세슘은 물속에서 고상보다는 이온이나 착염 등 용존 형태로 존재하는 특성이 강하여, 오염 수계로부터 세슘 제거가 어려운 것으로 알려져 있다. 최근 많은 연구들이 수계 내에서 세슘의 제거효율이 높은 흡착제를 개발하는데 집중하고 있다. 본 연구에서는 대나무 활성탄을 흡착제로 사용하여 수계 내에 존재하는 세슘을 효과적으로 제거하는 실내실험을 실시하였다. 수용액으로부터 대나무 활성탄의 세슘 제거효율을 측정하고, 최적의 세슘 제거능을 가지는 흡착 조건을 도출하고자 다양한 조건에서 흡착 배치실험을 수행하였다. 국내에서 유통되고 있는 5 종류의 대나무 활성탄의 표면 특성을 SEM-EDS와 XRD 분석으로 규명하였으며, 이 중에서 비표면적이 큰 3 종류의 대나무 활성탄을 대상으로 세슘 제거 배치실험을 실시하였다. 다양한 초기 세슘 농도를 가지는 인공수(0.01~10 mg/L 범위)를 대상으로 대나무 활성탄에 의한 수용액 내 세슘 제거량을 측정하여 제거효율을 계산하였고, 두 종류의 흡착 등온식들을 흡착 배치실험 결과에 대응시켜 흡착 상수값을 결정함으로서, 대나무 활성탄의 세슘 흡착 특성을 규명하였다. FE-SEM 분석 결과, 대나무 활성탄은 표면이 다수의 기공을 포함하는 대나무의 섬유질 조직을 그대로 유지하는 입자들로 구성되어, 이들 섬유질 조직 내 다양한 형태의 기공들과 엽상조직 표면들이 주요 세슘 흡착공간인 것으로 밝혀졌다. 흡착 배치실험 결과, C type 대나무 활성탄의 세슘 제거효율이 가장 높았는데, 특히 수용액의 세슘 초기 농도가 1.0 mg/L 이하인 경우에도 75 % 이상(최고 82 %)을 나타내어, 원전사고 등에 의해 오염된 현장 지하수나 지표수(해수 포함)의 세슘농도가 대부분 1.0 mg/L 이하임을 고려하면, 실제 오염수 정화 가능성이 높을 것으로 밝혀졌다. 수용액의 온도는 $5-15^{\circ}C$ 범위, pH는 3-11 범위에서 높은 세슘 제거효율이 일정하게 유지되는 것으로 나타나 다양한 오염수에 적용할 수 있을 것으로 판단되었다. 흡착 배치실험 결과는 Langmuir 흡착모델과 유사하였으며, C type 대나무 활성탄의 최대흡착농도($q_m:mg/g$)값은 63.4 mg/g으로 기존의 상용화된 흡착제 값보다 높았고, 수용액의 초기 세슘 농도가 1.0 mg/L이하인 경우 표면흡착률(surface coverage) 값도 낮게 유지되어, 적은 양의 세슘으로 오염된 수계를 효과적으로 정화할 수 있음을 입증하였다.
