CC BY
37
Экспериментально установлены процентные соотношения эффективного модифицирования анодных матриц.
С помощью современных методов электронно-сканирующей микроскопии и рентгенофа-зового анализа выявлены особенности структуры полученных анодных матриц.
Достигнуты прекрасные физико-химические и технологические характеристики полученных анодных матриц: высокая удельная поверхность порошков, высокая насыпная и физическая плотности, низкая зольность, хорошая обрабатываемость анода. Они близки по значению характеристикам коммерческих анодных матриц.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Cullis, C.F. Factors affecting the structure and properties of pyrolytic carbon [Текст] / C.F. Cullis // Petroleum Derived Carbons.— Ed. M.L. Deviney, T.M. Grady / American Chemical Society. ACS Symposium Series.— Washington.— 1976. Vol. 21.— P. 228-236.
2. Alamgic, M. The Behavior of Carbon Electrodes Derived from Poly(p-phenylene) in Polyacrylonitrile-Based Polymer Electrolyte Cells / M. Alamgic, Q. Zuo, K.M. Abraham // J. Electrochem. Soc.— 1995. Vol. 141.— P. 143.
3. Xue, J.S. Dramatic Effect of Oxidation on Lithium Insertion in Carbons Made from Epoxy Resins [Текст] / J.S. Xue, J.R. Dahn // J. Electrochem. Soc.— 1995. Vol. 142. P. 3668.
4. Zheng, T. High-Capacity Carbons Prepared from Phenolic Resin for Anodes of Lithium-Ion Batteries [Текст ] / T. Zheng, Q. Zhong, J.R. Dahn // J. Electro-
chem. Soc.- 1995. Vol. 142.- P. 211.
5. Tokumitsu, K. Charge/discharge characteristics of synthetic carbon anode for lithium secondary battery [Текст] / K. Tokumitsu, A. Mabuchi, H. Fujimoto, T. Ka-suh // J. Power Sources. 1995. Vol. 54.— P. 444.
6. Sato, U. A Mechanism of Lithium Storage in Disordered Carbons [Текст ] / U. Sato, M. Noguchi, A. Deuia-chi [et al] // J. Science. 1995 Vol. 264.— P. 556.
7. Fey George Ting-Kuo, Chen Chung-Lai. Preparation and electrochemical properties of lithium—sulfur polymer batteries [Текст] / F. G. Ting-Kuo, C. Chung-Lai // J. Power Sources. 2001. P. 97-98.
8. Попович, А. А. Получение анодных материалов из растительного сырья для литий-ионных (полимерных) аккумуляторов [Текст] / А.А. Попович, Д.В. Они-щенко // Известия вузов. Порошковая металлургия и функциональные покрытия.—2009. № 1.— С. 14-17.
УДК 543.426:539.16.04:556.53
А.В. Кулинкович
ОБРАЗОВАНИЕ АКТИВНЫХ ФОРМ КИСЛОРОДА В ВОДНЫХ РАСТВОРАХ СОЛЕЙ УРАНА ПРИ ВОЗДЕЙСТВИИ ЭЛЕКТРОМАГНИТНЫХ ПОЛЕЙ
Интенсификация промышленного производства во второй половине XX века привела к появлению на планете большой группы антропогенных радионуклидов. Их суммарная активность в среднем соизмерима с активностью естественного радиоактивного фона, но на некоторых участках (зоны техногенно-повышенного радиоактивного фона) может существенно превышать его [1].
Антропогенные радионуклиды можно разделить на две основные группы: искусственные радионуклиды, получаемые в результате ядерных реакций, и естественные, или природные, ради-
онуклиды (уран, торий и продукты их распада), концентрация которых на земной поверхности резко возросла за счет технологических процессов, связанных с перемещением их из более глубоких зон земной коры (например, при добыче урана). Это деление условно, поскольку образующиеся в естественных условиях легкие радионуклиды могут быть получены и искусственным путем. Так, тритий образуется в окружающей среде в результате ядерных реакций химических элементов с космическим излучением и в реакциях, искусственно вызванных делением или синтезом ядер. Строниций-90 также возникает
в окружающей среде при спонтанном делении урана-238, но может быть получен и искусственно [1]. Таким образом, радиоактивное загрязнение биосферы представляет собой увеличение концентрации радиоактивных веществ в живых организмах и среде их обитания (атмосфера, гидросфера, почва) в результате деятельности человека.
