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Removal of Cs by Adsorption with IE911 (Crystalline Silicotitanate) from High-Radioactive Seawater Waste
Removal of Cs by Adsorption with IE911 (Crystalline Silicotitanate) from High-Radioactive Seawater Waste
Journal of the Nuclear Fuel Cycle and Waste Technology. 2015. Sep, 13(3): 171-180
Copyright © 2015, The Korean Radioactive Waste Society
This is an Open-Access article distributed under the terms of the Creative Commons Attribution Non-Commercial License (http://creativecommons.org/licenses/by-nc/3.0) which permits unrestricted non-commercial use, distribution, and reproduction in any medium, provided the original work is properly cited
  • Received : April 13, 2015
  • Accepted : June 18, 2015
  • Published : September 30, 2015
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일희 이
nehlee@kaeri.re.kr
근영 이
광욱 김
익수 김
동용 정
제권 문

Abstract
본 연구는 고방사성해수폐액에 함유되어 있는 주요 고방사성 핵종인 Cs을 제거하기 위하여 IE911 (crystalline silicotitanate)에 의한 흡착 제거를 수행하였다. Cs의 효율적 흡착제거 및 2차 고체폐기물의 발생량을 최소화하기 위하여 IE911-Cs 흡착은 m/V (흡착제 질량/용액 부피) 비=2.5 g/L, 흡착시간은 1 시간 정도가 효과적이었다. 이때 Cs은 약 99%, Sr은 5% 이하가 각각 흡착되었다. 또한 IE911-Cs 흡착은 Langmuir 등온식 및 유사 (pseudo) 2차 속도 식으로 표현할 수 있으며, 흡착속도상수(k 2 )는 Cs의 초기농도 및 입자크기 증가에 따라 감소하는데 반하여, m/V 비, 온도 및 교반속도 증가에 따라서는 증가하고 있다. IE911-Cs 흡착의 활성화에너지는 약 79.9 kJ/mol 로, IE911-Cs 흡착이 보다 강력한 결합 형태를 이룬 화학적 흡착임을 보여주고 있다. 그리고 음수 값의 Gibbs 자유에너지 및 엔탈피는 IE911-Cs의 흡착반응이 정반응의 발열반응이고, 저온에서 반응이 상대적으로 활발함을 의미하며, 음수 값의 엔트로피는 흡착된 Cs이 IE911에 균일하게 정렬되어 있음을 나타낸다.
Keywords
1. 서론
기존 원자력시설 및 원자력발전소 등에서 발생하는 일반방사성폐액 (radioactive liquid waste)은 방사능 준위에 따라 중/저준위 또는 고준위로 구분되며, 산성 또는 염기성 용액으로 존재한다. 이의 처리는 통상 증발농축 (evaporation/concentration), 응집침전 (flocculation/coagulation), 흡착/이온교환 (adsorption/ion exchange), 여과탈염 (desalination), 기계적 여과 (막분리, 역삼투압 등), 전자기적 여과 등 여러 가지 처리방법이 있으며, 폐액의 성질과 방사능 농도 등에 따라서 단독처리하거나 또는 몇 가지 방법을 조합하여 효과적으로 처리할 수 있다 [1 , 2] . 그러나 일본 후쿠시마 원전사고와 같이 비정상상태의 중대사고로 발생한 고방사성해수폐액 (High- Radioactive Seawater Waste, HSW)은 원자로 내 장전된 조사핵연료 (irradiated fuel)의 냉각을 위하여 냉각수로 해수를 다량 주입하여 단시간에 대량 발생한 것이다 [3 - 8] . 이를 신속하게 대용량 처리할 수 있는 기술은 현재까지 충분히 개발되지 못한 상태로, 특히 원자력을 주 에너지원으로 사용하고 있는 우리나라의 경우 비정상 비상상태 대처차원에서 이 기술의 확보가 요구되고 있다.
