-

нием газообразных или низкомолекулярных про-

дрическую ячейку с внешним катодом из полиро-

дуктов реакции.

ванного титана и коаксиальным полым анодом, вы-

Среди деструктивных методов наибольшее рас-

полненным из титана с покрытием из оксида ири-

пространение получило реагентное окисление с

дия. Катод и анод разделены керамической пористой

использованием в качестве окисляющего агента

диафрагмой, изготовленной из оксида алюминия в

перманганата калия, пероксида водорода и озона [6,

α-форме толщиной 1.3 мм. Размеры пор диафраг-

7]. Однако при использовании перманганата калия

мы находятся в диапазоне 0.01-0.1 мкм. Ширина

происходит образование дополнительных вторич-

обеих электродных камер (расстояние от электрода

ных радиоактивных отходов (осадка диоксида мар-

до диафрагмы) 1.2 мм. Внешний диаметр элемента

ганца). Применение озона в качестве окислителя

МБ-11Т-06 18 мм, длина рабочего межэлектродного

предполагает использование сложного и дорогосто-

пространства 200 мм. Площадь поверхности анода

ящего технологического оборудования. Дополни-

и катода элемента 50 и 94 см² соответственно. Ка-

тельные сложности при работе с озоном обуслов-

тодная и анодная части снабжены электрическими

лены его высокой химической активностью и ток-

контактами и штуцерами для входа и выхода рас-

сичностью.

творов. Элемент МБ-11Т-06 предоставлен для ис-

РАДИОХИМИЯ том 64 № 4 2022

384

ЗЕЛЕНИН и др.

пытаний Институтом электрохимических систем и

метрическим методом после экстракции хлоро-

технологий Витольда Бахира.

формом ассоциатов ПАВ с метиленовым синим и

роданокобальтатом аммония соответственно [14].

Лабораторная установка состояла из электрохи-

мического элемента МБ-11Т-06, источника посто-

Измерение светопоглощения растворов проводили

на фотоколориметре «Экотест-2020», Россия.

янного тока типа QJ 3005C, позволяющего регули-

ровать и поддерживать напряжение и силу тока в

Степень разложения органических веществ

диапазоне 0-30 В и 0-5 А соответственно, двух пе-

определяли также по изменению значений химиче-

ристальтических насосов для циркуляции анолита и

ского потребления кислорода (ХПК) исходных и об-

католита и емкостей для сбора анолита и католита.

работанных растворов. Величину ХПК определяли

Нами проведены эксперименты по электро-

бихроматным методом [14].

химическому окислению комплексообразующих

Определение влияния электрохимической об-

[этилендиаминтетрауксусной кислоты (ЭДТА), ни-

работки растворов на сорбцию радионуклида ¹³⁷Cs

трилотриуксусной кислоты (НТА), диэтилентриа-

ферроцианидным сорбентом ФНС (ферроцианид

минпентауксусной кислоты (ДТПА)] и поверхност-

никеля-калия, нанесенный на поверхность силикаге-

но-активных веществ: додецилбензолсульфоната

ля) и ¹⁵²Eu на сульфокатионите марки «Токем 308»

натрия -анионогенного ПАВ (АПАВ) и неионоген-

(ООО «Токем», Кемерово) проводили по следую-

ного ПАВ (НПАВ) - вспомогательного вещества

щей методике. В исходный и обработанный рас-

ОП-10, получаемого путем обработки смеси моно-

творы вносили индикаторные количества (око-

и диалкилфенолов окисью этилена.

ло

10⁵ Бк/дм³) соответствующего радионуклида

Рабочие растворы комплексообразующих ве-

и выдерживали в течение 3 сут для установления

ществ с исходной концентрацией 1.0 г/дм³, содер-

равновесия между компонентами раствора. Затем

жащие в качестве фонового электролита 10.0 г/дм³

аликвоту раствора (20 см³) помещали в пластико-

нитрата натрия, готовили путем растворения на-

вую емкость, добавляли навеску сорбента (50 мг

вески соответствующего реактива в дистиллиро-

ФНС и 25 мг «Токем 308») и перемешивали в тече-

ванной воде. Корректировку рН исходных раство-

ние 24 ч. Затем сорбент отделяли от раствора путем

ров комплексонов до рН 6-8 проводили раствором

фильтрования через бумажный фильтр «синяя лен-

1 моль/дм³ NaOH. Рабочие растворы ПАВ с исход-

та» и определяли в фильтрате удельную активность

ной концентрацией 0.5 г/дм³, содержащие 10.0 г/дм³

соответствующего радионуклида. По результатам

нитрата натрия, рН 6-8, готовили путем растворе-

анализов рассчитывали значения коэффициента

ния навески соответствующего реактива в дистил-

распределения (K_d) радионуклида по формуле

лированной воде. При проведении ЭХО в присут-

ствии хлорид-ионов в исходные растворы вносили

(1)

точную навеску высушенного хлорида натрия.