세슘은 물속에서 고상보다는 이온이나 착염 등 용존 형태로 존재하는 특성이 강하여, 오염 수계로부터 세슘 제거가 어려운 것으로 알려져 있다. 최근 많은 연구들이 수계 내에서 세슘의 제거효율이 높은 흡착제를 개발하는데 집중하고 있다. 본 연구에서는 대나무 활성탄을 흡착제로 사용하여 수계 내에 존재하는 세슘을 효과적으로 제거하는 실내실험을 실시하였다. 수용액으로부터 대나무 활성탄의 세슘 제거효율을 측정하고, 최적의 세슘 제거능을 가지는 흡착 조건을 도출하고자 다양한 조건에서 흡착 배치실험을 수행하였다. 국내에서 유통되고 있는 5 종류의 대나무 활성탄의 표면 특성을 SEM-EDS와 XRD 분석으로 규명하였으며, 이 중에서 비표면적이 큰 3 종류의 대나무 활성탄을 대상으로 세슘 제거 배치실험을 실시하였다. 다양한 초기 세슘 농도를 가지는 인공수(0.01~10 mg/L 범위)를 대상으로 대나무 활성탄에 의한 수용액 내 세슘 제거량을 측정하여 제거효율을 계산하였고, 두 종류의 흡착 등온식들을 흡착 배치실험 결과에 대응시켜 흡착 상수값을 결정함으로서, 대나무 활성탄의 세슘 흡착 특성을 규명하였다. FE-SEM 분석 결과, 대나무 활성탄은 표면이 다수의 기공을 포함하는 대나무의 섬유질 조직을 그대로 유지하는 입자들로 구성되어, 이들 섬유질 조직 내 다양한 형태의 기공들과 엽상조직 표면들이 주요 세슘 흡착공간인 것으로 밝혀졌다. 흡착 배치실험 결과, C type 대나무 활성탄의 세슘 제거효율이 가장 높았는데, 특히 수용액의 세슘 초기 농도가 1.0 mg/L 이하인 경우에도 75 % 이상(최고 82 %)을 나타내어, 원전사고 등에 의해 오염된 현장 지하수나 지표수(해수 포함)의 세슘농도가 대부분 1.0 mg/L 이하임을 고려하면, 실제 오염수 정화 가능성이 높을 것으로 밝혀졌다. 수용액의 온도는 $5-15^{\circ}C$ 범위, pH는 3-11 범위에서 높은 세슘 제거효율이 일정하게 유지되는 것으로 나타나 다양한 오염수에 적용할 수 있을 것으로 판단되었다. 흡착 배치실험 결과는 Langmuir 흡착모델과 유사하였으며, C type 대나무 활성탄의 최대흡착농도($q_m:mg/g$)값은 63.4 mg/g으로 기존의 상용화된 흡착제 값보다 높았고, 수용액의 초기 세슘 농도가 1.0 mg/L이하인 경우 표면흡착률(surface coverage) 값도 낮게 유지되어, 적은 양의 세슘으로 오염된 수계를 효과적으로 정화할 수 있음을 입증하였다.
The cesium (Cs) removal from the contaminated water system has been considered to be difficult because the cesium likes to exist as soluble phases such as ion and complexes than the solid in water system. Many researches have focused on developing the breakthrough adsorbent to increase the cesium re...
The cesium (Cs) removal from the contaminated water system has been considered to be difficult because the cesium likes to exist as soluble phases such as ion and complexes than the solid in water system. Many researches have focused on developing the breakthrough adsorbent to increase the cesium removal efficiency in water. In this study, the laboratory scale experiments were performed to investigate the feasibility of the adsorption process using the bamboo charcoal for the Cs contaminated water system. The Cs removal efficiency of the bamboo charcoal were measured and the optimal adsorption conditions were determined by the adsorption batch experiments. Total 5 types of commercialized bamboo charcoals in Korea were used to identify their surface properties from SEM-EDS and XRD analyses and 3 types of bamboo charcoals having large specific surface areas were used for the adsorption batch experiment. The batch experiments to calculate the Cs removal efficiency were performed at conditions of various Cs concentration (0.01 - 10 mg/L), pH (3 - 11), temperature ($5-30^{\circ}C$), and adsorption time (10 - 120 min.). Experimental results were fitted to the Langmuir adsorption isotherm curve and their adsorption constants were determined to understand the adsorption properties of bamboo charcoal for Cs contaminated water system. From results of SEM-EDS analyses, the surfaces of bamboo charcoal particles were composed of typical fiber structures having various pores and dense lamella structures in supporting major adsorption spaces for Cs. From results of adsorption batch experiments, the Cs-133 removal efficiency of C type bamboo charcoal was the highest among those of 3 bamboo charcoal types and it was higher than 75 % (maximum of 82 %) even when the initial Cs concentration in water was lower than 1.0 mg/L, suggesting that the adsorption process using the bamboo charcoal has a great potential to remove Cs from the genuine Cs contaminated water, of which Cs concentration is low (< 1.0 mg/L) in general. The high Cs removal efficiency of bamboo charcoal was maintained in a relatively wide range of temperatures and pHs, supporting that the usage of the bamboo charcoal is feasible for various types of water. Experimental results were similar to the Langmuir adsorption model and the maximum amount of Cs adsorption (qm:mg/g) was 63.4 mg/g, which was higher than those of commercialized adsorbents used in previous studies. The surface coverage (${\theta}$) of bamboo charcoal was also maintained in low when the Cs concentration in water was < 1.0 mg/L, investigating that the Cs contaminated water can be remediated up with a small amount of bamboo charcoal.