Искусственные радионуклиды не свойственны биосфере, они появились лишь с середины XX века в результате развития ядерных технологий военного и гражданского применения. Радиоактивные вещества, образующиеся в результате ядерного взрыва, представлены в основном продуктами деления урана-238 и плуто-ния-239, невыгоревшим ядерным топливом и материалами с наведенной активностью. В зависимости от времени, прошедшего с момента взрыва до оседания частиц на земную поверхность, радиоактивные выпадения делятся на три вида:
1. Ближние, или локальные, выпадения представлены относительно крупными (более 100 мкм) частицами, оседающими на землю преимущественно под действием силы тяжести. Локальные выпадения начинаются сразу после взрыва и продолжаются в течение последующих 1—2 суток, охватывая по мере переноса радиоактивного облака ветром все более обширную территорию. В результате локальных выпадений на земной поверхности образуется радиоактивный след шириной в несколько десятков и протяженностью в несколько сот километров. Крупные частицы, оседающие под действием сил тяжести, попадают непосредственно на земную поверхность, в т. ч. на растительность и животных, обусловливая их поверхностное загрязнение. Считается, что при наземных ядерных взрывах мегатонной мощности на ближние выпадения приходится до 80 , а при атмосферных — около 10 %.
2. Промежуточные, или тропосферные, выпадения представлены мелкими частицами (несколько микрометров и менее). Эти частицы формируются в тропосфере, ниже тропопаузы, на высоте 11—16 км. Период полувыведения этих частиц из тропосферы составляет 20— 30 суток. На тропосферные выпадения при наземных взрывах мегатонной мощности приходится 5 %.
3. Глобальные, или стратосферные, выпадения состоят из частиц от нескольких сотых до десятых долей микрометра, забрасываемых в стратосферу на высоту 10—30 км. Оттуда они переносятся в тропосферу струйными течениями и циклональными вихрями либо с воздушными массами через разрывы в тропопаузе.
В умеренных широтах глобальные выпадения с атмосферными осадками (влажные выпадения) составляют 60—70 % общей суммы радиоактивных выпадений, остальная их часть (30—40 %) представлена сухими выпадениями. Глобальные выпадения распределяются по всей поверхности земного шара.
Из глобальных выпадений в водный раствор переходит около 50 % общего количества радионуклидов, причем в водонерастворимой форме поступает до 95 % стронция-90 и до 70 % цезия-137, в растворимой форме — 30 % це-рия-144 и 40 % циркония-95. Из локальных и тропосферных выпадений от атмосферных взрывов, представленных частицами величиной до 20 мкм, в воде растворяется до 30 % (в основном, это радионуклиды йода, цезия, стронция, бария).
Количество образованных при ядерных взрывах радиоактивных изотопов, включающихся в пищевые цепочки, определяется не только тем, сколько их выпало из воздуха, но также структурой экосистемы и особенностями биохимических циклов [1, 2]. В целом в малопродуктивных местообитаниях значительная доля осадков включается в пищевые цепочки. В экосистемах с высокой продуктивностью интенсивность обмена веществ и большая сорбирующая емкость почвы или донных отложений обеспечивают такое разбавление осадков, что в растения они попадают в относительно небольшом количестве. Выпавшие радиоактивные осадки (особенно стронций-90 и цезий-137) доходят по пищевой цепочке до человека, но их содержание в тканях организма человека никогда не бывает таким высоким, как в тканях животных.
