KR20150037064A

KR20150037064A - 활성 견운모를 제조하는 방법 및 이것을 이용한 세슘 제거방법

Info

Publication number: KR20150037064A
Application number: KR20130116280A
Authority: KR
Inventors: 이승목; 김무늬
Original assignee: 가톨릭관동대학교산학협력단
Priority date: 2013-09-30
Filing date: 2013-09-30
Publication date: 2015-04-08

Abstract

본 발명은 활성 견운모를 제조하는 방법 및 이것을 이용한 세슘 제거방법을 제공한다. 본 발명은 견운모를 미세하게 분쇄하여 체진동기를 이용하여 분리한 다음, 300 ~ 600 메쉬 크기로 수집하여 미립자 견운모를 준비하는 단계와; 상기 미립자 견운모를 700 ℃ ~ 900 ℃의 고온하에서 3시간 내지 5시간 동안 소성하여 열처리한 다음, 강산성용액을 이용하여 100 ℃에서 1시간 이상 반응시켜서 견운모의 표면을 활성화시키는 견운모의 소성 및 산성처리 단계와; 산성처리된 견운모를 알칼리 용액으로 처리하여 중성 pH가 될 때까지 세척한 다음, 중성화된 슬러리 견운모를 건조시키는 견운모 슬러리의 중화 및 건조단계와; 건조된 견운모를 다시 분쇄기로 파쇄하여 미립자 활성 견운모를 수득하는 활성 견운모의 완성단계; 를 포함하여 활성 견운모를 제조한다. 본 발명은 상기 활성 견운모를 이용하여 세슘 오염폐수 중에서 세슘을 효율적으로 흡착 제거할 수 있다.

Description

활성 견운모를 제조하는 방법 및 이것을 이용한 세슘 제거방법{Method of Producing Actvated Sericite and Removing Cesium from Wastewater by the Same}

본 발명은 활성 견운모를 제조하는 방법 및 이것을 이용한 세슘 제거방법에 관한 것으로서, 더욱 상세하게는 통상적인 견운모를 활성화시켜 사용함으로써, 원자력발전소 등에서 방출되는 폐수 중에 존재하는 방사성 오염물질로서 인체에 치명적인 영향을 미칠 수 있는 방사성 세슘 이온을 효과적으로 흡착하여 제거할 수 있는 활성 견운모의 제조방법 및 이것을 이용한 방사성 세슘의 제거 방법에 관한 것이다.

오늘날 산업폐수 중에서 인체에 유해한 물질들을 제거하는 기술의 개발은 산업화의 그늘을 해소하는데 있어서 무엇보다도 중요하다.

산업폐수로부터 발생되고 있는 여러가지 오염물질 중에서도 최근에 가장 주목을 받고 있는 물질의 중의 하나는 세슘(Cs)이다. 세슘은 비교적 희귀한 금속으로, 자연계에 존재하는 세슘은 인체에 유해한 방사선을 방출하지 않는다. 그러나, 자연계에 존재하는 세슘-133(질량수 133)과는 달리, 원자력발전소 또는 핵분열시 방출되는 세슘-135(질량수 135) 및 세슘-137(질량수 137)은 인체에 유해한 방사능을 가진 물질이다. 상기 세슘-135 및 세슘-137은 원자력발전소에서 우라늄이나 플루토늄을 중성자로 핵분열시킬 때 필연적으로 발생되고 있다.

원자력 발전소 등에서 우라늄 등을 핵분열시켜서 고용량의 에너지를 생성시킬 때, 방사성 핵분열 생성물 중 오랫동안 환경에 큰 위험을 끼치는 물질로서, 세슘-135(반감기 230만 년)와 세슘-137(반감기 30년) 및 스트론튬(Sr)-90(반감기 28.9년) 등이 함께 발생되고 있다. 이들은 각각 핵분열 생성물 중에서 그 비율이 세슘-135 약 6.9%, 세슘-137 약 6.3%, 그리고 스트론튬 4.5% 를 차지하는 것으로 알려져 있다.

최근 일본 후쿠시마 원자력 발전소 사고와 관련되어 자주 언급되는 물질이 세슘(Cs)의 오염 문제이다. 세슘(Cs)의 위험성은 주로 핵분열 생성물인 세슘-137에 의한 방사능 위험이다. 상기 세슘-135는 그의 반감기가 대략 230만 년 정도이므로, 실제로 시간당 나오는 방사선의 양이 적어서, 상기 세슘-137에 비하여 그 위험성이 월등히 낮다고 할 수 있다. 방사성 물질에 속하는 세슘-137은 이온이 되거나 화합물을 만들어도 계속적으로 방사선을 방출하게 되므로, 이를 완전히 제거하는 것이 무엇보다 중요하다. 다른 방사성 물질에 노출되었을 때와 마찬가지로, 세슘-137의 방사선에 노출되면 암에 걸릴 위험성이 커진다.

