PADA INTERAKSI ANTARA Fe(II) DENGAN ASAM HUMUS TERHADAP KESELAMATAN LINGKUNGAN FASILITAS PENYIMPANAN LIMBAH RADIOAKTIF

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

PENGARUH pH, KEKUATAN ION DAN CFe(II) PADA INTERAKSI ANTARA Fe(II) DENGAN ASAM HUMUS TERHADAP KESELAMATAN LINGKUNGAN FASILITAS PENYIMPANAN LIMBAH RADIOAKTIF Budi Setiawan Pusat Teknologi Limbah Radioaktif – BATAN, Serpong

ABSTRAK PENGARUH   pH,   KEKUATAN   ION   DAN  CFe(II)  PADA   INTERAKSI   ANTARA   Fe(II)  DENGAN   ASAM   HUMUS   TERHADAP   KESELAMATAN   LINGKUNGAN   FASILITAS  PENYIMPANAN LIMBAH RADIOAKTIF. Asam humus yang ada di air tanah diperkirakan  mempengaruhi   migrasi   radionuklida   dengan   membentuk   komplek   koloid­radionuklida  terlarut.   Meningkatnya   migrasi   radionuklida   ke   lingkungan   menyebabkan   tingkat  keselamatan   lingkungan   di   sekitar   fasilitas   penyimpanan   limbah   berkurang.   Untuk  mempelajari interaksi antara radionuklida dan asam humus, pembentukan komplek Fe(II)  dengan   asam   humus   Aldrich   telah   diteliti   dengan   cara   pertukaran   ion.   Untuk  mengevaluasi   pengaruh   komposisi   yang   heterogen   dan   sifat   polielektrolit   dari   asam  humus, maka pembentukan komplek Fe(II) dengan asam lemah poliakrilik yang homogen  (BM=90000   Dalton)   juga   dilakukan   dan   pengaruhnya   terhadap   pH,   kekuatan   ion   dan  konsentrasi   ion   logamnya   akan   dibandingkan.     Dengan   mendefinisikan   konstanta  pembentukan   komplek   sebagai  βα  =   [ML]/([M][R]),   dimana   [M]   dan   [ML]   adalah  konsentrasi ion Fe2+  bebas dan terikat, dan [R] =  CRα  (CR  adalah konsentrasi total  site   pertukaran proton dan α adalah derajat disosiasi asam humus atau poliakrilik ).   Nilai log βα  diperoleh   pada   rentang   pcH   4,6   –   5,5   pada   kondisi   kekuatan   ion   0,1   dan   1,0   M.  Hasilnya   menunjukkan   bahwa   nilai   logβα  meningkat   terhadap   derajat   disosiasi   dan  menurun   terhadap   meningkatnya   kekuatan   ion.   Walaupun   perubahan  CFe(II)  tidak  berpengaruh terhadap logβα Fe(II)­poliakrilik tetapi logβα Fe(II)­humus menjadi lebih tinggi  pada kondisi CFe(II) yang rendah karena komposisi asam humus yang heterogen. Dampak  ke   lingkungan   dari   pembentukan  koloid  yang  mobile  akan   dapat   diperkirakan   dengan  diperolehnya   pengetahuan   yang   baik   tentang   pengaruh­pengaruh   parameter   pada  interaksi AH­RN (pH, I dan CFe(II).). Hasil luaran dari model komputasi yang menggunakan  parameter­parameter ini akan sangat berguna sebagai bahan pertimbangan dalam tahap  pengkajian fasilitas tempat penyimpanan lestari limbah radioaktif.