В результате работы реакторов накапливаются продукты деления ядерного топлива, продукты нейтронной активации и остатки выгоревшего топлива. Продукты деления образуются преимущественно внутри тепловыделяющих элементов (твэлов) и там остаются. Выход за пределы оболочки твэлов ничтожно мал для всех
радионуклидов, кроме трития (через оболочки из нержавеющей стали проникает около 80 % трития). В состав продуктов деления входят также благородные газы, летучие и нелетучие вещества. Все они являются бета- и гамма-излучателями и имеют периоды полураспада от долей секунды до десятков лет. Среди продуктов нейтронной активации также присутствуют радионуклиды различного состава и продолжительности жизни. Отработанные твэлы выдерживают на территории АЭС в специальных бассейнах для распада короткоживущих радионуклидов, а затем отправляют на радиохимические заводы для переработки.
При нормальной работе АЭС поступление радионуклидов во внешнюю среду незначительно. Загрязнение окружающей среды в результате работы радиохимических заводов гораздо серьезнее. Значительный вклад в глобальное загрязнение биосферы предприятиями ядерного топливного цикла (ЯТЦ) вносят углерод-14, криптон-85, тритий и йод-129. Другие долго-живущие негазообразные радионуклиды (строн-ций-90, цезий-137, изотопы трансурановых элементов), поступающие в окружающую среду с выбросами предприятий ЯТЦ, рассеиваются на ограниченной территории, т. е. создают локальное загрязнение [1—3].
Помимо «плановых» выбросов, источником радиоактивного загрязнения окружающей среды являются аварии на ядерных реакторах. Основную опасность при этом представляют продукты деления и нейтронной активации, накопившиеся в активной зоне реактора. Усло -вием их сохранения внутри твэлов является герметичность и достаточное охлаждение твэлов и кожуха. Перегрев топлива и оплавление активной зоны реактора могут произойти лишь в том случае, если количество тепловой энергии, выделяемой в процессе ядерной реакции, превысит величину, снимаемую теплоносителем. Тогда теплоноситель переходит в пар, который вместе с облаком газообразных продуктов деления может привести к избыточному давлению и взрыву.
Таким образом, при разрушении реактора АЭС продукты деления урана и нейтронной активации вместе с неразделившимся (невыгоревшим) топливом поступают во внешнюю среду и вызывают радиоактивное загрязнение терри-
тории, площадь которой зависит от мощности взрыва и метеорологических условий.
Уран относится к общеклеточным ядам, поражая все органы и ткани, его действие обусловлено химической токсичностью и радиоактивностью. ПДК для растворимых соединений урана составляет 0,015 мг/м3, для растворимых — 0,075 мг/м3. Все изотопы урана являются ядовитыми, тератогенными и радиоактивными [3].
Уран, как известно, испускает а-, в- и у-излучение. Наиболее опасным является а-излучение, так как задерживается клеточными тканями и приводит к изменениям на клеточном уровне.
В основной части уран поступает в организм человека в виде растворимых солей уранила и022+ из природных водоемов через пищу и воду; через кожные покровы транспорт урана полностью блокируется. Это определяет необходимость создания простого в проведении экспрессного контроля соединений урана в природных водах, особенно при авариях на АЭС и объектах, содержащих жидкие радиоактивные отходы.
Для определения малых концентраций солей урана (10-5—10—6 г/л) в природных водах наиболее широко используются экстракционно-люми-несцентный и фотометрический методы [3].
Экстракционно-люминесцентный метод определения урана в воде основан на предварительном экстрагировании урана диизоамиловым эфиром метилфосфоновой кислоты в гидрированном керосине и последующем анализе экстракта люминесцентным методом. Фотометрический метод определения содержания урана основан на его выделении и концентрировании на осадке роданида кристалл-виолета с последующим взаимодействием его с арсеназо (III).
Данные методы позволяют осуществлять экспрессное определение малых содержаний урана в растворах после их очистки от примесных соединений. Недостатком является невозможность использования указанных методов в полевых условиях из-за аппаратурной и методической сложности.
В последнее время для определения микроконцентраций урана (до 10-6 г/л) широко используются различные виды активационного анализа [4], особенно метод ядерных треков [5].
