CN110124641B - 一种放射性核素吸附材料及其制备方法和应用 - Google Patents

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Abstract

本发明属于环保技术领域，并具体公开了一种放射性核素吸附材料及其制备方法和应用。所述制备方法包括：S11将粉煤灰加入到磷酸溶液中经超声振荡后离心分离；S12将活化粉煤灰与氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液充分接触反应，以生成层状结构；S13用去离子水将粉煤灰微球洗至中性后进行离心分离，烘干，得到所述吸附材料。本发明还公开了相应的产品和应用。本发明对粉煤灰进行改性，并对活化后的粉煤灰进行进一步修饰处理，使得所制备的吸附材料颗粒直径明显增大，比表面积得到有效提高，可高效吸附放射性核素离子如Sr‑90、Cs‑137和Co‑60，具有表面活性高、沉降性能好、易回收、体积小、方便储存的特点。

Description

一种放射性核素吸附材料及其制备方法和应用
技术领域
本发明属于环保技术领域，更具体地，涉及一种放射性核素吸附材料及其制备方法和应用。
背景技术
放射性废物的安全处理处置是当今世界面临的重大环境问题之一。其中，Sr-90和Cs-137是核反应产生的裂变产物，其半衰期长，分别为28.79年和30.17年，属于裂变产物中对人体危害较大的放射性核素。一旦在食物链中累积，进入人体后，可在人体肝脏、肺、肾脏和软组织中积累，并且在人体新陈代谢过程中难以从体内排出。Sr-90与钙的化学相似性，它易于沉积在骨骼上继续照射周围组织器官，最终发展为骨肉瘤、白血病等；Cs-137的生物行为与钾相似，可被人体充分吸收并结合在细胞内，造成内照射。水体中的Co-60主要来自于核电站运行时产生的活化腐蚀产物，半衰期为5.27年，具有极强的辐射性，可导致活细胞基因突变，进入体内会引起很多严重的健康问题，如再生性障碍贫血症、瘫痪、腹泻、骨缺陷等。世界卫生组织国际癌症研究机构将裂变产物(包括Sr-90)列入一类致癌物清单中，钴被列入二类致癌物清单中；美国环境保护署(EPA)规定饮用水中Sr(II)的上限为4mg/L。
目前放射性废水的主要处理技术有化学沉淀法、蒸发浓缩法、离子交换法、土壤渗滤、膜处理法、吸附法、氧化还原法、生物技术、植物修复等。其中，吸附法处理效率较高，处理较彻底，并且经济效益较高。近年来，如何有效利用燃煤电厂产生的大量粉煤灰也成为了研究热点。粉煤灰是煤炭燃烧后的产物，其主要氧化物组成为：SiO2、A12O3、Fe2O3、CaO、MgO、K2O等，其具体化学成分含量因煤的产地、煤的燃烧方式和燃烧程度不同而有所不同。粉煤灰是晶体、玻璃体及少量未燃炭组成的一个复合结构的混合体，呈多孔型蜂窝状组织，孔隙率高达50％～80％，比表面积较大(1180～6530cm2/g)，具有一定的吸附活性。周利民等人(ENVIRONMENTAL PROTECTION OF CHEMICAL INDUSTRY 2006年第26卷第6期)报道了粉煤灰对Cd(II)、Cu(II)、Pb(II)、Zn(II)的吸附性能。然而，核电站低放废水成份复杂，未经处理的粉煤灰废料很难对其中的放射性污染物进行有效分离。
研究表明，未经处理的粉煤灰，主要是Al2O3-SiO2复盐，其致密的玻璃体表面抑制了粉煤灰内部的化学活性。目前，常见的改性粉煤灰的方法主要是利用硫酸、盐酸或二者混酸，以及氢氧化钠、氢氧化钠等碱性溶液对粉煤灰进行改性。这类改性方法主要是利用酸、碱腐蚀破坏粉煤灰表面由Al2O3-SiO2复盐所形成的玻璃网络，经过酸、碱改性的粉煤灰，比表面积得到有效提高，从而增大了粉煤灰的表面活性。但是酸碱改性方法对粉煤灰与吸附质之间的化学键合性能改变不大，因此难以实现对放射性金属离子的特异性吸附。
