Агрохимия, 2022, № 7, стр. 66-75
Адсорбционные процессы на глинистых минералах с участием фульвокислот и ионов тяжелых металлов
М. Б. Никишина 1, Л. В. Переломов 1, *, Ю. М. Атрощенко 1, Т. М. Минкина 2, Е. В. Иванова 1, Л. Г. Мухторов 1
1 Тульский государственный педагогический университет им. Л.Н. Толстого
300026 Тула, просп. Ленина, 125, Россия
2 Академия биологии и биотехнологии им. Д. И. Ивановского Южного федерального университета
344090 Ростов-на-Дону, просп. Стачки, 194/1, Россия
* E-mail: perelomov@rambler.ru
Поступила в редакцию 12.11.2021
После доработки 14.03.2022
Принята к публикации 15.04.2022
- EDN: SBJJML
- DOI: 10.31857/S0002188122070092
Аннотация
Изучено поглощение фульвокислот (ФК) на бентоните и каолините в присутствии ионов тяжелых металлов по изменению оптической плотности равновесных растворов. Адсорбция торфяных ФК на поверхности бентонита при изученных концентрациях проходила по полимолекулярному механизму и носила ступенчатый характер. Поглощение ФК на каолините может быть описано механизмом мономолекулярной адсорбции. В трехкомпонентных системах с фульвокислотами, глинистыми минералами и ионами переходных элементов происходили сложные процессы, включавшие образование солей и комплексных соединений и адсорбцию. Поглощение окрашенных комплексных соединений ФК со свинцом на поверхности бентонита увеличивалось с ростом концентрации металла, в то время как изучение поглощения комплексных соединений ФК с цинком по величине оптической плотности раствора было затруднено. Адсорбция комплексных соединений ФК со свинцом и цинком каолинитом находилась в прямой зависимости от концентрации металлов в растворе, причем в присутствии свинца поглощение проходило более эффективно, чем в присутствии цинка.
ВВЕДЕНИЕ
Глинистые минералы и гуминовые вещества – одни из важнейших компонентов, контролирующих аккумуляцию, подвижность и биологическую доступность соединений элементов в почвах [1]. Состав и свойства этих компонентов, их взаимодействия между собой оказывают влияние на формирование почвенной структуры, поглощение и перенос питательных веществ и поллютантов, развитие эрозионных процессов [2, 3]. Гумусовые кислоты образуют с минеральными компонентами органо-минеральные структуры [2], под которыми понимаются не только химические соединения, но и межмолекулярные агломераты, построенные за счет водородных связей и других дальнодействующих сил.
Сорбционные свойства глин на протяжении длительного времени активно используют для иммобилизации различных загрязнителей в почвах, очистки природных и сточных вод, в промышленности. Поглощение анионных веществ глинистыми минералами выражено в меньшей степени и составляет ≤2 смоль/кг для каолинитов [4] и <5 смоль/кг для смектитов [5]. Анионный обмен обычно происходит на краях алюмосиликатных слоев и зависит от pH среды [4].
Все минералы смектитовой группы имеют низкую величину заряда (0.2–0.6 ед. на элементарную ячейку) за счет невысокой степени изоморфного замещения ионов в тетраэдрических или октаэдрических позициях, что приводит к слабому электростатическому взаимодействию между отрицательно заряженными пакетами и межпакетными катионами. Внешняя удельная поверхность смектитовых глин достигает 40–70 м2/г, общая удельная поверхность – 450–850 м2/г [6, 7], пористость – ≈0.006–0.010 см3/г [8]. Емкость катионного обмена, определенная общепринятыми методами, для смектитов из разных месторождений составляет 65–135 ммоль-экв/100 г [9]. Трехслойные филлосиликаты с расширяющейся структурной ячейкой (группа смектита) являются основными минералами для синтеза органоглин – модифицированных адсорбцией молекул органического поверхностно-активного вещества и/или иного органического вещества глинистых минералов, сохраняющих структуру исходного минерала [10].
Широкая распространенность и дешевизна каолинитовых глин являются причиной их использования как адсорбентов для различных загрязнителей. Диапазон катионообменной способности двухслойных минералов группы каолинита составляет от 1 до 10 мг-экв/100 г при небольшой площади удельной поверхности (7–30 м2/г) [11]. Среди глинистых минералов группы 1 : 1 только минералы подгруппы каолинита взаимодействуют с различными органическими молекулами, серпентины неактивны [12].