방사성 물질인 Cs-137과 Cs-135가 수용액으로 존재할 경우, 환경을 파괴할 뿐만 아니라 인간의 건강에까지 큰 영향을 미칠 수 있다. 더구나 세슘 이온들은 화학적으로 칼륨 이온과 비슷하기 때문에 육상이나 수중 생물들과 쉽게 결합할 수 있는 특성이 있다. 지하수나 어류 또는 패류 등을 통해 세슘 이온이 인간의 몸속에 축적될 경우 신체의 조직을 파괴할 수 있으며, 심할 경우 갑상선암을 유발시킬 수 있다. 특히, 최근에 방사능물질에 대한 관심이 증가하면서 세슘(Cs)을 효과적이고 효율적으로 제거하여야 하는 요구가 증대되고 있다.

세슘(Cs)을 제거하기 위해 지금까지 침전법, 액체-액체 추출법, 유기이온 교환체를 이용한 이온교환법 및 크로마토그래피법 등과 같은 방법들이 개발되어 왔다. 이러한 방법들 중에서 이온교환법이 적용의 간편함, 효율성, 그리고 선택성 등 많은 장점이 있어 최근에 많은 주목을 받고 있다.

그러나 이온교환법으로 개발된 방법은 고가의 유기 합성 이온교환수지를 사용하므로 상기 이온교환수지의 잦은 교체와 기계적 강도의 저하로 유지관리로 비용이 증대되며, 세슘 제거 처리를 대량으로 하기 위해 이온교환설비의 크기를 증대시켜야 하는 문제점이 있다.

한편, 산업폐수 중의 중금속 오염 물질을 제거하기 위한 방법으로, 제올라이트, 티탄산나트륨(Sodium titanate), 실리코티타네이트(silicotitanates), 금속 산화물 등과 같은 무기물질을 이용한 방법이 있다. 상기 무기물질은 열적 안정성과 내구성이 우수한 장점이 있지만 세슘의 제거에는 효과적이지 못한 단점이 있다.

환경 분야에서 점토나 광물질의 역할이 널리 연구되고 있을지라도, 이들 물질들은 종종 특정 중금속 오염물질에 대해 매우 낮은 교환능을 가지고 있어 중성 또는 음이온성 오염물질에 대해 비효율적이라고 알려져 왔다. 환경연구 분야에서 견운모의 적용성을 향상시키기 위한 연구를 미미한 것으로 여겨진다.

방사성 폐기물 또는 방사성 폐액에서 세슘을 제거하는 방법으로서는, 대한민국 특허공보 제1993-11451호 "무기이온교환물질에 의한 세슘과 스트론튬의 흡착과 고화체 제조방법" 및 대한민국 등록특허 제10-1068523호 "방사성 폐액으로부터 코발트 및 세슘을 제거하는 방법"을 예시할 수 있다.

대한민국 특허공보 제1993-11451호에서는 무기이온교환물질의 특성을 이용하여 세슘과 스트론튬을 흡착시키는 방법을 제공하고 있는데, 상기 스트론튬을 흡착시키기 위하여 첫번째 흡착층에서는 흡착능이 우수한 티타늄옥사이드를, 두번째 흡착층에서는 저농도에서 흡착능이 우수한 제올라이트 A를 충전하고, 세슘을 흡착시키기 위하여 몰덴나이트를 충전하여 사용하는 방식을 보여주고 있다. 그러나, 이 방식은 세슘과 스트론튬을 모두 흡착시키기 위하여 서로 다른 이온교환능을 가진 물질을 사용하고 있고, 더구나 그 흡착성능이 어느 정도로 유용한 것인지의 여부를 객관적으로 확인할 수 있는 근거 데이터를 전혀 제시하지 않고 있다.

한편, 대한민국 등록특허 제10-1068523호의 경우에는, 방사성 폐액 중에 존재하는 코발트 성분과 세슘 성분을 동시에 제거하기 위하여, 코발트 성분에 대해서는 알칼리 침전처리를 행하는 반면에, 세슘 성분에 대해서는 이온교환에 의한 흡착제거 방식을 적용하고 있다. 이를 좀더 상세하게 살펴보면, 코발트 성분의 제거를 위하여, 방사성 폐액에 대해 비방사성 코발트염(CoCl₂)을 투입하여 교반하고, 다시 그 위에 포타슘페로시아나이드(K₄Fe(CN)₆)를 첨가하여 상기 포타슘페로시아나이드의 농도가 160 mg/L 가 되어지도록 한 다음, 그 폐액의 산도가 pH 9가 되어지도록 알칼리용액을 첨가하고, 침전조에 보내어 침전 슬러리를 회수하는 방식으로 진행되고 있다.