ABSTRACT EFFECTS OF pH, IONIC STRENGTH AND CFe(II)  ON INTERACTION OF Fe(II) WITH   HUMIC   ACIDS   TO   ENVIRONMENT   SAFETY   OF   RADWASTE   DISPOSAL   FACILITY.  Humic acids in groundwater are expected to affect the migration behavior of radionuclides   by   forming   soluble   colloid   complexes   with   radionuclides.   Increased   in   migration   of   radionuclide   to   environment   caused   environment   safety   level   around   waste   disposal   facility   decreased.     In   order   to   understand   the   interaction   between   radionuclides   and   humic   acids,   the   complex   formation   of   Fe(II)   with   Aldrich   humic   acid   has   been   investigated   by   ion   exchange   method.   To   evaluate   the   effect   of   heterogeneous   composition and of polyelectrolyte nature of humic acid, the complex formation of Fe(II)   with homogeneous polymeric weak acid, polyacrylic acid (MW = 90000 Dalton) has been   also examined to compare the effect of pH, ionic strength and metal­ion concentration on  

657

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

the   complex   formation.   By   defining   the   apparent   complex   formation   constant   as  βα  =   [ML]/([M][R]), where [M] and [ML] are the concentrations of free and bound Fe2+ ion, and   [R] = CRα (CR is the total concentration of proton exchange sites and α is the degree of   dissociation of humic or polyacrylic acid), the values of logβα have been obtained at pcH   4.6 to 5.5 in 0.1 and 1.0 M ionic strength.  The results showed that log βα increased with   the degree of dissociation and decreased with increasing the ionic strength.   While the   variation of CFe(II) had no appreciable influence on logβα of Fe(II)­polyacrylate, however log βα  of   Fe(II)­humate   appreciably   higher   at   lower   CFe(II)  due   to   the   heterogeneous   composition of the humic acid. Impacts of mobile colloid formation to environment can be   predicted by found out a good knowledge of affecting parameters (pH, I dan C Fe(II).) on the   interaction of AH­RN.   Output from computation modeling used this parameters will be   useful as a consideration material on the assessment stage of radwaste ultimate disposal   facility.

PENDAHULUAN Salah satu cara untuk menghambat adanya perpindahan radionuklida (RN) dari fasilitas  penyimpanan   limbah   lestari   ke   lingkungan   adalah   mekanisme   sorpsi   RN   oleh   batuan  alami   sebagai   sistem   penghalang   alami.   Adanya   konsentrasi   yang   tinggi   dari   materi  organik di air tanah (seperti asam humus, AH) diperkirakan akan menarik RN yang telah  terikat di batuan kembali ke air tanah. Hal ini disebabkan   oleh sifat asam humus yang  mempunyai   kuat   ikat   yang   tinggi   terhadap   ion   logam   untuk   membentuk   komplek   dan  kecenderungan   sebagai   koloid   sehingga   bersifat  mobile  di   air   tanah   [1­5].   Adanya  kecenderungan seperti ini menyebabkan parameter yang berpengaruh terhadap interaksi  radionuklida harus dipelajari untuk mengetahui sifat migrasi RN. Kerumitan   interaksi   antara   AH   dan   RN   yang   disebabkan   oleh   keragaman   komposisi,  struktur   dan   berat   molekul   AH,   membuat   interaksi   AH­RN   tidak   dapat   diperkirakan  sebagaimana   interaksi   antara   molekul­molekul   sederhana   [1,6­7].  Komplikasi   ini   juga  membuat keterkaitan antara pengaruh pH, konsentrasi ion logam (CM) dan kekuatan ion  (I) larutan pada interaksi RN­AH  belum jelas.  Pada penelitian sebelumnya interaksi RN­ AH menunjukkan bahwa konstanta pembentukan kompleknya dipengaruhi oleh pH, I dan  CM [8­10].  Untuk mengetahui pengaruh kation lain yang ada di air tanah, interaksi Fe(II)  dengan AH Aldrich perlu dipelajari sebagai fungsi dari pH, I dan konsentrasi Fe(II) (CFe(II))  di dalam larutan. Pada   penelitian   ini   ion   besi   digunakan   sebagai   representasi   ion   logam   terlarut   di   air  tanah.   Di   fasilitas   penyimpanan   limbah   jenis   tanah   dalam   yang  anaerob,   besi   akan  didominasi oleh ion Fe2+.  Konsentrasi besi di air tanah sangat rendah (10­7 ~ 10­4 M)[1],  tetapi ini masih sebanding dengan konsentrasi materi organik terlarut seperti AH.  Untuk  mengetahui   komposisi   heterogen   dan   sifat   polielektrolit   AH,   maka   konstanta  pembentukan   komplek   Fe(II)­AH   akan   dibandingkan   dengan   konstanta   pembentukan 