Введение в систему, представленную глинистыми минералами и гумусовыми кислотами (фульвокислотами (ФК) и гуминовыми кислотами (ГК)) катионов микроэлементов делает поведение ее компонентов еще более сложным и может быть описано с помощью следующих процессов: 1 – адсорбция свободных и гидратированных катионов металлов на поверхности минерала, 2 – адсорбция свободных и гидратированных катионов металлов поверхностью минерала модифицированной вследствие образования минерал-органических кластеров и матриц при взаимодействии с анионами растворенных органических веществ, 3 – образование комплексных соединений металлов с органическими компонентами раствора различного состава, 4 – адсорбция заряженных комплексных форм ТМ на модифицированных и немодифицированных поверхностях минерала [13]. При этом адсорбция металлорганических комплексов поверхностью минерала может происходить как путем взаимодействия металла с поверхностью, так и через органический лиганд [14]. В природных условиях в реакциях адсорбционного взаимодействия могут участвовать лишь фульвокислоты либо низкомолекулярные фракции гуминовых кислот, тогда как взаимодействию высокомолекулярных компонентов гумуса с почвенными минералами должна препятствовать их низкая растворимость [15].
Цель работы – исследование адсорбционных процессов, происходящих на глинистых минералах в присутствии фульвокислот и тяжелых металлов.
МЕТОДИКА ИССЛЕДОВАНИЯ
Для проведения исследования был выбран Na-бентонит Саригюхского месторождения (республика Армения). Минерал был предоставлен компанией BentoGroupMinerals (Москва). Производитель указал следующий оксидный состав коммерческого минерала: SiO2 – 58.25, Al2O3 – 14.27, Fe2O3 – 4.37, MgO – 3.62, Na2O – 2.25, K2O – 1.20, CaO – 2.07%. Бентонит имеет ЕКО 105 мг экв/100 г и рН$_{{{{{\text{Н}}}_{{\text{2}}}}{\text{О}}}}$ 9.6.
Минералогический состав бентонита и каолинита был изучен методом рентгеновской дифрактометрии на дифрактометре ДРОН-3 (CuKα-излучение, с шагом 0.1° и временем сканирования 10 с). Рентген-дифрактометрический спектр использованного бентонита показан на рис. 1а. В минерале выявлено высокое содержание монтмориллонита (12.49 Å), незначительные примеси кварца (3.32 Å) и полевых шпатов (3.20 Å).
В работе был использован каолин Просяновского месторождения (Украина). Данные рентген-дифрактометрического анализа каолинита (рис. 1б) подтвердили высокое содержание в минерале каолинита и наличие примесей слюды (1–2%), кварца и полевых шпатов, pH$_{{{{{\text{Н}}}_{{\text{2}}}}{\text{О}}}}$ 9.2. По данным производителя, минерал имеет следующий оксидный состав SiO2 – 46.9, TiO – 0.8, Al2O3 – 38, Fe2O3 – 0.6, CaO – 0.39, MgO – 0.05%.
Гумусовые кислоты получали из низинного торфа месторождения “Коммуна”, расположенного в Суворовском р-не Тульской обл. (Россия). Согласно [16], измельченный торф несколько раз обрабатывали смесью бензол : этанол = 1 : 1 в соотношении торф : экстрагент = 1 : 3. После экстракции торф высушивали при температуре 40–60°С в течение 8 ч до исчезновения запаха бензола. Затем торф заливали раствором 0.1 M NaOH в соотношении 1 : 10, выдерживали на водяной бане при 90°С в течение 3 ч и оставляли на ночь. Щелочной раствор сливали и отфильтровывали. Экстракцию повторяли несколько раз. Для выделения гумусовых кислот полученный щелочной экстракт подкисляли с помощью HCl до рН 1.5. Затем путем фильтрации отделяли раствор фульвокислот от осадка гуминовых кислот. Фульвокислоты помещали в диализные мешки и выдерживали в дистиллированной воде до отрицательной реакции на хлорид-ионы. Далее кислоты были высушены над безводным CaCl2 при 20°C до постоянной массы и перетерты в агатовой ступке до мелкодисперсного состояния.
Функциональный состав ФК анализировали методами ИК-спектроскопии. ИК-спектры снимали на ИК-Фурье-спектрометре “Nikolet‑380”. Для всех проб были соблюдены одинаковые условия: масса навески – 0.002 г; масса KBr – 0.2 г. Изученные ФК характеризовались типичными полосами поглощения [17] ИК-спектров различной интенсивности (рис. 2).