ЭХО проводили путем одновременной циркуля-

где А₀, А_р - соответственно удельная активность ра-

ции через анодную камеру раствора, содержащего

дионуклида в исходном растворе и в фильтрате по-

разлагаемое соединение (анолит) и через катодную

сле сорбции, Бк/дм³; V_р - объем жидкой фазы, см³;

камеру - раствора 0.1 моль/дм³ NaOH (католит).

m_с - масса сорбента, г.

Исходный объем анолита и католита - по 250 см³

Влияние электрохимической обработки раство-

каждого.

ров на соосаждение ¹⁵²Eu с осадком гидроксида же-

После подачи напряжения на клеммы элемента

леза (III) изучали по следующей методике. В исход-

через определенные промежутки времени отбирали

ный и обработанный растворы, содержащие около

пробы циркулирующего анолита на содержание ор-

10⁵ Бк/дм³ ¹⁵²Eu, добавляли раствор FeCl₃ до дости-

ганического компонента. Содержание комплексо-

жения концентрации по металлу 0.1 г/дм³, подще-

нов в растворе определяли фотометрическим мето-

лачивали раствором 1 моль/дм³ NaOH до рН 12.0-

дом по ослаблению окраски комплекса трехвалент-

12.2, перемешивали 1 ч и фильтровали полученную

ного железа с сульфосалициловой кислотой [14].

суспензию через бумажный фильтр «синяя лента».

Концентрацию АПАВ и НПАВ определяли фото-

По результатам определения удельной активности

РАДИОХИМИЯ том 64 № 4 2022

ЭЛЕКТРОХИМИЧЕСКОЕ ОКИСЛЕНИЕ В ВОДНЫХ РАСТВОРАХ

385

Рис. 1. Зависимость степени разложения комплексонов от времени проведения электрохимического окисления при раз-

личных концентрациях хлорид-ионов, г/дм³. а - НТА, Cl^-: 1 - 1.0, 2 - 0; б - ДТПА, Cl^-: 1 - 1.0, 2 - 0; в - ЭДТА, Cl^-: 1 - 1.0;

2 - 0.5; 3 - 0.2; 4 - 0.

¹⁵²Eu в исходном растворе и в фильтрате определя-

Из представленных графиков видно, что добавле-

ли коэффициент очистки (K_оч) по формуле

ние хлорид-ионов в исходный раствор значительно

интенсифицирует процесс окисления: в присутствии

K_оч = А₀/А_ф,

(2)

1 г/дм³ хлорид-ионов степень разложения комплек-

где А₀, А_ф - соответственно удельная активность ра-

сонов 90% достигается через 60 мин после начала

дионуклида ¹⁵²Eu в исходном растворе и в фильтра-

эксперимента. При отсутствии хлорид-ионов такое

те после осаждения, Бк/дм³.

же значение степени разложения достигается при-

Удельную активность ¹³⁷Cs и ¹⁵²Eu в растворах

мерно через 180 мин, т.е. в 3 раза дольше. Наблю-

определяли прямым радиометрическим методом с

даемые эффекты связаны с образованием на аноде

использованием спектрометрического комплекса

активных форм хлора - гипохлорит-ионов, хлор-

СКС-50М («Грин стар технолоджиз», Россия).

новатистой кислоты, молекулярного и атомарного

хлора, обладающих высокой окислительной спо-

РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

собностью. Аналогичное влияние хлорид-ионов на

скорость ЭХО оксалат-ионов нами было показано в

На рис. 1 представлены зависимости степени

работе [13]. Наибольшее влияние хлорид-ионов на

скорость ЭХО комплексонов (ЭДТА) наблюдается

разложения различных комплексонов от времени

при концентрации Cl^- более0.5 г/дм³ (рис. 1, в).

проведения электрохимического окисления раство-

ров при различных концентрациях хлорид-ионов.

В табл. 1 приведены значения химического по-

При проведении всех экспериментов сила тока (I)

требления кислорода (ХПК) исходных и обработан-

составляла 0.8 А, напряжение (U) - в диапазоне

ных в течение 3 ч растворов, содержащих различ-

2.7-3.1 В.

ные концентрации хлорид-ионов.

РАДИОХИМИЯ том 64 № 4 2022

386

ЗЕЛЕНИН и др.