그러나, 상기 방법은 모두 침전 슬러리를 회수하는 방식으로서, 코발트 성분과 세슘 성분이 혼합되어 있는 복합 폐액에 관한 것이고, 단순히 폐액 중에 세슘 성분만 존재할 경우, 그 폐액으로부터 세슘 성분을 제거하는 방법에 대해서는 전혀 알 수 없는 한계가 있다. 다시 말해서, 코발트 성분을 제거하기 위하여, 비방사성 코발트염(CoCl₂)과 포타슘페로시아나이드(K₄Fe(CN)₆) 및 알칼리용액을 첨가하고 있는데, 방사성 코발트 성분이 존재하지 않는 상태에서, 방사성 세슘 성분을 제거할 경우에도 위와 동일한 방식이 적용될 수 있는 것인지에 대해서는 전혀 언급되어 있지 않는 것이다.

대한민국 특허공보 제1993-11451호 "무기이온교환물질에 의한 세슘과 스트론튬의 흡착과 고화체 제조방법" (1993. 12. 8.); 대한민국 등록특허 제10-1068523호 "방사성 폐액으로부터 코발트 및 세슘을 제거하는 방법" (2011. 9. 22.)

본 발명은, 상기 종래기술의 제반 문제점을 해결하기 위한 것으로, 원자력발전소 등에서 방출되는 폐수 중에 존재하는 방사성 오염물질로서 인체에 치명적인 영향을 미칠 수 있는 세슘(Cs) 이온을 효과적으로 흡착하여 제거할 수 있는 세슘의 제거용 흡착제를 제공하는데 1차적인 목적이 있다.

또한, 본 발명은 상기 세슘 제거용 흡착제를 이용하여 방사성 물질인 세슘의 흡착제거 방법을 제공하는데 2차적인 목적이 있다.

본 발명은, 상기 목적을 달성하기 위하여, 견운모를 미세하게 분쇄하여 체진동기를 이용하여 분리한 다음, 300 ~ 600 메쉬 크기로 수집하여 미립자 견운모를 준비하는 단계와; 상기 미립자 견운모를 700 ℃ ~ 900 ℃의 고온하에서 3시간 내지 5시간 동안 소성하여 열처리한 다음, 강산성 용액을 이용하여 100 ℃에서 1시간 이상 반응시켜서 견운모의 표면을 활성화시키는 견운모의 소성 및 산성처리 단계와; 산성처리된 견운모를 알칼리 용액으로 처리하여 중성 pH가 될 때까지 세척한 다음, 중성화된 슬러리 견운모를 건조시키는 견운모 슬러리의 중화 및 건조단계와; 건조된 견운모를 다시 분쇄기로 파쇄하여 미립자 활성 견운모를 수득하는 활성 견운모의 완성단계; 를 포함하여, 세슘의 흡착제거용 활성 견운모를 제조한다.

또한, 본 발명은 상기 세슘의 흡착제거용 활성 견운모를 제조한 다음, 상기 활성 견운모를 방사성 세슘이 오염된 방사성 오염폐수에 투입하고, 상기 활성 견운모의 흡착성능에 의하여 방사성 세슘을 제거하는 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘의 흡착제거 방법을 제공한다.

본 발명에 의한 활성화 견운모를 이용하여 폐수 중의 세슘을 제거할 경우, 통상적인 비활성화 견운모를 이용할 경우에 비하여, 2배 이상의 흡착효과를 누릴 수 있는 장점이 있다.

또한, 본 발명에 의한 활성화 견운모를 이용하여 폐수 중의 세슘을 제거할 경우에는 고액의 이온교환수지를 이용할 필요 없이 저렴한 견운모를 활용하게 되므로, 실질적으로 경제성이 있는 세슘의 제거방법으로 유용한 장점이 있다.

또한, 본 발명에 의한 세슘의 제거방법은, 일본 후쿠시마 원자력발전소의 방사성 물질의 방출과 같은 산업 재해에 대하여, 보다 현실적이고 유용한 방법으로 인체에 유해한 방사성 물질로서의 세슘 오염물질을 제거할 수 있는 토대를 제공하고 있는 것이다.

도 1은 통상적인 견운모와 활성화된 견운모의 전자현미경에 의한 확대사진에 관한 것이고,
도 2는 본 발명에 의한 세슘 제거방법을 사용하였을 경우, 초기 pH 값에 따른 세슘의 흡착제거율에 관한 그래프이고,
도 3은 본 발명에 의한 세슘 제거방법을 사용하였을 경우, 초기 오염농도에 따른 세슘의 흡착제거율에 관한 그래프이며,
도 4는 본 발명에 의한 세슘 제거방법을 사용하였을 경우, 시간의 경과에 따른 세슘의 흡착제거량에 관한 그래프이다.