基于上述缺陷和不足，本领域亟需对现有的粉煤灰做出进一步的改性，以获取一种新型粉煤灰复合吸附材料，并用于处理放射性废水，以达到以废治废的目的。
发明内容
针对现有技术的以上缺陷或改进需求，本发明提供了一种放射性核素吸附材料及其制备方法和应用，其对粉煤灰进行活化，并对活化后的粉煤灰进行进一步修饰处理，使得所制备的吸附材料颗粒直径明显增大，比表面积得到有效提高，可以高效去除放射性核素，具有表面活性高、沉降性能好、易回收、体积小、方便储存的特点。
为实现上述目的，按照本发明的一个方面，提出了一种放射性核素吸附材料的制备方法，包括以下步骤：
S11将粉煤灰加入到磷酸溶液中混合均匀，经超声振荡后进行离心分离，得到活化粉煤灰；
S12将S11得到的活化粉煤灰与氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液按一定体积比混合，充分接触反应后，得到表面具有层状结构的粉煤灰微球；
S13用去离子水将S12得到的粉煤灰微球洗至中性后进行离心分离，取固体物质进行烘干，得到所述吸附材料。
进一步的，步骤S11中，所述磷酸溶液的质量百分浓度为10％～80％，优选的，所述磷酸溶液的质量百分浓度为30％～60％，优选的，所述磷酸溶液的质量百分浓度为45％。
进一步的，步骤S11中，所述磷酸溶液与粉煤灰的质量比为10:1～30:1，优选的，所述磷酸溶液与粉煤灰的质量比为15:1～25:1，优选的，所述磷酸溶液与粉煤灰的质量比为20:1。
进一步的，步骤S12中，活化粉煤灰、氧氯化锆、硫酸亚铁按照如下质量份数配比：固体材料2～20份，氧氯化锆0.8～16份，硫酸亚铁0.7～14份。
进一步的，步骤S12中，所述层状结构为磷酸锆、磷酸亚铁、磷酸铁、硫酸亚铁中的一种或多种。
进一步的，步骤S12中，所述接触反应的时间为12～48h，优选的，所述接触反应的时间为24～36h。
进一步的，步骤S13中，所述烘干时所采用的温度为50℃～70℃。
按照本发明的另一个方面，提供一种放射性核素吸附材料，采用上述的制备方法制备得到。
按照本发明的另一个方面，提供一种放射性核素吸附材料在处理放射性废水中的应用，包括以下步骤：
S21将放射性废水的pH值调整至4～9；
S22将所述吸附材料与放射性废水在一定恒定温度下振荡，使得所述放射性废水中的放射性核素Sr-90、Cs-137或Co-60与所述吸附材料进行吸附反应。
进一步的，步骤S22中，所述吸附材料与放射性废水中放射性核素的质量比为10:1～200：1，所述温度为15～60℃，所述吸附反应的时间为12～24h。
总体而言，通过本发明所构思的以上技术方案与现有技术相比，主要具备以下的技术优点：
1.本发明结合粉煤灰自身比表面积较大、具备一定吸附活性的特征，相应的采用磷酸对粉煤灰进行进一步活化，同时采用氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液对活化后的粉煤灰进行进一步修饰处理，使得所制备的吸附材料表面形成细小层片，且改性后粉煤灰球体颗粒直径明显增大，比表面积得到有效提高，可以高效去除放射性核素，具有表面活性高、沉降性能好、易回收、体积小、方便储存的特点，因而尤其适用于对放射性核素离子如Sr-90、Cs-137和Co-60的吸附。
2.本发明中磷酸溶液的质量百分浓度为10％～80％，且，磷酸溶液与粉煤灰的质量比为10:1～30:1，使得磷酸溶液能够充分与粉煤灰反应，用于打破粉煤灰中Al2O3-SiO2复盐中的Si-Al键，起到活化粉煤灰的作用，其较大的比表面积通过分子间作用力对Sr2+、Cs+和Co2+核素离子进行吸附。