658

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

Fe(II)­asam   poliakrilik.   Asam   poliakrilik   (APA),   [­CH2CH(COOH)­]n)   dipilih   sebagai  representasi asam lemah polimer yang homogen dan mempunyai gugus fungsional yang  identik. Konstanta pembentukan komplek didefinisikan sebagai, ML] / ([M][L])   

(1)

dimana [L] adalah konsentrasi ligan bebas, [M] dan [ML] adalah konsentrasi ion logam  bebas   dan   terikat.     Pada   penelitian   ini   konstanta   pembentukan   komplek   ion   (

 

menjadi,  = [ML] / ([M][R])

(2)

dimana   [M]   dan   [ML]   adalah   konsentrasi   Fe(II)   bebas   dan   terikat,   dan   [R]   adalah  konsentrasi  site  pertukaran   proton.     Nilai   [R]   didekati   dengan  CR  dan   adalah total konsentrasi  site  pertukaran proton dan  

,   dimana  CR 

  adalah derajat disosiasi AH atau 

APA.   Dengan   mengasumsikan   [ML]   >>  CRα,   konstanta   pembentukan   kompleknya  menjadi,

βα =

[ML] [ML] = [M][R] [M]C Rα

(3)

Kelebihan pendekatan cara ini adalah nilai  CR  dan  α  dapat ditentukan secara terpisah  melalui cara titrasi AH atau APA dengan larutan NaOH.   Penelitian ini dilakukan secara  penukaran   ion,   dan   dengan   memperhatikan   perubahan  βα  yang   dipengaruhi   oleh  berubahnya pH,  I  dan  CFe(II).    Pengetahuan tentang pengaruh dari parameter­parameter  yang berpengaruh pada interaksi AH­RN akan memberikan pengertian yang baik tentang  sifat migrasi AH­RN di lingkungan.   Informasi yang diperoleh ini sangat berguna sekali  pada saat pembuatan modeling (model komputasi) pada tahap pengkajian keselamatan  fasilitas tempat penyimpanan lestari limbah radioaktif.

BAHAN DAN METODE Bahan Radiotracer  59Fe (sp.   radioaktifitas   37  MBq/ml,   pengemban  0,56  mg  Fe/ml,  kemurnian  99,00%) dari NEN® Life Science Products, Inc. dilarutkan menjadi 1,4x10­6 M dengan 0,01  M HCl dan disimpan dalam botol polietilen sebagai larutan induk.  Asam poliakrilik 25wt%  (W=90000   Daltons)   dari  Polysciences   Inc.,   dan   asam   humus  Aldrich  dimurnikan  berdasarkan   pustaka   [3,   11­12].  Resin  Amberlite   200CT  (jenis   Na),   KTK=4,3   meq/g  dimurnikan dengan larutan 1 M HCl dan NaCl. Bahan kimia lainnya adalah seperti yang  biasanya digunakan pada laboratorium kimia pada umumnya.