후쿠시마 원전사고 발생 폐액에 함유된 주요 고방사성 핵종 (주로 134 Cs, 137 Cs 및 131 I 등)을 제거하는 연구는 선-후행 핵 연료주기 관련 공정에서 발생하는 일반 방사성폐액 (중/저준위 또는 고준위의 산성이나 염기성)을 대상으로 많은 연구가 수행되어 왔다 [9 - 12] . 그러나 후쿠시마 폐액과 같이 기름(oil) 성분과 고방사성핵종 (Cs, I 등) 보다도 훨씬 높은 농도로 존재하는 염 (salt) 성분 (Na + , Mg + , Ca 2+ , Cl 및 기타 금속 이온 등) 그리고 다양한 해조류 및 작은 미생물체와 같은 불순물/이물질 등이 혼합되어 있는 HSW로부터 고방사성핵종 제거관련 연구는 거의 미미하다. 이는 정상 조업상태에서는 HSW가 전혀 발생되지 않기 때문이다. 또한 후쿠시마 폐액내 함유된 고방사성핵종의 방사능은 매우 높으나 이의 화학적 농도는 극미량이므로 이를 용해도 (solubility)나 추출분배비 (extraction ratio) 등의 차이를 이용하는 침전법이나 용매추출법의 적용은 거의 불가능하며, 흡착법이나 공침 (coprecipitation)또는 응집침전 등으로 처리해야 할 것으로 보인다 [2 , 13] . 그리고 고방사성물질을 대량 취급해야하므로 유기소재 보다는 무기소재 이용이 추천되며, 특히 최종 고화처리 시 자연/인공 광물화 할 수 있는 무기소재의 적용은 매우 효율적일 것으로 판단된다 [10 , 14] .
따라서 본 연구는 고방사성해수폐액으로부터 주요 고방사성핵종인 Cs의 제거기술개발을 목표로, crystalline silicotitanate (CST) 형태의 IE911에 의한 Cs의 흡착특성 및 속도 등을 평가하고, 방사성동위원소 ( 137 Cs)를 이용하여 실제의 HSW의 농도수준에서 이의 적용성을 검토한다.
2. 실 험
- 2.1 모의 고방사성해수폐액
모의 고방사성해수폐액 (Simulated High-Radioactive Seawater Waste: SHSW)은 부산부근에서 가져온 해수에 상업용 특급시약인 CsCl 및 SrCl 2 를 각각 100 mg/L 를 첨가하여 제조하였으며, 이의 성분 및 조성은 Table 1 과 같다. 실제 HSW의 경우 Cs 및 Sr의 함유량은 1 mg/L 이하로 매우 적으나, 본 연구에서는 시료 분석 및 이들의 거동을 보다 용이하게 보기 위하여 과량 첨가하여 수행하였으며, 이의 적용성 시험은 실폐액 수준의 농도에 추적자 규모의 방사성동위원소를 첨가하여 각각 수행하였다.
Components and composition of SHSW
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Components and composition of SHSW
- 2.2 실험 방법
모든 실험은 SHSW를 대상으로 25±1℃, 400 rpm에서 회분식으로 수행하였다. 흡착제인 IE911 (24∼32 mesh)를 각각의 실험조건에 맞추어 화학저울 (Chemical balance, Precisa XT320M, Prescisa Instruments Ltd.)로 정확하게 칭량하여, 미리 준비한 SHSW 20 mL에 첨가한다. 그리고 온도, 교반속도 및 시간 등의 조절이 가능한 다중교반기 (Multi hot-plate stirrer, Super Nuova Multiplace, Barnstead/thermolyne)를 이용하여 교반한다. 그런 다음 원심분리기(MF80, 3,000 rpm, Hanil Science Industrial)로 고-액 분리하여 상등액 (supernatant) 내 존재하는 금속이온의 농도(또는 방사능)를 분석하여 측정하였다. 실험에 사용한 IE911는 UOP에서 직접 얻었으며, 추가의 정제과정 없이 항온항습기 (dry keeper, SANLPLATEC Co.)에 보관하여 사용하였다.