이하, 본 발명의 바람직한 실시예를 첨부된 사진 자료 및 실험결과 그래프와 함께 상세히 설명한다. 다만, 첨부된 실험결과 그래프는 본 발명의 기술사상을 보다 상세하게 설명하기 위한 것일 뿐이며, 본 발명의 기술사상이 이에 한정되는 것이 아니며, 다양한 변형이 가능함을 미리 밝혀둔다.

본 발명은 방사성 물질의 일종인 세슘-137(이하 Cs(I)으로 약칭하여 표기함)을 제거하기 위하여, 통상적인 견운모를 미립자 형상으로 전환시키고 고온으로 소성처리한 다음 산처리 및 알칼리처리하여 활성화된 견운모를 제조하여 사용하는 점에 기술적인 특징이 있다.

이하, 본 발명의 바람직한 실시예를 통하여 더욱 구체적이고 상세하게 설명한다.

1). 미립자 견운모의 준비단계:

본 발명은 원자력 발전 또는 핵 반응 과정에서 필연적으로 발생되는 Cs(I)을 흡착 제거하기 위하여, 견운모를 사용하고 있다. 견운모는 가소성(plasticity), 건조강도(drying strength), 생강도(green strength) 등이 높아서 요업분야에 주로 이용되어 왔으며, 도료, 전기절연체, 활마제, 화장품 등 다양한 분야에서도 이용되어 왔다. 그러나, 원자력발전소 또는 핵 실험실 등에서 발생되고 있는 폐액 또는 폐수 중의 세슘 물질을 흡착 제거하기 위해 사용된 적은 없었다. 또한, 폐수 중의 오염물질을 제거하기 위한 흡착제로서 견운모가 일부 사용되기도 하였지만, 이는 수많은 무기물질 중의 하나로서 다른 무기물 등과 혼합된 형태로 사용된 것일 뿐, 단독 물질로 사용된 사실은 아직껏 발견된 바 없다.

본 발명은 통상적인 견운모를 미세하게 분쇄하여 사용한다. 미세하게 분쇄함으로써, 그 표면적을 더욱 확장할 수 있기 때문이다. 미세하게 분쇄된 견운모는 체진동기를 이용하여 분리하고, 대략 300 ~ 600 메쉬 크기로 수집한다.

2). 견운모의 소성 및 산성처리 단계:

본 발명은 미립자화된 견운모를 활성화시켜서 사용한다. 활성화의 방식으로서는 1차적으로 고온으로 소성시키고, 2차적으로 강한 산성용액으로 산처리를 행하며, 그 이후에 알칼리용액으로 중성화시키는 방식으로 진행될 수 있다.

본 발명은 상기 미립자 견운모를 700 ℃ ~ 900 ℃의 고온하에서 3시간 내지 5시간 동안 소성하여 열처리한다. 미립자의 견운모를 고온에서 소성처리할 경우, 통상의 견운모가 매우 조밀한 층상 구조를 가지고 있는데 반하여, 상기 조밀한 층상 구조가 변형을 일으키게 되고, 무질서하고 불균일한 비층상 구조를 형성할 수 있도록 해주기 때문이다. 또한, 통상적인 견운모의 경우, 매우 작은 기공을 가지고 있는데, 고온으로 소성할 경우, 상기 작은 기공들이 더욱 확장되어진 형태로 변형되거나, 다수의 기공들이 새롭게 형성되어지기도 하기 때문이다.

본 발명은 상기 미립자의 견운모를 700 ℃ ~ 900 ℃의 고온하에서 소성하게 되는데, 700 ℃ 이하에서 소성할 경우, 견운모의 층간 구조를 변형시키기 어려운 반면에, 900 ℃ 이상에서 소성할 경우에는 층간 구조의 변형을 과도하게 유도하거나 견운모 내부의 다른 미네랄 성분의 과도한 소진으로 인하여 흡착 성능에 악 영향을 줄 우려가 있으므로 바람직스럽지 못하다. 상기 고온하에서 소성시간은 대략 3시간 내지 5시간 정도에서 선택할 수 있으며, 일반적으로 저온소성에서는 장시간을 요하는 반면에, 고온소성에서는 단시간 소성이 바람직하다.

도 1은 통상적인 견운모와 고온에서 소성시킨 견운모를 SEM 촬영한 사진자료이다. 도 1a는 통상적인 견운모로서, 매우 조밀한 층상구조와 매우 작은 기공을 관찰할 수 있는 반면에, 도 1b는 고온에서 소성한 견운모로서, 매우 무질서하고 불균일한 구조를 관찰할 수 있다.