3.本发明中，活化粉煤灰、氧氯化锆、硫酸亚铁按照如下质量份数配比：固体材料2～20份，氧氯化锆0.8～16份，硫酸亚铁0.7～14份，使得活化后的粉煤灰表面形成细小层片结构，生成的层状结构(如磷酸锆、磷酸亚铁、磷酸铁、硫酸亚铁)呈层状生长，最终包裹在粉煤灰颗粒表面，最终改性后粉煤灰球体颗粒直径明显增大，比表面积得到有效提高。
4.本发明提供的放射性核素吸附材料，对放射性核素的吸附作用包括物理吸附、化学吸附、离子交换吸附和吸附-絮凝沉淀协同作用，其中物理吸附是指粉煤灰利用其较大的比表面积通过分子间作用力对Sr2+、Cs+和Co2+核素离子进行吸附；化学吸附是指经磷酸活化的粉煤灰中存在大量的活性Si-O-Si和Al-O-Al键，能够对极性的Sr2+、Cs+和Co2+产生化学键吸附；而复合在粉煤灰上的磷酸锆可以通过离子交换的方式吸附去除水体中的放射性离子，主要反应式为：
Figure BDA0002045124130000051
此外改性粉煤中的磷酸亚铁也能够通过配位作用与各种放射性离子发生反应从而将Sr2+、Cs+和Co2+等核素从水体中分离出来。
5.本发明放射性核素吸附材料在处理放射性废水中的应用，可在较宽的pH范围(pH值为4～9)实现对水体中放射性离子的高效去除，非常有利于应用在实际情况下去除核电厂产生的低放废水中的放射性核素离子；经过改性的粉煤灰吸附材料应用于放射性废水处理中，不仅可以高效去除放射性核素，而且还具备较好的沉降性能，便于对粉煤灰的分离回收。
附图说明
图1是本发明实施例提供的一种放射性核素吸附材料制备方法的流程图；
图2中的(a)和(b)分别是本发明实施例1所制备的吸附材料在不同放大倍数下的SEM表征谱图；
图3是本发明实施例1涉及的吸附材料吸附放射性核素后的SEM图；
图4是本发明实施例1涉及的吸附材料的XRD谱图；
图5是本发明实施例1涉及的吸附材料的EDS能谱图。
具体实施方式
为了使本发明的目的、技术方案及优点更加清楚明白，以下结合附图及实施例，对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。此外，下面所描述的本发明各个实施方式中所涉及到的技术特征只要彼此之间未构成冲突就可以相互组合。
如图1所示，本发明实施例提供的一种放射性核素吸附材料的制备方法的流程图,包括如下步骤：
(a)将粉煤灰材料加入到磷酸溶液中，充分混匀后，在室温下经超声振荡后，将混合物进行离心分离；
(b)将步骤(a)制得的固体材料与氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液混合，充分接触反应后，在粉煤灰微球表面调控生成层状结构，层状结构为磷酸锆、磷酸亚铁、磷酸铁、硫酸亚铁中的一种或多种；
(c)用去离子水将步骤(b)制得的粉煤灰改性材料洗至中性，最后将混合物离心分离后置于烘箱中烘干得到磷酸锆/铁改性粉煤灰材料。
其中，步骤S1中，磷酸溶液的质量百分浓度为10％～80％，优选的，磷酸溶液的质量百分浓度为30％～60％，优选的，磷酸溶液的质量百分浓度为45％。
进一步的，步骤(a)中，磷酸溶液与粉煤灰的质量比为10:1～30:1，优选的，磷酸溶液与粉煤灰的质量比为15:1～25:1，优选的，磷酸溶液与粉煤灰的质量比为20:1。
进一步的，步骤(a)中，超声振荡的处理时间为1h～3h。
进一步的，步骤(b)中，活化粉煤灰、氧氯化锆、硫酸亚铁按照如下质量份数配比：固体材料2～20份，氧氯化锆0.8～16份，硫酸亚铁0.7～14份。
