CN104470648B - 通过分散气浮泡沫对土壤进行放射性去污的方法和所述泡沫 - Google Patents

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Abstract

本发明涉及用于处理被至少一种放射性核素如铯137Cs污染的土壤的方法，其包含至少一个步骤：通过由向包含所述土壤和至少一种捕收剂的悬浮液中吹气泡产生的分散气浮泡沫，从而分离所述放射性核素。本发明还涉及通过实施该方法所获得的浮选泡沫。

Description

通过分散气浮泡沫对土壤进行放射性去污的方法和所述泡沫
技术领域
本发明属于土壤去污(depollution)、消毒、净化、修复和/或去污(decontamination)领域。
实际上，本发明提供了一种去污的新方法，尤其是土壤放射性去污的新方法，更尤其是被铯137Cs严重污染的土壤放射性去污的新方法，所述方法在分散气柱中进行浮选泡沫或浮动泡沫的使用。
本发明还涉及所述浮选泡沫。
背景技术
根据公共卫生法，“任何含有一种或多种从辐射保护的观点来看不能忽视其活性和浓度的放射性核素的物质”被认为是放射性物质。最有可能在被放射性物质污染的土壤背景下发现的放射性核素更准确地为以下放射性核素[1]：
-氚3H；
-碳14C；
-锶90Sr和其衰变产物(descendant)(90Y)；
-铯137Cs和其衰变产物(137mBa)；
-镅241Am；
-钍232族的放射性核素：232Th，228Ra，228Ac，228Th，224Ra，220Rn，216Po，212Pb，212Bi，208Tl和212Po；和
-铀238族的放射性核素且尤其是镭226Ra，222Rn，218Po，214Pb，214Bi，214Po，210Pb，210Bi和210Po。
从物理和化学的观点来看，土壤是一个复杂的系统，是矿物和有机物的混合物。除了尺寸高于2mm的石块和砾石，主要为硅酸盐或碳酸盐的矿物部分代表低于2mm的部分，来自母岩的物理及后续的化学降解的产物，并且其可按渐减的直径分类为：沙、泥沙和由具有典型地低于100μm的直径的带负电的细颗粒组成的所谓的颗粒或胶质粘土。关于有机部分，其来自动物、植物、真菌和微生物活性有机质，其包含全部活性生物质，称为“新鲜有机质”的植物来源 (植物残体、分泌物)的碎片、动物来源(粪便、尸体)的碎片、真菌和微生物来源(尸体、分泌物)的碎片；来自新鲜有机质演化的被称为“瞬态有机质”的中间有机化合物；和来自前述物质演化的稳定的有机化合物，腐殖质(humic matter)或腐殖质(humus)。
土壤被放射性物质的污染最常见地可由涉及这些物质的工业、医疗或研究活动产生。
但遗憾的是，所述污染可由已知的事件或事故产生，例如，意外溢出或火灾，这已经导致大量污染物不受控制地释放到环境中。这样的情况有切尔诺贝利事故，和最近的福岛事故。
在法国，有关防止电离辐射危险的群体保护的规定由公共卫生法设定。后者设定人类能接受的由于核活动引起的暴露最大限度为1mSv/年。一旦放射性污染的土壤可产生对于周围群体来说高的接受剂量，就有必要采取土壤去污或修复技术或方法，以使放射性回到群体可接受的阈值。
无论是在工业情况或在意外情况下，在放射性污染的土壤去污之前，必须调查并表征引起该污染的所述放射性污染的形式和来源。这项工作必须依赖历史数据(实践活动……)，通过来自现场测量的数据完成。存在于土壤中的放射性核素应该查明、定量和定位。
除了这些工作，需要增加在现场中有效并可开展的土壤修复技术或方法，
实际上，在一次或几次连续的大气放射性排放事件以后，部分空气分散的放射性核素沉积于土壤表面，导致植物、土壤和建筑环境的表面污染，以及地表水的污染。由此形成的放射性沉积物或多或少地存在于环境中。它们可通过以下方式进行表征：测量组成这些沉积物的放射性核素的表面活度(以Bq/m2)，或测量土壤中质量活度(以Bq/kg，使植物的污染风险可通过根部的放射性核素转移评估)，或最后测量由于这些沉积物发射的γ射线引起的环境剂量率 (ambient dose flow rate)(以μSv/h)。
目前为止使用的土壤去污技术可分为三类：异地(off-site)、现场(on-site) 和原位。大多数这些技术通常要求挖掘待处理土壤。
历史上，第一种采取的方法由异地置换去污方法组成。在该方法中，将整个污染厚度的污染土壤除去。去除的土壤由在其他地方收集的正常土壤置换。除了这种方法产生的运输费用，与污染土壤的改进和储存有关的费用与置换体积成正比，该置换体积直接取决于污染区域的面积和深度。值得注意的是，一旦被置换，污染土壤会被看作工业废弃物。
当污染物已知时，可利用在地里注入可能溶解所述污染物的液体或加压气体。该方法相当于物理化学去污法。然后污染土壤可在那里逐渐优化。这采取一个优化临时工业设施，用于：
-待处理土壤的提取，但该步骤是可选的；
-渗流或注气工艺；
-浸出物的回收和提炼(refine)；
-处理后土壤的复位，当它已经被挖掘。
提取、抽吸的去污方法适用于沙地而且成本低，适用于挥发性和半挥发性污染物，例如烃类。在该方法中，用真空泵减压土壤，通过催化氧化、冷冻凝结或活性炭吸附处理蒸气。该处理设施是可移动的以覆盖场地。
在应用所谓的“排气”法或注入提取期间，注入增压空气、氮气或蒸气。该处理适用于透气土壤，适用于挥发性溶剂，例如氯化溶剂。井使蒸气(通过抽吸优化)可回收并注入。土壤可进一步加热(通过微波)以提高该技术的有效性。
电提取方法主要适用于离子污染物如重金属和一些有机离子。如果电导率好，那么土壤的性质并不那么重要，尤其是由于水的存在。植入多孔电极以在土壤中产生电流，这导致迁移离子向相反电荷的电极迁移。例如可通过用泵抽送进行污染物回收。
存在土壤清洗去污方法的不同选择：所述清洗可在高压、常压、现场或异地进行。目的是分离其中污染物大多集中的最细的颗粒(高压水洗)，或在液体溶液如水或酸中获得这些污染物。在第一种情况中，必须挖掘土壤，回收废弃物存储为片(wafer)，然而，在第二种情况中，如果土壤为可渗透的，那么所述处理可无需提取进行。例如，大多数重金属如铜、锌、砷、镉和铅可使用酸性溶液来提取，然后必须进行中和以沉淀部分化合物，并且接着允许静置、过滤和离心，以分离其余元素。然而，高压原位清洗在其应用中仍然受限于小尺寸区域，因为当与注射喷嘴的距离增大，水压迅速降低。还存在使用其他溶剂如烷烃、醇或酮的技术，以溶解大多数的有机和有毒污染物。它们成本低并且基于注入溶剂，随后通过上述技术之一提取。