본 발명은 고온에서 소성과정을 마친 이후, 강산성 용액으로 산처리를 행한다. 상기 강산성 용액은 무기산으로서 황산, 염산, 질산 중에서 선택된 어느 하나를 사용할 수 있다. 그 중에서 염산 용액이 바람직하다. 상기 고온 소성된 견운모를 3M HCl 용액에 투입하고, 100 ℃에서 1시간 이상 반응시켜서 견운모의 표면을 활성화시키는 전단계를 수행한다. 고온에서 소성된 견운모는 조밀한 층간 구조가 해체되어지고, 작은 기공이 확장되어지는 결과를 초래함으로써, 강산성 용액으로 그 표면을 처리하되, 100 ℃ 정도의 고온에서 수행한다. 산성 용액을 고온 소성된 견운모의 표면에 처리하는 이유는, 산성용액 중의 H⁺ 이온으로 인하여 소성된 견운모 내부의 미네랄 성분들의 구조적인 재배치 효과를 유도하기 위한 것이다.

아래의 표 1은 통상적인 견운모와 고온에서 소성처리한 후 산성처리한 견운모를 EDX mapping 분석에 의해 얻어진 데이터 값을 나타낸 것인데, 고온소성 이후 산성 처리한 경우, 최초의 견운모에 비하여, 각 원소들의 성분 비율이 변화된 것을 확인할 수 있다.

원 소	견운모		고온 소성처리된 견운모
원 소	Weight (%)	Atomic (%)	Weight (%)	Atomic (%)
C	12.33	19.23	6.17	9.78
O	46.04	53.92	50.29	60.89
Mg	1.36	1.05	0.73	0.58
Al	10.46	7.27	15.28	10.96
Si	22.63	15.10	21.62	14.87
K	7.18	3.43	5.91	2.92

상기 표 1에 의하면, 활성 견운모에서 탄소가 크게 감소한 것을 볼 수 있는데, 이는 휴믹 또는 유기물질이 높은 온도에 의해 파괴되어 나타난 결과라고 추정되고 있다. 또한, Mg와 K도 상당히 감소한 것으로 나타났는데, 이는 고온에서 소성된 후 산(H⁺ 이온)의 활성화로 인하여 견운모의 층간에 존재하는 Mg와 K가 재배치되어 나타난 결과라고 추정되어진다.

3). 산성처리된 견운모 슬러리의 중화 및 건조단계:

본 발명은 고온소성 및 산성 처리된 견운모를 알칼리 용액으로 처리하여 중화시키고, 중화된 슬러리 견운모를 건조시키는 견운모 슬러리의 중화 및 건조단계를 포함하고 있다.

본 발명은 산성용액으로 처리된 견운모 슬러리를 다시 중성화시키기 위하여 알칼리 용액으로 처리한다. 알칼리 용액은 수산화나트륨(NaOH) 용액이 바람직하다. 슬러리화된 견운모를 알칼리 용액으로 처리하기 위하여 중성 pH에 이를 때까지 반복적으로 알칼리 용액으로 세척한다.

본 발명은 슬러리 견운모가 중성화되어지면, 이를 건조시킨다. 건조 방법은 통상적인 방식으로 진행될 수 있다. 이를 위하여, 예컨대, 오븐 내에 상기 중성화된 슬러리 견운모를 집어넣고, 가열하여 건조시킬 수 있는 것이다.

4). 활성 견운모의 완성 단계:

본 발명은 건조공정을 마치게 되면, 건조된 활성 견운모를 수집하고, 이를 분쇄기로 파쇄하여 미립자 활성 견운모를 얻게 된다. 건조된 활성 견운모는 슬러리 상태의 견운모를 그 상태에서 건조시킨 것이므로, 이를 다시 분쇄함으로써, 그 비표면적을 높여주고, 흡착제로서의 성능을 고양시켜 주기 위함이다.

상기 파쇄되어 미립자화된 활성 견운모는 다양한 형상으로 가공되어, 방사성 오염물질 또는 방사성 폐수 중의 세슘을 흡착제거하는데 활용될 수 있다.

이하, 본 발명에 의한 활성 견운모를 이용한 세슘의 흡착제거 제조방법을 구체적인 실시예를 통하여 보다 상세하게 설명한다.

[ 제조 실시예 1 ]

시중에서 구입한 견운모를 사용하였다. 체진동기를 이용하여 견운모를 분리하고, 그 중에서 325 mesh 크기의 견운모를 수집하여 준비하였다. 상기 견운모를 800 ℃의 가열로에서 4 시간 동안 열처리를 한 다음, 꺼내고, 3 M HCl(덕산정밀화학, 한국)을 이용하여 100 ℃에서 1시간 동안 반응시켰다. 산성 용액으로 처리된 견운모의 Slurry를 수집하여, NaCl(덕산정밀화학, 한국) 용액으로 5회 정도 세척하여 중화처리하고, 오븐에 넣고 90 ℃에서 건조시켰다. 건조된 슬러리 견운모를 분쇄기에 넣고 파쇄하여 분말상으로 만들어 활성 견운모(Activated Sericite)를 제조하였다.