进一步的，步骤(b)中，接触反应的时间为12～48h，优选的，接触反应的时间为24～36h。
进一步的，步骤(c)中，所述烘干温度为50℃～70℃。
按照本发明的另一个方面，提供一种放射性核素吸附材料，采用上述方法制备得到。
按照本发明的另一个方面，提供一种放射性核素吸附材料在处理放射性废水中的应用，包括：将吸附材料与放射性废水在一定恒定温度下振荡，使得所述放射性废水中的放射性核素Sr-90、Cs-137或Co-60与吸附材料进行吸附反应。
进一步的，吸附材料与放射性废水的质量比为10:1～30：1，温度为15～60℃，所述吸附反应的时间为12～24h。
所述经过改性后粉煤灰吸附材料对放射性核素的吸附作用包括物理吸附、化学吸附、离子交换吸附和吸附-絮凝沉淀协同作用。其中物理吸附是指吸附材料利用其较大的比表面积通过分子间作用力对Sr2+、Cs+和Co2+核素离子进行吸附；化学吸附是指经磷酸活化的吸附材料中存在大量的活性Si-O-Si和Al-O-Al键，能够对极性的Sr2+、Cs+和Co2+产生化学键吸附；而复合在吸附材料上的磷酸锆可以通过离子交换的方式吸附去除水体中的放射性离子，主要反应式为：
Figure BDA0002045124130000071
此外吸附材料中的磷酸亚铁也能够通过配位作用与各种放射性离子发生反应从而将Sr2+、Cs+和Co2+等核素从水体中分离出来。同时实验表明：所述吸附材料可在较宽的pH范围实现对水体中放射性离子的高效去除，非常有利于应用在实际情况下去除核电厂产生的低放废水中的放射性核素离子；所述改性后的粉煤灰吸附材料应用于放射性废水处理中，不仅可以高效去除放射性核素，而且具有较好的沉降性能，便于对吸附材料进行分离回收。
实施例1
取2g粉煤灰样品置于50mL浓度为10％的磷酸溶液中，充分混匀后，在室温下经超声振荡处理2h后，将混合物进行离心分离。将所得固体置于三角烧瓶中，并向三角烧瓶中分别加入50mL Zr2+浓度为0.05mol/L的八水氧氯化锆溶液以及50mL Fe2+浓度为0.05mol/L的七水硫酸亚铁溶液，搅拌，充分反应24h后制备成表面具有层状结构的粉煤灰吸附材料。用去离子水将所制备的吸附材料反复洗至pH值6.0～7.0后，65℃烘干备用。
将所制备的吸附材料用于吸附去除水中模拟放射性核素Sr2+，步骤如下：以25mL试剂瓶为反应器，废水为含Sr2+溶液(pH＝6.10)，往反应器中加入20mL的核素水溶液和0.5g/L的粉煤灰材料，将反应器密封后置于台式恒温振荡培养箱中反应，转速为200rpm，温度为25℃。反应24h后的平衡吸附量(qe)见表1：
表1放射性核素吸附材料去除水中放射性核素Sr2+
Figure BDA0002045124130000081
检测方法：样品经0.22μm的微孔滤膜过滤后，采用原子吸收分光光谱仪(RayLeigh，WFX-220B)检测初始和剩余的Sr2+浓度。
由此可知，磷放射性核素吸附材料具有较强的吸附性，对Sr2+的最大吸附容量为46.54mg/g。
对吸附材料进行扫描电镜(SEM)表征，结果如图2中的(a)和(b)所示，改性后的放射性核素吸附材料为不规则粉状颗粒，其中有一些呈圆球状，粒径范围为1.05～15.26μm。对所述放射性核素吸附材料进行X射线荧光光谱(XRF)分析可知，该材料中含有48.26％SiO2、34.23％Al2O3、6.30％CaO、4.88％Fe2O3、1.47％TiO2、1.43％SO3、0.91％MgO、0.85％K2O、0.59％Na2O和0.51％P2O5。对放射性核素吸附材料进行X射线衍射(XRD)分析，结果如图3所示，特征峰中以Al2O3和SiO2为主，对应的卡片号分别为47-1771和11-0252，这也与XRF得到的结果一致。