- 2.3 분 석
초기 SHSW 및 상등액 내 함유되어 있는 Ca, Mg, Sr은 ICP-AES (Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spectroscopy, ISA Jobin-Yvon JY 50P and JY 38 Plus), K, Na, Cs는 AAS (Atomic Absorption Spectrophotometer, PrekinElmer, PinAAcle 900F)로, 기타 Cl , SO 4 −2 , Br 등은 IC (Ion Chromatography, DIONEX, ICS-900)로 각각의 농도를 분석하였다. 방사성동위원소 ( 137 Cs) 이용 시는 MCA (multichannel analyzer, OXFORD TC702, HPGe detector)로 방사능을 각각 측정하여 농도를 분석하였다. 그리고 용액의 pH는 pH meter (ORION 820A+, Thermo Electronic Corporation)을 이용하여 측정하였고, IE911의 입자크기는 체(sieve) 분석법으로 수행하였으며, 각 원소의 흡착율 (Adsorption yield, A), 분배계수 (distribution coefficient, K d ) 및 흡착용량 (q)은 각각 식 (1), (2) 및 (3)에 의해서 계산하였다.
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여기서 C i 및 C f 는 각각 초기 SHSW 및 상등액에 존재하고 있는 각 금속이온의 농도 (mg/L) 또는 방사능의 세기 (counter)를 의미하며, V 및 m는 SHSW의 부피 (mL) 및 흡착제 (IE911)의 량 (g)를 나타낸다.
3. 결과 및 토의
- 3.1 흡착 특성
Fig. 1 은 각종 무기소재 흡착제의 종류 및 m/V 비 (ratio of absorbent weight to solution volume, g/L)에 따른 교반시간 12 시간에서 Cs의 흡착율 (%)이다. m/V 비 증가에 따라 흡착제 양의 증가로 인해 흡착율이 증가하고 있으며, 흡착율은 IE911 > AMP (ammonium molybdophosphate) > AW500(chabazite zeolite) ≥ IE-96 (chabazite zeolite) > AW300(mordenite zeolite) 순으로 IE911이 가장 우수하였다. 특히 IE911의 경우 m/V=5 g/L 이하에서도 Cs이 99% 이상 흡착되어, 적은 량으로도 Cs을 효과적으로 제거할 수 있으며, 2차 고체폐기물의 발생량을 최소화할 수 있는 가장 효율적인 흡착제임을 알 수 있다. 그리고 4A, 13X, LZ-Y 등의 제올라이트는 m/V=25 g/L 까지 증가시켜도 50% 이하가 흡착되어 이들은 Cs에 대한 선택성이 낮은 것으로 보인다.
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Adsorption yields of Cs with ratio of the weight of adsorbent to volume of solution (m/V) in various adsorbed systems at initial Cs concentration, Csi=100 mg/L.
Fig. 2 는 m/V 비 변화에 따른 교반시간 12 시간에서 IE911에 의한 Cs과 Sr의 흡착율 (%) 및 분배계수 (K d ) 이다. 이때 IE911의 입자크기는 24∼32 mesh (500∼710 μ m)이었고, 용액 내 pH 변화는 m/V ≥ 2.5 g/L에서는 pH 4 이하이지만, 1 g/L 이하에서는 약 6.4∼7.8 까지 증가하였다. 이는 UOP에서 얻은 IE911가 제조 시 최종적으로 산처리한 데 기인하며 [15 , 16] , 흡착제의 량이 많을수록 흡착제 표면에 묻어있는 미세 산성 물질이 보다 많이 용액 속으로 침출되어 용액 내 pH가 감소된 것으로 보인다. Cs의 경우 m/V ≥ 2.5 g/L에서는 거의 99% 이상이 흡착 (K d > ~10 4 mL/g) 되었지만, 그 이하에서는 m/V 비 감소에 따라서 급격히 감소하고 있으며, m/V=0.25 g/L에서는 약 9% 정도가 흡착되었다. 이는 m/V 비가 감소할수록 (흡착제량이 감소) 포화흡착량에 거의 도달하였기 때문이다. 한편 Sr 경우는 m/V 비에 영향 없이 거의 10% 이하가 흡착되어 (m/V=25 g/L에서 약 9% 흡착) Cs 만을 제거할 수 있음을 알 수 있다. 이로부터 Cs의 효율적 제거 및 2차 고체폐기물의 발생량을 최소화하기 위해서는 m/V=2.5g/L에서 수행한 것이 좋을 것으로 판단된다.