自20世纪90年代，已实施涉及生物处理的去污方法，基于一些生物体在其体内过滤和聚集毒性元素或将其作为食物的能力。这样的方法似乎解决了传统方式提出的部分成本问题。然而，需要解决其他问题，尤其是关于所使用生物体的扩散风险，即使现场要满足的条件对其正常生长非常准确。最后，鉴于实验室测试通常是结论性的，现场实施可能变成令人失望的，例如如果污染物浓度局部过高，或如果土壤的本质包括损坏这些生物体生长的不期望的元素。
一些细菌能够降解复杂分子并因此获得生长需要的能量。多年来，它们已用于处理被氯化溶剂污染的土壤。但是，已经发现通过一些污染物的原位生物降解(可能被参数如氧化作用、湿度和温度的掌握所促进)的微生物处理技术，可产生比原始产物更具毒性和/或可移动性的降解产物或代谢物。无论微生物活性条件为好氧或厌氧，这些代谢物都是不同的。为了控制最危险的代谢物的产生，可从一种生物降解方式变换到所需的另一种。目前，研究集中在选择适用于每种类型的污染物的降解的种类上。研究实验室和环保产业同时进行这些研究。它们对于某些类型的多环芳烃开始见效，该多环芳烃具有三个以上的苯环，通过使用具有由胞外酶攻击污染物特征的真菌的某些菌株。
另外，许多植物能够结合重金属、放射性核素、污染性有机化合物和其他不期望的产物至其细胞中。实际上，一些植物产生将这些污染物降解为低毒或无毒产物的酶。它们也可伴随着负责结合和/或转化工作的菌根圈 (mycorrhizosphere)，其针对工业规模应用的研究正在快速发展。这些特性使得它们成为土壤去污的有前景的备选者。还根据以下方面选择植物：(i)它们的大小以及将根部深深地伸入土壤中的能力，从而到达深污染层，尤其在几米的范围，和(ii)它们能够捕集的污染物类型。在实践中，也可挖掘土壤并在温室中铺到防渗膜上，从而隔离污染物质并精确控制影响所选择植物生长的参数。然而，这消除了来自植物修复的主要优点之一，即其低运行成本。植物修复的一个优点是可回收污染物的可能增值，也称为植物制矿(phytomining)。因此，考虑到从灰烬中回收金属并在冶金中重新使用它们，可收获在其茎部和叶片中存储污染物的所谓超富集植物，然后焚烧。
在土壤的意外放射性污染如在切尔诺贝利或福岛所发生的情况下，很少有文献详述近期污染的形态和位置，即发生前1年土壤表面的污染，或多或少富含粘土和腐殖质复合物，或多或少含盐和或多或少酸性或碱性。然而，通常情况下，对于福岛周边耕种的稻田，在没有详细叙述的情况下可以假定发生事故一年后，铯137在第一个5厘米内作为2种形式呈现：
-“物理吸附”形式，在颗粒表面且通过离子可交换的表面[2]；和
-结合形式，即在湿粘土颗粒的叶间空间(interfoliar space)内以准不可逆方式“截留”的(强大的离子相互作用)，在腐殖质中或在粘土-腐殖质混合复合物内部复合的[3]。
由大小在4-50μm的最细颗粒组成的部分含有Cs污染的主要部分(>96％)。实际上，于2011年末，在日本已经进行了来自福岛的100g污染土壤的水洗测试。在过滤或沉淀平均直径高于100μm的粗颗粒后，已经获得细颗粒的浑浊胶体悬浮液，并且干燥后，已经获得4g含有超过96％的初始Cs污染的土壤。捕获铯的颗粒带有负电荷并因此是亲水性的。
这表明需要研发一种能够使污染土壤直接提取，含有大多数污染物的细颗粒减到最小体积或质量(初始重量的2-15％)的方法。在福岛，300km2上的待处理土壤量将约为30.106m3。需要研发一种能够处理至少100公吨/h湿土的方法。不连续的前微滤似乎被否定，因为滤饼将很快限制处理流量。通过抽吸和使用大量水，允许土壤在其中沉淀的单纯的沉淀池将不容易回收沉淀细(颗粒)。
发明内容
发明人的研究允许研发用于处理/去污被污染土壤，且尤其是被铯污染的土壤的方法。
实际上，发明人已表明，通过使用在分散气柱中进行的浮选泡沫或浮动泡沫，能够处理被放射性核素污染的土壤。
气浮(air flotation)是使离子(离子浮选)或固体颗粒(颗粒浮选)能够被提取的分离方法。它尤其在工业规模中使用，以每小时几百m3(20m3/min)的处理流量用于处理矿石和纸张脱墨。提到一些用于处理被重金属或石油污染的土壤的研究。因此，专利申请JP2002 248459[4]提出通过沉淀在土壤中含有的离子(重金属)的传统浮选，其借助净化剂。后者尤其是硫系或磷系化合物，其可具有危害性。同样地，专利US 5,303,871[5]公开了天然疏水污染物(包含五氯苯酚的油或脂)的浮选，其可自然漂浮，并且可加入发泡剂以稳定泡沫。
发明人现在已表明，可使用气浮以去除在土壤中，在湿粘土颗粒的片之间的空间内的颗粒包裹的泡沫中存在的放射性核素污染物，所述放射性核素污染物为在腐殖质中或粘土-腐殖质混合复合物内部的复合污染物即包裹于亲水性颗粒中的放射性核素污染物。而同时，已经不鼓励本领域技术人员对不能浮选的亲水性结构采用浮选技术。
泡沫土壤浮选是一种土壤放射性去污且尤其是土壤铯去污的新方法。浮选技术的关键优势在于，其直接集成土壤清洗系统：土壤以可变浓度在水中悬浮。向该悬浮液中少量添加捕收表面活性剂和可选的发泡剂。在所述混合物中注入的气泡根据亲和力大小和疏水性“运载”含污染胶体的颗粒。含有或截留有放射性核素污染物+捕收剂(collectingagent)(捕收剂(collector))的联合亲水性颗粒形成疏水性固体颗粒，其可以浮动，不释放任何放射性核素污染物。所述方法在浮选柱中进行，并且在其后可通过溢出或抽吸容易处理的泡沫浓缩液中回收颗粒污染物。
本发明的浮选泡沫使大量湿土能够以几百公吨/小时的工业处理流量被处理。可能有两种方案：
-挖掘土壤并在专用浮选装置中进行处理；
-能够在泻湖或稻田中原位泵出和直接处理泥浆的可移动浮选装置，以限制重挖掘作业，回收非浮动土壤。
有趣的是，根据本发明的处理方法通常适用于任何放射性核素，且尤其适用于在腐殖质和/或粘土-腐殖质混合复合物内部复合的，在土壤中，在湿粘土颗粒的叶间空间内(强大的离子相互作用)截留的任何放射性核素。
