放射性铯去污剂以及利用其的水深定制型放射性铯的去污方法与流程

本技术涉及水中污染物质的去污技术，尤其涉及有关能够有效去污存在于水中各种水深位置的放射性铯的去污剂及去污方法的技术。
背景技术：
：2011年3月日本福岛核电站事故导致土壤或动植物、废弃物等被放射性物质污染，由此引起非常严重的环境问题。核电站发生事故时产生的放射性物质主要为放射性碘和放射性铯等。放射性碘的半衰期相对较短，约为8天，而放射性铯的半衰期很长，为30年，而且铯与钾的化学性质相似，因此吸收时会在肌肉等部位浓缩，成为诱发免疫缺陷及各种癌症(不孕症、骨髓癌、肺癌、甲状腺癌、乳腺癌等)等的病因。沸石之类的矿物若要去除放射性铯等污染物质，则必须与污染物质直接接触。虽然放射性铯流入净水处理厂之类的容量固定的场所时，沸石与铯的接触没有问题，但在湖水等容量不固定的地方，依靠水表面的喷洒则可能发生接触的限制。并且，沸石的比重为2.0～2.4，在水中的沉降速度快，因而也可能无法具有与放射性铯反应的充分的滞留时间。并且，在诸如八堂湖之类的比较大的淡水体中，最深的水深为23m，平均水深为6m，在此情况下，由于水温变化引起的分层现象等，存在污染物质可能不会均匀分布在不同深度的可能性。技术实现要素：技术问题本发明是为解决现有技术的问题而提出的发明，以能够在污染物质根据水系规模可能在不同水深中不均匀分布的如上所述的情况下，使去污剂具有充分的滞留时间，并且能够有效进行水平方向的分散，本发明的目的在于，提供能够以水深定制型的方式去污放射性铯的放射性铯去污剂。并且，本发明的目的在于，提供能够利用上述放射性铯去污剂根据水深有效去污水中的放射性铯的反射性铯的去污方法。解决问题的方案以下，参照附图来记载本申请的多个具体例。在下述说明中，为了完全地理解本发明，将记载各种特殊的详细事项，例如特殊形态、组合物及工序等。但是，特定的具体例可以在不通过这些特殊的详细事项中的一个以上的情况下实施，或者与其他公知方法及形态一同实施。在其他例中，为了避免给本发明带来不必要的混淆，公知的工序及制备技术将不以特定的详细事项来记载。在本说明书全文中，对于“一种具体例”或“具体例”的参照是指与具体例结合记载的特殊的特征、形态、组合或特性包括于本发明的一个以上的具体例中。因此，在本说明书全文中的各处表达的“在一种具体例中”或“具体例”的情况不一定表示相同的具体例。另外，特殊的特征、形态、组合或特性可以在一个以上的具体例中以任何适当的方法组合。除非在本发明中存在特殊定义，否则本说明书中使用的所有科学及技术术语具有与本发明所属
技术领域：
的普通技术人员通常所理解的含义相同的含义。在本发明中，“放射性物质”是指重大核事故中产生的主要污染物质。在当前被广泛普及的核反应堆发电厂的情况下，核反应堆中的核裂变伴随大量的放射性副产物产生。主要的上述放射性物质可以为包括碘131、铯134、铯137、铈144、铑106、钴60、锶90、镭226、铀234、铀235、铀238、钚239等极度危险放射性同位素的核裂变产物及活性元素，但不限于此。在本发明中，“污染水”可以指溶解有放射性物质的水溶液。当发生重大核事故时，挥发性高的放射性物质在重大事故发生初期气化并向大气中移动，并且可以通过放射性尘埃或降雨流入地表环境。放射性铯等放射性物质可以在上述污染水中溶解为离子形态。或者能够强力地与粘土和有机物结合并包含于其中。在本发明中，已知沸石(zeolite)为属于网状硅酸盐的矿物组，其内部具有很多数纳米的气孔，对各种污染物质具有很高的去除效率。由于可以通过吸收来去除水分和恶臭，并且能够捕获重金属，因此还可以用作离子交换剂的材料。尤其，天然沸石大部分以细粒质的凝灰岩变质的“沸石凝灰岩(zeolitictuff)”的形态采集，从化学层面来说，作为含有少量na、k、ca、mg、sr或ba作为阳离子的含水硅酸盐矿物，其种类有斜发沸石(clinoptilolite)、丝光沸石(mordenite)、片沸石(heulandite)、钙十字沸石(phillipsite)、毛沸石(erionite)、菱沸石(chabazite)以及镁碱沸石(ferrierite)等，但不限于此。在本发明中，碳酸氢钠在干燥时通过热的作用在分解过程中生成hco3气体，从而产生孔隙或气孔，na+在烧成后残留于吸附材料内，可以有助于结构力的形成。并且，可以在形成上述孔隙或气孔的过程中，起到在没有外膜的情况下使天然沸石、柠檬酸、玉米淀粉粘附或固着于本发明的吸附材料的作用。本发明的玉米淀粉可以为从玉米中提取的含直链淀粉的淀粉，但不限于此。并且，可以使用诸如高直链玉米淀粉及玉米淀粉的配合物之类的淀粉配合物。本发明的玉米可以为以天然状态或者通过包括杂交育种、易位、逆位、转化或包括这些变异的任意其他基因或染色体操作方法在内的标准杂交技术获得的玉米，但不限于此。本发明的淀粉通过包括挤出成型、预压缩、淀粉浆的烹饪、喷雾干燥及流化床附聚(fluidizedbedagglomeration)在内的物理处理工序制备，但不限于此。在一实例中，上述工序可以为挤出工序。通过处理使淀粉部分预糊化，来生成具有糊化及非糊化部分的淀粉粒子。在一实例中，将上述糊化的淀粉本质上与非糊化的粒子(即，颗粒)结合在一起。在本发明中，玉米淀粉起到使去污剂的剂型恒定的作用。根据本发明的一实例，涉及去污剂，其为放射性污染物质的去污剂，用于去除污染水中包含的放射性物质，其包含：沸石；碳酸氢钠；以及柠檬酸。