В работе [6] описывается метод анализа природных вод на содержание урана с использова-
нием активационного метода. Исследуемая проба воды выпаривается под инфракрасной лампой, помещается в кварцевые ампулы и облучается потоком нейтронов около 3-1013 нейтр/ (см2-с). Продолжительность облучения колеблется от нескольких часов до трех недель. После облучения пробу подвергают химической обработке для определения (n, у) продуктов излучения, которые измеряют и сравнивают со стандартом. Чувствительность метода обнаружения урана составляет порядка 2-10-9 г/л. Данный метод позволяет определять уран и торий в присутствии 239Np и 233Pa. Однако химическая обработка облученных проб по отделению протактиния и нептуния сложна, поскольку для определения урана рекомендуется использовать метод непосредственного счета треков деления в оптическом микроскопе.
В работе [7] предложена методика определения урана в природных водах по облучению сухого остатка потоком нейтронов после выделения его из объекта исследования пропусканием анализируемой пробы через ионит (Dowex 1x8) с последующим выпариванием элюата. Содержание урана определяют по плотности треков деления.
Методы определения содержания урана по запаздывающим нейтронам приведены в работе [8]. Стандарт и взвешенную пробу в полиэтиленовых капсулах облучают потоком нейтронов плотностью около 1012 нейтр/(см2-с) в пневматической системе в течение 1 мин, выдерживают 30 с и проводят радиометрическое измерение нейтронным счетчиком. Активность пробы сравнивают со стандартом. Относительная погрешность определения 238U по трекам продуктов деления 235U составляет не более+10 %, а чувствительность метода — 1010 г/л.
Таким образом, существующие методы анализа воды на наличие в ней солей урана — достаточно сложны и не позволяют осуществлять экспрессный контроль радиоактивных загрязнений природных вод. В то же время в большинстве случаев, особенно при технологических выбросах, необходимо быстрое определение «in situ» состояния радиоактивного загрязнения с идентификацией уранилов в объектах окружающей среды с целью принятия оперативного решения по ликвидации последствий для недопущения распространения радионуклидов на
значительные территории. Для решения подобных задач необходимо использование высокочувствительных экспрессных методов обнаружения солей урана в окружающей среде, позволяющих проводить экологический контроль непосредственно на месте аварии.
Известно [8], что при сильном радиоактивном загрязнении воды в ней образуется перекись водорода. Радиохимический канал образования перекиси водорода конкурирует с процессами каталитической наработки активных форм кислорода (АФК) ионами металлов переменной валентности, что приводит к необходимости изучения их конкурирующей способности при создании методики обнаружения уранилов в природных водах по самоиндукции перекиси водорода.
В работах [2, 8, 9] обосновывается теоретическая возможность использования хемилюми-несцентных радиочувствительных материалов на основе штатного модифицированного комплекта индикаторных средств КИС СП для количественного определения перекиси водорода, образующейся в результате радиолиза воды под действием а-излучения радионуклидов уранового ряда с помощью анализатора жидких проб ЛИК-2.
Как было показано в работах [8, 9], при наличии в воде солей металлов переменной валентности под действием геомагнитного поля Земли
происходит наработка ИО— * -ион-радикалов. Было выдвинуто предположение, что подобное явление обусловлено действием электромагнитных полей низкой интенсивности на электронную компоненту связанных состояний воды, в которых ионы металлов переменной валентности способны к обменным взаимодействиям. Было проведено изучение процессов генерации активных форм кислорода в водных растворах солей металлов переменной валентности под влиянием искусственно наведенных электромагнитных полей низкой интенсивности.
Оценка влияния синусоидальных электромагнитных полей на генерацию активных кислородных форм в водных растворах металлов переменной валентности осуществлялась по содержанию пергидроксильного ион-радикала
ИО— * в водном растворе сульфата уранила концентрацией 7,5б-10-4 моль/л при рН = 2,50. В ка-
честве источника генерации синусоидальных электромагнитных полей использовался генератор высокочастотных сигналов Г4—117.