Таблица 1. Значения химического потребления кислорода (ХПК) исходных и обработанных растворов комплексонов,

не содержащих хлорид- ионов и сожержащих 1.0 г/дм³ хлорид- ионов

ХПК, мг О/л

Комплексон

исходный раствор

обработанный (без Cl^-)

обработанный (1.0 г/дм³ Cl^-)

НТА

300 ± 10

260 ± 10

120 ± 5

ЭДТА

500 ± 30

350 ± 10

85 ± 5

ДТПА

590 ± 30

350 ± 20

210 ± 10

Таблица 2. Коэффициенты распределения (K_d) ¹³⁷Cs на сорбенте ФНС при сорбции из исходных и обработанных в

течение 3 ч растворов комплексонов, содержащих различные концентрации хлорид-ионов

K_d, см³/г

Комплексон

исходный раствор

обработанный (без Cl^-)

обработанный (1.0 г/дм³ Cl^-)

НТА

9.2 × 10³

1.8 × 10⁴

6.0 × 10⁵

ЭДТА

8.9 × 10³

4.3 × 10⁴

2.0 × 10⁵

ДТПА

1.5 × 10⁴

2.0 × 10⁴

1.8 × 10⁵

Таблица 3. Коэффициенты распределения (K_d) ¹⁵²Eu на сульфокатионите «Токем 308» при сорбции из исходных и

обработанных в течение 3 ч растворов комплексонов, содержащих различные концентрации хлорид-ионов

K_d, см³/г

Компонент

исходный раствор

обработанный (без Cl^-)

обработанный (1.0 г/дм³ Cl^-)

НТА

1.8

660

9.0 × 10⁴

ЭДТА

˂1

1.1 × 10⁴

5.3 × 10⁴

ДТПА

˂1

2.1

1.20 × 10⁵

Таблица 4. Коэффициенты очистки (K_оч) от ¹⁵²Eu при соосаждении с осадком гидроксида железа(III) из исходных

растворов комплексонов и из растворов после ЭХО без добавления хлорид-ионов и в присутствии 1.0 г/дм³ Cl^-

K_оч

Компонент

исходный раствор

обработанный (без Cl^-)

обработанный (1.0 г/дм³ Cl^-)

НТА

1.4

228

1510

ЭДТА

3.4

19.5

2230

ДТПА

1.5

2.5

6150

Представленные в таблице результаты показыва-

прошедших ЭХО в присутствии 1.0 г/дм³ Cl^- и без

ют, что остаточные значения ХПК в обработанных

добавления хлорид-ионов, приведены в табл. 4.

растворах, содержащих хлорид-ионы, значительно

Представленные результаты показывают, что

ниже по сравнению с растворами, не содержащих

ЭХО растворов, содержащих комплексоны, резко

хлор.

увеличивает эффективность сорбционной очист-

В табл. 2 и 3 приведены значения коэффициентов

ки растворов от ¹³⁷Cs и ¹⁵²Eu. Значения K_d ¹³⁷Cs

распределения (K_d) ¹³⁷Cs на ферроцианидном сор-

на сорбенте ФНС при сорбции из обработанных в

бенте ФНС и ¹⁵²Eu на сульфокатионите «Токем 308»

присутствии 1.0 г/дм³ Cl^- растворов увеличивают-

соответственно при сорбции из исходных и обрабо-

ся на 1-2 порядка, а K_d ¹⁵²Eu на сульфокатионите

танных в течение 3 ч растворов, содержащих различ-

«Токем 308» - на 4-5 порядков по сравнению с не-

ные концентрации хлорид-ионов.

обработанными растворами.

Значения коэффициентов очистки (K_оч) от ¹⁵²Eu

Аналогичный эффект ЭХО оказывает на процесс

при соосаждении с осадком гидроксида железа(III)

соосаждения ¹⁵²Eu с осадком гидроксида железа

из исходных растворов комплексонов и растворов,

(III). Значения коэффициентов очистки (K_оч) для

РАДИОХИМИЯ том 64 № 4 2022

ЭЛЕКТРОХИМИЧЕСКОЕ ОКИСЛЕНИЕ В ВОДНЫХ РАСТВОРАХ

387

ВЫВОДЫ

Метод электрохимического окисления (ЭХО) по-

зволяет проводить эффективное (свыше 95 %) окис-

ление различных комплексообразующих веществ:

ЭДТА, НТА, ДТПА. Введение в исходные растворы

хлорид-ионов в количестве до 1 г/дм³ увеличивает

скорость ЭХО комплексонов примерно в 3 раза.

Электрохимическая обработка растворов, со-

держащих комплексоны и хлорид-ионы, повышает

эффективность сорбционной очистки растворов от

радионуклидов ¹³⁷Cs на ферроцианидном сорбенте

Рис. 2. Зависимость степени разложения НПАВ (1, 4) и

АПАВ (2, 3) от времени проведения ЭХО в отсутствие

ФНС на 1-2 порядка и от ¹⁵²Eu на сульфокатиони-

хлорид-ионов (1, 2) и в присутствии 1 г/дм³ хлорид-ионов

те на 4-5 порядков. Эффективность соосаждения

(3, 4).