The cesium (Cs) removal from the contaminated water system has been considered to be difficult because the cesium likes to exist as soluble phases such as ion and complexes than the solid in water system. Many researches have focused on developing the breakthrough adsorbent to increase the cesium removal efficiency in water. In this study, the laboratory scale experiments were performed to investigate the feasibility of the adsorption process using the bamboo charcoal for the Cs contaminated water system. The Cs removal efficiency of the bamboo charcoal were measured and the optimal adsorption conditions were determined by the adsorption batch experiments. Total 5 types of commercialized bamboo charcoals in Korea were used to identify their surface properties from SEM-EDS and XRD analyses and 3 types of bamboo charcoals having large specific surface areas were used for the adsorption batch experiment. The batch experiments to calculate the Cs removal efficiency were performed at conditions of various Cs concentration (0.01 - 10 mg/L), pH (3 - 11), temperature ($5-30^{\circ}C$), and adsorption time (10 - 120 min.). Experimental results were fitted to the Langmuir adsorption isotherm curve and their adsorption constants were determined to understand the adsorption properties of bamboo charcoal for Cs contaminated water system. From results of SEM-EDS analyses, the surfaces of bamboo charcoal particles were composed of typical fiber structures having various pores and dense lamella structures in supporting major adsorption spaces for Cs. From results of adsorption batch experiments, the Cs-133 removal efficiency of C type bamboo charcoal was the highest among those of 3 bamboo charcoal types and it was higher than 75 % (maximum of 82 %) even when the initial Cs concentration in water was lower than 1.0 mg/L, suggesting that the adsorption process using the bamboo charcoal has a great potential to remove Cs from the genuine Cs contaminated water, of which Cs concentration is low (< 1.0 mg/L) in general. The high Cs removal efficiency of bamboo charcoal was maintained in a relatively wide range of temperatures and pHs, supporting that the usage of the bamboo charcoal is feasible for various types of water. Experimental results were similar to the Langmuir adsorption model and the maximum amount of Cs adsorption (qm:mg/g) was 63.4 mg/g, which was higher than those of commercialized adsorbents used in previous studies. The surface coverage (${\theta}$) of bamboo charcoal was also maintained in low when the Cs concentration in water was < 1.0 mg/L, investigating that the Cs contaminated water can be remediated up with a small amount of bamboo charcoal.
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문제 정의
대나무 활성탄의 세슘 제거 기작을 규명하기 위하여 흡착 실험 결과를 대표적 흡착등온식인 Langmuir 등온식과 Freundlich 등온식에 대응시켜, 수용액으로부터 세슘이 제거되는 주요 기작이 대나물 활성탄의 흡착기작임을 입증하고자 하였다. 초기 세슘 농도 범위가 0.
본 연구의 목적은 방사성세슘의 제거효율이 높은 동시에, 독성이 낮은 친환경 물질인 대나무 활성탄의 세슘 흡착능을 실내 실험을 통하여 규명함으로서, 수계 내 새로운 세슘처리 기술을 개발을 위한 정량적인 자료를 제공하는데 있다. 실내 배치실험을 통하여 대나무 활성탄의 세슘 제거 효율을 계산하고, 제거 가능한 수계의 세슘 농도 범위와 최적의 세슘 제거 조건을 제시하며, 다양한 지화학적/광물학적 분석과 흡착등온선의 흡착 상수값을 구하여 대나무 활성탄의 세슘 흡착 특성을 규명함으로써, 세슘으로 오염된 수계를 정화하는데 친환경 흡착제인 대나무 활성탄의 활용 가능성을 입증하고자 하였다.
