新型吸附剂、 其制备方法及其用途 发明背景发明领域 本发明涉及吸附剂及其用途。具体地， 本发明提供从水性溶液和分散体中去除锑 含氧 - 阴离子 (oxo-anion) 的新型吸附剂。发明也涉及制备新型吸附剂的方法。另外， 发 明涉及阴离子吸附剂用于从核废液中去除放射性核素和非放射性种类的锑和锝， 包括它们 的含氧 - 阴离子形式 ( 锑酸根和高锝酸根 ) 的用途。
相关技术描述
选择性离子介质， 例如无机吸附剂和离子交换剂， 由于它们的辐射稳定性、 高的处 理能力和高的净化效率， 日渐增长地用于从核废液去除关键放射性核素， 诸如 Co-60、 Sr-90 和 Cs-137[1， 2]。使用的材料为市场上可得的阳离子交换剂或吸附剂 ( 例如沸石、 钛酸盐、 硅钛酸盐、 铁氰化物 (hexacyanoferrate))， 它们可有效去除阳离子放射性种类。无机阴离 子交换材料相当少见且不具有高选择性。
就对人员和环境的放射剂量而言， Co-60、 Co-58 和 Cs-137 是核能发电厂 (NPP) 的 废液和水流中最危险的放射性核素。 改进的处理系统可显著地减少许多公共场所中的这些 放射性核素的排放， 并且进一步的努力为针对去除其他放射性核素， 诸如在去除铯和钴后 的溶液中占主要地位的 Cr-51、 Ag-110 和 Sb-125。 125
近期， 更多地注意到 Sb。 它可完全以可溶形式存在于地漏水中 [3]。 在溶液中， 锑 可以两种氧化态 (+3， +5) 和数种羟基类别 ( 例如 Sb(OH)6 、 Sb(OH)3( 水性， aq) 和 Sb(OH)4+) 存在， 其取决于 pH 和氧化还原条件 [4]。这些化学特征表明从溶液中去除锑是困难的。
近期试验已表明标准脱矿质器树脂和离子选择性介质对于从液体放射性废物中 去除 Sb 是无效的 [5]。然而， 一些市场上可得的无机阳离子交换剂， 诸如 CoTreat， 可在某 些情况下效率良好地从 NPP 地漏水中去除 Sb-125[3]， 但它们的使用明显限于阳离子锑类 别。考虑其他方法， 在 Duke Power Company 的 Oconee 设备 [6] 中进行的试验方案中， 化学 添加剂结合超滤显示为去除 Sb-125 的有效方法。其他方法的研究诸如电去离子和中空纤 维过滤正在进行中， 例如在 EPRI Low-Level Waste( 低放废物 ) 方案中 [7]。
已公布了一些关于使用基于氧化锆的材料去除锑的报道 [8， 9]。 在这些研究中， 使 用氯氧化锆 (ZrOCl2) 作为氧化锆的前体， 且仅有阳离子锑的吸收在研究。这些研究的结果 表明， 使用所述氧化锆材料可获得痕量锑的低于 96％的吸收 ( 相当于低于 2000ml/g 的分配 系数 )。然而， 这样的选择性对于工业用途是相当不令人满意的。
相似地， 使用氧化锆吸附剂和聚丙烯腈 (PAN) 粘合剂 [10， 11] 获得了不令人满意 的结果。
在完成纵览时可以注意到， 本领域中已预先讨论过无载体的 115mIn 从 115Cd 中以及 132 I 从 132Te 中经氧化锆柱的分离。
发明概述
基于以上， 本发明的目的是消除本领域中至少一部分问题， 并提供对 NPP 废液中
的锑具有高选择性， 且由此能够进行工业应用的新型阴离子吸附剂材料。
本发明的另一目的是提供制备能够去除锑放射性同位素的新型阴离子吸附剂的 方法。
本发明的再一目的是提供去除锑和任选的锝， 包括它们含氧 - 阴离子的方法和吸 附单元。
特别的目的是提供能够去除选自 Sb-122、 Sb-124、 Sb-125 和 Tc-99 及其混合物的 放射性核素以及相应的非放射性类别的阴离子吸附剂。
本发明基于以下观念 ： 提供从水溶液中去除锑还有任选的锝的新型材料， 其包含 具有至少 10,000ml/g 的锑分配系数的氧化锆材料， 所述材料以精细粉碎的形式存在， 例如 为粉末或细粒材料。