因此，本发明涉及被至少一种放射性核素污染的土壤的处理方法，其包含至少一个步骤：通过分散气浮泡沫分离所述放射性核素。更具体地，本发明涉及处理被至少一种放射性核素污染的土壤，其包含至少一个步骤：通过由向包含所述土壤和至少一种捕收剂的悬浮液中吹气泡产生的分散气浮泡沫，从而分离所述放射性核素。
在本发明范围内，“污染土壤的处理方法”是指降低土壤中放射性核素的量和在所述土壤中所述放射性核素的彻底去除。降低土壤中存在的放射性核素的量在于，在实施根据本发明的方法后产生一种土壤，其中至少一种放射性核素的负载量低于土壤中所述放射性核素的初始负载量，即，在实施根据本发明的方法前的负载量。“低负载量”是指至少低于50％的负载量，特别地至少低于70％的，特别地至少低于90％，且更特别地至少低于95％的负载量。
放射性核素的负载量可通过测量表面活度(以Bq/m2表示的污染或处理土壤)，测量土壤中的质量活度(以Bq/kg表示的污染或处理土壤)，或最后测量由于污染或处理土壤放射出的γ射线引起的环境剂量率(以μSv/h)进行表示。有利地，放射性核素的负载量通过以Bq/kg计的污染或处理土壤表示的土壤中的质量活度的测量进行表征。
“通过分散气浮泡沫”是指一种方法，其在于向从被至少一种放射性核素污染的土壤中获得的液体物质内吹入气泡，所述气泡可具有从几微米至几毫米的直径。
“污染土壤”是指包含至少一种放射性核素的土壤，该放射性核素不是天然存在的或在所述土壤中以高于常量的量存在。这种污染可由使用所述放射性核素的工业、医疗或研究活动，或释放所述放射性核素的意外事件(incident) 或意外事故(accident)如意外溢出或具有放射性沉降物的火灾产生。根据本发明的方法，待处理污染土壤可为耕地(cultivated land)，可耕地(arable land)，在工业场地获得的土壤，或在城市场地获得的土壤。
如已经说明的，在污染土壤中待去除的放射性核素可为在腐殖质中和/或在粘土-腐殖质混合复合物内部复合的，在土壤中，在湿粘土颗粒的叶间空间内(强大的离子相互作用)截留的任何放射性核素。
有利地，所述放射性核素选自氚3H；碳14C；锶90Sr；钇90Y；铯137Cs；钡137mBa；镅241Am；钍232族的放射性核素和铀238族的放射性核素。
特别地，所述放射性核素选自3H，14C，90Sr，90Y，137Cs，137mBa，241Am，232Th，228Ra，228Ac，228Th，224Ra，220Rn，216Po，212Pb，212Bi，208Tl，212Po，226Ra，222Rn，218Po，214Pb，214Bi，214Po，210Pb，210Bi和210Po。
更特别地，根据本发明的方法，在污染土壤中待去除的放射性核素为铯137Cs。
根据本发明的处理和去污方法可为非连续提供待处理土壤的分批法，也可为连续法。
有利地，根据本发明的方法包含步骤：
a)将气泡注入包含所述土壤和至少一种捕收剂的悬浮液中，从而产生泡沫；
b)从所述悬浮液的其余部分分离至少一部分所述泡沫。
根据本发明的所述方法可在本领域技术人员已知的任何系统中实施，且通常使用浮选法如浮选柱或浮选槽。根据定义，浮选槽是设有通风搅拌器的反应器，然而浮选柱具有空气注入器。有利地，根据本发明的所述方法在高度为 1m-8m的浮选柱(或槽)中实施。
因此，在步骤(a)中使用的悬浮液包含待处理土壤，至少一种捕收剂和水。有利地，所述悬浮液包含：
-基于所述悬浮液的总重，2-40wt％且特别是10-30wt％的待处理土壤；
-基于所述悬浮液的总重，0.005-5wt％且特别是0.01-2wt％的至少一种捕收剂；和
-水。
所述悬浮液在浮选领域也称为“浆料(slurry)”。
“捕收剂”是指，在本发明范围内，具有至少一个烃链和极性头基的表面活性剂，事实上，所述极性头基位于注入所述浆料中的气泡的气-水界面。捕收剂能够在所述悬浮液的可浮动固体颗粒和气泡之间造成粘连。更特别地，所述捕收剂能够使所述固体颗粒更加疏水，为其提供比对水相更多的对气相的亲和性，从而所述颗粒变得可浮动。捕收剂也能够在可浮动固体颗粒之间使其凝聚。
“可浮动固体颗粒”是指，来自待处理土壤的固体颗粒，其具有矿物、有机或有机矿物性质，其直径特别地通过FPIA设备如Sysmex FPIA-3000进行测量，低于150μm，特别低于100μm，且更特别地，低于50μm，所述颗粒由于捕收剂呈现可浮动状态。该颗粒截留所述待去除放射性核素。因此，根据本发明方法形成的气泡被该可浮动固体颗粒包围。
在本发明范围内，使用的捕收剂可以具有发泡活性。或者，它不具有任何发泡活性。
在本发明范围内，使用的捕收剂有利地选自脂肪酸，脂肪酸盐和阳离子表面活性剂。
脂肪酸是烷基羧酸，也称为“皂”或“脂肪酸皂”，具有式R1COOH，其中 R1表示直链、环状或支链烷基链，其包含3-50个碳原子，且特别包含5-30个碳原子。脂肪酸盐是烷基羧酸盐，也称为“皂盐”或“脂肪酸皂盐”，具有式R2COOX，其中R2表示直链、环状或支链烷基链，其包含3-50个碳原子，且特别包含5-30 个碳原子，且X表示金属且特别是选自钙、钠和钾的金属。有利地，根据本发明的方法，在步骤(a)中使用的悬浮液为脂肪酸盐且特别是油酸钠。
“阳离子表面活性剂”是指，具有至少一个烃链和极性头基的表面活性剂，所述表面活性剂的亲水部分带正电荷。阳离子表面活性剂有利地选自具有至少一个关联有阴离子反离子的C4-C22脂肪链的季铵盐，该阴离子反离子特别选自硼衍生物如四氟硼酸盐或卤素离子如F-，Br-，I-或Cl-。作为可用的阳离子表面活性剂，可以提出四丁基氯化铵，十四烷基氯化铵，十四烷基三甲基溴化铵 (TTAB)，带有脂肪链的烷基吡啶卤化物和烷基铵卤化物。更特别地，在本发明范围内的可用的阳离子表面活性剂为TTAB。
在本发明的方法范围内使用的悬浮液可包含单一捕收剂或至少两种不同的，属于单一类型的捕收剂的混合物。换言之，所述至少两种捕收剂选自脂肪酸和其盐，或选自阳离子表面活性剂。可选地，所述至少两种捕收剂属于两种不同类型的捕收剂。当在本发明的方法范围内使用的悬浮液包含至少两种不同的捕收剂的混合物时，基于悬浮液的总重量，捕收剂的总重量为0.005wt％-5wt％，且特别地为0.01wt％-2wt％。