在本发明中，上述去污剂可以包含：30重量百分比～60重量百分比的沸石；20重量百分比～40重量百分比的碳酸氢钠；以及10重量百分比～40重量百分比的柠檬酸，但不限于此。在本发明中，上述去污剂可以包含：40重量百分比～60重量百分比的沸石；20重量百分比～40重量百分比的碳酸氢钠；以及10重量百分比～20重量百分比的柠檬酸，上述去污剂可以用于去除中层水系中包含的放射性物质，但不限于此。在本发明中，上述去污剂可以包含：30重量百分比～40重量百分比的沸石；30重量百分比～40重量百分比的碳酸氢钠；以及20重量百分比～40重量百分比的柠檬酸，上述去污剂可以用于去除深层水系中包含的放射性物质，但不限于此。在本发明中，上述去污剂还可以包含玉米淀粉，优选地，可以包含5重量百分比～20重量百分比的上述玉米淀粉，但不限于此。在本发明中，上述去污剂中包含的沸石、碳酸氢钠、柠檬酸以及玉米淀粉的重量比可以为2∶1～2∶0.5～1∶0.25～1，但不限于此。在本发明中，上述去污剂中包含的沸石、碳酸氢钠、柠檬酸以及玉米淀粉的重量比可以为2∶1∶0.5∶0.5，上述去污剂可以用于去除中层水系中包含的放射性物质，但不限于此。在本发明中，上述去污剂中包含的沸石、碳酸氢钠、柠檬酸以及玉米淀粉的重量比可以为2∶1∶0.5∶0.25，上述去污剂可以用于去除深层水系中包含的放射性物质，但不限于此。在本发明中，上述沸石可以包含50重量百分比～60重量百分比的片沸石以及40重量百分比～50重量百分比的丝光沸石，但不限于此。在本发明中，上述沸石的比表面积可以为50m2/g～70m2/g，或者平均孔体积可以为0.1ml/g～0.15ml/g，或者平均孔径可以为5nm～15nm或者，阳离子交换量可以为60meq/100g～120meq/100g，但不限于此。发明的效果本发明一实施例的放射性铯去污剂包含用于吸附放射性铯的沸石等的粘土矿物，同时还包含发泡成分，可以调节上述粘土矿物和发泡成分的含量以调节上述去污剂的发泡速度。通过这种方式，可以根据各种深度或水深来调节去污效果的表达速度或位置，从而可以与水系的各种水深相对应地进行定制型去污。这最终意味着可以细致地去除存在于所有水深的放射性铯污染源，通过此种方式可以使水中放射性铯的去污效率最大化。因此，在将上述去污剂喷洒在被放射性铯污染的水系的各种水平区域，同时喷洒各种组合的去污剂的情况下，可以在水平及垂直区域发挥均匀的去污效果。但是，可以考虑水系的容量、面积、水深等来对去污剂的单位重量、单位容量等进行各种变形。本发明最终包括通过调节作为放射性铯去污剂的沸石等的沉降速度来使水平分散性能最大化的技术思想，从而提出水中放射性铯去污领域的新模型。附图说明图1a为示出对沸石(zg)试样的x射线衍射分析结果的曲线图，图1b为示出对韩国庆州沸石(kgz)试样的x射线衍射分析结果的曲线图，图1c为示出对韩国浦项沸石(kpz)试样的x射线衍射分析结果的曲线图。图2为示出低浓度铯(cw≒50μg/l)对各种粘土矿物的吸附分配系数结果的曲线图。图3为示出大型柱水槽的示意图。图4为示出40l水槽预备实验结果的曲线图。图5a至图5f为示出使用沸石粉末型去污剂不同时间后的浊度浓度变化的曲线图。图5a为示出使用沸石粉末型去污剂1分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5b为示出使用沸石粉末型去污剂3分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5c为示出使用沸石粉末型去污剂10分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5d为示出使用沸石粉末型去污剂60分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5e为示出使用沸石粉末型去污剂120分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5f为示出使用沸石粉末型去污剂1440分钟后的浊度浓度变化的曲线图。图6a至图6f为示出使用沸石粉末型去污剂不同时间后的铯浓度变化的曲线图。图6a为示出使用沸石粉末型去污剂1分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6b为示出使用沸石粉末型去污剂3分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6c为示出使用沸石粉末型去污剂10分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6d为示出使用沸石粉末型去污剂60分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6e为示出使用沸石粉末型去污剂120分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6f为示出使用沸石粉末型去污剂1440分钟后的铯浓度变化的曲线图。图7a至图7f为示出使用实施例1的去污剂不同时间后的浊度浓度变化的曲线图。