材料可通过沉淀过程制备， 其中锆前体溶于强酸的酸或水溶液中， 且溶液的 pH 为， 当前体溶解时， 增加 ( 优选逐渐地 ) 到至少 pH 2， 特别是 2-10 的范围内的值， 且在洗涤 后收集并回收沉淀物。
材料可与掺杂离子例如锑离子共沉淀， 用于制备还能够从水溶液吸附锝的材料。
更具体地， 本发明材料的主要特征如权利要求 1 的特征部分所述。 制备新型材料交换剂的方法的特征如权利要求 8 的特征部分所述， 并且从水溶液 中去除锑和任选的锝的方法的特征如权利要求 15 的特征部分所述。根据本发明的吸附单 元的特征如权利要求 20 所述。
本发明获得相当大的优点。
本发明提供新型吸附剂或离子交换材料——氧化锆粉末或细粒， 其性能的数量级 高于先前报道的氧化锆材料。分配系数很高， 使得材料可容易地应用于工业用途。出于在 缓和的条件下使用容易得到的材料这一方面， 制备方法简单且不昂贵。
然后， 借助于参考附图的详细描述， 将更仔细地研究本发明。
附图简述
图 1a 和 1b 显示 XRD 衍射图样， 即图 1a 为 ZrO2 材料且图 1b 为 Zr(Sb)O2 材料 ； 125
图 2 显示在 0.1M NaNO3 中 Sb( 锑酸根 ) 在 ZrO 和 Zr(Sb)O(Sb 5％ ) 材料上的 分配系数， 作为 pH 的函数 ；
图 3 显示在模拟地漏水 BWR1 中通过 Zr(Sb)O- 材料 (Sb 5％ ) 对 125Sb 的柱吸收 ； 和
图 4 显示装填 ZrO- 材料的柱中 124Sb 的吸收 - 在 780 床体积时将初始流速 22BV/ h 变为 8BV/h。
优选实施方案详述
为了本发明的目的， 术语″吸附剂″可与″离子交换剂″互换使用， 用于指明本 发明的氧化锆材料。尚未阐明锑阴离子和锝离子吸附于材料的实际机理。可能该吸附基于 离子交换， 但同样可能涉及例如氧化还原过程和表面络合过程。 自然地， 可能接近的是多种 吸附机理的组合， 且本发明不限于任何特定的机理。
对于吸附剂用途， 氧化锆材料可原样使用， 即伴随其他吸附类别或群组的加入， 但 为了从液体溶液中吸附锝， 优选加入掺杂剂， 优选为诸如锑的三价离子。
如上所述， 能够吸附锑阴离子 ( 锑酸根 ) 和锝， 包括其含氧 - 阴离子的本发明的材
料， 基本由具有高的放射性锑分配系数的氧化锆 ( 二氧化锆 ) 微粒或细粒组成。分配系数 为至少 10,000ml/g 或至少 15,000ml/g， 特别为至少 50,000ml/g。在 2-10 的 pH 范围内优 选的分配系数为至少 100,000ml/g 且特别为 250,000ml/g， 例如， 至少 500,000ml/g， 任选为 1,000,000ml/g 或甚至更高。
当吸附剂或离子交换剂包含粉状材料时， 微粒的平均粒径为约 10nm-100um 的范 围， 且它们的流速 ( 也被称为″物料通过量″ ) 通常为 100-10,000 床体积 / 小时。另一方 面， 当离子交换剂包含粒状材料时， 微粒的平均粒径为 0.1-2mm 且流速为 10-50 床体积 / 小 时。
本发明的微粒或细粒优选为″自支持的″或″无粘合剂的″， 这是指使用不含任 何可增加其机械强度性能的组分的微粒或细粒本身。
″床体积″由吸附剂容器中材料内容物的总体积来计算。
本发明提供基本包含以下步骤的组合的方法， 即
- 在低于 1 的 pH 下将锆化合物溶于水性介质， 以形成含锆的溶液 ；
- 通过加入碱将溶液的 pH 提高到至少为 2 的值 ；
- 沉淀出包含氧化锆的沉淀物 ；
- 洗涤氧化锆沉淀物 ； 和
- 回收氧化锆。
[13] 中描述了制备水合氧化锆的方法。在已知的方法中， 固体锆盐与相对低浓度 的不会完全溶解锆的酸 (0.1M) 混合。在这之后， 加入碱金属氢氧化物以获得碱性条件 (pH ＝ 11.5)， 用于在升高的温度下进行的反应。