在本发明的范围内，用于制备悬浮液的水可为任何类型的水，所述悬浮液包含2wt％-40wt％且特别为10wt％-30wt％的待处理土壤。有利地，该水选自渗透水，蒸馏水，海水，泉水，河水，泻湖水，稻田用水，工业用水，来自饮用水系统的水或其混合物。更特别地，该水为工业用水或来自饮用水系统的水。应当注意，根据本发明方法，在步骤(a)中使用的悬浮液中，该水与所述待处理土壤可含有的水相混合。
在本发明范围内使用的悬浮液除了所述捕收剂外可包含至少一种其他成分且特别为至少一种其他表面活性剂。有利地，本发明考虑向如前面所定义的步骤(a)中使用的悬浮液中存在的捕收剂中加入至少一种起泡表面活性剂。在本发明的特别实施方案中，向至少一种脂肪酸或脂肪酸盐型捕收剂中加入至少一种起泡表面活性剂。
在本发明范围内使用的起泡表面活性剂可为非离子(或中性)或两性起泡表面活性剂。
“非离子(或中性)表面活性剂”是指一种化合物，其表面活性性质特别是亲水性，由不带电的官能团如醇、醚、酯或甚至酰胺提供，该官能团含有杂原子如氮或氧。由于这些官能团对于亲水性贡献少，非离子表面活性化合物最常见的是多官能团的。起泡非离子表面活性剂特别在烷基多糖苷(APG)或烷基聚醚糖苷(alkylpolyetherglucosides)(AEPG)族或乙氧基化醇族中选择。所述烷基聚(醚)糖苷衍生自天然葡萄糖，且优选为生物可降解的。通过对这些表面活性剂进行举例的方式，可提到由SEPPIC公司销售的表面活性剂OramixCG-110(商标)和由GOGNIS销售的Glucopon 215(商标)。
“两性表面活性剂”是指表现为酸性或碱性的化合物，取决于其放置的介质。起泡两性表面活性剂特别选自磺基甜菜碱族或烷基酰胺基丙基羟基磺基甜菜碱族如由SEPPIC销售的Amonyl 675SB(商标)或胺-氧化物族，如由Akzo Nobel销售的Aromox MCD-W(商标)，二甲基椰油胺氧化物(cocodimethylamine oxide)。
有利地，根据本发明方法，在步骤(a)的范围内使用的悬浮液除如前面所定义的捕收剂外可包含，至少一种选自烷基多糖苷、磺基甜菜碱、乙氧基化醇和胺氧化物的起泡表面活性剂。
当所述悬浮液除捕收剂外包含至少一种起泡表面活性剂时，其可含有单一起泡表面活性剂或几种不同的起泡表面活性剂，如前面所定义的。在根据本发明方法的步骤(a)中使用的悬浮液中，基于所述悬浮液的总重，所述起泡表面活性剂以0.005wt％-1wt％且特别为0.01wt％-0.5wt％的总量存在。
在根据本发明方法的步骤(a)中使用的悬浮液可以不同方法制备，特别取决于所述待处理土壤的性质，使用的捕收剂和可选使用的起泡表面活性剂。
在第一实施方案中，挖掘被至少一种放射性核素污染的土壤。一旦被挖掘，将其导入浮选柱(或槽)中，且与已存在的水接触，同时导入或其后导入，以获得悬浮液，其包含基于所述悬浮液的总重，2wt％-40wt％且特别为 10wt％-30wt％的待处理土壤。
在第二实施方案中，泵出污染土壤。该实施方案特别适合所述待处理土壤富含水分的情况且特别是待处理土壤来自稻田或天然泻湖的情况，其中所述待处理土壤已被收集。所述待处理土壤特别以基于泵出物料的重量，20-50％土壤的浓度直接泵出，之后导入浮选柱(或槽)，且与已存在的水接触，同时导入或其后导入，以获得悬浮液，其包含基于所述悬浮液的总重，2wt％-40wt％且特别为10wt％-30wt％的待处理土壤。
无论挖掘或泵出所述待处理土壤，修复的是土壤表层。有利地，该表层表示从土壤表面的第一15厘米，特别是第一10厘米，且特别是第一5厘米。
另外，无论挖掘或泵出所述待处理土壤，为了根据本发明的连续处理方法，待处理土壤的悬浮液的导入流速为1-2000m3/h，根据浮选柱(或槽)的尺寸。
最后，无论挖掘或泵出所述待处理土壤，其均可进行预处理步骤，以从中去除矿物和/或有机化合物，如直径大于300μm的石头、砾石和颗粒。这样的预处理可为旋流(hydrocycloning)或筛分。
当根据本发明方法的步骤(a)中使用的悬浮液仅包含一种如前面所定义的捕收剂时，一旦待处理土壤与水混合，其可被导入悬浮液中，或在水与待处理土壤混合前放入水中。在一旦待处理土壤与水混合，捕收剂被导入悬浮液中的情况下，该导入可在注入气泡前或同时进行。
当根据本发明方法的步骤(a)中使用的悬浮液包含至少两种捕收剂或至少一种捕收剂和至少一种起泡表面活性剂时，这些不同组分可同时、按组或相继导入悬浮液中。如前所认为的，一旦待处理土壤与水混合，每种这些组分可被导入悬浮液中，或在水与待处理土壤混合前放入水中。在一旦待处理土壤与水混合，该组分被导入悬浮液中的情况下，该导入可在注入气泡前或同时进行。也可以考虑导入第一组分至悬浮液中，且然后再注入气泡，停止注入以导入第二组分且然后再注入气泡。
在本发明范围内，在步骤(a)中注入或吹入的气泡的平均直径有利地为 100μm-6mm，特别为200μm-4mm，且更特别地，1-2mm。
典型地，在步骤(a)中注入的气泡的上升速度为5-80cm.s-1，特别为10-50 cm.s-1且更特别地大约20cm.s-1，即20cm.s-1±5cm.s-1。
在根据本发明方法的步骤(a)中，通过在浮选柱(或槽)底部设置的涡轮或通过文丘里效应注射喷嘴导入机械分散的空气产生气泡。
当浮选柱(或槽)的高度为1m-8m时，在步骤(a)中产生的泡沫的高度为 30cm-600cm，特别为80cm-400cm。
在根据本发明方法的步骤(b)中，在柱(或槽)顶部富集颗粒且因此富集放射性核素的泡沫通过抽吸或溢流与悬浮液的其余部分分离。因此，浮选柱的顶部有利地设置有通过抽吸或溢流的泡沫回收系统。
实际上，污染土壤颗粒在柱顶部通过浮选回收于泡沫浓缩物中，其含有低于5％的水，特别低于4％的水且更特别低于2％的水。因此，该回收的浓缩物可用水清洗或不去除痕量的捕收剂和可选起泡表面活性剂，且露天干燥，以放射性废物类型处理为目的，或直接在水泥中处理。在根据本发明方法实施后，可获得至少为10的质量浓度因子，使去污因子达到10-200。