图7a为示出使用实施例1的去污剂1分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7b为示出使用实施例1的去污剂3分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7c为示出使用实施例1的去污剂10分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7d为示出使用实施例1的去污剂60分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7e为示出使用实施例1的去污剂120分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7f为示出使用实施例1的去污剂1440分钟后的浊度浓度变化的曲线图。图8a至图8f为示出使用实施例1的去污剂不同时间后的铯浓度变化的曲线图。图8a为示出使用实施例1的去污剂1分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8b为示出使用实施例1的去污剂3分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8c为示出使用实施例1的去污剂10分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8d为示出使用实施例1的去污剂60分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8e为示出使用实施例1的去污剂120分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8f为示出使用实施例1的去污剂1440分钟后的铯浓度变化的曲线图。图9a至图9f为示出使用实施例2的去污剂不同时间后的浊度浓度变化的曲线图。图9a为示出使用实施例2的去污剂1分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9b为示出使用实施例2的去污剂3分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9c为示出使用实施例2的去污剂10分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9d为示出使用实施例2的去污剂60分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9e为示出使用实施例2的去污剂120分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9f为示出使用实施例2的去污剂1440分钟后的浊度浓度变化的曲线图。图10a至图10f为示出使用实施例2的去污剂不同时间后的铯浓度变化的曲线图。图10a为示出使用实施例2的去污剂1分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10b为示出使用实施例2的去污剂3分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10c为示出使用实施例2的去污剂10分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10d为示出使用实施例2的去污剂60分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10e为示出使用实施例2的去污剂120分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10f为示出使用实施例2的去污剂1440分钟后的铯浓度变化的曲线图。图11a示出实施例1及实施例2的去污剂的剂型的一实施例，图11b示出实施例3及实施例4的去污剂的剂型的一实施例。图12a至图12d示出给药实施例3的去污剂不同时间后的分散状态。图12a示出给药实施例3的去污剂后经过2秒钟后的分散状态，图12b示出给药实施例3的去污剂后经过8秒钟后的分散状态，图12c示出给药实施例3的去污剂后经过20秒钟后的分散状态，图12d示出给药实施例3的去污剂后经过40秒钟后的分散状态。图13a至图13d示出给药实施例4的去污剂不同时间后的分散状态。图13a示出给药实施例4的去污剂后经过2秒钟后的分散状态，图13b示出给药实施例4的去污剂后经过5秒钟后的分散状态，图13c示出给药实施例4的去污剂后经过20秒钟后的分散状态，图13d示出给药实施例4的去污剂后经过40秒钟后的分散状态。图14a至图14c示出给药比较例11的去污剂不同时间后的分散状态。图14a示出给药比较例11的去污剂后经过4秒钟后的分散状态，图14b示出给药比较例11的去污剂后经过20秒钟后的分散状态，图14c示出给药比较例11的去污剂后经过60秒钟后的分散状态。图15a至图15c示出给药比较例12的去污剂不同时间后的分散状态。图15a示出给药比较例12的去污剂后经过2秒钟后的分散状态，图15b示出给药比较例12的去污剂后经过5秒钟后的分散状态，图15c示出给药比较例12的去污剂后经过70秒钟后的分散状态。图16a至图16d示出给药比较例13的去污剂不同时间后的分散状态。