对所述放射性核素吸附材料进行SEM表征，结果如图4所示，粉煤灰颗粒表面形成层状结构的磷酸锆、磷酸亚铁、磷酸铁和硫酸亚铁，对该材料进行EDS能谱图分析，如图5所示，检测到粉煤灰表面确实存在Zr、Fe、P等元素，进一步证实了该材料为磷酸锆/铁改性粉煤灰吸附材料。
实施例2
将20g粉煤灰样品置于250mL浓度为80％的磷酸溶液中，充分混匀后，在室温下经超声振荡处理3h后，将混合物进行离心分离。将所得固体置于三角烧瓶中，并向三角烧瓶中分别加入100mL Zr2+浓度为0.5mol/L的八水氧氯化锆溶液以及100mL Fe2+浓度为0.5mol/L的七水硫酸亚铁溶液，搅拌，充分反应48h，制备成放射性核素吸附材料。用去离子水将所制备的放射性核素吸附材料反复洗至pH值6.0～7.0后，70℃烘干备用。
将此材料用于吸附去除模拟放射性核素Co2+，步骤如下：往反应器中加入20mL的Co2+水溶液和0.5g/L的放射性核素吸附材料，溶液pH值范围为4～9，将反应器密封后置于台式恒温振荡培养箱中反应，转速为200rpm，温度为40℃。不同pH条件下反应12h后的平衡吸附量(qe)见表2：
表2不同pH下放射性核素吸附材料对核素Co2+的去除率
Figure BDA0002045124130000091
检测方法：同实施例1。
由此可知，pH值在6～9范围内，放射性核素吸附材料对核素Co2+的吸附效果较好，均大于23mg/g；当废水的pH值为9时，放射性核素吸附材料对Co2+的平衡吸附容量最大，达到54.73mg/g。由于Co(OH)2的Ksp为5.92×10-15，即20mg/LCo2+在pH为9.62时开始形成Co(OH)2沉淀，故pH>9.62时放射性核素吸附材料对Co2+的去除主要为沉淀作用，其吸附效果不在本专利考虑范围内。
实施例3
将10g粉煤灰样品置于100mL浓度为60％的磷酸溶液中，充分混匀后，在室温下经超声振荡处理2h后，将混合物进行离心分离。将所得固体置于三角烧瓶中，并向三角烧瓶中分别加入60mL Zr2+浓度为0.2mol/L的八水氧氯化锆溶液以及60mL Fe2+浓度为0.05mol/L的七水硫酸亚铁溶液，搅拌充分反应24h，制备成放射性核素吸附材料。用去离子水将所制备的放射性核素吸附材料反复洗至pH值6.0～7.0后，50℃烘干备用。
将该材料用于吸附去除模拟放射性核素Cs+，步骤如下：往反应器中加入20mL的Cs+水溶液(pH 8.0)和0.5g/L的放射性核素吸附材料，将反应器密封后置于台式恒温振荡培养箱中反应，转速为200rpm，温度为15℃。不同Cs+初始浓度下反应20h后的平衡吸附量(qe)见表3：
表3放射性核素吸附材料去除水中放射性核素Cs+
Figure BDA0002045124130000101
检测方法：同实施例1。
由此可知，放射性核素吸附材料对核素Cs+的最大平衡吸附容量达21.76mg/g。
实施例4
将5g粉煤灰样品置于150mL浓度为40％的磷酸溶液中，充分混匀后，在室温下经超声振荡处理2h后，将混合物进行离心分离将所得固体置于三角烧瓶中，并向三角烧瓶中分别加入80mL Zr2+浓度为0.05mol/L的八水氧氯化锆溶液以及80mL Fe2+浓度为0.2mol/L的七水硫酸亚铁溶液，搅拌充分反应24h，制备成放射性核素吸附材料。用去离子水将所制备的放射性核素吸附材料反复洗至pH值6.0～7.0后，65℃烘干备用。
将该材料用于吸附去除模拟放射性核素Co2+，步骤如下：往反应器中加入20mL的Co2+水溶液(pH＝6.10)和放射性核素吸附材料，将反应器密封后置于台式恒温振荡培养箱中反应，转速为200rpm，温度为60℃。不同放射性核素吸附材料用量时反应22h后的平衡吸附量(qe)见表4：