相比之下， 在本发明的方法中， 锆盐首先溶于浓酸中， 随后用碱将氧化锆 / 氢氧化 锆沉淀。因此， 正如已经提及且将在以下要研究的， 在给出具有关注特性的产品的氧化物 / 氢氧化物形成反应 ( 沉淀 ) 之前， 锆原材料完全溶解。
如以下更详细讨论的， 阴离子交换剂可进一步包含掺杂金属离子， 诸如锑， 例如锑 (III)， 以提高自水溶液中的锝的共吸附作用。
锆前体通常为卤化锆或含氧卤化锆， 诸如氯化锆 (IV)、 硫酸锆 (IV)、 碳酸锆 (IV)、 硝酸锆 (IV)、 含氧硝酸锆 (IV)， 亚氯氧酸锆 (IV)(zirconium(IV)oxychlorite) 或其混合 物。
在方法的第一步中， 锆前体溶于无机酸的水溶液中。无机酸可为盐酸、 硝酸或硫 酸， 但也可使用强有机酸， 诸如磺酸。同样也可使用两种或更多种的混合物。水溶液的关于 酸的摩尔浓度通常为 0.1-10M， 且 pH 为 1 或更小， 通常接近于 0 或甚至低于 0。
前体溶于酸后， 通过加入碱或通常的″碱剂″， 将溶液的 pH 增加到 2-10 范围内的 值。碱剂可选自于碱金属氢氧化物、 碱土金属氢氧化物、 氨和氢氧化铵。在实施例中， 使用 氨。自然地， 也可使用有机碱， 诸如有机胺、 脂肪族胺或芳族胺。
作为 pH 增加的结果， 氧化锆将从水相中分离。优选广泛地， 用水或水溶液将其洗 涤直至上清液和沉淀物的界面不清楚， 显示某种轻微浑浊。随后， 回收沉淀物， 加热并干燥 以提供本发明的材料。当要包括掺杂剂时， 优选将其加入酸性的含锆溶液中。
取决于洗涤和分离程序， 可回收颜料尺寸的微粒或细粒。 通常地， 微粒的粒径为从 约 10nm 到约 100um 的范围， 优选平均粒径为约 50nm10um。细粒的平均粒径为约从 0.1um 到约 2mm 的范围， 且通常适合于工业规模吸附剂用途的细粒的粒度为约 0.1-2mm。
通过所示工艺制备的材料通常为非晶态的。术语″非晶态的″表示 XRD 分析给出 宽的衍射峰图谱的材料状态。也认为这种状态是指″纳晶″， 即材料包含具有宽的晶体尺 寸范围的微小晶体。如以下报道的结果所显示， 非晶态材料具有优异的对锑以及对锝 ( 特 别是在掺杂后 ) 的吸附性能。
可通过热处理或水热处理增加结晶度， 即通过加热干燥或湿润的粉末或细粒或通 过在浆料中加热材料。
然而， 在本发明的一个优选实施方案中， 本发明的吸附剂为不需粘合剂而容易用 于动态应用的玻璃状细粒。
本发明也提供从水溶液中， 特别地从核废液中去除锑离子的方法。方法通常包含 以下步骤 ：
- 将含锑的水溶液与氧化锆接触， 使锑与氧化锆结合并提供锑含量减少的水溶液， 和
- 将水溶液与氧化锆分离，
其中氧化锆包含阴离子吸附剂或离子交换剂， 其基本由具有至少为 10,00ml/g， 特 别地至少为 100,000ml/g 的锑分配系数的氧化锆微粒或细粒组成。 如上所述， 方法可用于从核废液中去除放射性同位素， 即放射性锑和任选的锝， 包 括它们的含氧 - 阴离子形式。这将在以下实施例中显示。然而， 也可能使用本发明的材料 从溶液中去除非 - 放射性的锑和锝离子。
对于工业规模的用途， 优选以吸附床的形式布置或提供吸附剂材料。 特别地， 将吸 附材料布置在吸附单元中， 例如在离子交换柱外壳中。通常地， 吸附单元包含吸附床， 由本 发明的吸附材料形成， 被布置在外壳内。 典型地， 外壳包含允许待处理液体流入物——液体 流通过吸附剂材料的装置， 以及允许取回已处理液体 ( 废水 ) 的装置。入口装置可连接至 含锑液体的来源。
若干不同的结构是可能的。
在传统的柱中， 将材料安装或填充到两个支撑结构间以形成吸附剂床。可将吸附 剂床放置在压力容器或非压力容器中。可使待处理的液体作为塞流引导通过吸附剂， 或通 过用分配装置分配该流通过吸附剂。
另一选择是将材料布置在具有环形截面的圆筒状容器中， 并在内部或外部或两者 中提供多孔壁， 以允许液体从内部或外部流入环形外壳中的吸附剂层。可使液体从外部通 过吸附剂层进入由环形结构内壁限定的内部空间， 或反之亦然。