图16a示出给药比较例13的去污剂后经过4秒钟后的分散状态，图16b示出给药比较例13的去污剂后经过8秒钟后的分散状态，图16c示出给药比较例13的去污剂后经过20秒钟后的分散状态。图17a示出将以与实施例3相同的配合比制备为10g剂型的去污剂分别投入于温度为0℃(左侧)和20℃(右侧)的不同温度的两个水槽中后经过15秒钟后的状态。图17b示出将以与实施例4相同的配合比制备为12g剂型的去污剂分别投入于温度为0℃(左侧)和20℃(右侧)的不同温度的两个水槽中后经过15秒钟后的状态。图18a作为本发明的一实施例，分为低浓度、高浓度来示出从14天到约70天的脱附率，以观察在不同温度和浓度下伊来石的不同时间的脱附效果。图18b作为本发明的一实施例，分为低浓度、高浓度来示出从14天到约70天的脱附率，以观察在不同温度和浓度下沸石的不同时间的脱附效果。具体实施方式根据本发明的一实例，涉及去污剂，其为放射性污染物质的去污剂，用于去除污染水中包含的放射性物质，其包含：沸石；碳酸氢钠；以及柠檬酸。本发明的实施方式以下，通过附图、实验资料等来详细说明本发明的放射性铯去污剂及利用该物质的水深定制型放射性铯的去污方法。但下述说明只不过是用来帮助理解本发明的例示性的说明，本发明的技术思想不受下述说明的限制。本发明的技术思想只能通过后述的发明要求保护范围来解释或限制。准备例.用于去污剂的试样的制备选定天然沸石试样(zg)作为放射性铯去污剂的基础物质。图1a为示出对沸石(zg)试样的x射线衍射分析结果的曲线图。沸石选定产自韩国庆尚北道庆州地区的试样。购买市面销售的庆州沸石(kgz)产品中最广泛销售的45μm粒径的产品。同时，下表1为示出通过上述衍射分析结果确认的组成成分(矿物)的组成比的表。参照图1a及表1，通过x射线衍射分析确认由作为属于沸石的矿物的片沸石和丝光沸石组成，其组成比由约53％的片沸石、约47％的丝光沸石组成。产自韩国浦项，优选地，产自韩国浦项迎日湾的浦项沸石(kpz)也都由片沸石和丝光沸石组成，与韩国庆州沸石(kgz)的特性相似。图1b为示出对韩国庆州沸石试样的x射线衍射分析结果的曲线图，图1c为示出对韩国浦项沸石试样的x射线衍射分析结果的曲线图。如表1所示，虽然韩国庆州沸石与韩国浦项沸石的组成比略有不同，但x射线衍射分析的结果表现出大体相似的波峰形态(图1b及图1c)。沸石的比表面积约为60m2/g，表现出具有非常小的粒子大小，阳离子交换量约为72meq/100g至100meq/100g，与作为比较对象的韩国荣洞伊来石相比，表现出非常高的值(表2)。尤其比表面积和阳离子交换量可以作为影响吸附能力的因素。表1沸石(zg)试样的矿物学特性表2示出评价准备好的沸石试样的特性的结果。图2为示出低浓度铯(cw≒50μg/l)对各种粘土矿物的吸附分配系数结果的曲线图。同时，表3为对每种矿物的吸附分配系数进行定量化来示出的表。参照表2、表3及图2，沸石的比表面积约为65m2/g，阳离子交换量约为100meq/100g，都表现出很高的值。使用50ml的小瓶(vial)进行的小规模吸附实验的结果，对铯的分配系数(kd)表现得非常高，约为600000l/kg，这一值高出其他矿物约100倍至1000倍。沸石中进行的主要吸附机理为在孔隙中表现出的阳离子交换反应，这可以解释为沸石的高比表面积和阳离子交换量为提高沸石对铯的去除率作出了贡献。表2表3图18a作为本发明的一实施例，分为低浓度、高浓度来示出从14天到约70天的脱附率，以观察在不同温度和浓度下伊来石的不同时间的脱附效果。图18b作为本发明的一实施例，分为低浓度、高浓度来示出从14天到约70天的脱附率，以观察在不同温度和浓度下沸石的不同时间的脱附效果。通过对在不同浓度下的伊来石和沸石的不同时间的脱附效果进行观察的结果可知，两种矿物的脱附程度都没有随时间的变化而发生很大的变化，而是大部分在反应初期就已发生脱附。伊来石在低浓度下表现出约20％的脱附率，在高浓度下表现出约50％的脱附率，未观察到脱附特性根据温度有何差异。值得一提的是，在高浓度下，脱附率表现出随着时间略微增加的倾向。而相对地，沸石在低浓度下表现出的脱附率高，但在所有的情况下，脱附率都小于1％，表现出非常优秀的吸附稳定性。在该准备例中，虽然仅例示沸石作为用作去污剂的粘土矿物，但使用伊来石、膨润土、绢云母等其他矿物也当然包括在本发明的技术思想范畴内。并且，根据适用水系，还可以将各种上述矿物混合来使用。现场模拟实验利用沸石之类的天然矿物来确认铯的吸附效率的以往的室内实验都是利用容积小的50ml的小瓶，通过持续的搅拌使小瓶内的沸石与铯最大限度地均匀反应。上述方式具有可以求得理论上最大的铯吸附性能(qm，单一平面最大吸附量，理想吸附模型(langmuirmodel))和吸附效率的优点。但是，在喷洒沸石之类的去污剂的实际环境中，与实验环境相同的100％的接触是不可能的，因此，为了确认如上述规模的环境中的效率，制造1吨规模的大型透明水槽来进行了实验。图3为示出大型柱水槽的示意图。参照图3，为了在水槽内确认不同距离、不同深度的去污剂的分散度和铯去除率，使用亚克力制造并设置了用于采集试样的管。用于采集试样的管的直径为20mm(内径14mm)，总延伸长度为1.7m。为了使水质试样能够以30cm的单位流入，从底部隔开5cm后，将5cm长度的筛网以30cm的间隔打孔，共打孔4个区间后设置。