본 연구의 목적은 방사성세슘의 제거효율이 높은 동시에, 독성이 낮은 친환경 물질인 대나무 활성탄의 세슘 흡착능을 실내 실험을 통하여 규명함으로서, 수계 내 새로운 세슘처리 기술을 개발을 위한 정량적인 자료를 제공하는데 있다. 실내 배치실험을 통하여 대나무 활성탄의 세슘 제거 효율을 계산하고, 제거 가능한 수계의 세슘 농도 범위와 최적의 세슘 제거 조건을 제시하며, 다양한 지화학적/광물학적 분석과 흡착등온선의 흡착 상수값을 구하여 대나무 활성탄의 세슘 흡착 특성을 규명함으로써, 세슘으로 오염된 수계를 정화하는데 친환경 흡착제인 대나무 활성탄의 활용 가능성을 입증하고자 하였다.
와 1/n은 흡착능(adsorption capacity)과 흡착강도(adsorption intensity)를 나타내는 Freundlich 상수이다. 위 과정들에 의해 결정된 흡착등온식의 상수 값으로부터 대나무 활성탄의 세슘 최대 흡착능과 세슘에 대한 흡착 친화도를 평가하고, 대나무 활성탄을 흡착제로 활용할 수 있는 수용액의 초기 세슘 농도 범위를 규명하고자 하였다.
1의 실험 조건과 동일하다. 위 실험을 통하여 최적의 세슘 제거 효율을 나타내는 대나무 활성탄의 흡착 조건을 결정하고자 하였다.
제안 방법
3 종류의 대나무 활성탄을 대상으로 수용액 내 세슘을 제거하는 배치 실험을 수행하였으며, 흡착 반응 시간에 따른 세슘 제거 효율을 Fig. 4에 나타내었다. C type 활성탄의 세슘 제거효율이 가장 높게 나타났는데, 수용액 내 세슘 초기농도(Co)가 1.
국내 대나무 활성탄의 특성을 분석한 실험 결과로부터, 상대적으로 흡착능이 우수할 것으로 판단되는 3 종류 대나무 활성탄(A, B, C type)에 대하여, 세슘 흡착 배치실험을 수행하였다. 균일한 입자를 사용하기 위해 아게이트 막자사발을 이용하여 분말상으로 제조한 후 100 mesh 체(입경: 150 μm)에 걸러진 것을 사용하였다.
균일한 입자를 사용하기 위해 아게이트 막자사발을 이용하여 분말상으로 제조한 후 100 mesh 체(입경: 150 μm)에 걸러진 것을 사용하였다.
본 연구를 위해 먼저 국내에서 유통되고 있는 5 종(이하 “A, B, C, D, E type“으로 표기)의 대나무 활성탄의 내부 기공의 구성 형태와 표면적을 입도분석장치(Particle and pore size anaylsis system: UPA-150, ASAP2010, AutoporeIV)를 이용하여 측정하고, FE-SEM/EDS(Scanning Electron Microscope/ Energy Dispersive X-Ray Spectrometer; Zeiss SUPRA 40VP) 분석을 통하여 대나무 활성탄의 표면 구조와 주 구성 원소를 규명함으로서 세슘에 대한 흡착능이 높은 대나무 활성탄을 선정하고자 하였다.
현장에서 대량의 지하수나 지표수를 처리하는 경우 경제적으로 적용 가능한 흡착제의 반응시간을 고려하여, 대나무 활성탄의 흡착 반응 시간을 5분, 10분, 30분, 1시간, 2시간으로 다양화하여 세슘 제거 효율 변화를 측정함으로서, 흡착 평형에 도달하는 최소 반응시간을 결정하였다. 수용액 내 적절한 활성탄 주입량을 결정하기 위하여, 수용액:활성탄 비율을 변화시켜 실험을 반복 수행하였다. 수용액의 초기 세슘 농도는 0.