659

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

Tata Kerja Elektroda gelas untuk mengukur pH larutan terlebih dahulu dikalibrasi menjadi pengukur  pcH   (­log   [H+])   seperti   pada   pustaka   [13],   kemudian   untuk   memperkirakan   besar  konsentrasi gugus fungsional yang terdisosiasi, [R] seperti pada persamaan (2), maka  kurva   titrasi   untuk   AH   dan   APA   dibuat   pada   kondisi  I  =   0,1   dan   1,0   M.     Maksimum  kapasitas   pertukaran   proton   (CR)   yang   diperoleh   untuk   AH   dan   APA   masing­masing  adalah 4,95 dan 5,10 meq/g untuk AH (I = 0,1 dan 1,0 M) dan 12,88 meq/g untuk APA.   Konsentrasi disosiasi gugus fungsional pada setiap pcH dihitung dengan persamaan[14],  [H+] + [NaOH]added = [OH−]+[R]

 (4)

[R] = CR

 (5)

Dimana [H+] = 10­pcH, [OH−] = 10pKw­pcH dan pKw = 13,78 (I = 0,1 M), 13,69 (0,4 M), 13,71 (1,0  M). Penentuan konstanta pembentukan komplek dilakukan dengan cara mengontakkan resin  dalam tabung reaksi dengan 5 ml larutan yang mengandung variasi konsentrasi AH atau  APA,   0,02   M  hydroxyl   ammonium   chloride,   0,1   atau   1,0   M   NaCl,   larutan   penyangga  (campuran   0,02   M  2­(N­morpholino)ethanesulfonic   acid  (MES)   dan  tris(hydroxymethyl)  aminomethane  (THAM)),  variasi   pcH   4,6   –   5,5   dan  CFe(II)  (variasi   10­8  ~10­4  M)   dilabel  dengan radioisotop 59Fe.   Campuran ini dikocok selama 150 menit pada suhu  25 ± 1  oC.  Setelah dipusingkan   (2000 rpm, 10 menit), 1 ml larutan tersebut diukur aktivitas  γ­nya  dengan detektor jenis sumuran NaI(Tl). Koefisien distribusinya menjadi,

Kd 

AT  Aeq V Aeq m

  (6)

Dimana AT dan Aeq adalah aktivitas 1 ml larutan pada saat tidak ada dan adanya resin di  tabung kaca, dan  V  adalah volume (ml) larutan dan  m  adalah berat resin (g). Larutan  yang tersisa digunakan untuk pengukuran pH.

HASIL DAN PEMBAHASAN Adanya AH atau APA dalam larutan menyebabkan  Kd–Fe(II) berkurang dari  Kd0  menjadi  Kd  disebabkan   adanya   pembentukan   komplek   Fe(II)   dengan   AH   atau   APA,   sehingga  koefisien distribusinya 

K d0 =

[ Fe 2+ ] R [Fe 2+ ]

    (7)

berubah menjadi,

K d0 K d0 [Fe + ]R Kd = = ≈                                           (8) [Fe 2+ ] + [FeL] 1 +β α [R] 1 +β α C Rα

660

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

dimana βα adalah konstanta pembentukan komplek seperti pada persamaan (2).  Dengan  menghitung nilai  Kd  sebagai fungsi  CR  pada nilai pcH tertentu kemudian dibandingkan  dengan Kd0, maka nilai βα dapat ditentukan.  Untuk memperoleh konstanta pembentukan  komplek, maka persamaan (8) diubah menjadi, 

1 1 β = 0 + α0 [R] Kd Kd Kd

    (9)

yang dikenal sebagai persamaan Schübert [15], Dari  plotting  1/Kd  vs  [R],   dapat   diperoleh   1/Kd0  dan  βα/  Kd0  yang   merupakan   suatu  intercept dan slope dari kurva 1/Kd vs [R].  Persamaan linier sederhana ini menunjukkan  validitas     dari   data   yang   diperoleh.     Deviasi  dari   konstanta   pembentukan   kompleknya  diperoleh dari fitting least­square antara logKd(pengamatan) dan logKd(perhitungan),         S = Σ{logKd(pengamatan) – logKd(perhitungan}2 dimana    log Kd (perhitungan) = log Kd0 – log (1+10log

     (10) )  

 

log[R])

(11)

0.35

I : 1.0 M NaC l, C Fe ■ : pc H : 5.56 (α ● : pc H : 5.31 (α ▲ : pc H : 5.16 (α ▼ : pc H : 4.97 (α