Определение содержания пергидроксильного
ион-радикала H02v; в обработанных и необработанных электрическим полем растворах проводилось попеременно. При этом контрольный раствор постоянно находился в металлическом заземленном кожухе для исключения воздействия наведенных электрических и магнитных полей генератора. Обрабатываемый раствор сульфата уранила помещался в металлический заземленный корпус с вмонтированным конденсатором для формирования переменного электрического поля и катушкой, создающей магнитное поле (рис. 1). Анализ содержания пергидроксильного
ион-радикала H02v; проводился на анализаторе «ЛИК-2», корпус которого также заземлялся для исключения влияния внешних полей на реактив, находящийся в ячейке прибора.
Исследования проводились на частотах в интервале 100 Гц — 100 кГц при выходном напряжении 0,3 и 3 В. В качестве источника магнитного поля использовалась катушка из медной проволоки с сопротивлением 62,5 Ом, а электрического поля — конденсатор с параллельным сопротивлением 1,1 кОм.
Из проведенных исследований следует, что под действием переменного магнитного и элек-
трического полей в водном растворе сульфата
уранила происходит подавление генерации
-(*)
АФК. При этом генерация H02v; имеет осциллирующий характер, что обусловливается обменными процессами в ион-кристаллических ассоциатах воды.
На рис. 2 представлена зависимость нормированной интенсивности хемилюминесценции (облученного водного раствора сульфата уранила к необлученному) от времени воздействия магнитного поля с частотой 20 Гц и выходным напряжением 3 В. На данной зависимости четко прослеживается волновой характер и подавление магнитным полем генерации перекиси водорода в водном растворе сульфата уранила. Подобный характер зависимости обусловлен замедлением энергетической накачки ассоци-ата с последующим резким выбросом накопленной энергии в виде свободно-радикальных форм кислорода. После освобождения ассоци-ата от избыточной энергии этот процесс повторяется.
Влияние магнитных полей килогерцового
-(*)
диапазона на процесс генерации H02v; -ион-радикалов хорошо прослеживается по кинетической зависимости нормированной амплитуды хемилюминесцентного пика, полученной в магнитном поле при частоте 20 кГц (рис. 3). Как следует из зависимости, воздействие магнитно-
3
Рис. 1. Установка для исследования воздействия синусоидальных магнитных и электрических полей на водный раствор сульфата уранила:
1 — контрольный раствор U02S04; 2 — металлический кожух с заземлением; 3 — обкладки конденсатора; 4 — катушка; 5 — пробирка с облучаемым раствором U02S04; 6 — генератор синусоидальных сигналов
4
2
Нормированная интенсивность хемилюминесценции 1 -.-
0 -I-т--
0 50 100 150 Время, мин
Рис. 2. Зависимость нормированной интенсивности хемилюминесценции (Лш облученного/Лш контрольного раствора) от времени после облучения водного раствора сульфата уранила концентрации 7,5610-4 моль/л при воздействии переменным магнитным полем частотой 20 Гц и плотности магнитного потока 0,78 мкТл
Нормированная интенсивность хемилюминесценции
Рис. 3. Зависимость нормированной интенсивности хемилюминесценции (Лш облученный/Лш контрольный раствор) от времени после облучения водного раствора сульфата уранила концентрации 7,5610-4 моль/л при рН = 2,50 в переменном магнитном поле частотой 20 кГц и плотности магнитного потока 0,78 мкТл
го поля килогерцового диапазона на водный раствор сульфата уранила имеет также волновой характер генерации перекиси водорода, но процесс накопления энергии ассоциатами воды и их релаксация отличаются более длительным характером. При этом сдвиг кинетической кривой во времени не оказывает влияния на выход
J2 за 2,5-часовую экспозицию.