自然地可预期其他结构。 通常， 在工业用途中， 吸附剂单元的上游存在用于将固体 物质从待处理液体中分离的过滤装置。
可以只存在一个吸附单元或多个吸附单元， 至少一个单元提供有本发明的吸附材 料。自然地， 本发明的材料可结合到包含另一离子交换或吸附床的吸附单元中的吸附床或 层中。
如果存在若干单元， 可将它们以串联排列 ( 作为级联 ) 或并联或串联和并联的组 合进行装配。 优选存在至少两个并联的单元， 以允许在操作其他并联单元时， 对一个单元中 的吸附剂材料进行维护和替换。
然后， 更详细地描述材料的制备， 且随后通过工作实施例的帮助研究该新型材料的性质。 制备
可制备纯 Zr- 氧化物材料或锑掺杂的 Zr- 氧化物材料。 对于高锝酸根的有效去除， 锑掺杂是必须的。
ZrO- 材料 ( 无 Sb 掺杂 )
在恒定搅拌下将 ZrCl4 溶于 3M 无机酸中 (HCl 或 HNO3， 也可能为 H2SO4)。缓慢加入 / 滴加浓氨水 (25％ -30％ ) 以提高锆溶液的 pH， 直至 pH 在 2-9 的范围内， 且继续搅拌 30 分钟。让浆料静置 30 分钟并排出澄清的上清液。通过加入等体积的蒸馏水洗涤浆料并施 用搅拌 5 分钟。将浆料静置 60 分钟并排出澄清的上清液。持续洗涤程序直至上清液在 60 分钟静置时间后保持微浑浊， 且上清液和浆料之间的界面不清楚。 排出微浑浊的上清液， 且 浆料于 70℃在表面皿中干燥 48 小时， 直至产品干燥且形成硬的微粒。如图 1a 所示， 在 XRD 分析下发现材料为非晶态。
Zr(Sb)O(Sb 掺杂材料 )
在 恒 定 搅 拌 下 将 ZrCl4 溶 于 3M 无 机 酸 中 (HCl 或 HNO3， 也 可 能 为 H2SO4)。 将 1％ -50％ ( 原子 -％ ) 的掺杂元素， 氯化锑 (III) 加入溶液中并使其溶解 15 分钟。缓慢加 入 / 滴加浓氨水 (25％ -30％ ) 以提高锆 / 锑溶液的 pH， 直至 pH 在 2-9 的范围， 且持续搅 拌 30 分钟。让浆料静置 30 分钟并排出澄清的上清液。通过加入等体积的蒸馏水洗涤浆料 并施用搅拌 5 分钟。将浆料静置 60 分钟并排出澄清的上清液。持续洗涤程序直至上清液 在 60 分钟静置时间后保持微浑浊， 且上清液和浆料之间的界面不清楚。排出微浑浊的上清 液， 且浆料于 70℃在表面皿中干燥 48 小时， 直至产品干燥且形成硬微粒。由图 1b 可见， 在 XRD 分析下发现材料为非晶态。
代替氯化锆 (IV)， 也可使用硫酸锆 (IV)、 碳酸锆 (IV)、 硝酸锆 (IV)、 含氧硝酸锆 (IV)， 亚氯氧酸锆 (IV) 作为上述合成中的锆的前体。
上述合成与 Bhattacharyya 和 Dutta[8] 所描述合成的不同之处主要在于锆前体 是如何溶解的。Bhattacharyya 将 ZrOCl2 溶于水中， 然而上述合成使用酸， 特别是强酸诸如 无机酸来溶解锆前体。
去除锑和锝的表现 125
氧化锆材料被广泛地使用模拟和真实的核废液试验， 用于去除 124Sb、 Sb 和 99Tc。 在静态和动态的条件下进行试验。在静态实验中， 对放射性核素确定分配系数， kd。对于包 括如下离子交换的吸附过程 ：
其中 A 是放射性含氧阴离子 ( 例如 124Sb(OH)4-)， B 是连接于固体基质 R+ 的可交换 阴离子 ( 例如 Cl-)( 此处为了简单性， 假设阴离子是单价的 )， 其 “强度” 通过选择性系数 KA/ 15]， 即 B 表征 [14，
其中 [R-A] 和 [R-B] 是吸附剂中阴离子的浓度 ( 例如 mmol/g) 且 [A] 和 [B] 是溶 液中阴离子的浓度。分配系数 kd[14， 15]， 即
可以对数形式表示为 ：
log kd ＝ log(KA/BQ)-log[B] (4)