수용액의 pH 변화에 따른 세슘 제거효율 변화를 규명하기 위하여, 수용액의 초기 pH를 3, 5, 7, 9, 11로 적정하여 A type과 C type 대나무 활성탄의 흡착 배치실험을 반복하였다. 수용액의 pH 적정을 위해서 500 mL 수용액을 마그네틱 바를 이용하여 10 rpm으로 저어주는 과정에서, Sigma-Aldrich사의 시약용 농염산과 1 N of NaOH 표준용액을 수용액에 1 mL 용량의 유리 주사기를 사용하여 천천히 주입하면서 수용액의 pH를 적정하였다.
수용액의 pH 변화에 따른 세슘 제거효율 변화를 규명하기 위하여, 수용액의 초기 pH를 3, 5, 7, 9, 11로 적정하여 A type과 C type 대나무 활성탄의 흡착 배치실험을 반복하였다. 수용액의 pH 적정을 위해서 500 mL 수용액을 마그네틱 바를 이용하여 10 rpm으로 저어주는 과정에서, Sigma-Aldrich사의 시약용 농염산과 1 N of NaOH 표준용액을 수용액에 1 mL 용량의 유리 주사기를 사용하여 천천히 주입하면서 수용액의 pH를 적정하였다. 흡착 1시간 반응 후 수용액의 pH 측정은 역시 15-30 rpm으로 교란 후 3회 반복 측정하였으며, 산술평균값을 최종 값으로 사용하였다.
수용액의 세슘 농도별 대나무 활성탄의 제거효율을 계산하기위한 배치실험을 수행하였다. 표준용액을 2차 증류수에 희석하여 세슘의 초기 농도가 0.
2. 실험 결과로부터 흡착 평형에 도달하는 반응시간을 1시간으로 가정하여, 흡착등온식을 각각 Langmuir식(식(2))와 Freundlich식(식(5))으로 정의한 후, 반응시간 후 수용액의 세슘 농도(Ce)와 대나무 활성탄의 단위 질량당 흡착된 세슘 농도(qe)의 관계로부터 각 식에 해당하는 흡착 상수들을 결정하였다.
는 반응 후 수용액 내 세슘 농도(mg/L)를 의미한다. 위 실험은 농도별로 3회 반복실험을 수행하였으며, 초기 세슘 농도가 0.0 mg/L 인 수용액(배경치)에 대하여도 흡착 실험을 반복 실시하였다.
초기 세슘 농도 범위가 0.01 mg/L – 10 mg/L인 오염수를 대상으로, 오염수 100 mL 당 대나무 활성탄 2g을 첨가하여 배치실험을 반복 수행하였다.
흡착 1시간 반응 후 수용액의 pH 측정은 역시 15-30 rpm으로 교란 후 3회 반복 측정하였으며, 산술평균값을 최종 값으로 사용하였다. 현장에서 대량의 지하수나 지표수를 처리하는 경우 경제적으로 적용 가능한 흡착제의 반응시간을 고려하여, 대나무 활성탄의 흡착 반응 시간을 5분, 10분, 30분, 1시간, 2시간으로 다양화하여 세슘 제거 효율 변화를 측정함으로서, 흡착 평형에 도달하는 최소 반응시간을 결정하였다. 수용액 내 적절한 활성탄 주입량을 결정하기 위하여, 수용액:활성탄 비율을 변화시켜 실험을 반복 수행하였다.
01 - 10 mg/L인 수용액(총 8개 농도)을 제조하였으며, 각 용액 100 mL를 채운 삼각 플라스크에 대나 활성탄을 종류별로 2g씩 넣고(수용액:활성탄 비= 50:1) 테프론 마개를 씌운 후 항온 진탕기를 사용하여 1시간 동안 150 rpm으로 혼합하였으며, 안정화 될 때까지 약 1시간 정치시켰다. 활성탄과 수용액을 분리하기 위하여 2000 rpm으로 10분간 원심분리한 상등액을 마이크로 필터기가 부착된 주사기를 이용하여 10 mL 채수한 후, ICP/MS를 활용하여 상등액 내 세슘 농도를 분석하였으며, 실험 전/후 수용액 내 세슘 농도 변화 값을 이용한 식(1)을 사용하여 대나무 활성탄의 세슘 제거 효율(Removal efficiency: %)을 계산하였다.