Широкая полоса с максимумом поглощения ~3259 см–1 указывала на наличие гидроксильных групп, связанных в той или иной степени водородными связями. Гидроксильной группой и группой =С–О– обусловлена также полоса с максимумом 1227 см–1. Максимум 2936 см–1 мог указывать как на валентные колебания ОН-связей [18], так и метиловых и метиленовых групп [17]. В области 1700–1720 см–1 (с максимумом 1713 см–1) регистрировали валентные колебания связи С=О карбоновых кислот, при этом речь шла только о свободных карбоксильных группах. Полоса с максимумом 1405 см–1 указывала на симметричные колебания карбоксилат-ионов, с максимумами 1558 см–1 и 1634 см–1 – на их асимметричные колебания, характеризующие валентные колебания связи С=О в недиссоциированных карбоксильных группах и сложных эфирах [17, 18]. Однако полосы 1634 см–1 могли также характеризовать наличие в молекулах ароматических фрагментов и пептидных связей. Полоса деформационных колебаний с максимумом 1030 см–1 могла характеризовать связи С–О циклических и алифатических эфиров и спиртов, а также возможное присутствие полисахаридов, что подтверждено данными спектроскопии ЯМР 13С.
Содержание функциональных групп (табл. 1) и распределение углерода фульвокислот по структурным фрагментам (табл. 2) определяли методом спектроскопии ЯМР 13С.
Таблица 1.
Содержание атомов углерода в структурных фрагментах (относительные интенсивности*, %) | |||||||
---|---|---|---|---|---|---|---|
ГВ | С=О (220–185)** | СООН, СООR (185–165) | Car–O (160–140) | Car–H, Car–C (140–90) | Calk–O, Cαβ–O4 (90–65) | CH3O (65–55) | Calk (55–10) |
ФК | 1.13 | 4.60 | 1.05 | 14.82 | 47.70 | 11.73 | 18.97 |
Таблица 2.
farа | Car/Calkб | О/С в | О/Сarг | О/Сalkд | HLе, % | HBж, % | |
---|---|---|---|---|---|---|---|
ФК | 15.87 | 0.20 | 0.77 | 0.07 | 0.76 | 53.43 | 33.79 |
Примечание. а – показатель общей ароматичности, соответствующий доле ароматических атомов от общего углерода в составе ФК: far= (РСarO+ PCarH,C); б – соотношение ароматической и алифатической частей в макромолекуле ФК: Car/Calk= (РСarO + PCarH,C)/(Calk–O+ CH3O + Calk); в – показатель, позволяющий оценить долю кислородсодержащих углеродных фрагментов в составе ФК: О/С = (PC=O + 2PCOOH + РСar–O + 1.25PCalk–O + 0.5P$_{{{\text{C}}{{{\text{H}}}_{{\text{3}}}}{\text{O}}}}$); г – степень окисленности ароматического ядра: О/Сar = РCar–O/(РСarO + PCarH,C); д – степень окисленности алифатической компоненты ФК: О/Сalk = (РCalk–O + Р$_{{{\text{C}}{{{\text{H}}}_{{\text{3}}}}{\text{O}}}}$)/(РCalk–O + Р$_{{{\text{C}}{{{\text{H}}}_{{\text{3}}}}{\text{O}}}}$ + РCalk); е – содержание гидрофильных компонентов: HL = (РC=O + РСООН + РСalk–O); ж – содержание гидрофобных компонентов: HB = (РCar–H + РCar–C + РCalk).
Работы выполнены в Ресурсном центре “Магнитно-резонансные методы исследования” Санкт-Петербургского государственного университета на приборе “Avance 400 WB” со стандартным двухканальным датчиком с системой вращения под магическим углом. Ротор – 4 мм, оксид циркония, частота вращения – 12 500 Гц. Для получения спектров гуминовых веществ (ГВ) были использованы 2 метода: 1 – метод прямого возбуждения (количество сканов – 5000, длительность возбуждающего импульса – 3.2 мкс, релаксационная задержка – 10 с), 2 – метод кросс-поляризации/вращения под магическим углом (CP/MAS) (количество сканов – 2500, длительность контакта – 500 мкс, релаксационная задержка – 3 с).