不含放射性核素的悬浮液的其余部分可回收，可选地用水清洗以去除痕量捕收剂和可选的起泡表面活性剂，且可选在回收前且特别在更换为自然条件前干燥。为此目的，浮选柱(或槽)的底部设置有不连续或连续的沉淀排出管，以去除最粗的非浮动土壤以回收，其直径有利地大于50μm且特别为50-300μm。
本发明还涉及通过实施根据本发明的方法获得的、来自土壤悬浮液的泡沫，其包含：
-基于所述悬浮液的总重，2-40wt％且特别为10-30wt％的待处理土壤；
-基于所述悬浮液的总重，0.005-5wt％且特别为0.01-2wt％的至少一种捕收剂；和
-水。
先前已陈述的关于在使用的悬浮液中包含的成分和特别是除了捕收剂外可能存在的至少一种起泡表面活性剂，以及关于泡沫的特征和特性的所有内容也适用于根据本发明的浮选泡沫。
本发明更多的特征和优势将由本领域技术人员通过阅读以下给出的说明性实例和非限制性目的，参照附图进一步呈现。
附图说明
图1是实验室规模的浮选柱原理的示意图。
图2用数量分布加权(图2A、2C和2E)和表面分布加权(图2B、2D和 2F)表示样品A(图2A和2B)、样品B(图2C和2D)和样品C(图2E和2F) 的粒度分布。
图3用数量分布加权(图3 A和3C)和表面分布加权(图3B和3D)表示相对于没有添加油酸盐的样品A(图3A和3B)，向样品A中添加油酸盐对粒度分布的影响(图3C和3D)。
图4表示含有20g/L来自样品A的土壤或来自样品C的土壤的悬浮液的zeta 电位，作为TTAB浓度的函数。
具体实施方式
I.分批槽(in batch cell)进行的根据本发明的方法
目的是在实验室规模下，检查440g具有不同特性的待浮动土壤，土壤样品的浮动性，以污染土壤的放射性去污为目的。
I.1.土壤样品。
样品来自Camargue(稻田土壤，以下称为样品A)、Marcoule(迷迭香土壤，以下称为样品B)和Grenoble(蔬菜土壤，以下称为样品C)的3种不同的土壤。样品A和B取自表层，而样品C取自几厘米的厚度。
将使用的样品悬浮于水中，如果需要，之前在具有2mm网孔的筛上进行预筛分。不需要进行预先的手工研磨。
以3000rpm的转速使用5min Lhomargy分散器能够制备得到150g/l土壤悬浮液。
图1表示在实验室中处理土壤使用的浮选柱的示意图，通过溢流回收泡沫浓缩物。根据浮选原理，加入捕收剂并将气泡吹入待处理的溶液或悬浮液(土壤在水中)中。
已确定可能影响浮选的所述悬浮液的物理化学特性(尺寸和表面电荷)(以下表1)。
样品A 样品B 样品C
固体含量(％) 84.2 85.8 70.5
有机物(在425℃焚烧) 8.2 6.4 4.7
2mm筛预处理 是 是 否
用Lhomargy悬浮 是 是 是
180μm筛预处理颗粒>180μm 31 49.8 15.8
pH(650g/L悬浮液) 7.7 7.8 7.2
Zeta电位(mV) -11.7 -14.5 -19.2
尺寸(μm)(算术平均数) 5 6.2 5.9
尺寸(μm)(表面加权平均数) 20.1 18.6 27.9
表1：用于浮选研究的样品
选择用于研究的样品具有从70-84％变化的固体含量，通过在425℃焚烧约 6％确定，以及在悬浮于来自饮用水系统的水中后约7.5的pH。
它们在粒径方面具有非常不同的特性：样品C具有最低比率的非浮动粗颗粒(>180μm)，其次是样品A和样品B。
对于所谓的“可浮动”部分即颗粒<180μm，通过说明的方式给出平均尺寸 (直径)，因为样品很不均匀，图2示出了经180μm预筛分的各个样品的尺寸分布(用FPIA设备如Sysmex FPIA-3000测定)。
关于在电导率为300μS/cm的液体介质中进行的zeta电位测定，颗粒具有略微负的表面电荷：样品C具有最多的阴离子，其次是样品B，且再次是样品 A。
I.2.浮选试验。
通过所选步骤悬浮的所选择的样品，具有使其先验浮选(priori floatable) 的特性。
当考虑到平均尺寸和表面电荷时，建议使用捕收剂用于浮选：用传统脱墨捕收剂(油酸钙)或用特定的阳离子表面活性剂进行试验。
在室温下使用Voith分散空气槽分批地对22L体积的20g/L悬浮液进行浮选。持续时间不尽相同且将在结果部分进行陈述。
通过位于浮选槽底部的涡轮机械导入空气，通过溢流去除泡沫。
在开始浮选前(样品EF＝浮选入口)，处理结束时(样品PF＝浮选“浆料”即已进行浮选处理)和在泡沫(F)上收集样品。
取得的样品采用与表征开始样品相同的测定方法进行表征(固体含量、有机物、粒径、zeta电位)。由去除物质相对于处理物质的量计算浮选率。
使用的浮选表面活性添加剂选自：
-具有式C17H33-COONa的油酸钠，亲水/疏水平衡值(HLB)为18的阴离子表面活性剂；
-具有式C18H37-C(OCH2CH2)nOH的Brij S-100，其中n约为100，HLB值为18的非离子表面活性剂；
-具有式H-(C6H10O5)n-O-CxH2X+1的其中6<x<8且1<n<5，非离子表面活性剂；
-具有式CH3(CH2)13N(Br)(CH3)3的十四烷基三甲基溴化铵，阳离子表面活性剂。
I.3.结果。
进行的试验在下表2中列出。
表2：进行的浮选
(*＝CsCl污染的样品)
在进行的试验中，油酸钠以1％(相对于20g/L土壤颗粒悬浮液的质量百分比)加入，为1g 60％的溶液和0.7％TTAB(相对于20g/L土壤颗粒悬浮液的质量百分比)。
第一试验(浮选编号1)已表明，所选择的发泡剂(Brij S-100)不足以形成通过溢流去除的泡沫。另一方面，与水中的Ca2+离子沉淀为油酸钙的油酸钠的加入导致由颗粒稳定的泡沫的形成，其很快被去除。然后，系统返回其初始状态。
为了增加形成泡沫的高度，使用有效的发泡剂(烷基多糖苷)：接着很快形成几厘米高的泡沫，且可通过溢流去除。然而，该泡沫含有非常高的水份，具有足够快的排水且似乎在颗粒中不易负载。也进行了颠倒发泡剂和捕收剂(油酸盐)加入顺序的进一步的试验(浮选编号2)，没有实质性的行为改变。
因此，以下试验通过首先加入油酸盐再加入并且在加入各产品后取样来进行。首先注意到的效应是油酸盐的加入导致颗粒团聚，如图3所示。这种趋向通过分析平均值也能看出(以下表3).