1/ {K d/ (ml/ g)}

0.30

-8

= 6x10 M : 0.71) : 0.66) : 0.63) : 0.59)

0.25 0.20 0.15 0.10 0

2

4

6

8

-4

[R ] (10 mol/ l) Gambar 1  Tipikal hasil pembentukan komplek Fe(II)­AH dalam bentuk plot 1/Kd vs [R].   Tipikal  hasil pembentukan komplek  Fe(II)­AH diberikan  pada  Gambar  1 dalam  bentuk  plot  1/Kd  vs  [R].   Hasil ini diperoleh pada kondisi  I  dan  CFe(II)  konstan.   Terlihat bahwa  bahwa kurva yang terjadi membentuk garis lurus antara Kd dan [R], hal ini menunjukkan  hasil interaksi yang baik antara Fe(II)­AH.   Pada gambar ini juga terlihat bahwa  slope  berubah   saat   pcH   berubah,   hal   ini   disebabkan   karena   disosiasi   gugus   fungsional   AH  tergantung dari kondisi pcH dilarutan.   Dengan kata lain hal ini telah  mengindikasikan 

661

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

kalau apparent formation constants ).   Meningkatnya  

ISSN: 1412­3258

) meningkat dengan meningkatnya pcH (atau 

  akan menyebabkan meningkatnya muatan negatif pada molekul 

AH yang membuat elektrostatika antara AH dan ion logam seperti Fe(II) semakin atraktif.  Hal inilah yang menyebabkan ketergantungan pembentukan komplek Fe(II)­HA terhadap  pcH.   Dengan kata lain bahwa dengan meningkatnya 

 akan meningkatkan banyaknya 

gugus fungsional yang dapat membentuk ikatan koordinasi dengan setiap Fe(II).

6 5

-8

C F e = 6x10 M ■ ● : humic ac id, □ ○ : polyac rylic ac id ■ □ : I = 0.1 M NaC l ● ○ : I = 1.0 M

logβ

logβα

α

4 3 2 1 0 - 0.5

- 0.4

- 0.3

- 0.2

- 0.1

logα logα Gambar 2 Perubahan logβα sebagai fungsi log

Dari  plot  logβα  vs   log

  yang   ditunjukkan   pada   Gambar   2   menunjukkan   adanya 

perubahan  logβα  terhadap  log

  yang membentuk  garis lurus.   Adanya pengaruh yang 

kuat   dari   kekuatan   ion   larutan   terhadap   logβα  juga   terlihat   pada   Gb.   2.   Terjadinya  perubahan   pcH( )   menyebabkan   disosiasi   gugus   fungsional   AH.     Situasi   ini  menyebabkan anionik dari gugus fungsional yang terdapat pada makromolekul HA atau  PAA memberikan suatu kerapatan muatan yang tinggi pada permukaan koloid.  Muatan  negatif yang terjadi kemudian akan dinetralkan oleh ion­ion Na+  sebagai ion latar dari  larutan.     Adanya   ion   Fe2+  di   dalam   larutan   menyebabkan   ion­ion   Na+  dan   ion   Fe2+  berkumpul disekitar makromolekul AH atau APA membentuk kuasi electrical double layer.  Ketergantungan logβα  terhadap  I  terjadi  karena adanya kompetisi antara Na+  dan Fe2+  pada   daerah  double   layer  ini.     Dari   percobaan   lainnya   menunjukkan   bahwa   hasil  pembentukan komplek Fe(II)­APA terhadap perubahan pcH( hal yang sama terhadap hasil pembentukan komplek Fe(II)­AH. 