表4不同放射性核素吸附材料用量时核素Co2+的去除情况
Figure BDA0002045124130000111
检测方法：同实施例1。
实施例5
将15g粉煤灰样品置于200mL浓度为50％的磷酸溶液中，充分混匀后，在室温下经超声振荡处理2h后，将混合物进行离心分离。将所得固体置于三角烧瓶中，并向三角烧瓶中分别加入45mL Zr2+浓度为0.3mol/L的八水氧氯化锆溶液以及45mL Fe2+浓度为0.2mol/L的七水硫酸亚铁溶液，搅拌充分反应24h，制备成放射性核素吸附材料。用去离子水将所制备的放射性核素吸附材料反复洗至pH值6.0～7.0后，65℃烘干备用。
将该材料用于吸附去除水中多种核素Sr2+、Co2+和Cs+，步骤如下：往反应器中加入20mL含有放射性核素的水溶液，包括Sr2+、Co2+和Cs+共存的多种核素体系，pH不调(值为6～7)，放射性核素吸附材料用量为0.5g/L，将反应器密封后置于台式恒温振荡培养箱中反应，转速为200rpm，温度为25℃。反应24h后的吸附量(qt)见表5：
表5放射性核素吸附材料去除水中放射性核素
Figure BDA0002045124130000121
检测方法：同实施例1。
综上所述，本发明所述的放射性核素吸附材料对Sr-90、Cs-137和Co-60的最大吸附容量分别为46.54、21.76和54.74mg/g；粉煤灰材料来源广泛，价格便宜，经过简单改性后所得到的放射性核素吸附材料对核素具有较强的吸附性；静置后改性后的粉煤灰吸附材料沉降在水样底部，易回收、体积小、方便暂存，且利于后续放射性核素的固化处理，实验反应条件温和易操作，在处理水中的放射性核素方面具有广阔的应用前景。
实施例6
将粉碎的粉煤灰加入到磷酸溶液中混合均匀，经超声振荡后进行离心分离，得到活化粉煤灰；其中，磷酸溶液的质量百分浓度为10％，磷酸溶液与粉煤灰的质量比为10:1，超声振荡的处理时间为1h。
S2将S1得到的活化粉煤灰与氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液按一定体积比混合，充分接触反应12h后，得到表面具有成层状结构的粉煤灰微球；其中，层状结构为磷酸锆、磷酸亚铁、磷酸铁、硫酸亚铁中的一种或多种，活化粉煤灰、氧氯化锆、硫酸亚铁按照如下质量份数配比：固体材料2份，氧氯化锆0.8份，硫酸亚铁0.7份。
S3用去离子水将S2得到的粉煤灰微球洗至中性后进行离心分离，取固体物质在50℃条件下进行烘干，得到吸附材料。
实施例7
将粉碎的粉煤灰加入到磷酸溶液中混合均匀，经超声振荡后进行离心分离，得到活化粉煤灰；其中，磷酸溶液的质量百分浓度为80％，磷酸溶液与粉煤灰的质量比为30:1，超声振荡的处理时间为3h。
S2将S1得到的活化粉煤灰与氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液按一定体积比混合，充分接触反应48后，得到表面具有成层状结构的粉煤灰微球；其中，层状结构为磷酸锆、磷酸亚铁、磷酸铁、硫酸亚铁中的一种或多种，活化粉煤灰、氧氯化锆、硫酸亚铁按照如下质量份数配比：固体材料20份，氧氯化锆16份，硫酸亚铁14份。
S3用去离子水将S2得到的粉煤灰微球洗至中性后进行离心分离，取固体物质在70℃条件下进行烘干，得到吸附材料。
实施例8
将粉碎的粉煤灰加入到磷酸溶液中混合均匀，经超声振荡后进行离心分离，得到活化粉煤灰；其中，磷酸溶液的质量百分浓度为45％，磷酸溶液与粉煤灰的质量比为20:1，超声振荡的处理时间为2h。