在水槽中装满1吨水后，为了反映实际现场中可能发生的竞争离子效果，通过加入主要阳离子(ca、mg、na和k)与主要阴离子(cl、so4、hco3)来使水质调节为与作为模拟对象现场的八堂湖相似水质，匀质地调节为低浓度铯(约50μg/l)的环境。之后，投入去污剂来确认浊度及铯去除效率。在喷洒去污剂之前，使用蠕动泵(peristalticpump)采集用于确认初期水质的水质试样，然后投入去污剂，采集用于确认随着时间变化的试样。采集试样时，以15ml/min的流量每次采集约25ml。采收的试样先测定浊度，之后放入离心分离机以3500rpm的转速离心分离30分钟后，采集上层液。使用硝酸将上层液的ph降至2以下后，在4℃以下的温度下保存，并使用icp-ms测定铯的浓度。可以在本实验中使用的铯的核素不受限制。在水生环境中，放射性核素运动的一个因素在于稳定性核素的行动，因此水生环境中的稳定性铯的运动或许是为了预测铯137给环境带来的长期影响(tiwari，diwakar&lalhmunsiama,lalhmunsiama&choi，s.&lee，seung-mok.(2014).activatedsericite:anefficientandeffectivenaturalclaymaterialforattenuationofcesiumfromaquaticenvironment.pedosphere.24.731-742.)。粉末型去污剂(单独使用粉末型沸石)在进行1吨规模的大型水槽实验之前，为了计算用于去除放射性铯所需的沸石的适当量，在40l规模的水槽中进行预备实验。预备实验的结果，在同时考虑浊度和铯去除率的情况下，在40l中投入2g的沸石时最有效地去除铯，因此将其选定为基础设计数量。图4为示出40l水槽预备实验结果的曲线图。以此为基础选定的1吨规模水槽的沸石所需量为50g。利用预备实验的结果，将50g的沸石粉末放入装有1吨铯污染水的水槽中后，测定不同时间、位置以及深度下的浊度和铯浓度。图5a至图5f为示出使用沸石粉末型去污剂不同时间后的浊度浓度变化的曲线图。图5a为示出使用沸石粉末型去污剂1分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5b为示出使用沸石粉末型去污剂3分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5c为示出使用沸石粉末型去污剂10分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5d为示出使用沸石粉末型去污剂60分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5e为示出使用沸石粉末型去污剂120分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图5f为示出使用沸石粉末型去污剂1440分钟后的浊度浓度变化的曲线图。参照图5a至图5f，沸石粉末在1分钟内到达水槽底部，表现出垂直沉降的倾向大于水平分散的倾向。图6a至图6f为示出使用沸石粉末型去污剂不同时间后的铯浓度变化的曲线图。图6a为示出使用沸石粉末型去污剂1分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6b为示出使用沸石粉末型去污剂3分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6c为示出使用沸石粉末型去污剂10分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6d为示出使用沸石粉末型去污剂60分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6e为示出使用沸石粉末型去污剂120分钟后的铯浓度变化的曲线图，图6f为示出使用沸石粉末型去污剂1440分钟后的铯浓度变化的曲线图。参照图6a至图6f，确认到水中铯浓度也表现出沿着浊度增加的位置减少，并在沸石周边集中地表现出去污效果。确认到上述倾向在实验初期的1分钟～3分钟之间表现得很强，3分钟后，沸石粉末全部到达底部，过了10分钟后，首先实现浊度的匀质化，之后逐渐实现水中铯浓度的匀质化。经过24小时后，沸石粒子沉积在底部以致达到难以通过蠕动泵的采收进行回收的程度，此时，最终铯去除率约为60％，这在所有位置上表现得均相似。深度定制型去污剂在将上述粉末形态的沸石投入水槽时，确认到垂直分散因初期沉降而占优势，并且几乎未形成水平分散。当在广阔的区域喷洒去污剂时，若水平分散低，则会出现需在更多的位置投入的缺点。作为用于发泡的成分，碳酸氢钠(nahco3)和柠檬酸(c6h8o7)是可以通过调节发泡速度来增加水平分散，从而调节沸石的表达的成分。实施例1.放射性铯去污剂的制备(深层用)作为发泡型去污剂，通过将作为主要添加物的碳酸氢钠、柠檬酸以及沸石按照表4所示的配合比的含量混合后，再使用乙醇(c2h5oh)来使它们成型。以1吨为基准投入沸石的量，采用与前述预备实验的结果相同的50g。以去污剂总质量的约20％的量注入用于混合并成型沸石和其他附属材料混的乙醇，放入制备模具后，在设定为40℃的炉内干燥2天以上来制备去污剂。最终，对制备的去污剂的重量进行比较的结果，在制备及干燥过程中，质量损失了约20％。最终的剂型为小丸或片剂的形态。比较例1至比较例5.