表3
这种收集效应导致去除3.8％的颗粒，其集中在泡沫中(100g/L，相对初始悬浮液的14g/L)。通过分析该泡沫组合物，也似乎已优先去除了有机物(有机物：17％，相对在初始悬浮液中的8％)。
因此，该系统似乎对于油酸盐的加入非常活泼。然而，形成的泡沫很快去除，并接着不再可能进一步去除物质，在不加入发泡剂情况下。
一旦加入其形成足够细的泡沫，达到颗粒泡沫的顶端，如油酸盐存在时形成的那样。因此这种效果导致更大量物质的浮选，直到泡沫负载量逐渐变得越来越少(从30g/L变成9g/L，即约为初始悬浮液浓度)。这种现象可能解释为对颗粒的分散效应，如尺寸测定所强调的那样(以下表4)。
表4
最终产率，即由浮选去除的颗粒的量为10.2％。
已去除泡沫后，而系统不再发泡，第二次加入能够再次获得非常湿的细泡沫，其不易负载到颗粒中，因此只有通过水力分配(hydraulic share) 选择性去除。
也已通过无油酸盐的试验(浮选编号4)检验的分散效应。在这种情况下，颗粒的去除只能解释为水力分配(以g/L的泡沫浓度＝初始悬浮液浓度)。
因此可以得出结论，对于颗粒团聚和通过该颗粒稳定的泡沫中颗粒的浓度，油酸盐的加入是必要的。应当注意，非常难溶的油酸钙不具有发泡性能。另外，由于这些稳定的泡沫很快消耗，将油酸盐与起泡表面活性剂组合可能是有利的。
也利用土壤样品B(浮选编号5)试验了油酸盐和的加入，已再次观察捕收剂团聚和发泡效应，但该处理的效率似乎对于这种类型的土壤有所降低(下文表5)。
表5：浮选前(EF)；浮选处理后(PF)和泡沫的(F1，加入 后1次取样；和 F2，第二次加入 后2次取样)悬浮液浓度
实际上，土壤样品B的颗粒去除更多，但如通过比较泡沫浓度可观察到的，这主要是由于水力分配和较高的水损失。因此，似乎处理土壤的性质显著影响浮选操作产率。
对于土壤样品B，已进行进一步的试验以检验第二次加入油酸盐的效应，其后是由油酸盐形成的泡沫的消耗，油酸盐后为(浮选编号6)。已观察到第二次加入油酸盐能够再次形成颗粒的非常集中的泡沫，其快速去除。这似乎表明可浮动物质留在悬浮液中。然后使全部颗粒泡沫快速去除的油酸盐比例应得到优化。
油酸盐+无180μm过滤初始悬浮液的浮选试验(浮选编号7) 在粒径，接受(the accept)浓度和泡沫方面导致相似结果。该无过滤样品的浮选产率较低，可能由于更多部分的非浮动粗颗粒的存在。
相同的化学过程(油酸盐和)已利用土壤样品C、在相同浓度下进行试验(浮选编号8)或通过加入渐增量的产品用于连续加入到第一个进行试验(浮选编号9)。如果第一次加入产品的结果与先前试验的相同情况相比，可注意到，土壤样品C产生了更多集中的泡沫(油酸盐+)，但产率与土壤样品A相同(以下表6)。
表6：浮选前(EF)；浮选处理后(PF)和泡沫的(F1，加入 后1次取样；和 F2，第二次加入 后2次取样)悬浮液浓度
通过在同样的样品中加相同量的油酸盐和可能去除更多的颗粒(17％的提取率)。
但是，渐增地加入产品(1次加入＝x量；2次加入＝2x量和3次加入＝3x 量)能够获得更集中的泡沫并达到最终去除30％的颗粒。
这些结果表明，土壤的可浮动部份(在方法部分详细说明的悬浮)很多且化学过程的优化对于有效处理是必要的。
利用土壤样品C通过改变浮选化学过程和通过使用阳离子表面活性剂 (TTAB)已进行进一步的试验(浮选编号10和11)。
已通过确认形成絮凝-混凝所需的浓度确定加入量，这已通过zeta电位测定与肉眼观察结合作出。
因为样品C的颗粒看起来比样品B的颗粒更具负电性，对于较低TTAB浓度观察到中和(图4)。此外，通过肉眼观察，在表面电荷中和前，很好地观察到具有连续沉降的絮凝。因此，决定将TTAB浓度设定为约0.1g/L(即基于土壤，0.7质量％)
土壤样品C的第一次试验导致出现83％的颗粒去除，而土壤样品A的约70％去除(以下表7)。
表7：浮选前(EF)；浮选处理后(PF)和泡沫F1的悬浮液浓度
zeta电位测定似乎表明非浮动颗粒是不与阳离子表面活性剂相互作用的那些，而在泡沫中，具有已被TTAB中和的表面电荷的那些被再次看到(以下表8)。
表8：Zeta电位值
这两种土壤间的行为差异可通过考虑以下进行解释：对于土壤样品C，表面活性剂对尺寸的效应清晰可见，然而，对于土壤样品A，即使电荷较少，团聚效应也很难看到(虽然通过对比分布图可看到)。
以下表 9总结了颗粒尺寸的算术平均直径，其为土壤样品的函数和所进行的处理的函数。
表9：颗粒尺寸值
I.4.污染土壤的结果。
已对被氯化铯污染的三个土壤样品A、B和C(浮选编号12、13和14)使用相同的化学过程。
这些结果总结在以下表10中。再一次，土壤性质在颗粒去除率(4-67％) 中具有关键作用。已测定铯提取率为70％(样品A)至99％(样品C)。
样品 浓度(g/L) 产率1
EF PF F1
C 21.71 1.399 95.97 66.49
A 25.685 3.638 131.17 44.8
B 21.47 3.76 114.69 4.15
表10：污染土壤的浮选
I.5.结论。
给出的实例使我们确定可能去除污染土壤中存在的可变分数(a variablefraction)的胶体。该操作的产率取决于样品预处理但最重要的是用于浮选的化学过程：脂肪酸皂(Ca2+油酸盐)型捕收剂或的阳离子表面活性剂(TTAB)的使用导致颗粒去除4-80％。
另一方面，浮选允许有机胶体物质的选择性去除并因此去除铯-腐殖酸复合物。
进行的试验也通过指出需要深入研究待处理土壤的物理化学特性表明土壤性质对于最终浮选率的重要性。
浮选作为连续处理具有很大可用潜力，具有大容量(几百m3/小时)并通过可能移动的设备进行。合适化学制剂(单独的捕收剂或捕收剂+发泡剂)的发展仍然是关键因素，并可对于每种土壤进行优化，取决于其特性和铯分布。
II.连续中试规模的根据本发明的方法
II.1.背景和目的。
在获得目的为污染土壤去污的土壤样品浮动性的阳性结果后，已测试了连续工艺在中试规模的可行性。在中试设备试验期间，还决定测试捕收剂和浮选工艺参数(气流速率，泡沫高度)对于处理产率的影响。
II.2.材料和方法。
A.原材料的表征。
用于试验的土壤已从Grenoble地区的一个园艺师处购买，以具有与前面实验室中研究的样品之一(样品C)相似的组成。