Данные спектроскопии ЯМР показали, что составе ФК содержание кетонных и хиноидных групп достигало 1.13% (по сравнению с 0.20% в ГК, выделенных из этого же торфа [19]). О наличии лигнинной составляющей (как наиболее устойчивой к трансформации в условиях малого доступа кислорода и низкой биологической активности водоемов) можно судить по сигналам δС ≈ 56 м.д (СН3О-группы). Содержание Сalk-O фрагментов в образце ФК достаточно высокое (47.7%), что также свидетельствовало о “незрелости” используемого для получения ФК торфа (табл. 1). Показатель ароматичности far для ФК составлял всего 15.87 (для ГК – 40.68 [19]). Содержание гидрофобных компонентов в составе ФК, определенное данным методом, составляло 33.79% (табл. 2).
Для изучения адсорбции фульвокислот на глинистых минералах использовали их водные растворы с концентрациями: 0.05, 0.1, 0.5, 1.0 г/л при рН 4.0. Также были изучены адсорбционные процессы в системах: ФК–ионы Pb2+–бентонит (или каолинит), ФК–ионы Zn2+–бентонит (или каолинит) при увеличивающихся концентрациях ионов металлов и постоянной концентрации ФК. Для этого навеску адсорбента помещали в колбы с рабочими растворами фульвокислот и солей Pb(NO3)2 и Zn(NO3)2 и выдерживали в течение 3 ч при постоянном перемешивании при комнатной температуре. Использовали концентрации солей металлов: 0.5, 1.0, 2.0 ммоль/л. Концентрация ФК во всех случаях составляла 1 г/л. Эксперименты проводили при соотношении твердой и жидкой фазы 1 : 100 (0.2 г адсорбента и 20 мл раствора). По окончании процесса растворы отфильтровывали через бумажный фильтр, а затем с помощью мембранного шприцевого фильтра с диаметром пор 0.45 мкм.
Адсорбцию гумусовых кислот на глинистых минералах изучали по изменению оптической плотности растворов на спектрофотометре ПЭ-5300ви, при длине волны 465 нм. Количество поглощенных ФК находили по разности между исходной и равновесной концентрациями, которые определяли по калибровочному графику в координатах D465–С, где С – концентрация ФК (мг/мл), D465 – оптическая плотность при 465 нм [15].
РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ
Адсорбция ФК на бентоните. Результаты исследования процесса адсорбции ФК на бентоните представлены в табл. 3 и на рис. 3а. Анализ полученных данных позволил предположить, что адсорбция ФК на бентоните происходила по полимолекулярному механизму, поскольку изотерму можно отнести к типу L3 по Джайлсу [20]. Подобные изотермы были получены при адсорбции на монтмориллоните полиэлектролитов, моделирующих почвенное органическое вещество [21, 22]. Адсорбция ФК на поверхности бентонита проходила в 3 стадии. На начальном этапе, с ростом исходной концентрации ФК до 0.2 г/л, происходило насыщение ФК наиболее доступных адсорбционных центров глинистого минерала. Количество поглощенного адсорбата достигало 0.003–0.004 г/г. В интервале концентраций от 0.2 до 0.5 г/л адсорбционные процессы останавливались или имела место отрицательная адсорбция. В целом часть полученной изотермы в интервале исходных концентраций ФК 0–0.4 г/л напоминала изотерму мономолекулярной адсорбции типа L1 или L2. На этой стадии, по мнению ряда авторов, заполнение поверхности адсорбента проходит по механизму специфической адсорбции [22, 23] за счет взаимодействия полярных групп органического вещества с активными центрами заряженной поверхности минерала. Данный участок изотермы довольно мал, что свидетельствует об ограниченном количестве сайтов специфического поглощения фульвокислот. При этом возможно частичное или полное распрямление органических молекул на поверхности, а также послойное заполнение в виде фибрилл и пачек [22–24]. Подобное поглощение органических веществ в виде достаточно крупных агрегатов могло приводить к их частичной десорбции с поверхности минерала при концентрациях 0.4–0.6 г/л. При увеличении концентрации >0.6 г/л поглощение ФК поверхностью адсорбента возобновлялось и далее усиливалось с ростом концентрации, что свидетельствовало о формировании модифицированной поверхности бентонита в процессе адсорбции фульвокислот и изменении механизма взаимодействия при более высоких использованных концентрациях органического вещества. Также возможно увеличение межпакетного расстояния бентонита за счет частичного интеркалирования в него фракций фульвокислот. Изучение изменения базального рефлекса d001 методом рентгеноструктурного анализа при модификации бентонита фульвокислотами в концентрации 0.05, 0.2 и 1.0 г/л показало, что для концентрации 0.2 и 1.0 г/л можно говорить о снижении упорядоченности структуры бентонита в присутствии фульвокислот – рефлексы d003 (5.07 Å) и d005 (3.11 Å) присутствовали только на спектре с минимальной концентрацией фульвокислоты (0.05 г/л). При максимальной использованной концентрации (1 г/л) регистрировали смещение базального рефлекса, что иллюстрировало увеличение межпакетного пространства минерала.