由于放射性核素 A 通常以比非放射性反离子 B 低得多的浓度存在溶液和吸附剂中 ([R-B] ＝ Q， 离子交换容量 )[15]。在这些条件下 ( 系统中的放射性核素为痕量水平 )， 选 择性系数为常数且 kd 不依赖于溶液中放射性核素 A 的浓度。因此 kd 的测量明白地给出材 料的基本选择性， 且可用于比较不同吸附剂材料的效率。 此外， kd 可用于估计吸附剂的最大 动态饱和容量。当给料浓度为 [A]， 且吸附剂中的饱和浓度为 [R-A] 时， 那么 [R-A]/[A] ＝ kd 给出了用给定质量的吸附剂已纯化的液体体积。
在静态分批测试中， 使用以下等式确定分配系数 [16] ：
其中A0 和 Aeq 分别为在与吸附剂材料接触之前或之后的溶液中的放射性浓度 (Bq/l) 或 计数率 (cpm)。
V 是溶液体积 ( 通常为 10-20mL) 和
m 是与溶液接触的吸附剂材料的质量 ( 通常为 100-20mg)。
在动态实验中， 溶液以各种流速 ( 通常为 10-20cm3/h) 通过填充吸附剂材料 ( 对于 小规模试验典型的粒度为 0.15-0.30mm， 参看图 2-4) 的离子交换柱 ( 床体积通常为 1cm3)。 分级收集排出溶液并计算放射性含量。计算排出溶液的去污系数 (DF)， 作为进料溶液 (A0) 和排出溶液 (A) 中各自的放射性浓度的比率， 即
当柱材料具有非常高的容量时 ( 例如在用高选择性材料去除痕量放射性核素的 情况 )， 由于时间和放射性增强的限制， 通常难以在柱式试验中测量处理能力。 然而， 通过定 义， kd 值的测量给出了最大理论处理能力 - 根据由给定量 (g) 吸附剂材料可净化的溶液体 积 (ml)。
用 0.1M NaNO3 进行的静态试验显示， 在宽的溶液 pH 范围内的相对高的硝酸盐背 景中， 吸附剂材料有效地吸收 Sb-125。
图 2 显示 0.1M NaNO3 中 125Sb( 锑酸根 ) 在 ZrO 和 Zr(Sb)O(Sb 5％ ) 材料上的分 配系数， 作为 pH 的函数。
正如所显现的， 用 Sb 掺杂的材料对 Sb 的吸收稍低于未掺杂材料。
表 I. 吸附剂材料试验中使用的模拟 NPP 地漏水的化学组成 ； 加入 125Sb( 锑酸根 ) 示踪剂以产生 9,000-15,000cpm/10mL。
9CN 102458649 A 成分 mg/L Na K Ca H3BO3 pH
说明PWR1 36.8 7.7 0.86 160书PWR2 43.3 75.0 290 120 na BWR1 90.1 nd 29.8 nd 6.27/10 页8.7-9.0对模拟核能发电厂地漏水 ( 表 I) 的另一试验显示， 在大部分情况下 Sb- 掺杂 Zr- 氧化物将 Sb-125 从溶液中去除到低于检测极限的水平 ( 表 II)。即使溶液中存在一些 可检测的 Sb-125 的情况下， 计算的 kd- 值也超过 5,000,000ml/g。
表 II.Sb-125 在模拟地漏水中的分配系数 kd(Ml/G)。
nd ＝ Sb-125 低于检测极限
在动态试验中， Zr(Sb)O- 材料 (Sb 5％ ) 填充的柱从模拟地漏水 (BWR1， 见表 I) 中 以良好的效率去除 Sb-125， 多数情况下去污系数 DF 为约 300-600( 参看图 3)。DF 保持在 该恒定水平且因此不取决于流速， 流速在实验期间从 10BV/h 逐步增加到 50BV/h。处理了 2,500 床体积的溶液时的试验结尾没有柱失效 (column exhaustion， 即 DF 下降 ) 的迹象。
也通过使用来自核能发电厂的真实放射性水进行了实验室 - 规模的柱试验。燃料 池水来自于 Olkiluoto NPP(BWR， Finland)， 包含 400Bq/l 水平的 Sb-125( 表 III)。
成分 电导率 SO42草酸盐 Cl值 1 4 1.5 2 单位 μSv/cm μg/L μg/L μg/L表 III. 来自 Olkiluoto-1 BWR， Finland 的燃料池水的组成。10CN 102458649 A Sb-125 Cs-137 Co-60