放射性铯去污剂的制备(深层外)使用与实施例1相同的方法，按照下表4所示的组成比分别制备比较例1至比较例5。表4水中分散及去污倾向分析为了去除水中的铯，将按照上述不同的配合比制备的去污剂(实施例1、比较例1至比较例5)放入水槽后观察沉降及分散倾向，测定并示出其中分散倾向最为卓越的实施例1的去污剂在不同位置、不同深度的浊度和铯浓度等。图7a至图7f为示出使用实施例1的去污剂不同时间后的浊度浓度变化的曲线图。图7a为示出使用实施例1的去污剂1分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7b为示出使用实施例1的去污剂3分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7c为示出使用实施例1的去污剂10分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7d为示出使用实施例1的去污剂60分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7e为示出使用实施例1的去污剂120分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图7f为示出使用实施例1的去污剂1440分钟后的浊度浓度变化的曲线图。参照图7a至图7f，与只发生垂直沉降而无水平方向分散的粉末型去污剂不同，确认到去污剂在水面下约60cm附近开始溶化并显著发生水平分散并扩散后沉降。虽然整体的沉降与粉末型去污剂相似地快速沉降，但表现出水平方向的分散面积远远大于粉末型的分散面积。在投入去污剂后经过约60分钟的时间点，仍可以确认到漂浮的沸石粒子。图8a至图8f为示出使用实施例1的去污剂不同时间后的铯浓度变化的曲线图。图8a为示出使用实施例1的去污剂1分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8b为示出使用实施例1的去污剂3分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8c为示出使用实施例1的去污剂10分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8d为示出使用实施例1的去污剂60分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8e为示出使用实施例1的去污剂120分钟后的铯浓度变化的曲线图，图8f为示出使用实施例1的去污剂1440分钟后的铯浓度变化的曲线图。参照图8a至图8f，在水中铯浓度的情况下，比起粉末形态的去污剂，可以确认位于深度深的位置铯被很快去除，一天后，位于深度最深的位置铯的去除率达到约80％。但是相对地，表现出水表面附近的铯几乎未被去除的特性。在以与实施例1的去污剂不同的配合比制备的比较例1至比较例5的去污剂的情况下，未发生明显的沉降速度延迟或水平方向的分散现象。在一些去污剂的情况下，直到到达水槽底部都未发生分散，而一些去污剂虽发生分散，但其程度微弱。如上所述，将沸石粉末选定为水中铯去污剂的基础物质后，添加碳酸氢钠和柠檬酸等药品来改良以往的粉末型去污剂。向水槽投入改良的去污剂后测定浊度和铯浓度的结果，与投入以往的沸石粉末相比，表现出不同的沉降、水平分散、空间去除率。在以粉末形态投入沸石去污剂的情况下，垂直方向的沉降比水平方向的分散占优势，表现出水中铯浓度也只在沸石沉降的垂直方向减少。由于沉降占优势，因此在投入3分钟后，粉末全部到达底部，10分钟后表现出与底部平行分布的状态。实施例1及比较例的改良型去污剂中除实施例1外的剩余类型的去污剂未发生明显的沉降速度的延迟或水平方向的分散。实施例1的去污剂虽与粉末型去污剂相似地在垂直方向沉降，但去污剂在水面下约60cm附近沿水平方向分散后再沉降，并且分散面积显著大于粉末型去污剂。虽然水中铯浓度的减少根据测定位置而略有差异，但与即使在水表面附近也发生铯浓度减少的粉末型去污剂不同，实施例1的去污剂即使过了很长时间，水表面附近仍残留铯。如上所述，在考虑不同类型的去污剂的沉降、分散及铯去除特性的情况下，判断在以不同配合比来改良的去污剂中，将实施例1的去污剂用于去除水系深层部分布的铯是合理的。基于实验结果来看，作为放射性铯去污剂，将如下去污剂确定为用于去污深层水系的放射性铯的定制型去污剂，其包含：30重量百分比～40重量百分比的沸石；30重量百分比～40重量百分比的碳酸氢钠；以及20重量百分比～40重量百分比的柠檬酸。实施例2.放射性铯去污剂的制备(中层用)作为发泡型去污剂，通过将作为主要添加物的碳酸氢钠、柠檬酸以及沸石按照表5所示的配合比的含量混合后，再使用乙醇(c2h5oh)来使它们成型。以1吨为基准投入沸石的量，采用与前述预备实验的结果所示相同的50g。以去污剂总质量的约20％的量注入用于混合并成型沸石和其他附属材料的乙醇，放入制备模具后，在设定为40℃的炉内干燥2天以上来制备去污剂。最终，对制备的去污剂的重量进行比较的结果，在制备及干燥过程中，质量损失了约20％。最终的剂型为小丸或片剂的形态。比较例6至比较例10.放射性铯去污剂的制备(中层外)使用与实施例2相同的方法，按照下表5所示的组成比分别制备比较例6至比较例10。