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Adsorption yields and distribution coefficients of Cs and Sr with ratio of m/V at Csi= 100 mg/L and Sri=100 mg/L.
Fig. 3 는 흡착시간 변화에 따른 m/V=0.5, 1.25 및 2.5 g/L에서 Cs과 Sr의 흡착율 이다. Cs의 경우 m/V 비가 증가할수록 흡착속도가 빠르며, 흡착은 m/V=0.5 g/L에서는 약 5 시간 정도, 1.25 g/L에서는 2 시간 이상, 2.5 g/L에서는 1 시간 이내에 완료됨을 알 수 있다. 이때 용액 내 pH는 각각 6.67, 5.64 및 4.60 정도 이었다. 한편 Sr은 IE911이 Cs의 선택적 흡착제에 기인하여 거의 흡착되지 않고 (5% 이하 흡착) 있다.
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Adsorption yields of Cs and Sr with contact time in various m/V ratios
Fig. 4 는 m/V=12.5 g/L에서 용액 내 pH 변화에 따른 해수 및 증류수에서의 Cs 및 Sr의 분배계수 (K d-Cs , K d-Sr ) 이다. m/V=2.5 g/L의 경우 해수에서 K d-Sr 거동이 명확하지 않아 (K d - Sr =20∼150 mL/g) 흡착제량을 보다 증가시켜 수행하였다. Cs의 경우 해수나 증류수 모두 pH 6 정도까지는 pH 증가에 따라 서서히 증가하다가 그 이상에서는 다소 감소하는 형태를 보이고 있다. 증류수 경우 K d-Cs 는 pH 변화에 무관하게 ∼10 4 mL/g 이상 (>99% 흡착)이었으며, 해수에서는 5,000∼10 4 mL/g 정도 (약 98∼99% 흡착)로 모두 양호하다. 그리고 본 그림에는 나타내지 않았지만 m/V=2.5 g/L에서도 pH 변화(pH 1.5∼9.5)에 무관하게 K d-Cs 가 ∼10 4 mL/g 이상 (>99% 흡착)이었다. 반면에 Sr의 경우는 Cs과는 다르게 해수나 증류수 모두 pH 증가에 따라 급격히 증가하고 있다. 증류수 경우 pH 3.13 에서는 K d-Sr 가 165 mL/g정도 (67% 흡착)인데 반하여 pH 6.31 이상에서는 약 ∼10 4 mL/g (>99% 흡착) 이상이었으며, 해수에서는 pH 3.45에서 K d-Sr 약 3 mL/g 정도 (약 4 % 흡착)이고, pH 8.11에서는 4,400 mL/g 정도 (>98% 흡착) 이었다. 이는 IE911이 고염기성 용액에서 Sr을 효과적으로 흡착할 수 있다고 발표한 자료와 비슷한 결과이다 [16 , 17] . 이로부터 pH >8 에서는 Cs과 Sr 공제거가 가능함을 보이고 있다. 그리고 해수와 증류수의 차이점은 해수에서의 K d 가 증류수에서 보다 차수 (order)가 약 1∼2 정도 감소한다는 점이며, 이는 해수 내 공존하는 염 (salt) 농도가 Cs이나 Sr 보다 매우 높아 이들이 IE911 흡착 site에 부분 흡착된데 기인하는 것 같으며, 제올라이트에 의한 Cs (/Sr)의 흡착에서 Na 농도가 증가할수록 분배계수가 감소한다는 결과들과 동일하다 [18 , 19] .
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Distribution coefficients of Cs and Sr with pH of the solution in a seawater and a distilled water at m/V=12.5 g/L.