но:«
Таким образом, кинетика генерации Н021; -ион-радикалов в водном растворе сульфата уранила под действием магнитного компонента практически аналогична их генерации под действием геомагнитного поля Земли, т. е. характер процесса генерации АФК в воде не вызван действием искусственно наведенных полей. Кроме того, изменение интенсивности
воздействующего магнитного фактора также не оказывает влияния на ход процесса, что указывает на иные причины индукции Н0-( ). Так, слабые внешние электрическое и магнитное поля низкой частоты в основном подавляют самоиндукцию пергидроксильного ион-радикала Н0-( ) (см. табл. 1 и 2). Исключение составляет небольшое повышение (в 1,5 раза)
содержания Н0-( ) -ион-радикалов в воде при обработке ее магнитным полем с плотностью потока 13 мкТл и частотой 0,1 кГц, что, вероятно, связано с резонансным воздействием поля на структурные уровни ассоциатов. Такие изменения содержания Н0-( ) -ион-радикалов в воде под действием электрического и магнитного полей указывают на то, что синусоидальное электромагнитное поле — не основной
фактор, приводящий к формированию активных кислородных форм в воде.
Таким образом, под действием переменного электрического и магнитного полей низких частот на водный раствор сульфата уранила концентрации 7,56-104 моль/л происходит подавление генерации активных форм кислорода и перекиси водорода. При этом процесс генерации Н0-( ) -ион-радикалов и их распад носит волновой характер, что обусловливается обменными процессами, связанными с перестройкой ион-кристаллических ассоциатов воды.
Помимо синусоидальной составляющей в электромагнитных полях, формируется и вихревая компонента, которая согласно литературным данным [10] может оказывать значительное влияние на состояние окружающей среды и биологических объектов.
Таблица 1
Характер изменения равновесной концентрации ион-радикалов НО2° в водном растворе сульфата уранила
при воздействии электрического поля
Напряженность электрического поля, В/м Частота, кГц Исходная концентрация ион-радикала НО2-(,), моль/л Отношение концентрации НО2-(,) после облучения к исходной концентрации Отношение Ат после облучения к исходной Ат
150 0,1 1,38-10-7 0,83 0,91
0,17 100 3,49Т0-6 0,61 0,49
230 0,1 1,31-10"6 0,66 0,79
2,2 100 1,09-10-6 0,48 0,83
Таблица 2
Характер изменения равновесной концентрации ион-радикала НО2° в водном растворе сульфата уранила при воздействии магнитного поля
Плотность магнитного потока, мкТл Частота, кГц Исходная концентрация ион-радикала НО2-(,), моль/л Отношение концентрации НО2-(,) после облучения к исходной концентрации Отношение Ат после облучения к исходной Ат
0,50 0,1 1,62-10-7 0,48 0,68
0,17 100 1,89-10-6 0,36 0,46
1,3 0,1 2,07-10-6 1,07 0,50
0,39 100 1,09-10-6 1,15 1,16
Методы генерации вихревых электромагнитных волн (ВЭМВ) в пространстве описываются обобщенной системой уравнений электродинамики [11]. Представленные в системе уравнения отражают условие генерации вихревого излучения, связанное с созданием в пространстве та-
дВ
кого процесса изменения вектора —, в ходе
д^
которого не порождается векторное магнитное поле. Такой процесс реализуется при изменении объема единичной заряженной сферы или периодическом изменении заряда на боковой поверхности самогенерирующего устройства в виде водородной плазмы [12]. Вихревое электромагнитное поле приводит систему, в том числе водную среду, в неравновесное состояние, характеризуемое накоплением заряда одного знака.
С целью оценки влияния вихревых электромагнитных волн были проведены исследования изменения равновесной концентрации перги-
дроксильного радикала HO2v; в водном растворе сульфата уранила (Сш ^ = 7,57-104 моль/л при рН = 2,50) в процессе воздействия ВЭМВ низкой интенсивности хемилюминесцентным методом. Схема установки, используемая в исследованиях, представлена на рис. 4.
Измерения концентрации пергидроксиль-
ного ион-радикала Н021; и интенсивности хемилюминесценции облучаемого и контрольного раствора сульфата уранила осуществлялись
в течение часа до и после облучения в соответствии с методикой [13]. Средние значения концентрации HO2v; -ион-радикалов в водном растворе сульфата уранила до и после обучения ВЭМВ в течение двух часов приведены в табл. 3.