662

  danI  mengindikasikan 

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

4.0

■□     :  ~10­8  M 

3.5

▲Δ   : ~10­6 M ●○ 

3.0

: ~10­4 M

AH

logβ

logβαα

2.5 2.0 1.5

APA

1.0 0.5 0.0 - 0.4

- 0.3

- 0.2

- 0.1

logα    log α Gambar 3 Pengaruh konsentrasi Fe(II) terhadap logβα­Fe(II)­AH dan Fe(II)­APA  dalam bentuk logβα vs logα.   Pada Gambar  3  ditunjukkan  pengaruh konsentrasi  Fe(II)  terhadap  logβα­Fe(II)­AH  dan  Fe(II)­APA   dalam   bentuk   logβα  vs  logα.     Percobaan   pengaruh  CFe(II)  terhadap   logβα dilakukan dengan menggunakan 3 konsentrasi Fe(II) yang berbeda. Hasil yang diperoleh  menunjukkan   bahwa   logβα­Fe(II)­AH   lebih   besar   dari   Fe(II)­APA,   kemudian   pada  interaksinya dengan APA memperlihatkan bahwa adanya perubahan CFe(II) di larutan tidak  berpengaruh terhadap nilai logβα­APA yang dihasilkan.   Dimana hasilnya adalah identik  satu   dengan   lainnya.     Pada   asam   humus   yang   mempunyai   komposisi   heterogen,  meningkatnya 

­AH menyebabkan meningkatnya konsentrasi disosiasi gugus fungsional 

yang dimulai dari  site  pertukaran kuat.   Gugus fungsional dari  site  pertukaran kuat ini  kemudian mengikat Fe(II) lebih kuat dari pada gugus fungsional yang ada di APA.  Hasil  lainnya (pada interaksi Fe2+­AH) menunjukkan bila CFe(II) meningkat maka logβα menurun.  Hal ini menunjukkan adanya konsistensi hasil dengan penelitian sebelumnya [8­10,16].  Komposisi AH yang heterogen mengandung site pertukaran kuat dan lemah.  Pada saat  CFe(II) rendah, seluruh Fe(II) akan berinteraksi dengan site pertukaran kuat.  Meningkatnya  CFe(II)  akan menyebabkan semua  site  pertukaran kuat terisi oleh Fe(II) sampai akhirnya  site pertukaran lemahpun ikut berinteraksi dengan Fe(II) membentuk komplek Fe(II)­AH.   Adanya   kecenderungan   dari   AH­RN   sebagai  koloid  yang   bersifat  mobile  akan   dapat  diperkirakan dampaknya setelah diperoleh pengetahuan tentang pengaruh pH, I dan CFe(II)  sebagai parameter yang penting pada interaksi AH­RN.   Informasi tentang besaran dari  pembentukan   komplek   AH­RN   ini   kemudian   dapat   digunakan   sebagai   masukan   pada 

663

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

saat pembuatan modeling (model komputasi).  Luaran dari hasil pemodelan komputer ini  akan   sangat   berguna   sekali   sebagai   bahan   pertimbangan   dalam   tahap   pengkajian  fasilitas tempat penyimpanan lestari limbah radioaktif.

KESIMPULAN  Interaksi Fe(II)­AH dilakukan pada rentang pcH 4,6 – 5,5 dan I = 0,1 dan 1,0 M dengan  menggunakan cara pertukaran ion.   Hasil yang diperoleh mengindikasikan bahwa logβα dari komplek Fe(II)­AH meningkat terhadap naiknya derajat disosiasi (α) dan berkurang  dengan   meningkatnya   kekuatan   ion   larutan.     Meningkatnya  CFe(II)  di   larutan   akan  menurunkan nilai logβα  dari Fe2+­AH, walaupun tidak berpengaruh pada interaksi Fe2+­ APA   hal   ini   disebabkan   oleh   pengaruh   dari   sifat   polielektrolit   dan   adanya   perbedaan  kekuatan dari  site  pertukaran AH. Sifat asam humus yang mempunyai kecenderungan  membentuk koloid yang mobile akan dapat diperkirakan dampaknya dengan diperolehnya  pengetahuan   yang   baik   tentang   pengaruh   parameter­parameter   yang   penting   pada  interaksi AH­RN, seperti pH,  I  dan  CFe(II).   Parameter ini kemudian digunakan  sebagai  masukan   pada   saat   pembuatan   model   komputasi   dan   hasil   luarannya   akan   sangat  berguna   sebagai   bahan   pertimbangan   dalam   tahap   pengkajian   fasilitas   tempat  penyimpanan lestari limbah radioaktif.

