工业水处理, 2021, 41(12): 7-14 doi: 10.19965/j.cnki.iwt.2020-0948

• 专论与综述 •

新型复合材料吸附放射性废水中锶的研究进展

杨宗政,1,2,3, 朱雅萍1, 武莉娅,2,3, 王娇1, 李泽洵1, 郭越1

1. 天津科技大学海洋与环境学院, 天津 300457

2. 天津科技大学化工与材料学院, 天津 300457

3. 天津市卤水化工与资源生态化利用重点实验室, 天津 300457

Research progress of novel composite materials adsorption strontium in radioactive wastewater

YANG Zongzheng,1,2,3, ZHU Yaping1, WU Liya,2,3, WANG Jiao1, LI Zexun1, GUO Yue1

1. College of Marine and Environmental Sciences, Tianjin University of Science & Technology, Tianjin 300457, China

2. College of Chemical Engineering and Materials Science, Tianjin University of Science & Technology, Tianjin 300457, China

3. Tianjin Key Laboratory of Brine Chemical Engineering and Resource Eco-utilization, Tianjin 300457, China

通讯作者: 武莉娅, 博士, 讲师, E-mail: wuliya@tust.edu.cn

收稿日期: 2021-10-19  

基金资助: 国家重大科技专项.  2017ZX0717-001
天津市科技计划.  18YFJLCG00120

Received: 2021-10-19  

作者简介 About authors

杨宗政(1974-),博士,教授电话:13920558627,E-mail:yzztust@126.com , E-mail：yzztust@126.com

Abstract

Radioactive strontium(Sr) is an important nuclear fission product in the nuclear industry, which has a long half-life and persistent biological toxicity. With the development and utilization of nuclear energy, the radionuclide strontium is inevitably released into the environment, which brings great harm to human beings and the environment. Therefore, treatment of radioactive strontium containing wastewater has attracted wide attention. The adsorption method has the advantages of high selectivity, clean and simple process, easy regeneration treatment, and high efficiency. In recent years, it has been widely used to treat radioactive strontium contaminated wastewater. The latest research in treatment of radioactive strontium containing wastewater by adsorption was reviewed. The new composite materials in the adsorption and removal of strontium in water were focused on. The adsorption properties of single and composite adsorption materials for Sr2+ were compared, and the important factors and adsorption mechanism were analyzed and summarized. The adsorption capacity of different adsorption materials was compared. Furthermore, the development direction of adsorption technology in strontium removal in future was prospected.

Keywords： radioactive wastewater ; adsorption ; composite material ; strontium

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本文引用格式

杨宗政, 朱雅萍, 武莉娅, 王娇, 李泽洵, 郭越. 新型复合材料吸附放射性废水中锶的研究进展. 工业水处理[J], 2021, 41(12): 7-14 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2020-0948

YANG Zongzheng. Research progress of novel composite materials adsorption strontium in radioactive wastewater. Industrial Water Treatment[J], 2021, 41(12): 7-14 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2020-0948

核能具有可持续发展、经济环保等优点，成为能源开发的重点发展对象。截至2019年，我国大陆运行及在建核电机组居全球首位〔1〕。随着核电规模的扩大，放射性废水量日渐增多〔2〕；核武器生产与调试过程会产生核废料；某些医院科室、高校及科研单位等场所同样也产生放射性废水〔3〕。放射性废水中的锶（90Sr）进入人体后会快速与骨骼中的钙交换，形成磷酸锶并沉积，影响骨组织钙化，引发骨折及骨质疏松等骨类疾病〔4〕。90Sr对人体皮肤及组织器官也会造成一系列负面影响，如皮肤溃烂、恶心、精神涣散、头晕乏力等〔5〕。因此，水中放射性锶的去除受到国内外学者的广泛关注。

目前去除放射性锶的方法主要包括化学沉淀法〔6〕、生物法〔7〕、膜处理法〔8〕、萃取法〔9〕和吸附法〔10〕等。化学沉淀法投加的无机盐过多，影响后续处理；生物法处理时间长，需进一步研究才能实际应用；膜处理技术通常存在膜污染问题，处理过程不持久；而萃取法的溶质溶于有机溶剂后难以分离，且某些萃取剂毒性较强。目前国际上处理核废水中放射性锶的工艺主要是包含吸附工艺的组合工艺〔11〕。如2013年福岛第一核电站安装了一种称为高级液体处理系统（ALPS）的新系统，该系统由预处理、吸附、反渗透组成。吸附阶段多使用无机吸附剂、有机吸附剂和有机-无机复合吸附剂处理核素锶。由于锶离子的电荷低且尺寸相当大，对离子交换剂的静电亲和力通常不高，因此选择具有高选择系数和高吸附容量的吸附剂尤为重要。据2012年6月25日东京电力公司新闻发布会报道，ALPS系统中起主要作用的吸附剂为钛酸酯吸附剂〔12〕。将ALPS工艺所用吸附剂与其他单一吸附材料进行性能比较时发现，具有高选择性系数和高容量的吸附剂可带来较好的吸附性能〔12〕。得益于近年来新型无机或有机材料的快速发展，许多新材料被应用于环境治理中，吸附法成为目前最有前途的技术之一〔13〕。含锶放射性废水通常具有水质不均匀、pH极端、含盐量高等特点〔14〕，因此开发对锶选择性高、处理效果好、适应特定水质的吸附材料是重要的研究方向之一。单一材料吸附剂在处理放射性含锶废水时存在吸附容量低、吸附速度慢、吸附剂用量多、应用范围窄等问题，通常需对单一材料进行固定化、改性等技术处理。因此开发新型复合材料代替单一材料成为未来的研究热点。