대상 데이터
본 연구에서 사용한 대나무 활성탄 A, B, E type은 현재 국내에서 수질 정화제로, C와 D type은 화장품 재료로 판매되고 있는 제품이나 이들에 대한 비표면적과 공극 특성에 관한 정량적인 정보가 거의 제시되어 있지 않아, 먼저 제품들에 대한 평균 비표면적, 공극체적, 공극 크기 등을 측정하였으며 그 결과는 Table 1에 나타나있다.
균일한 입자를 사용하기 위해 아게이트 막자사발을 이용하여 분말상으로 제조한 후 100 mesh 체(입경: 150 μm)에 걸러진 것을 사용하였다. 실험에 사용된 세슘(안정동위원소 Cs-133) 용액은 농도가 1000 mg/L인 표준용액(ICP/MS 분석용: Sigma Aldrich 회사 제품)을 희석하여 사용하였으며, 수용액은 2차 증류수를 사용하였다.
3에 A, B, C, E type 대나무 활성탄 입자의 EDS 분석 결과를 나타내었는데, A, C, E type의 경우 다른 원소를 거의 포함하지 않은 대나무의 주 원소인 C와 O로 이루어진 반면, B type은 Mg, Na, Ca, K, P, Si 등 여러 불순물이 포함되어 있어서 대나무 성분외 여러 혼합물로 구성되어 있음을 알 수 있었다. 위 분석 결과들로부터, 본 연구에서는 비표면적과 공극체적이 크고 기공이 발달한 대나무 섬유질 구조를 유지하는 입자들로 이루어진 A, C, E type 대나무 활성탄(총 세 종류)을 흡착 배치실험에 사용하였다.
성능/효과
01 – 10 mg/L 범위에서 분리상수값은 1 이하를 나타내어 두 대나무 활성탄 모두 전형적인 Langmuir 흡착 특성을 보였으며(Fig. 7(a)와 7(b)), 수용액 내 세슘농도가 증가됨에 따라 표면흡착율 값이 증가하여 1로 수렴하나, 세슘 농도가 2 mg/L 이하인 저농도 환경에서 대나무 활성탄의 표면흡착율은 낮게 유지되어 추가로 세슘을 표면흡착할 수 있는 공간이 남아있음을 알 수 있었다(Fig. 7(c)와 7(d)).
A, C, E type의 단위질량 당 공극체적(pore volume)은 0.06 – 0.16 cm3/g이었고, 평균 공극 크기는 수십 nm 이었다.
4에 나타내었다. C type 활성탄의 세슘 제거효율이 가장 높게 나타났는데, 수용액 내 세슘 초기농도(Co)가 1.0 mg/L 이하인 경우 75 % 이상(최고 82 %)을 나타내었고, 수용액 내 세슘 초기농도가 증가할수록 제거효율은 감소하여 초기농도가 10.0 m/L인 경우 20 %를 나타내었다(Fig. 4(c)).
Fig. 3에 A, B, C, E type 대나무 활성탄 입자의 EDS 분석 결과를 나타내었는데, A, C, E type의 경우 다른 원소를 거의 포함하지 않은 대나무의 주 원소인 C와 O로 이루어진 반면, B type은 Mg, Na, Ca, K, P, Si 등 여러 불순물이 포함되어 있어서 대나무 성분외 여러 혼합물로 구성되어 있음을 알 수 있었다. 위 분석 결과들로부터, 본 연구에서는 비표면적과 공극체적이 크고 기공이 발달한 대나무 섬유질 구조를 유지하는 입자들로 이루어진 A, C, E type 대나무 활성탄(총 세 종류)을 흡착 배치실험에 사용하였다.
4(c)). 다른 두 종류의 활성탄의 경우에도 수용액의 세슘농도별 제거효율 변화는 비슷한 경향을 나타냈었으며, E type 활성탄의 경우 세슘농도 1.0 mg/L 이하에서 제거효율이 60 % 이상(최고: 73 %), A type 활성탄의 경우에는 수용액의 세슘농도 1.0 mg/L 이하에서 제거효율이 50 % 이상(최고 74 %)을 나타내어, 사용한 활성탄 중에서 C type 활성탄의 세슘 제거 효율이 가장 높았다. 수용액 내 초기 세슘농도가 낮은 조건에서 대부분 흡착제의 세슘 제거효율이 50 % 이하를 나타낸 기존의 연구 결과들과 비교하면, 세슘의 초기 농도가 낮은 환경에서 대나무 활성탄의 세슘 제거효율은 월등히 높은 것으로 나타났다(Khandaker et al.