表5类型碳酸氢钠柠檬酸沸石实施例2291457比较例649249比较例748548比较例8441144比较例963163比较例10252550水中分散及去污倾向分析为了去除水中的铯，将按照上述不同的配合比制备的去污剂(实施例2、比较例6至比较例10)放入水槽后观察沉降及分散倾向，测定并示出其中分散倾向最为卓越的实施例2的去污剂在不同位置、不同深度的浊度和铯浓度等。图9a至图9f为示出使用实施例2的去污剂不同时间后的浊度浓度变化的曲线图。图9a为示出使用实施例2的去污剂1分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9b为示出使用实施例2的去污剂3分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9c为示出使用实施例2的去污剂10分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9d为示出使用实施例2的去污剂60分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9e为示出使用实施例2的去污剂120分钟后的浊度浓度变化的曲线图，图9f为示出使用实施例2的去污剂1440分钟后的浊度浓度变化的曲线图。参照图9a至图9f，与只发生垂直沉降而无水平方向的分散的粉末型去污剂不同，去污剂表现出垂直沉降到水面下约30cm附近后再次上升到水面后再向下扩散的状态，与不到1小时就全部沉到底部的粉末型去污剂不同，在经过2个小时后的时间点，仍有少量去污剂粒子漂浮，从而可以确认发生了沉降延迟效果。并且，在再次浮上水面后沉降的过程中，可以确认也发生了粒子的水平分散效果。图10a至图10f为示出使用实施例2的去污剂不同时间后的铯浓度变化的曲线图。图10a为示出使用实施例2的去污剂1分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10b为示出使用实施例2的去污剂3分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10c为示出使用实施例2的去污剂10分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10d为示出使用实施例2的去污剂60分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10e为示出使用实施例2的去污剂120分钟后的铯浓度变化的曲线图，图10f为示出使用实施例2的去污剂1440分钟后的铯浓度变化的曲线图。参照图10a至图10f，与显著发生水平分散的情况相同，铯的浓度也在很广的范围内快速减少，虽然铯的去除率根据深度而不同，但确认到最高达70％。在以与实施例2的去污剂不同的配合比制备的比较例6至比较例10的去污剂的情况下，未发生明显的沉降速度延迟或水平方向的分散现象。在一些去污剂的情况下，直到到达水槽底部都未发生分散，而一些去污剂虽发生分散，但程度其微弱。如上所述，将沸石粉末选定为水中铯去污剂的基础物质后，添加碳酸氢钠和柠檬酸等药品来改良以往的粉末型去污剂。向水槽投入改良的去污剂后测定浊度和铯浓度的结果，与投入以往的沸石粉末相比，表现出不同的沉降、水平分散、空间去除率。在以粉末形态投入沸石去污剂的情况下，垂直方向的沉降比水平方向的分散占优势，表现出水中铯浓度也只在沸石沉降的垂直方向减少。由于沉降占优势，因此在投入3分钟后，粉末全部到达底部，10分钟后表现出与底部平行分布的状态。实施例2及比较例的改良型去污剂中除实施例2外的剩余类型的去污剂未发生明显的沉降速度的延迟或水平方向的分散。实施例2的去污剂虽与粉末型去污剂相似地在垂直方向沉降，但在水面下30cm附近再次浮上水面而延迟沉降，在此过程中，可以确认也发生沿水平方向的分散现象。虽然水中铯浓度的减少根据测定位置而略有差异，但表现出与粒子分散的面积相似地在广阔的范围内快速减少。如上所述，在考虑不同类型的去污剂的沉降、分散及铯去除特性的情况下，判断在以不同配合比来改良的去污剂中，将实施例2的去污剂用于去除水系中层部分布的铯的用途是合理的。基于实验结果来看，作为放射性铯去污剂，将如下去污剂确定为用于去污中层水系的放射性铯的定制型去污剂，其包含：40重量百分比～60重量百分比的沸石；20重量百分比～40重量百分比的碳酸氢钠；以及10重量百分比～20重量百分比的柠檬酸。实施例3.追加玉米淀粉的去污剂剂型的制备(中层用)在实施例3的发泡型去污剂制备过程中，追加配合玉米淀粉(corn-starch)以加强结合力。若去污剂中还包含玉米淀粉，可以将吸附剂调节为规定剂型，并且，随着强度的增加，更易于调节深度。未追加玉米淀粉的去污剂的形态如图11a所示，追加玉米淀粉制备的去污剂的形态如图11b所示。实施例3制备为中层用。实施例3的组成比如表6所示。实施例4.追加玉米淀粉的去污剂剂型的制备(中层外)实施例4是在实施例3的发泡型去污剂的制备过程中通过变更组成比来制备的中层外用途的去污剂。实施例4的组成比如表6所示。比较例11至比较例13.追加玉米淀粉的去污剂剂型的制备比较例11至比较例13是在发泡型去污剂的制备过程中通过变更组成比来制备的去污剂。比较例11至比较例13的组成比如表6所示。