[ 비교 제조실시예 1 ]

시중에서 구입한 견운모를 사용하였다. 체진동기를 이용하여 견운모를 분리하고, 그 중에서 325 mesh 크기의 견운모를 수집하여 준비하였다. 상기 견운모는 별도의 가열처리를 행하지 않았고, 산처리 및 알칼리 처리도 수행하지 않았으며, 단순히 미립자화시켜 통상적인 견운모(Sericite)를 준비하였다.

[ 세슘(Cs) 폐수의 준비 실시예 1 (pH 2) ]

100 mL의 플라스틱 통에 50 ppm의 CsCl(Kanto Chemicals, Japan) 용액을 100 mL 넣고, 그곳에 0.1 M HNO₃(덕산정밀화학, 한국)와 0.1 M NaOH(덕산정밀화학, 한국)를 사용하여 pH 2로 조정한 폐수를 만들어 준비하였다.

[ 세슘(Cs) 폐수의 준비 실시예 2 (pH 3) ]

위와 동일한 방식으로, 100 mL의 플라스틱 통에 50 ppm의 CsCl(Kanto Chemicals, Japan) 용액을 100 mL 넣고, 그곳에 0.1 M HNO₃(덕산정밀화학, 한국)와 0.1 M NaOH(덕산정밀화학, 한국)를 사용하여 pH 3으로 조정한 폐수를 만들어 준비하였다.

[ 세슘(Cs) 폐수의 준비 실시예 3 ~ 7 (pH 4 ~ pH 8) ]

위와 동일한 방식으로, 각각 100 mL의 플라스틱 통에 각각 50 ppm의 CsCl(Kanto Chemicals, Japan) 용액을 각각 100 mL 씩 넣고, 또한 그곳에 각각 0.1 M HNO₃(덕산정밀화학, 한국) 및 각각 0.1 M NaOH(덕산정밀화학, 한국)를 사용하여 각각 pH 4 ~ 8로 조정한 폐수를 만들어 준비하였다.

[ 실험결과{1}: 세슘(Cs) 폐수의 pH 별 흡수능력 실험결과 ]

위에서 언급한 실시예의 방식으로, 각각 pH 2 ~ pH 8로 조정한 세슘오염 용액에, 상기 제조실시예 1의 방법으로 얻은 활성견운모를 각각 1 g/L의 농도로 투입하고, 진탕기를 사용하여 실온에서 각각 24 시간 동안 교반하였다.

24 시간 동안의 교반을 마친 각각의 용액을 0.45 ㎛ 멤브레인 필터로 필터링한 후, AAS(Fast Sequential Atomic Absorption Spectrometer: Model AA240FS, Varian)를 사용하여 각각 분석하였다.

실험결과, 본 발명의 활성견운모를 사용하였을 경우, pH 2에서 세슘의 흡착제거율이 42.66% 이었고, pH 8에서 거의 100% 흡착제거율을 보여주었다.

본 발명의 활성 견운모를 사용하였을 경우, 각 pH 별 세슘의 흡착제거율에 관한 데이터를 그래프로 나타낸 것이 도면 2이고, 적색 사각형 표지로 표현되어 있다.

[ 비교 실험결과{1}: 세슘(Cs) 폐수의 pH 별 흡수능력 실험결과 ]

상기 비교 제조실시예 1에 의한 방식으로 얻은 통상적인 견운모를, 위에서 언급한 각각 pH 2 ~ pH 8로 조정한 세슘오염 용액에 대하여, 각각 1 g/L의 농도로 투입하고, 진탕기를 사용하여 실온에서 각각 24 시간 동안 교반하였다.

24 시간 동안의 교반을 마친 이후, 상기 실험결과[1]과 동일한 방식으로 흡착 및 분석을 실시하였다.

실험결과, 통상의 견운모를 사용하였을 경우, pH 2에서 세슘의 흡착제거율이 13.22% 이었고, pH 8에서 67.16% 의 흡착제거율을 보여주었다.

통상적인 견운모를 사용하였을 경우, 각 pH 별 세슘의 흡착제거율에 관한 데이터를 그래프로 나타낸 것이 도면 2이고, 흑색 원형 표지로 표현되어 있다.

상기 실험결과{1} 및 상기 비교 실험결과{1}을 서로 대비하여 살펴보면, 모든 pH 영역에서 본 발명에 의한 활성 견운모를 사용하였을 경우가 통상적인 견운모를 사용하였을 경우에 비하여, 훨씬 양호한 흡착제거 성능을 가지고 있음을 알 수 있다.

또한, 오염된 세슘의 폐수용액은 산성인 경우에 비하여, 중성인 경우에 더욱 양호한 흡착제거능력을 보여주고 있는 점을 감안할 때, 오염수의 농도는 가능한 한 중성 상태로 전환시킨 이후에 세슘을 제거하는 것이 바람직할 것으로 여겨진다.