S2将S1得到的活化粉煤灰与氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液按一定体积比混合，充分接触反应36后，得到表面具有成层状结构的粉煤灰微球；其中，层状结构为磷酸锆、磷酸亚铁、磷酸铁、硫酸亚铁中的一种或多种，活化粉煤灰、氧氯化锆、硫酸亚铁按照如下质量份数配比：固体材料10份，氧氯化锆10份，硫酸亚铁8份。
S3用去离子水将S2得到的粉煤灰微球洗至中性后进行离心分离，取固体物质在60℃条件下进行烘干，得到吸附材料。
本领域的技术人员容易理解，以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。

Claims (13)

1.一种放射性核素吸附材料的制备方法，其特征在于，包括以下步骤：
S11将粉煤灰加入到磷酸溶液中混合均匀，经超声振荡后进行离心分离，得到活化粉煤灰；
S12将S11得到的活化粉煤灰与氧氯化锆溶液、硫酸亚铁溶液按一定体积比混合，充分接触反应后，得到表面具有层状结构的粉煤灰微球,其中，活化粉煤灰、氧氯化锆、硫酸亚铁按照如下质量份数配比：活化粉煤灰2～20份，氧氯化锆0.8～16份，硫酸亚铁0.7～14份；
S13用去离子水将S12得到的粉煤灰微球洗至中性后进行离心分离，取固体物质进行烘干，得到所述吸附材料。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤S11中，所述磷酸溶液的质量百分浓度为10％～80％。
3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤S11中，所述磷酸溶液的质量百分浓度为30％～60％。
4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤S11中，所述磷酸溶液的质量百分浓度为45％。
5.根据权利要求2-4任一项所述的方法，其特征在于，步骤S11中，所述磷酸溶液与粉煤灰的质量比为10:1～30:1。
6.根据权利要求2-4任一项所述的方法，其特征在于，步骤S11中，所述磷酸溶液与粉煤灰的质量比为15:1～25:1。
7.根据权利要求2-4任一项所述的方法，其特征在于，步骤S11中，所述磷酸溶液与粉煤灰的质量比为20:1。
8.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤S12中，所述接触反应的时间为12～48h。
9.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤S12中，所述接触反应的时间为24～36h。
10.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤S13中，所述烘干时所采用的温度为50℃～70℃。
11.一种放射性核素吸附材料，其特征在于，采用权利要求1-10任一项的制备方法制备得到。
12.一种如权利要求11所述的放射性核素吸附材料在处理放射性废水中的应用，其特征在于，包括以下步骤：
S21将放射性废水的pH值调整至4～9；
S22将所述吸附材料与放射性废水在一定恒定温度下振荡，使得所述放射性废水中的放射性核素Sr-90、Cs-137或Co-60与所述吸附材料进行吸附反应。
13.根据权利要求12所述的应用，其特征在于，步骤S22中，所述吸附材料与放射性废水中放射性核素的质量比为10:1～200：1，所述温度为15～60℃，所述吸附反应的时间为12～24h。
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