笔者综述了近年来国内外应用复合材料吸附处理放射性含锶废水的研究进展，归纳了新型复合材料在吸附去除水中锶核素中的应用，总结了吸附除锶的关键影响因素，并对未来的发展方向进行展望。

1 新型复合吸附材料的研究进展

近年来复合材料作为吸附剂处理放射性废水的研究较多。复合材料是通过物理或化学方法将2种或2种以上不同性质的材料组合而得到的具有新性能的材料。几种材料在性能上取长补短，产生协同效应，使得复合材料的综合性能高于组合前的各单一材料。

1.1 无机-无机复合材料

羟基磷灰石是磷酸钙盐之一，具有优秀的离子交换特性和吸附能力，其结构内部可以接受一系列的阳离子交换〔15〕。将无机或有机化合物与其改性结合得到的复合材料可改善吸附剂的表面性能，从而改善吸附效果〔16〕。S. S. METWALLY等〔17〕采用亚铁氰化钴对羟基磷灰石进行改性得到羟基磷灰石-亚铁氰化钴（Ⅱ）复合材料，改性后Sr2+吸附量从12.84 mg/g提升到13.44 mg/g，一定程度上改善了吸附效果，并在吸附除锶的同时除铯，拓展了应用范围。金属掺杂的六氰合铁酸盐、沸石、金属钒等作为离子交换剂用于去除放射性锶〔18〕。T. SHUBAIR等〔19〕通过简单的液相还原法合成了新型磁性沸石纳米复合材料（nFe/Cu-Z），虽然共存阳离子与Sr2+发生竞争吸附，但nFe/Cu-Z对Sr2+仍显示出高吸附能力；准二级动力学模型可成功拟合Sr2+的吸附过程，nFe/Cu-Z对Sr2+的最大吸附容量为88.74 mg/g。纳米复合材料除具有高吸附能力外，还可通过外部磁场轻松地从水性介质中分离出来〔20〕。余钱红等〔18〕采用水热法将过渡金属钒引入六方相氧化钨得到V-WO3复合材料，对锶的吸附性能明显提高，由Langmuir等温吸附模型可知最大吸附容量为57.57 mg/g。钒的引入使得六方相氧化钨的层间距增加，吸附剂比表面积增大，孔道结构与表面电荷发生变化，进而提高吸附性能。V-WO3复合材料的吸附效果高于其他类似复合材料，吸附容量对比情况见表 1。

表1   WO3系列吸附剂对Sr2+的最大吸附容量比较

Table 1  Comparison of maximum adsorption capacity of WO3 series adsorbents for Sr2+

吸附剂最大吸附容量/（mg·g-1）文献
Hex-WO328.19〔21〕
MxWO310.5〔22〕
Ta-WO341.26〔23〕
Mo-WO321.0〔24〕
V-WO357.57〔18〕

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1.2 有机-无机复合材料

六氰合铁酸盐的选择性高，并具有在宽pH范围内从核废料中分离铯和锶的能力〔25〕，但易碎的物理性质导致其需要有良好机械强度的材料作支撑，与其他材料复合有助于提高化学稳定性及后续的固液分离〔26〕。H. G. MOBTAKER等〔20〕将聚丙烯腈（PAN）用作支撑材料与六氰合铁酸铜粉末复合形成纳米复合材料（CuHCNPAN）。该复合材料对Sr2+的最大吸附量为80 mg/g，与六氰合铁酸铜粉末相比，粒径更小，有效吸附位点数量增加、扩散路径减少，提高了吸附剂的稳定性及可用性。