¹⁵²Eu с осадком гидроксида железа(III) после ЭХО

обработанных растворов по сравнению с необрабо-

увеличиваются на 3 порядка.

танными увеличиваются на три порядка.

Метод ЭХО пригоден для удаления из растворов

На рис. 2 представлены данные по окислению

поверхностно-активных веществ (ПАВ). В присут-

поверхностно-активных веществ в ходе ЭХО. Сила

ствии 1 г/дм³ хлорид-ионов удаляется более 99%

тока в ходе экспериментов 0.8 А, а напряжение - в

анионогенных ПАВ (додецилбензолсульфонат на-

диапазоне 3.5-5.0 В.

трия) и около 85% неионогенных ПАВ (ОП-10).

Представленные на рисунке 2 данные демон-

Метод электрохимического окисления является

стрируют, что при окислении без хлора степень

перспективным для удаления различных органиче-

разложения НПАВ и АПАВ не превышает 30 и

ских комплексообразующих и поверхностно-актив-

ных веществ из водных растворов, в том числе из

50% соответственно, в то время как присутствие в

жидких радиоактивных отходов.

растворе анолита 1 г/дм³ хлорид-ионов позволяет

достичь практически полного разложения НПАВ

ФОНДОВАЯ ПОДДЕРЖКА

через 2.5 ч проведения процесса. Степень разложе-

ния АПАВ за то же время несколько ниже (около

Работа выполнена при частичном финансирова-

85%), что связано с большей устойчивостью данно-

нии Министерства науки и высшего образования

го вида ПАВ к электрохимическому окислению.

Российской Федерации.

Таким образом, электрохимическое окисление

является эффективным методом удаления различ-

КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ

ных органических соединений из водных раство-

ров, в том числе из жидких радиоактивных отходов.

Авторы заявляют об отсутствии конфликта ин-

В частности, данный метод может быть использо-

тересов.

ван при переработке кубовых остатков АЭС, со-

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

держащих значительные количества органических

комплексообразующих и поверхностно-активных

Рябчиков Б.Е. Очистка жидких радиоактивных отхо-

веществ, присутствие которых значительно снижа-

дов. М.: ДеЛи принт, 2008. 516 с.

ет эффективность извлечения радионуклидов цезия

Кульский Л.А., Страхов Э.Б., Волошинова А.М.,

и кобальта [6]. После электрохимической обработ-

Близнюкова В.А. Очистка вод атомных электростан-

ки и сорбционной очистки от радионуклидов кубо-

ций. Киев: Наук. думка, 1979. 209 с.

вые остатки могут быть переведены в категорию

Милютин В.В., Гелис В.М., Ершов Б.Г., Селивер-

неактивных химических отходов[15].

стов А.Ф. Изучение влияния органических комплек-

РАДИОХИМИЯ том 64 № 4 2022

388

ЗЕЛЕНИН и др.

сообразующих и пове // Радиохимия. 2008. Т. 50,

10. Косяков В.Н., Яковлев Н.Г., Велешко И.Е. // Четвер-

№ 1. С. 60-61.

тая Рос. конф. по радиохимии: Тез. докл. Озерск,

Варлаков А.П., Германов А.В. // Безопасность жизне-

2003. С. 189.

деятельности. 2010. № 10. С. 42-48.

11. Бахир В.М. // Водоснабжение и канализация. 2010.

Рябчиков Б.Е. Современная водоподготовка. М.:

№ 3-4. С. 56-62.

ДеЛи плюс, 2013. 680 с.

Савкин А.Е., Моренова А. Г., Захарова Е.В., Родыги-

12. Бахир В.М. Электрохимическая активация. Изобре-

на Н.И. // Радиохимия. 2003. Т. 45, № 4. С. 363-365.

тения, техника, технология. М: ВИВА-СТАР, 2014.

Селиверстов А.Ф., Лагунова Ю.О., Милютин В.В.,

512 с.

Ершов Б.Г. // Радиохимия. 2013. Т. 55, № 4. С. 319-

13. Зеленин П.Г., Милютин В.В., Бахир В.М., Адамо-

322.

вич Д.В. // Радиохимия. 2021. Т. 63, № 4. С. 349-355.

Фиошин М.Я., Смирнова М.Г. Электросинтез окис-

лителей и восстановителей. Л.: Химия, 1981. 2-е изд.

14. Лурье Ю.Ю. Аналитическая химия промышленных

212 с.

сточных вод. М.: Химия, 1984. 448 с.

Яковлев С.В., Краснобородько И.Г., Рогов В.М.

15. Авезниязов С.Р., Стахив М.Р. // Радиоактивные отхо-

Технология электрохимической очистки воды. Л.:

Стройиздат. 1987. 312 с.

ды. 2018. № 4 (5). С. 49-54.

РАДИОХИМИЯ том 64 № 4 2022