土壤已根据实施例I的方法进行悬浮，即温和的机械搅拌，具有40g/L的浓度。可能影响浮选的悬浮液的物理化学特性(尺寸和表面电荷)已分别通过图像分析(Sysmex FPIA-3000Malvern)和流动电位测定(SPZ，Mutek)确定。
B.实验室浮选。
为了与实施例I的研究进行对比并选择合适比例的捕收剂，已进行实验室预试验。随后制备样品，表征它们和用于浮选的方法是在先前研究期间设定的方法，即：用Lhomargy设备制备悬浮液(3000rpm进行5min，在146g/L)，2mm 和180μm筛分；在室温下用Voith分散空气槽分批地对22L体积的20g/L悬浮液进行浮选。
C.中试。
悬浮：螺旋制浆器，带有不锈钢一体式转子的混合器，其确保以最大可能的一致性进行物质循环。所述悬浮以约570g干/L在验证试验期间进行，然后可能在随后试验期间升至将近2,2kg干/L(质量浓度约为70％)。
预筛分(HeliPoire)：在制浆器后，进行第一步去除粗污染物，借助于排水球型粗筛设备，其包括分离筛(6mm孔)，其前面设有转子，其目的是阻止污染物阻塞筛子。
HD水力旋流器：为了去除比可浮动的那些颗粒密度和尺寸更大的颗粒，将悬浮液引入水力旋流器中，其在产生离心加速度的涡流效应下分离两相。
筛分：在水力旋流器后，悬浮液通过提供精洗步骤的容器，以分离具有比圆筒筐的孔更大尺寸的颗粒，其与转子一起构成筛分。转子的目的是防止形成可覆盖所述孔的层。通过在筛面附近使用旋转刀片达到此目的。对于该试验，已选择具有350μm的孔的筛子。
浮选：然后将所述悬浮液进料至2个串联的浮选槽，通过文丘里注入空气 (浆料的外部循环)，每个槽有2个注射器，位于2个高度。在真空压力下，通过设置与“泡沫破裂”盘相连的抽吸装置的高度，进行泡沫的抽吸。进料流量： 1,4m3/h,40g干/L悬浮液。随试验过程变化的其他参数(泡沫的空气含量和高度) 将在结果部分详细说明。
在浮选入口(样品EF＝浮选输入端)、输出端(样品FP＝浮动“浆料”，即已经过浮选处理)和泡沫上收集样品。
取得的样品通过与用于表征初始样品相同的测定方法进行表征(固体含量、有机物、粒径、zeta电位)。
使用的浮选添加剂为油酸钠和TTAB。
II.3.结果。
A.原材料的表征
悬浮液的特性在以下的表11中进行总结。
表11：用于中试浮选研究和用于与实施例I的样品C对比的样品(*:22,2 μS/cm和**:300μS/cm)
收到的用于在中试设备上试验的土壤与先前在实验室中浮选的土壤的特性非常接近，除了有机物含量，其有机物含量更高(与该土壤的农业利用相符合)。
在来自饮用水系统的水中悬浮后的pH约为8。
对于可浮动部份，通过说明的方式给出平均尺寸(直径)，样品很不均匀，如通过用FPIA设备测定在180μm预筛分的各样品的尺寸分布所检验的。
所研究的样品具有使其可浮动的特性，根据已获得的知识和根据在实验室中的初步研究。
考虑实施例I的结果，土壤的平均粒径和其表面电荷，用传统脱墨捕收剂(油酸钙)和用阳离子表面活性剂进行测试。
为了确认形成絮凝-混凝所需的表面活性剂浓度，已进行zeta电位测定结合肉眼观察。实际上，在先前研究期间，在表面电荷中和前，肉眼观察已注意到具有连续沉降的絮凝。因此，为了防止非选择性的收集和浮选效率的降低，需要确定表面活性剂浓度，以使颗粒-表面活性剂的相互作用发生但不产生过度絮凝。
出于此原因，已测定40g/L悬浮液的zeta电位作为TTAB/基质质量比的函数。由于得到的曲线与样品C得到的曲线相似，已决定不超过0.01g/g表面活性剂比例，即约为0.3g/L(8.9.10-4M)。文献中找到的c.m.c.值为3.5.10-3M。
B.实验室浮选.
该系统的行为与在样品C的先前研究期间所观察到的几乎相同。加入捕收剂导致形成团聚物，其能够使泡沫稳定。后者非常稳定且非常集中。去除率也相似：油酸盐产率5.6％vs先前试验期间的4％，TTAB导致去除62.5％vs先前试验中的83％(但是在略高的表面活性剂/土壤比率存在下进行)。
因此，可能根据使用的捕收剂的类型和浓度(这些试验为5-60％)以及工艺的持续时间调整颗粒去除率。
C.中试。
试验第一天使土壤浮选的技术可行性通过目前的中试设备进行验证。该第一试验已选择250x250μm筛子进行筛分，作为通过孔筛通道的替代，以限制原材料损失和过高的稀释。
同日，也测试了油酸盐(NaOl)效应。
根据第一天期间获得的指示，已决定对于第二系列，(i)提高悬浮浓度，(ii) 使用350μm孔筛；(iii))在浮选期间设定抽吸装置为最大高度。
在第二操作日期间(3月14日)，已测试阳离子表面活性剂TTAB。
两次试验的标志性要素在以下表12中列出。
表12：处理量和清洗产率，第一天(NaOl)和第二天(TTAB)
可以看出，浮选前的清洗步骤产生与实验室中用180μm筛分(即21％，比照表11)所确定的相似的去除率(虽然略微低)。
对于浮选，已设定空气比率为350％，然而抽吸装置的高度已根据总泡沫厚度进行调整。油酸钠(在浮选进料容器中加入)与水中的Ca2+离子沉淀为油酸钙，收集颗粒，然后颗粒稳定泡沫。
颗粒的表面电荷并不显著受油酸盐存在的影响，加入油酸盐前后的颗粒值，以及浮选前后的颗粒值，与原材料表征期间测定的相同(-18mV)。然而，似乎更加阴离子型的颗粒被更加选择性地收集，因为在泡沫上进行的测定产生略高的zeta电位值(-23mV)。这与颗粒/油酸钠团聚物相符合，因为油酸盐具有更多负电荷。
由油酸盐导致的颗粒团聚，其已在实验室试验期间(实施例I)被注意到，在中试试验中不太明显：泡沫中的平均粒径并不显著不同于入口或出口处的颗粒的平均粒径。然而，尺寸分布的分析表明轻微的团聚效应。
假定在油酸盐的试验期间，水流(入口、出口和泡沫)已被再循环并且部分泡沫已被去除，可能想到快速油酸盐稀释，连续试验可证实这种假设。
至于浮选操作产率，去除率为6-20％。该试验已表明需要使泡沫老化的系统。实际上，通过关闭抽吸和手工取出可能已破碎的泡沫，已可能测定高浓度，即对于第一槽的泡沫为118g/L且对于第二槽的泡沫为88g/L。
为了证实该结论，已取出部分进料(～200L)并连续用于浮选柱的槽上的浮选。除了槽的设计，贯穿柱的横截面并具有可调节的高度的抽吸系统有区别。这一区别能够获得83g/L泡沫。
试验的另一个有趣的结论是泡沫富含有机物，其与粘土-腐殖质复合物的选择性去除相一致。在先前的实验室研究(实施例I)期间已经进行了这项观察，而且已得出结论：浮选能够选择性去除有机胶体物质且因此去除可能的腐殖酸 -Cs复合物。