[ 실험결과{2}: 세슘(Cs) 폐수의 초기 농도별 흡수능력 실험결과 ]

각각의 100 mL 플라스틱 통에, 각각 10 ppm ~ 100 ppm의 CsCl(Kanto Chemicals, Japan) 용액을 100mL씩 각각 넣고, 그곳에 0.1 M HNO₃(덕산정밀화학, 한국)와 0.1 M NaOH(덕산정밀화학, 한국)를 사용하여 pH 5로 조정한 각각 서로 다른 농도의 오염폐수를 만들어 준비하였다.

상기 제조실시예 1의 방법으로 얻은 활성견운모를 상기 pH 5로 조정한 서로 다른 농도의 오염폐수에 각각 1 g/L의 농도로 투입하고, 진탕기를 사용하여 실온에서 각각 24 시간 동안 교반하였다.

실험결과, 본 발명의 활성견운모를 사용하였을 경우, 초기 농도가 10 ppm 정도일 경우 약 100% 흡착제거율을 보였지만, 초기농도가 증가할수록 흡착율은 낮아지는 경향을 보였고, 초기농도가 100 ppm 정도일 경우 약 58.34 % 의 흡착제거율을 보여주었다.

본 발명의 활성 견운모를 사용하였을 경우, 각 초기농도별 세슘의 흡착제거율에 관한 데이터를 그래프로 나타낸 것이 도면 3이고, 적색 사각형 표지로 표현되어 있다.

[ 비교 실험결과{2}: 세슘(Cs) 폐수의 초기 농도별 흡수능력 실험결과 ]

상기 비교 제조실시예 1에 의한 방식으로 얻은 통상적인 견운모를, 위에서 언급한 동일한 조건하에서, 각각 10 ppm ~ 100 ppm의 초기농도로 조정한 세슘오염 용액에 대하여, 각각 1 g/L의 농도로 투입하고, 진탕기를 사용하여 실온에서 각각 24 시간 동안 교반하였다.

24 시간 동안의 교반을 마친 이후, 상기 실험결과{2}와 동일한 방식으로 흡착 및 분석을 실시하였다.

실험결과, 통상의 견운모를 사용하였을 경우, 초기농도 10 ppm 정도에서 세슘의 흡착제거율이 56.13% 이었고, 초기농도 100ppm 정도에서 46.68% 의 흡착제거율을 보여주었다.

통상적인 견운모를 사용하였을 경우, 각 초기농도별 세슘의 흡착제거율에 관한 데이터를 그래프로 나타낸 것이 도면 3이고, 흑색 원형 표지로 표현되어 있다.

상기 실험결과{2} 및 상기 비교 실험결과{2}를 서로 대비하여 살펴보면, 모든 초기 농도의 영역에서, 본 발명에 의한 활성 견운모를 사용하였을 경우가 통상적인 견운모를 사용하였을 경우에 비하여, 훨씬 양호한 흡착제거 성능을 가지고 있음을 알 수 있다.

또한, 오염된 세슘의 폐수용액은 저농도일 경에 양호한 흡착제거 성능을 보여주고 있으므로, 가능한 한 고농도의 상태 보다는 저농도로 희석된 상태에서 흡착제거하는 것이 바람직할 것으로 여겨진다.

[ 실험결과{3}: 세슘(Cs) 폐수의 시간별 흡수능력 실험결과 ]

각각의 100 mL 플라스틱 통에 각각 53 ppm의 CsCl(Kanto Chemicals, Japan) 용액을 100 mL 씩 넣고, 그곳에 각각 0.1 M HNO₃(덕산정밀화학, 한국)와 0.1 M NaOH(덕산정밀화학, 한국)를 사용하여 각각 pH 5로 조정한 세슘 오염폐수를 만들어 준비하였다.

상기 제조실시예 1의 방법으로 얻은 활성견운모를 상기 pH 5로 조정한 53 ppm 농도의 오염폐수에 각각 1 g/L의 농도로 투입하고, 진탕기를 사용하여 실온에서 각각 5분, 10분, 30분, 60분, 90분, 120분, 150분, 180분 동안 교반하였다.

각 시간 동안의 교반을 마친 각각의 용액을 0.45 ㎛ 멤브레인 필터로 필터링한 후, AAS(Fast Sequential Atomic Absorption Spectrometer: Model AA240FS, Varian)를 사용하여 각각 분석하였다.

실험결과, 본 발명의 활성견운모를 사용하였을 경우, 초기 5분에서는 흡착율이 저조하였으나, 10분 경과된 이후부터 급격하게 흡착성능이 향상됨을 관찰할 수 있었고, 50분 이후에는 거의 완만한 경사를 보여주었다.

본 발명의 활성 견운모를 사용하였을 경우, 흡착시간별 세슘의 흡착제거율에 관한 데이터를 그래프로 나타낸 것이 도면 4이고, 적색 사각형 표지로 표현되어 있다.