Из данных, приведенных в табл. 3, следует, что при воздействии вихревых электромагнитных полей на водный раствор сульфата уранила сразу после облучения происходит существенное снижение концентрации пергидроксильного
ион-радикала HO2v;.
Механизм действия вихревых электромагнитных полей на растворы металлов переменной валентности устанавливался из анализа амплитудно-временных зависимостей кинетики HO2v; -ион-радикалов в растворе сульфата меди (концентрация С^2+ = 1,57-10—5 моль/л ). Экспериментальная установка включала два изолированных стеклянной перегородкой сосуда с исследуемым раствором, один из которых был подвержен облучению, а другой находился вне поля (рис. 5). В эксперименте использовался генератор вихревых электромагнитных полей [14, 15] мощностью 0,2 Вт (время облучения показано на рисунке в виде заштрихованной
области). Измерения концентрации HO2v; -ион-радикалов осуществлялись попеременно в обоих сосудах с интервалом 6 мин.
Характер протекающих в воде процессов при подобной обработке вихревым электромагнит-
Рис. 4. Установка для исследования влияния вихревых электромагнитных полей на водный раствор сульфата уранила:
1 — генератор высокочастотных сигналов; 2 — штатив; 3 — вихревой электромагнитный генератор (генератор Авраменко); 4 — стакан с дистиллированной водой; 5 — облучаемый раствор
Таблица 3
Изменение равновесной концентрации пергидроксильного ион-радикала НО2-° (СН0_(*)) в водном растворе сульфата уранила при воздействии ВЭМВ
Параметр До облучения После облучения
СНО_(*> , моль/л Вариабельность СНо_(*> ,отн. ед. 2,16-10-7 0,65 9,00-10-9 0,57
ным полем соответствует условиям циркуляции вихрей по сверхпроводящим цепочкам. При этом реализуется термически и электрически недиссипативный перенос электромагнитной энергии (продольный градиент электрического потенциала grad Е = 0, магнитная индукция максимальна: В = Втах). Действие вихревого магнитного поля направлено на сверхпроводящие структуры ассоциата, что сопровождается не только магнитными переходами зарядов (увеличением энергии конденсированных электронов), но и изменением спиновых состояний парамагнитных частиц (О2, ОН-^ Н+(*)), а также «разрыхлением» кристаллической решетки фаз ассоциатов. В последующем по интенсивности хемилюминесценции и изменениям в ее кинетической зависимости регистрировались вариации во времени наработки Н2О2, происходящие в водном растворе сульфата меди.
А
500 400 300 200 100
Лч Обработка генератором
А ш
7 ' \\ я / \/ \ * щ щ И.А
60
120
Время, мин
Рис. 5. Зависимость изменения концентрации пергидроксильного ион-радикала НО2(*> от времени при облучении водного раствора сульфата меди концентрации 1,57-10-5моль/л вихревым электромагнитным полем с частотой 46,5 кГц: 1 — контрольный раствор;
2 — облучаемый раствор
Анализ нелинейной генерации Н021; показывает наличие трех периодов (до воздействия излучения генератора, во время и после воздействия излучения) изменения активных форм кислорода в водной системе. В процессе воздействия излучения на водный раствор отмечается увеличение периода колебания и синфаз-ность осцилляций концентрации в обоих изолированных сосудах в начальной фазе, которая в конце и после облучения становится противофазной. Неожиданным является факт резкого увеличения генерации пергидроксиль-ного ион-радикала в растворе до начала воздействия излучения генератора волн (см. рис. 5), которая непосредственно перед включением генератора резко падает (на порядок и более). Этот результат — не артефакт, так как повторяется со 100-процентной воспроизводимостью.
Наблюдаемый характер нелинейной генерации НО2-(*) в воде свидетельствует о макроскопическом квантовом поведении системы, когда изолированные друг от друга объемы воды ведут себя подобно синхронизированным в фазе или противофазе колебаниям контура. При этом реакция среды на воздействие не только распространяется в прошедшем времени, но и имеет место до воздействия, что, на наш взгляд, соответствует сущности вихревого электромагнитного поля как квантовомехани-ческой системы, квантующейся в пространстве и времени.