- 3.2 등온선 (equilibrium adsorption isotherm)
Fig. 5-(a) , (b) 는 IE911-Cs 흡착 등온선으로, Langmuir isotherm을 만족시키고 있음을 알 수 있으며, Langmuir의 기본 가정인 단층흡착 (mono-layer adsorption) 및 energetic heterogeneity가 존재하지 않는다는 것을 충족시켜주는 것으로 단층의 uniform site에 흡착되고 있음을 보여주고 있다. Langmuir isotherm은 다음과 같이 나타내며 [20 - 22] ,
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Langmuir isotherm of IE911-Cs adsorption (a), and comparison of experimental data and calculated values by Langmuir isotherm equation (b).
여기서 K L 은 Langmuir 상수 (L/mg), C e 및 q e 는 각각 평형용액농도 (mg/L) 및 평형흡착용량 (mg/g), q max 은 최대 흡착용량 (mg/g)을 각각 의미한다. 식 (4)의 1/q e 과 1/C e 의 상관식의 절편 (intercept)으로부터 q max 을, 기울기 (slope)로부터 K L 을 각각 구하면 식 (5)와 같고, 이때 상관계수 (r 2 )는 0.97 이었다.
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- 3.3 흡착 속도
흡착속도로는 여러 가지가 발표되고 있으나 [20 - 28] , 본 연구에서는 유사 (pseudo) 1차속도식, 유사 2차속도식 및 intraparticle diffusion 속도식 등을 고려하였으며, 각각에 대한 그림을 나타내지는 않았지만 유사 2차 속도식의 상관계수(r 2 ≥0.99)가 유사 1차속도식이나 intraparticle diffusion 속도식 보다 매우 우수하여 이를 적용하여 IE911-Cs 계에서의 흡착속도를 평가하였다. 유사 2차속도식은 다음과 같으며,
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경계조건 (boundary condition) t=0, q=0 및 t=t, q=q e 를 적용하면
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이고, q e 와 K 2 는 각각 식(7)의 t/q t 와 t의 상관식의 기울기 및 절편으로부터 구할 수 있다. 여기서 q e 는 Cs의 평형흡착용량 (mg/g), q t 는 시간 t에서의 흡착용량 (mg/g), k 2 은 속도상수 (g/(mg min)를 각각 의미한다.
Table 2 는 Cs의 초기농도 (initial Cs concentration, Cs i ), m/V 비, 입자크기, 교반속도 및 온도 변화에 따른 Cs의 흡착용량 t/q t 와 시간 t와의 상관식 (r 2 ≃0.99)으로부터 얻어진 q e 와 k 2 및 흡착시간에 따른 용액의 pH 변화이다. Fig. 6 은 m/V=2.5 g/L에서 Cs의 초기농도 변화에 따른 영향으로 농도가 증가함에 따라 평형흡착용량 (q e )은 증가하는데 반하여 흡착속도상수 (k 2 )는 급격히 감소하고 있으며, Fig. 7 은 m/V 비의 영향으로 m/V 비가 증가함에 따라 흡착제량이 증가하여 q e 은 감소하는데 반하여 k 2 는 증가하고 있다. 한편 m/V=2.5 g/L에서 IE911의 입자크기에 따른 영향을 보면 q e 는 거의 비슷하데, k 2 는 입자크기가 증가할수록 비표면적이 감소하여 급격히 감소하고 있다. 그리고 m/V=2.5 g/L에서 교반속도 증 가함에 따라서는 q e 은 다소 증가하나, k 2 는 급격히 증가하고 있다. 이는 100 rpm의 경우 IE911의 상당량이 원활하게 교반되지 않고 침지되어 있어 400 rpm에서 얻은 평형 값에 도달하기 위해서 장시간이 소요되며, 400 rpm의 경우 100 rpm 보다 입자 경막 (film) 내 농도구배 (concentration gradient)가 적어 흡착속도가 증가되었고, 100 rpm 보다 빨리 평형에 도달한 것으로 보인다.
Equilibrium adsorption capacity and rate constant of pseudo-second order reaction
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* Equilibrium adsorption capacity obtained as experimental ** Equilibrium adsorption capacity obtained from pseudo 2nd order equation
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Pseudo-second order kinetics of IE911-Cs adsorption with initial Cs concentration at 25℃, 400 rpm and m/V=2.5 g/L.