表6水中分散追加分析为了去除水中的铯，在如图12至图17所示的40l(长30cm，宽30cm，深50cm)水槽装入20℃的水至45cm深度后，从水面上5cm处投入以与之前不同的配合比制备的去污剂(实施例3、实施例4、比较例11至比较例13)后，观察沉降及分散倾向。如图11a及图11b所示，吸附剂的剂型为直径3cm、高1cm、质量约10g的圆柱形态。图12a至图12d示出给药实施例3的去污剂不同时间后的分散状态。图12a示出给药实施例3的去污剂后经过2秒钟后的分散状态。实施例3的去污剂投下后马上降至水面下10cm，之后重新浮上来并在水面分散3秒钟。图12b示出给药实施例3的去污剂后经过8秒钟后的分散状态。实施例3的去污剂在给药8秒钟后沉降到水槽底部。图12c示出给药实施例3的去污剂后经过20秒钟后的分散状态。只沿垂直方向强烈分散的实施例3的去污剂在给药20秒钟后重新浮到水面上。图12d示出给药实施例3的去污剂后经过40秒钟后的分散状态。实施例3的去污剂持续分散，经过40秒钟后，完全分散于整个水槽中图13a至图13d示出给药实施例4的去污剂不同时间后的分散状态。图13a示出给药实施例4的去污剂后经过2秒钟后的分散状态。实施例4的去污剂在给药后马上沉降到5cm后，虽然重新浮上来，但很快就会沉降。图13b示出给药实施例4的去污剂后经过5秒钟后的分散状态。实施例4的去污剂在给药5秒钟后沉降到水槽底部。图13c示出给药实施例4的去污剂后经过20秒钟后的分散状态。沿垂直方向分散强而沿水平方向分散弱的实施例4的去污剂在给药30秒钟后重新浮到水面上。图13d示出给药实施例4的去污剂后经过40秒钟后的分散状态。实施例4的去污剂持续分散，经过35秒钟后，完全分散于整个水槽中。图14a至图14c示出给药比较例11的去污剂不同时间后的分散状态。图14a示出给药比较例11的去污剂后经过4秒钟后的分散状态。比较例11的去污剂在给药4秒钟后沉降到水槽底部。图14b示出给药比较例11的去污剂后经过20秒钟后的分散状态。比较例11的去污剂到达水槽底部后，随着去污剂的结合分解，粒子沿垂直方向分散。图14c示出给药比较例11的去污剂后经过60秒钟后的分散状态。在比较例11的去污剂中，分散后上升到水面附近的粒子再次沉降，经过60秒钟后，均匀地分散于整个水槽中。图15a至图15c示出给药比较例12的去污剂不同时间后的分散状态。图15a示出给药比较例12的去污剂后经过2秒钟后的分散状态。比较例12的去污剂在投下后马上沉降至水面下10cm，之后重新浮上来并在水面分散1秒钟。图15b示出给药比较例12的去污剂后经过5秒钟后的分散状态。比较例12的去污剂在给药5秒钟后沉降到水槽底部。图15c示出给药比较例12的去污剂后经过70秒钟后的分散状态。比较例12的去污剂沿垂直方向分散，70秒钟后，完全分散。图16a至图16d示出给药比较例13的去污剂不同时间后的分散状态。图16a示出给药比较例13的去污剂后经过4秒钟后的分散状态。比较例13的去污剂在投下后马上沉降至水面下10cm，之后重新浮上来并在水面分散3秒钟。图16b示出给药比较例13的去污剂后经过8秒钟后的分散状态。比较例13的去污剂在给药8秒钟后沉降到水槽底部，之后只沿垂直方向分散。图16c示出给药比较例13的去污剂后经过20秒钟后的分散状态。比较例13的去污剂在给药20秒钟后重新浮到水面上。图16d示出给药比较例13的去污剂后经过60秒钟后的分散状态。比较例13的去污剂持续分散，经过60秒钟后，完全分散于整个水槽中。实施例3、实施例4及比较例11至比较例13的分散动态的评价如下表7所示。将水槽的深度45cm从上到下按照每段15cm三等分为上、中、下区域，按照去污剂在水平方向分散的顺序记录区域来评价分散动态。表7分散动态分散速度实施例3上→中→下40秒钟实施例4上→下→中35秒钟比较例11上→下→中60秒钟比较例12上→中→下70秒钟比较例13上→中→下60秒钟分散速度通过记录吸附剂在整个水槽内完全扩散并分散完毕时的时间来评价。实验结果，在考虑分散动态和分散速度的情况下，判断以实施例3的方式实施中层用去污剂，而以实施例4的方式实施深层用去污剂为最佳。根据温度的水中分散追加分析为了解根据温度及吸附剂的剂型质量的分散性能，实施了追加实验。图17a及图17b示出根据温度及吸附剂的剂型质量的去污剂的分散状态。图17a示出将以与实施例3相同的配合比制备为10g剂型的去污剂分别投入于温度为0℃(左侧)和20℃(右侧)的不同温度的两个水槽中后经过15秒钟后的状态。在0℃～3℃的低温环境下评价去污剂的分散性能的结果，与配合比无关，制备为10g的去污剂在停留在水面的状态下，不沿水平方向分散，而是只沿垂直方向分散，并且，分散速度较常温下的分散速度显著降低。图17b示出将以与实施例4相同的配合比制备为12g剂型的去污剂分别投入于温度为0℃(左侧)和20℃(右侧)的不同温度的两个水槽中后经过15秒钟后的状态。在0℃～3℃的低温环境下评价去污剂的分散性能的结果，制备为12g的去污剂由于去污剂剂型的重量增加，在去污剂到达水槽底部的情况下，可以克服去污剂的分散降低的问题。即，与20℃的常温相比，虽然分散速度略微慢，但比起制备为10g剂型的去污剂在水面漂浮着分散的情况，在相同的时间段看到更为突出的分散动态。产业上的可利用性本技术涉及水中污染物质的去污技术，尤其涉及有关能够有效去污存在于水中各种水深位置的放射性铯的去污剂及去污方法的技术。当前第1页12