Таблица 3.
С исходная | С равновесная | Величина адсорбции | Величина адсорбции, г/г |
---|---|---|---|
г/л | |||
0.05 | 0.035 | 0.015 | 0.0015 |
0.10 | 0.070 | 0.030 | 0.0030 |
0.50 | 0.460 | 0.040 | 0.0040 |
1.00 | 0.890 | 0.110 | 0.0110 |
Адсорбция ФК на каолините. Результаты исследования процесса адсорбции фульвокислот на каолините представлены в табл. 4 и на рис. 3б. Изотерма адсорбции фульвокислот на каолините имела тип L2 [20]. Такая форма изотермы свидетельствовала о том, что при низких концентрациях адсорбата он имеет относительно высокое химическое сродство с поверхностью адсорбента. По мере заполнения сорбционных центров уменьшалось количество незаполненных сорбционных позиций и соответственно – снижалось количество адсорбированного вещества [25]. Авторы [26, 27] считают, что связывание гумусовых кислот каолинитом, происходит как за счет неспецифической, а также и специфической адсорбции между положительно заряженными центрами каолинита и карбоксильными группами кислот, а также за счет гидрофобного связывания. При этом изотерма демонстрирует близкое насыщение каолинита в отличие от изотермы адсорбции ФК на бентоните, имеющей резко восходящий вид в области максимальных концентраций, что согласуется с емкостями поглощения изученных минералов. Таким образом, для двухслойного и трехслойного с расширяющейся структурой глинистого минерала адсорбционные взаимодействия с фульвокислотами имели свою ярко выраженную специфику.
Таблица 4.
С исходная | С равновесная | Величина адсорбции | Величина адсорбции, г/г |
---|---|---|---|
г/л | |||
0.05 | 0.035 | 0.015 | 0.0015 |
0.10 | 0.060 | 0.040 | 0.0040 |
0.50 | 0.390 | 0.100 | 0.0100 |
1.00 | 0.875 | 0.125 | 0.0125 |
Адсорбционные процессы в системе бентонит–ФК–ионы тяжелых металлов. Влияние увеличивающихся концентраций свинца и цинка на изменение оптической плотности растворов фульвокислот, раствора фульвокислот и бентонита и надосадочной жидкости суспензии бентонита показано на рис. 4. Измерение оптической плотности проводили относительно дистиллированной воды.
Полученные данные показали тенденцию к увеличению оптической плотности раствора ФК с увеличением концентрации ионов свинца. Такое поведение системы могло быть обусловлено образованием окрашенных комплексных соединений металла с ФК при взаимодействии с функциональными группами гумусовой кислоты [28]. Данные ИК-спектрометрии и ЯМР 13С-спектроскопии свидетельствовали о значительном количестве функциональных групп в составе использованных ФК, которые могли быть использованы для формирования комплексных соединений и солей. В системе ФК–Рb2+–бентонит изменение оптической плотности раствора с увеличением концентрации металла носило противоположный характер – она уменьшалась, что свидетельствовало об адсорбции бентонитом как ФК, так и их окрашенных комплексов этих органических соединений со свинцом.
В случае с раствором нитрата цинка увеличение концентрации соли практически не влияло на оптическую плотность в системе ФК–Zn2+. Это объясняется бесцветной окраской большинства комплексных соединений цинка c полидентантными лигандами [29]. Интересно, что при постоянной концентрации ФК адсорбция их комплексных соединений с цинком на поверхности бентонита при низкой концентрации металла уменьшалась по сравнению с исходным раствором. Увеличение концентрации цинка до 1 ммоль/л сопровождалось ростом оптической плотности, которая при 2 ммоль/л оставалась неизменной и близкой к исходному раствору. Возможно, что при самой низкой использованной концентрации металла он способствовал поглощению комплексов металл–ФК посредством формирования катионных мостиков с поверхностью минерала [14]. При более высоких концентрациях наблюдали более сложное поведение комплексов цинка и фульвокислот, которое, исходя из отсутствия изменения оптической плотности, формально можно интерпретировать как отсутствие поглощения.