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Pseudo-second order kinetics of IE911-Cs adsorption with ratio of m/V at 25℃, 400 rpm and Csi=100 mg/L.
Fig. 8-(a) 는 m/V=2.5 g/L에서 온도변화에 따른 영향으로 온도가 증가함에 따라 q e 은 감소하나 k 2 는 증가하고 있다. 그리고 흡착 활성화에너지 (activation energy, E a )는 온도와 k 2 와의 관계를 나타내는 Arrhenius 식 형태로 표시하면,
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Pseudo-second order kinetics of IE911-Cs adsorption with temperature of solution (a), and Arrhenius plot of IE911-Cs adsorption (b) at Csi=100 mg/L, 400 rpm, m/V=2.5 g/L.
여기서 k A 는 Arrhenius 상수 (g/(mg min))이고, E a 는 활성화 에너지 (kJ/mol), T는 절대온도 (°K), R은 기체상수로 8.314 J/(°K mol) 이다. Fig. 8-(b) 는 ln k 2 와 1/T 간의 상관식 (r 2 ≃0.96)으로 이의 기울기 및 절편으로부터 k A 와 E a 를 다음과 같이 얻었다.
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통상 E a 는 흡착제와 흡착물질간의 결합 형태를 나타내는데, 20 kJ/mol 이하에서는 약한 결합형태의 물리적 흡착 (physical adsorption)이, 40 kJ/mol 이상에서는 보다 강한 결합형태의 화학적 흡착 (chemical adsorption)이 이루어진다고 보고되고 있어 [23 - 25] , IE911-Cs 흡착은 E a 가 40 kJ/mol 보다 매우 큰 것으로 보아 강력한 결합상태를 보이는 화학적 흡착임을 알 수 있다.
Table 3 은 IE911-Cs 흡착 계에서의 열역학적 매개변수 즉, Gibbs free energy (ΔG 0 ), 엔탈피(ΔH 0 ), 엔트로피(ΔS 0 ) 등의 값을 나타낸 것이다. 이때 , ΔG 0 및 ΔH 0 및 ΔS 0 는 희석용액 (dilute solution)의 흡착에서 일반적으로 표현하는 각각 다음 식으로 나타내었으며 [26 - 28] ,
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Calculated values of ΔG0, ΔH0and ΔS0in IE911-Cs adsorption
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Calculated values of ΔG0, ΔH0 and ΔS0 in IE911-Cs adsorption
여기서 K d 는 분배계수를 의미하고, 식 (11)의 ln K d 와 1/T를 plot 하여 기울기로부터 ΔH 0 를, 절편으로부터 ΔS 0 를 각각 구하였다.
음수 값의 Gibbs 자유에너지 (ΔG 0 <0)는 IE911-Cs의 흡착반응이 정반응이며, 온도 증가에 따라 절대 값이 감소되는 것으로 보아 이 반응은 저온에서 보다 양호 (favor) 함을 알수 있다. 또한 약 −33 kJ/mol의 엔탈피 (ΔH 0 <0)는 Cs의 흡착반응이 발열반응이며 저온에서 반응이 촉진됨을 알 수 있다. 그리고 ΔH 0 가 −25 kJ/mol 보다 절대 값이 작은 음수 값의 경우는 이온교환/흡착 반응이 물리적 흡착이나 van der waals force 등 약한 정전기력 (weakly electrostatic force)에 의해 유도됨을 의미하지만, −25 kJ/mol 보다 절대 값이 큰 음수 값의 경우는 보다 강력한 결합상태를 보이는 화학적 흡착임을 나타내는데 [20 , 21 , 27] , ΔH 0 가 −25 kJ/mol 보다 절대 값이 큰 것으로 보아 IE911-Cs 흡착이 주로 화학적 흡착으로 이루어지고 있음을 알 수 있다. 마지막으로 음수 값의 엔트로피 (ΔS 0 <0)는 Cs이 IE911에 안정하게 흡착 정렬됨을 의미한다.