[ 비교 실험결과{3}: 세슘(Cs) 폐수의 시간별 흡수능력 실험결과 ]

상기 비교 제조실시예 1에 의한 방식으로 얻은 통상적인 견운모를, 위에서 언급한 동일한 조건하에서, 각각 53 ppm의 농도로 조정한 세슘오염 용액에 대하여, 각각 1 g/L의 농도로 투입하고, 진탕기를 사용하여 실온에서 각각 5분, 10분, 30분, 60분, 90분, 120분, 150분, 180분 동안 교반하였다.

각 시간 동안의 교반을 마친 각각의 용액을 상기 실험결과{3}과 동일한 방식으로 흡착 및 분석을 실시하였다.

실험결과, 통상의 견운모를 사용하였을 경우, 역시 초기 5분에서는 흡착율이 저조하였으나, 10분 경과된 이후부터 상대적으로 급격하게 흡착성능이 향상됨을 관찰할 수 있었고, 50분 이후에는 역시 거의 완만한 경사를 보여주었다.

통상적인 견운모를 사용하였을 경우, 각 시간별 세슘의 흡착제거율에 관한 데이터를 그래프로 나타낸 것이 도면 4이고, 흑색 원형 표지로 표현되어 있다.

상기 실험결과{3} 및 상기 비교 실험결과{3}을 서로 대비하여 살펴보면, 적어도 10분 이상 경과된 상태에서 흡착제거하는 것이 좋고, 50분 정도 경과되었을 때 최대의 흡착제거율을 보여주고 있으며, 그 이후엔 더 이상 흡착제거율이 상승하지 않는 것으로 관찰되었다. 따라서, 흡착제거는 1시간 이내에 완료하는 것이 여러가지 측면에서도 가장 바람직할 것으로 여겨진다.

이상에서 본 발명에 의한 방사성 오염물질인 세슘 폐수처리용 활성 견운모의 제조방법 및 그 흡착제거율을 구체적으로 설명하였으나, 이는 본 발명의 가장 바람직한 실시양태를 기재한 것일 뿐, 본 발명이 이에 한정되는 것은 아니며, 첨부된 특허청구범위에 의해서 그 범위가 결정되어지고 한정되어진다.

또한, 이 기술분야에서 통상의 지식을 가진 자라면 누구나 본 발명의 명세서의 기재내용에 의하여 다양한 변형 및 모방을 행할 수 있을 것이나, 이 역시 본 발명의 범위를 벗어난 것이 아님은 명백하다고 할 것이다.

Claims

견운모를 미세하게 분쇄하여 체진동기를 이용하여 분리한 다음, 300 ~ 600 메쉬 크기로 수집하여 미립자 견운모를 준비하는 단계와;
상기 미립자 견운모를 700 ℃ ~ 900 ℃의 고온하에서 3시간 내지 5시간 동안 소성하여 열처리한 다음, 강산성 용액을 이용하여 100 ℃에서 1시간 이상 반응시켜서 견운모의 표면을 활성화시키는 견운모의 소성 및 산성처리 단계와;
산성처리된 견운모를 알칼리 용액으로 처리하여 중성 pH가 될 때까지 세척한 다음, 중성화된 슬러리 견운모를 건조시키는 견운모 슬러리의 중화 및 건조단계와;
건조된 견운모를 다시 분쇄기로 파쇄하여 미립자 활성 견운모를 수득하는 활성 견운모의 완성단계; 를 포함하고 있는 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘의 흡착제거용 활성 견운모의 제조방법.
제 1 항에 있어서,
상기 견운모의 소성 및 산성처리 단계에서 강산성 용액은 무기산으로서 황산, 염산, 질산 중에서 선택된 어느 하나인 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘의 흡착제거용 활성 견운모의 제조 방법.
제 1 항에 있어서,
상기 견운모 슬러리의 중화 및 건조단계에서 사용되는 알칼리 용액은 수산화나트륨(NaOH) 용액인 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘의 흡착제거용 활성 견운모의 제조 방법.
제 1 항 내지 제 3 항 중 어느 한 항에 의하여 활성 견운모를 제조하고,
상기 활성 견운모를 방사성 세슘이 오염된 방사성 오염폐수에 투입하고,
상기 활성 견운모의 흡착성능에 의하여 방사성 세슘을 제거하는 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘을 흡착 제거하는 방법.
제 4 항에 있어서,
상기 방사성 오염폐수는 pH 4 내지 pH 8의 범위로 조정된 상태에서 진행되는 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘을 흡착 제거하는 방법.
제 5 항에 있어서,
상기 방사성 오염폐수는 100 ppm 이하의 농도로 조정된 상태에서 진행되는 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘을 흡착 제거하는 방법.
제 6 항에 있어서,
상기 방사성 오염폐수는 10 ppm 이하의 농도로 조정된 상태에서 진행되는 것을 특징으로 한, 폐수 중의 방사성 세슘을 흡착 제거하는 방법.