Адсорбционные процессы в системе каолинит–ФК–ионы тяжелых металлов. Адсорбционные процессы в двухкомпонентных и трехкомпонентных системах ФК–металл, каолинит–металл и ФК–металл–каолинит также изучали по результатам измерения оптической плотности при возрастающих концентрациях свинца и цинка (рис. 5). Исходя из данных об изменении оптической плотности растворов, поглощение комплексных соединений свинца и цинка с фульвокислотами каолинитом возрастало с ростом концентраций металлов, что демонстрировало значимость катионов микроэлементов во взаимодействии между органическим веществом почв и глинистыми минералами. С учетом того, что значительный вклад в величину оптической плотности вносили окрашенные комплексные соединения ФК со свинцом, адсорбция комплексов ФК с эти элементом проходила на поверхности каолинита более интенсивно, чем комплексов с цинком.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Таким образом, адсорбция торфяных ФК на поверхности бентонита при изученных концентрациях проходила по полимолекулярному механизму и носила ступенчатый характер. Изотерму адсорбции ФК на бентоните можно отнести к типу L3 по Джайлсу. Ступенчатость адсорбции можно объяснить формированием новых сорбционных позиций при модификации поверхности бентонита ФК и увеличением межпакетного расстояния за счет частичного интеркалирования органических молекул. Адсорбция ФК на каолините может быть описана механизмом мономолекулярной адсорбции с изотермой типа L2.
В трехкомпонентных системах, включающих фульвокислоты, глинистые минералы и ионы переходных элементов, происходили сложные процессы, включавшие образование солей и комплексных соединений и адсорбцию. Поглощение окрашенных комплексных соединений ФК со свинцом на поверхности бентонита увеличивалось с ростом концентрации металла. Поглощение комплексных соединений ФК с цинком имело более сложный характер и при концентрациях металла 1 и 2 ммоль/л, исходя из отсутствия изменений оптической плотности, можно формально говорить об отсутствии поглощения бентонитом. Адсорбция комплексных соединений ФК со свинцом и цинком каолинитом находилась в прямой зависимости от концентрации металлов в растворе, причем в присутствии свинца поглощение проходило более эффективно, чем в присутствии цинка.
Список литературы
Переломов Л.В., Чилачава К.Б., Швыкин А.Ю., Атрощенко Ю.М. Влияние органических веществ гумуса на поглощение тяжелых металлов глинистыми минералами // Агрохимия. 2017. № 2. С. 89–96.
Зубкова Т.А., Карпачевский Л.О. Матричная организация почв. М.: РУСАКИ, 2001. 296 с.
Kloster N., Marcelo A. Interaction of humic acids with soil minerals: adsorption and surface aggregation induced by Ca2+ // Environ. Chem. 2015. V. 12. № 6. P. 731–738.
Dixon J.B. Kaolin and serpentine group minerals // Minerals in soil environments. 2nd ed. / Eds. Dixon J.B., Weed S.B. SSSA Book Series. 1989. № I. P. 467–525.
Borchardt G. Smectites // Taм жe. P. 675–727.
Осипов В.И., Соколов В.H., Румянцева Н.А. Микроструктура глинистых пород / Под ред. Сергеева Е.М. M.: Недра, 1989. 211 с.
Покидько Б.В., Буканова Е.Ф., Туторский И.А., Ильина М.Б. Влияние ионов кальция на адсорбцию ионных и неионных ПАВ на бентоните // Вестн. МИТХТ. 2009. Т. 4. № 1. С. 77–83.
Fetter G., Bosch P. Microwave effect on clay pillaring // Pillared Clays and Related Catalysts / Eds. Gil A., Korili S.A., Trujillano R., Vicente M.A. N.Y., Dordrecht, Heidelberg, London: Springer, 2010. P. 1–21.
Ammann L., Bergaya F., Lagaly G. Determination of the cation exchange capacity of clays with copper complexes revisited // Clay Minerals. 2005. V. 40. P. 441–453.