Таким образом, воздействие ВЭМВ на водные растворы солей урана приводит к затуханию процессов генерации пергидроксильного ион-радикала в первые часы после кратковременного облучения жидкости.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Алексахин, Р.М. Тяжелые естественные радионуклиды в биосфере [Текст] / Р.М. Алексахин, Н.П. Архипов, Р.М. Бархударов [и др.].— М.: Наука, 1990.- 367 с.
2. Гуменюк, В.И. Хемилюминесцентный экспресс-контроль соединений урана в природных водах [Текст ] / В.И. Гуменюк, А.В. Кулинкович // Научно-технические ведомости СПбГПУ.— 2011. № 4 (135).— С. 178-186.
3. Бекман, И.Н. Уран [Текст]: Учебное пособие / И.Н. Бекман.— М.: Изд-во МГУ, 2009.— 300 с.
4. Ядерно-географические методы в геологии [Текст]: Сб. науч. тр.— Новосибирск: Наука, 1975.— 125 с.
5. Определение содержания урана в минеральных и горных породах по следам осколков деления [ Текст]: Инструкция / Мингеологии СССР.— Введена в действие 01.08.1972.— М.: Изд-во Министерства геологии, 1974.— С. 36.
6. Picer, M. Determination of Thorium and Uranium in Biological Matherials [Текст ] / M. Picer, P. Stronal // Analyt. chim. Acta.— 1968. Vol. 40. №1.— P. 131-136.
7. Takebayashi, T. Application of the Fission. Trekck Technique to the Determination of Uranium in Natural Water [Текст] / T.Takebayashi, H. Matsuda, S. Umemo-to.— Talantа.— 1973. Vol. 20. № 9.— P. 892-895.
8. Гуменюк, В.И. Анализ существующих механизмов генерации активных форм кислорода в водных растворах уранилов [Текст] / В.И. Гуменюк, А. В. Кулинкович // Научно-технические ведомости СПбГПУ.— 2011. № 4 (135).— С. 186-193.
9. Гуменюк, В.И. Влияние процессов трансфор-
мации рассеянной энергии ассоциированных состояний воды на генерацию активных форм кислорода в растворах солей урана [ Текст] / В.И. Гуменюк, А.В. Кулинкович // Научно-технические ведомости СПбГПУ.- 2011. № 1 (142).- С. 255-262.
10. Богданов, В.П. Анализ мутагенного и стимулирующего действия продольных электромагнитных излучений [Текст] / В.П. Богданов, Е.И. Нефедов, А. А. Протопопов // Электродинамика и техника СВЧ и КВЧ.— 2000. Т. 8. № 1-2 (27).- С. 37-41.
11. Протопопов, А.А. Физико-математические основы теории продольных электромагнитных волн [Текст] / А.А. Протопопов / Под общ. ред. Е. И. Нефедова, А. А. Яшина. — Тула: Изд-во ТулГУ, 1999. — 110 с.
12. Бутусов, К.П. Симметризация уравнений Максвелла — Лоренца [ Текст ] / К.П. Бутусов // В кн.: Проблемы пространства и времени в современном естествознании.— СПб., 1991.— С. 388-411.
13. Гаврилов А.В. и др. Хемилюминесцентное определение цианид-ионов // Журнал аналитической химии. 2005. Т. 60. № 11. — С. 1157-1163.
14. Патент № 61463.873 III. Способ и устройство для однопроводной передачи электрической энергии без омических потерь [Текст ] / С.В. Авраменко [и др.].— 10.05.2000 г.
15. Авраменко, С.В. Потенциальные возможности монополярного холодноплазменного генератора и экология [Текст ] / С.В. Авраменко // Тез. докл. Всеросс. науч. конф. «Физико-химические потери сжигания углеводородных топлив».— Москва, 2025 мая 1998.— С. 214.