2(c)와 2(d)). 대나무 섬유질 조직 내부에 존재하는 여러 형태의 기공들과 내부 엽리면들이 세슘을 흡착하는 주공간으로 사용될 것으로 판단되었다. B type 활성탄의 경우 본래 대나무 섬유질 조직을 나타내는 입자들을 발견하기 어려우며, 대나무 조직의 특징인 기공을 거의 가지지 않는 대부분 2차 합성에 의해 형성된 무결정형(amorphous) 입자들로 이루어져 있었다(Fig.
6에, 이로부터 산출된 흡착등온선의 상수 값들과 회귀계수(R2)값은 Table 2에 나타내었다. 모든 종류의 대나무 활성탄에서 Langmuir 흡착등온선에 대응한 회귀계수값(평균 R2 = 0.960)이 Freundlich 흡착등온선에 대응한 회귀계수값(평균 R2 = 0.921)보다 높게 나타나, 본 대나무 활성탄의 흡착특성은 Langmuir 흡착모델에 더 적합한 것으로 나타났다(Table 2). Langmuir 흡착상수인 최대흡착 농도(qm: mg/L)는 C type 대나무 활성탄의 경우 63.
방사능 사고 관련하여 오염된 해수나 지하수의 실제 세슘 농도가 대부분 1.0 mg/L 이하(대부분의 경우 이보다 낮음)라는 것을 감안하면, 본 실험 결과는 오염수 100 mL 당 소량(0.5 – 2.0 g)의 대나무 활성탄 첨가로도 표면흡착 기작에 의해 수용액으로부터 다량의 세슘을 제거할 수 있음을 의미한다.
흡착제를 사용하여 수계 내 세슘을 제거하는 경우 초기 농도가 낮은 수용액의 세슘 제거효율이 낮아, 세계적으로 이를 극복하기 위한 새로운 흡착제의 개발과 관련된 연구가 활발히 진행 중이다. 본 연구에서는 수용액으로부터 세슘 제거를 위한 흡착제로서 대나무 활성탄이 선행 연구들에서 사용한 흡착제들의 제거능보다 우수하다는 것을 입증하였으며, 특히 세슘의 초기 농도가 저농도(1.0 mg/L이하)인 오염수에 대하여 제거 효율이 낮았던 기존 흡착제들의 연구결과와는 다르게 대나무 활성탄의 제거율이 상대적으로 매우 높다는 것(75 % 이상)을 검증함으로서, 방사성세슘으로 오염된 수계 현장에서 대나무 활성탄을 흡착제로 사용할 수 있는 가능성을 제시하였다. 대나무 활성탄을 사용하는 경우 수용액의 pH 변화에 따른 세슘의 제거 효율은 큰 변화 없이 일정하게 유지되고 상온의 범위에서 높은 제거 효율을 나타내어, 별도의 온도 조절 없이 예기치 못한 원전사고나 방사능핵종 누출사고와 관련된 다양한 수계(예: 지하수, 해수 및 원전 냉각수/폐수 등) 내 방사성세슘을 정화하는데 효과적으로 사용될 수 있을 것으로 기대한다.
수용액의 초기 세슘농도가 0.01 – 10 mg/L 범위에서 분리상수값은 1 이하를 나타내어 두 대나무 활성탄 모두 전형적인 Langmuir 흡착 특성을 보였으며(Fig.
pH 3인 경우 C type의 세슘 제거효율은 81 %, pH 5 인 경우 78 %, pH 7에서는 80 % 이었으며, pH 9와 11에서도 각각 79 %, 78 %를 보였다. 실험 결과, 다양한 pH 범위에서 비교적 일정하고 높은 세슘 제거 효율을 나타내어, pH가 다양한 수계 환경(해수나 담수, 폐수 등)에서 적용이 가능할 것으로 판단되었다. Fig.