- 3.4 동위원소 실험
실제 일본 후쿠시마 원전사고 시 HSW 내 Cs의 농도가 0.2∼0.8 mg/L 정도로 매우 작아 이 농도수준에서의 흡착거동을 보기위하여 그리고 100 mg/L에서 수행한 결과와 비교하기 위하여 동위원소 ( 137 Cs) 추적자 (tracer, 3.7×10 4 Bq/mL)를 이용하여 수행하였다. 실험은 각각의 실험농도에 맞춘 SHSW 5 mL에 137 Cs 5 μl 를 첨가한 후 비방사성 실험과 동일한 조건에서 8 시간 교반하여 수행하였다.
Fig. 9 는 m/V 비 및 Cs의 초기농도 변화에 따른 Cs의 흡착율이다. m/V 비 증가에 따라 흡착제량이 증가하여 흡착율이 증가하고 있으며, m/V ≥5 g/L에서는 tracer 수준에서 100 g/L 까지의 Cs을 처리하는데 충분한 량인데 기인하여 거의 일정하게 99% 이상 흡착됨을 보여주고 있다. 그리고 m/V < 3 g/L에서 Cs의 흡착능은 tracer (약 0.01 mg/L)≈0.5≥1 >10 > 100 mg/L 순으로 나타나며, 동일 m/V 비 (흡착제 량이 같아 흡착 site가 동일)에서 초기농도가 낮은 Cs을 흡착하는 경우 농도가 높은 경우 보다 흡착 site가 보다 풍부해져 흡착능이 증가된다. 그리고 100 mg/L의 경우 동위원소를 첨가한 방사성실험과 비방사성 실험의 결과가 유사하였으며, 99% 이상의 Cs을 흡착제거하기 위해서는 초기 Cs 농도 1 mg/L 이하는 m/V=1∼2 g/L에서, 10 mg/L은 m/V ≥ 2 g/L에서, 100 mg/L는 m/V ≥ 2.5 g/L에서 수행하는 것이 효과적임을 알 수 있다.
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Adsorption yields of Cs measured by radioisotope tracer (137Cs) with ratio of m/V in various intial Cs concentrations at 25℃ and 400 rpm.
4. 결 론
본 연구는 고방사성해수폐액으로부터 Cs 흡착 제거를 목표로 수행하였으며, IE911-Cs 흡착은 m/V=2.5 g/L, 흡착시간 1시간 정도가 효과적이다. 이때 Cs은 99%, Sr은 5% 이하가 흡착되어 Cs의 효율적 제거 및 2차 고체폐기물 발생량을 최소화 할 수 있음을 알 수 있다. IE911-Cs의 평형흡착용량(q e )은 Cs의 초기농도 증가에 따라 급격하게 증가하는 데 반하여, 교반속도 및 입자크기 증가에 따라서는 거의 비슷하고, m/V 비 및 용액의 온도 증가에 따라서는 감소하고 있다. 반면에 IE911-Cs의 흡착속도는 유사 2차 속도식을 만족하고 있으며, 속도상수 (k 2 )는 Cs의 초기농도 및 입자크기 증가에 따라 감소하며, m/V 비, 용액 온도 및 교반속도 증가에 따라서는 증가하고 있다. IE911-Cs 흡착 활성화에너지는 약 79.9 kJ/mol 로 강력한 결합 형태를 이룬 화학흡착임을 알 수 있다. 그리고 음수 값의 Gibbs 자유에너지 (ΔG 0 <0) 및 엔탈피(ΔH 0 <0)는 IE911-Cs의 흡착이 정반응의 발열반응이고, 저온에서 반응이 상대적으로 활발함을 의미하며, 음수 값의 엔트로피 (ΔS 0 <0)는 흡착된 Cs이 IE911에 안정하게 정렬되어있음을 나타낸다.
Acknowledgements
이 논문은 정부 (미래창조과학부)의 재원으로 한국연구재단의 지원을 받아 수행된 연구입니다 (원자력연구개발사업, No. NRF-2012M2A8A5025658).
References
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