Переломов Л.В., Атрощенко Ю.М., Минкина Т.М., Переломова И.В., Бауэр Т.В., Пинский Д.Л. Органоглины – новый класс перспективных сорбентов для ремедиации химически загрязненных объектов окружающей среды // Агрохимия. 2021. № 8. С. 82–96.
Kumar A., Lingfa P. Sodium bentonite and kaolin clays: Comparative study on their FT-IR, XRF, and XRD // Materials Today: Proceedings. 2020. V. 22. P. 737–732.
Lagaly G., Ogawa M., Dekany I. Clay mineral-organic interactions // Handbook of clay science. Developments in clay science. V. 5 / Eds. Bergaya F., Lagaly G. Elsevier, 2013. P. 435–505.
Переломов Л.В., Пинский Д.Л., Виоланте А. Влияние органических кислот на адсорбцию меди, свинца и цинка гетитом // Почвоведение. 2011. № 1. С. 26–34.
Elliot H.A., Huang C.P. Adsorption characteristics of some Cu(II) complexes on aluminosilicates // Water Res. 1981. V. 15. P. 849–855.
Заварзина А.Г., Демин В.В. Взаимодействие гуминовых кислот различного происхождения с минералами почв // Тр. V Всерос. конф. “Гуминовые вещества в биосфере”. СПб.: Изд. дом СПбГУ, 2010. С. 242–249.
Lowe L.E. Studies on the nature of sulphur in peat humic acids from the Fraser river delta, British Columbia // Sci. Total. Environ. 1992. V. 113. P. 133–145.
Орлов Д.С. Химия почв. М.: Изд-во МГУ, 1985. 376 с.
Ненахов Д.В., Гасанова Е.С., Котов В.В., Стекольников К.Е., Селеменев В.Ф., Карпов С.И. Спектроскопическое исследование состава фульвокислот чернозема выщелоченного // Сорбц. и хроматограф. процессы. 2009. Т. 9. Вып. 5. С. 659–664.
Переломов Л.В., Пинский Д.Л., Переломова И.В., Атрощенко Ю.М. Адсорбционная способность природных и окисленных гуминовых кислот низинного торфа по отношению к тяжелым металлам // Агрохимия. 2019. № 12. С. 66–74.
Giles Ch.H., Smith D., Huitson A. A general treatment and classification of the solute adsorption isotherm. I. Theoretical // J. Colloid Interface Sci. 1974. V. 47. Iss. 3. P. 755–765.
Курочкина Г.Н. Влияние предадсорбированных полиэлектролитов на поверхностные свойства и дисперсность глинистых минералов и почв // Физ.-хим. поверхности и защита мат-лов. 2019. Т. 55. № 2. С. 158–169.
Курочкина Г.Н., Пинский Д.Л. Формирование минерало-органической матрицы при адсорбции полиэлектролитов на почвенных минералах и почвах // Почвоведение. 2012. № 11. С. 1199–1210.
Липатов Ю.С., Сергеева Л.М. Адсорбция полимеров. Киев: Наукова думка, 1972. 195 с.
Киселев А.В., Эльтеков Ю.А., Новикова В.Н. Механизм процессов пленкообразования из полимерных растворов и дисперсий. М.: Наука, 1966. 318 с.
Соколова Т.А., Трофимов С.Я. Сорбционные свойства почв. Адсорбция. Катионный обмен: уч. пособ. по некоторым главам химии почв. Тула: Гриф и К, 2009. 172 с.
Balnois E., Wilkinson K.J., Lead J.R., Buffle J. Atomic force microscopy of humic substances: effects of pH and ionic strength // Environ. Sci. Technol. 1999. V. 33. P. 3911–3917.
Sokolowska Z., Sokolowski S. Influence of humic acid on surface fractal dimension of kaolin: analysis of mercury porosimetry and water vapour adsorption data // Geoderma. 1999. V. 88. P. 233–249.
Логвинова В.Б. Синтез и строение комплексонатов свинца (II) с анионами аминополикарбоновых кислот: Автореф. дис. … канд. хим. наук. Владивосток: ДО РАН, 2003. 28 с.
Бушуев М.Б. Комплексы железа, меди, цинка и кадмия с полидентатными лигандами: синтез, свойства, полиморфизм, термическии светоиндуцированные переходы: Автореф. дис. … канд. хим. наук. Новосибирск: ИНХ СО РАН, 2019. 40 с.
Дополнительные материалы отсутствуют.