 

664

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

DAFTAR PUSTAKA [1] 

Buffle, J.:Complexation Reactions in Aquatic System: An Analytical Approach, Ellis  Horwood, New York (1990).

[2] 

Choppin,   G.R.:  The   role   of   natural   organics   in   radionuclide   migration   in   natural   aquifer systems. Radiochim. Acta 58/59, 113­120 (1992).

[3] 

Kim, J.I.: Actinide colloid generation in groundwater. Radiochim. Acta 52/53, 71­81  (1991). 

[4] 

Forstner,   U.   and   Wittman   G.   T.   W.:  Metal   Pollution   in   the   Aquatic   Environment,  Springer­Verlag, Berlin (1983).

[5] 

Weber, J. H.: Humic Substance and Their Role in the Environment, John Wiley and  Sons, Inc., New York (1998).

[6] 

Hummel,   W.:   Binding   models   for   humic   substances.   In:  Modelling   in   Aquatic   Chemistry (Grenthe, I., Puigdomenech I., eds.). OECD Publications, Paris, 153­201  (1997).

[7] 

Hummel,   W.,   Glaus,   M.A.,   Van   Loon,   L.R.:  Complexation   of   radionuclides   with   humic   substance:   The   metal   concentration   effect.  Radiochim.   Acta  84,   111­114  (1999).

[8] 

Tochiyama,   O.,   Yoshino,   H.,   Kubota,   T.,   Sato,   M.,   Tanaka,   K.,   Niibori,   Y.,  Mitsugashira, T.: Complex formation of Np(V) with humic acid and polyacrylic acid.  Radiochim. Acta 88, 547­552 (2000).

[9] 

Kubota, T., Tochiyama, O., Tanaka, K., Niibori, Y.: Complex formation of Eu(III) with   humic acid and polyacrylic acid. Radiochim. Acta, in press.

[10]  Kirishima, A., Tanaka, K., Niibori, Tochiyama, O.: Complex formation of Ca(II) with   humic acid and polyacrylic acid. Radiochim. Acta, in press.  [11]  Bertha, E. L., Choppin, G.R.: Interaction of humic and fulvic acids with Eu(III) and   Am(III).  J. Inorg. Nucl. Chem. 40, 655­658 (1978).  [12]  Kim,   J.I.,   Buckau,   G.,   Zhuang,   W.:  Humic   colloid   generation   of   transuranic   elements in groundwater and their migration behaviour. Mat. Res. Symp. Proc. 84,  747­756 (1987).  [13]  Kubota,   T.,   Tochiyama,   O.,   Yoshino,   H.,   Tanaka,   K.,   Niibori,   Y.:  A   study   of   the   interaction of Neptunium(V) with polyacrylic acid by solvent extraction.  Radiochim.   Acta 83, 15­20 (1998). [14]  Martell,   A.   E.,   Smith,   R.M.,   Motekaitis,   R.   J.:  NIST   Critically   Selected   Stability   Constants of Metal Complexes Database Ver. 6.0, Texas A & M University (2001).

665

Seminar Keselamatan Nuklir 2 – 3 Agustus 2006

ISSN: 1412­3258

[15]  Schubert,   J.:  Complexes   of   alkaline   earth   cations   including   Radium   with   amino   acids and related compounds. J. Am. Chem. Soc., 76, 3442­3444 (1954). [16] Kubota, T., Tochiyama O., Tanaka K., Niibori Y.  Complex formation of Eu(III) with   polyacrylic acid. Radiochim. Acta, 88, 579­582 (2000).

666