说明书396 8.6 11.1 Bq/L Bq/L Bq/L8/10 页在柱试验中， 将 1L(2000BV) 的燃料池水进料通过 Zr(Sb)O- 材料 (Sb 5％ ) 柱的材 料。如表 IV 呈现的结果所显示的， 排出溶液中未检测到 Sb-125。由 1.7Bq/L 的最小可检测 放射性 (MDA) 计算得到， 对于 Sb-125 的去污系数大于 230。
表 IV. 放射性核素从燃料池水中的柱去除 ( 见表 III)
BV ＝床体积， DF ＝去污系数
初级冷却水 (PCW) 试样取自 Loviisa Unit 1 服务停止， 温度从 140℃降到 55℃期 间， 这时存在锑的大爆发 (major burst)。 化学分析显示 PCW 的主要成分为硼酸 (14g/L) 且 存在少量溶解的铁 (68μg/L)。PCW 中主要的 γ 辐射放射性核素为 58Co(240,000Bq/L) 和 124 Sb(637,000Bq/L)。 这些放射性核素主要为可溶形式 ； 过滤 (0.45μm) 仅去除 7.4％的 58Co 和 8.2％的 124Sb。
表V： 通过由不同前体制备的氧化锆从 Loviisa Unit 1 初级冷却水中吸收 124Sb。
锆前体 ZrCl4 ZrOCl2 Zr(OH)2CO3
kd(ml/g) BDL BDL 2,754,230 锆前体 ZrO(NO3)2 Zr(SO4)2 kd(ml/g) BDL 1,603,250BDL ＝低于检测极限。商业 ZrO2(Merck art.8914) 的 kd 为 1,650ml/g
由不同 Zr- 前体制备的材料从 Loviisa Unit 1 初级冷却水 ( 表 V) 中去除几乎所 124 124 有的 Sb。在大部分情况下， Sb 低于检测极限 (10-20Bq/L) 且当可检测时， kd- 值远大于 1,000,000ml/g(logkd ＞ 6)。相比之下， 由 Merck KGaA， Darmstadt， Germany 供应的商业氧 化锆显示普通的 1,650ml/g 的 kd- 值。
图 4 显示用本发明的 ZrO- 材料填充的柱中的 124Sb 吸收。在 780 床体积时， 初始 流速 22BV/h 被改变为 8BV/h。
用无 - 掺杂 ZrO- 材料填充的柱可非常有效地从 PCW 中去除 124Sb。在 22BV/h 的较 高流速， 去污系数 (DF) 为 1,000 的等级 ( 图 4)。当流速减少到 8B/h， DF 显著地增加且检测124 到高达 30,000 的 DF- 值。在一个废水样品中， Sb 低于检测极限。由于可得的试样量少， 当处理约 2800BV 水时， 试验停止。当试验停止时没有柱失效的迹象。
也进行洗脱实验以研究柱中负载的锑的稳定性。
在该试验中， 1mmol/L 锑酸盐溶液 ( 由 Sb-125 示踪 ) 首先加入柱且在约 500 床体 积时观察到 Zr(Sb)O 材料的失效。在该点， 每 1 克 Zr(Sb)O 材料已负载 0.7mmol 锑酸根。失 效柱用 500ml 硼酸 (1000ppm) 洗脱， 并将洗脱液作为小的级分进行收集。所有收集到的级 分都对 Sb-125 计数， 但被发现为本底水平。因此硼酸不能从材料中浸出任何 Sb-125， 这表 明 Sb-125 被材料极强地束缚。
总的来说， 本发明提供具有极高 Sb 吸收的氧化锆材料， 因此在许多情况下溶液中 的 Sb 减少到低于检测极限。当可检测时， kd- 值甚至可超过 1,000,000ml/g， 这表明本发 3 明的离子交换剂的处理能力甚至可超过 1000m /kg 或更高。这些值明显远高于由商业材料 (1,650ml/g) 或实验材料 (794ml/g， 参考 8) 所获得的。
参考
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