D.用TTAB浮选
该阳离子表面活性剂已在浮选进料泵之一前用计量泵加入，其决定了数秒的表面活性剂/土壤接触时间。
泵中的剪切力和空气注入期间的强湍流区域确保混合和表面活性剂吸附于土壤颗粒上。初始系统(抽吸装置的最大高度；空气比率350％；浓度0.1g/L) 导致过高发泡。为了克服该缺陷，已降低空气比率以及表面活性剂浓度。
在TTAB存在下形成的泡沫非常不同于油酸盐存在下形成的泡沫：它似乎由非常细的气泡(bubble)组成，具有高含水量和极其缓慢的液体排出。在这种情况下，似乎通过颗粒的稳定增加了表面活性剂的稳定效应，通过大大加强其减缓泡沫排出和提高其含水量的趋势。
在测试的浓度范围内(0.1和0.05g/L)，表面活性剂与颗粒相互作用，通过略微降低颗粒的表面电荷，但没有达到导致方法无选择性的中和。
通过降低表面活性剂浓度，看不到对入口的zeta电位值的任何影响(然而，应当注意，zeta电位是平均各颗粒电荷状态的全局参数(a global parameter))，但可观察到收集的颗粒趋向于具有更多负电荷，即zeta电位值与其初始电荷更接近(-18mV)。
尽管在绝对zeta电位值中存在这些低变化，但是对团聚的效应很强，如可以从尺寸测定推断的。实际上，可以观察到加入表面活性剂导致颗粒团聚，因为平均(表面加权)直径从15-20μm(TTAB前)变为50-60μm(TTAB后)。表面活性剂浓度的降低导致尺寸减小(35-40μm)。无论如何，已浮动的并在泡沫中发现的颗粒具有较低的尺寸。
获得的去除方面的结果在以下表13中总结。
表13：用TTAB浮选的结果，去除率＝FM/(OM+FM)，其中FM＝泡沫质量且OM＝输出质 量
通过再次改变空气比率和捕收剂浓度，可能改变去除率，降至2％。
如已用油酸盐观察到的，所述浮选似乎选择性去除有机胶体物质，因为得到了泡沫的有机物的富集。
II.4.结论。
该研究使连续土壤浮选在中试规模中得以验证，土壤量约为250kg。
可能使用现有设备用于清洗和浮选，不进行较大修改，并且结果非常接近先前在实验室中获得的那些。
已确认该处理能够去除土壤中存在的可变分数的胶体，并且主要是有机胶体物质。
该操作的产率可通过改变：(i)捕收剂的类型和浓度，(ii)过程参数(空气比率，抽吸装置高度……)来进行调整。
在进行试验期间，去除率为2-20％。
试验已表明，需要适于控制泡沫老化的系统，根据其他方面的考虑，其建议土壤浮选槽的最合适的设计为具有贯穿横截面的抽吸装置和可变泡沫厚度的槽柱。
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[5]专利US 5,303,871以Biotrol Inc.的名义,公开于April 19,1994.

Claims (21)

1.用于处理被至少一种放射性核素污染的土壤的方法，其包含至少一个步骤：
通过由向包含所述土壤和选自脂肪酸、脂肪酸盐和阳离子表面活性剂的至少一种捕收剂的悬浮液中吹气泡产生的分散气浮泡沫，从而分离所述放射性核素；
其中含有或截留放射性核素污染物的亲水性颗粒与捕收剂之间的联合形成疏水性固体颗粒，其可以浮动，不释放任何放射性核素污染物。
2.根据权利要求1所述的方法，其中，所述放射性核素选自由氚3H；碳14C；锶90Sr；钇90Y；铯137Cs；钡137mBa；镅241Am；钍232族的放射性核素和铀238族的放射性核素组成的组。
3.根据权利要求1所述的方法，其中，所述放射性核素为铯137Cs。
4.根据权利要求1所述的方法，其中，所述方法在浮选柱或浮选槽中进行。
5.根据权利要求1所述的方法，所述方法包含步骤：
a)将气泡注入包含所述土壤和至少一种捕收剂的悬浮液中，从而产生泡沫；
b)从所述悬浮液的其余部分分离至少一部分所述泡沫。
6.根据权利要求5所述的方法，其中，所述悬浮液包含：
-基于所述悬浮液的总重，2-40wt％的待处理土壤；
-基于所述悬浮液的总重，0.005-5wt％的至少一种捕收剂；和
-水。
7.根据权利要求5所述的方法，其中，基于所述悬浮液的总重，所述悬浮液包含10-30wt％的待处理土壤。
8.根据权利要求5所述的方法，其中，基于所述悬浮液的总重，所述悬浮液包含0.01-2wt％的至少一种捕收剂。
9.根据权利要求5所述的方法，其中，所述捕收剂为油酸钠。
10.根据权利要求5所述的方法，其中，所述捕收剂为十四烷基三甲基溴化铵(TTAB)。
11.根据权利要求5所述的方法，其中，所述悬浮液除所述捕收剂外还包含至少一种起泡表面活性剂。
12.根据权利要求11所述的方法，其中，所述起泡表面活性剂选自烷基多糖苷、磺基甜菜碱、乙氧基化醇和胺氧化物。
13.根据权利要求1所述的方法，其中，挖掘或泵出所述被至少一种放射性核素污染的土壤。
14.根据权利要求1所述的方法，其中，所述被至少一种放射性核素污染的土壤进行预处理步骤，以从中去除直径大于300μm的矿物或有机成分。
15.根据权利要求5所述的方法，其中，对于高度为1m-8m的浮选柱或槽，步骤(a)中产生的泡沫的高度为30cm-600cm。
16.根据权利要求5所述的方法，其中，对于高度为1m-8m的浮选柱或槽，步骤(a)中产生的泡沫的高度为80cm-400cm。
17.根据权利要求5所述的方法，其中，在步骤(b)中，通过抽吸或溢流将在柱或槽顶部的富含放射性核素的泡沫从所述悬浮液的其余部分分离。
18.通过实施权利要求1所述的方法，从土壤悬浮液中获得的浮选泡沫，所述浮选泡沫包含：
-基于所述悬浮液的总重，2-40wt％的待处理土壤；
-基于所述悬浮液的总重，0.005-5wt％的选自脂肪酸、脂肪酸盐和阳离子表面活性剂的至少一种捕收剂；和
-水。
19.根据权利要求18所述的浮选泡沫，其中，基于所述悬浮液的总重，所述悬浮液包含10-30wt％的待处理土壤。
20.根据权利要求18所述的浮选泡沫，其中，基于所述悬浮液的总重，所述悬浮液包含0.01-2wt％的选自脂肪酸、脂肪酸盐和阳离子表面活性剂的至少一种捕收剂。
21.根据权利要求18所述的浮选泡沫，其中，所述悬浮液除了所述捕收剂，还包含至少一种起泡表面活性剂。
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