5(c)에 나타내었다. 오염수 100 mL에 대나무 활성탄을 0.1 g을 첨가한 경우(1000: 1 Mass ratio), 세슘 제거효율은 36 %로 낮았으나, 0.5 g을 첨가한 경우 70 %로 제거효율이 증가하였으며, 2 g과 3g을 첨가한 경우 제거효율은 79 %로 비슷하게 나타나, 비용적 측면과 제거효율을 고려할 때 오염수량에 대한 대나무 활성탄의 주입량은 100 mL 당 0.5 - 2 g이 가장 적절한 것으로 밝혀졌다. Fig.
, 2009). 위 실험결과들로부터 대나무 활성탄을 흡착제로 활용한 세슘처리 방법은 짧은 반응 시간이 소요되고, 비교적 넓은 pH 범위와 상온 범위에서도 높은 제거효율을 나타내어, 실제 세슘으로 오염된 수계를 정화하는데 적합한 것으로 밝혀졌다.
총 5종의 대나무 활성탄 중에서 A, C, E type의 비표면적이 189 ~ 349 m2/g인 것으로 나타나, 수십 m2/g범위를 가지는 B, D type보다 흡착능이 우수할 것으로 판단되었다. A, C, E type의 단위질량 당 공극체적(pore volume)은 0.
후속연구
0 mg/L이하)인 오염수에 대하여 제거 효율이 낮았던 기존 흡착제들의 연구결과와는 다르게 대나무 활성탄의 제거율이 상대적으로 매우 높다는 것(75 % 이상)을 검증함으로서, 방사성세슘으로 오염된 수계 현장에서 대나무 활성탄을 흡착제로 사용할 수 있는 가능성을 제시하였다. 대나무 활성탄을 사용하는 경우 수용액의 pH 변화에 따른 세슘의 제거 효율은 큰 변화 없이 일정하게 유지되고 상온의 범위에서 높은 제거 효율을 나타내어, 별도의 온도 조절 없이 예기치 못한 원전사고나 방사능핵종 누출사고와 관련된 다양한 수계(예: 지하수, 해수 및 원전 냉각수/폐수 등) 내 방사성세슘을 정화하는데 효과적으로 사용될 수 있을 것으로 기대한다.
질의응답
핵심어
질문
논문에서 추출한 답변
Cs-137에 의한 방사능 피해 주로 무엇 때문인가?
Ba137m은 강한 감마(γ)선을 내며 반감기가 2.55일인 안정한 Ba-137이 되는데, Cs-137에 의한 방사능 피해는 주로 Ba-137m에서 나오는 감마선 때문이다(USG et al., 2017).
세슘-137 원자핵이 베타(β−)붕괴를 거치면 어떤 것으로 전환되는가?
원자력 발전과정에서 주요 핵연료인 우라늄이나 플루토늄이 중성자를 흡수하여 분열되면 분자량이 작은 여러 방사성원자들이 생성되는데, 핵분열 생성물 중 장시간 동안 주변 환경에 큰 위험을 끼치는 방사성 핵종 중의 하나가 반감기가 약 30년인 세슘-137(이후로는 “Cs-137”로 표기)이다(Gad and Pham, 2014). Cs-137 원자핵은 베타(β−)붕괴를 거쳐 질량수는 같으나 원자번호가 하나 더 큰 바륨(Ba) 원자핵으로 전환되는데, 이 때 생성되는 바륨 원자핵의 95 %는 준안정 상태인 Ba-137m이다. Ba137m은 강한 감마(γ)선을 내며 반감기가 2.
세슘의 특징은 무엇인가?
세슘은 수용액상에서 다른 음이온과 착화물을 잘 형성하지 않아 대부분 양이온(Cs+) 상태로 안전하게 존재하여, 자연수 중의 pH 또는 이산화탄소 농도 등의 변화에 의해 다른 화학종으로 쉽게 바뀌지 않는다(Butterman et al., 2004).
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