90Sr与Ca化学性质相似，常聚集在人体骨骼内难以排出。有研究者发现人体骨骼中的磷酸钙矿物可成为螯合水中90Sr的吸附剂候选物。透钙磷石（DCPD）是一种CaP骨矿物质，为具有延展性的单斜生物陶瓷，具有较低的表面能、更快的成核速率、优异的吸收速率和出色的生物相容性〔27〕，可作为潜在的锶吸附剂。但DCPD的稳定性相对较差，将其与其他材料结合使用，可增强吸附性能。E. L. VIVAS等〔28〕制备了含有DCPD的PAN复合纳米纤维吸附剂，DCPD负载量增加可提高吸附量，DCPD负载量为70%时，该复合吸附剂对pH≥10的水溶液的最大Sr2+吸附量为146 mg/g。

分子筛具有多孔结构和阳离子交换能力，已被用于吸附环境中存在的多种污染物〔29〕。分子筛的机械强度弱、生物降解性低、粒径小，回收不便。用具有优良机械强度和相容性官能团的坚硬材料对分子筛进行改性或保护，对污染物的回收处理效果更好〔30〕。N. GOYAL等〔31〕采用离子型凝胶化工艺制备了纳米结构壳聚糖/分子筛复合材料吸附剂（NSC/MS-4A），吸附40 min内吸附率为92%~94%，效果优于其他壳聚糖〔32-33〕；与复合前的纳米壳聚糖相比，NSC/MS-4A复合材料具有更高的结晶度，吸附性能增强。温度为25~30 ℃、pH为6~7，在50~60 r/min的慢速搅拌条件下反应，NSC/MS-4A不仅能快速吸附锶离子，还能同时快速吸附铯离子。

氧化石墨烯（GO）的比表面积高，且含氧官能团丰富，常被用于吸附实验〔34〕，但其遇水会形成胶体状物质，导致固液分离时比较麻烦，改善GO在溶液中的分散性成为研究热点。Yingguo ZHAO等〔35〕研究了GO对Sr2+、Pb2+、Ni2+及U6+的竞争吸附情况，结果显示GO对Sr2+的吸附能力小于其他核素。J. JANG等〔36〕通过一步水热法用BaSO4浸渍还原氧化石墨烯（rGO），合成了三维BaSO4-rGO气凝胶复合材料，当m（BaSO4）∶m（rGO）为1∶1时制得的复合材料吸附效果最佳，吸附容量最高可达232.89 mg/g，且1 h内达到吸附平衡。复合材料的多孔结构能够使Sr2+深入渗透到气凝胶中，从而增强对Sr2+的吸附能力，且吸附平衡时间明显短于单一GO材料〔37-38〕。Wanjun MU等〔39〕采用简单的水热法制备了还原氧化石墨烯（rGO）和氧化钨（WO3）的三维纳米结构复合吸附剂rGO/WO3，在较宽的pH范围内（4.0~11.0）对Sr2+表现出更好的吸附能力，吸附等温线与Langmuir方程拟合较好（R2 > 0.99），最大吸附容量为149.56 mg/g，远高于rGO、WO3和其他类似吸附剂。

杜申圳等〔40〕采用直接插层法制备了顺式二氨基二苯并18-冠-6插层α-磷酸锆复合材料，并对比了该复合材料和α-磷酸锆对Sr2+的吸附性能。结果表明，复合材料对Sr2+的吸附平衡时间约为48 h，最大吸附容量为125 mg/g，而α-磷酸锆对Sr2+的吸附平衡时间约为76 h，最大吸附容量仅为41.1 mg/g。可见复合材料对Sr2+的吸附能力优于单一材料α-磷酸锆。随着温度的升高，复合材料对Sr2+的吸附增长速度也明显超过α-磷酸锆。

1.3 有机-有机复合材料

氧化石墨烯（GO）比表面积高，表面具有羟基、羧基和环氧基官能团，对金属离子的吸附性能高〔41〕。乙二胺四乙酸（EDTA）会与金属离子形成稳定的螯合物，将EDTA引入GO表面可显著提高GO的吸附能力〔42〕。H. AMER等〔43〕采用EDTA对GO进行功能化，制备得到的GO-EDTA对锶的最大吸附容量为158 mg/g，优于GO对Sr2+的吸附量（140 mg/g），且GO-EDTA也可有效去除Co2+，应用范围宽。

壳聚糖直接吸附水中重金属时通常存在难分离、吸附量低、易流失等缺点，改性处理会改善上述缺点〔44〕。刘思曼等〔44〕用L-丙氨酸对壳聚糖进行改性，得到丙氨酸-壳聚糖复合材料。在吸附时间为80 min、吸附温度为50 ℃、吸附剂用量为4 g/L、pH为10时，L-丙氨酸改性壳聚糖微球对高浓度Sr2+的吸附量最大可达30.650 mg/g，吸附率最高可达83.3%，效果优于其他单一壳聚糖材料〔33〕。

1.4 吸附机理

锶的吸附机理主要分为物理吸附、化学吸附和离子交换，如表 2所示。3种吸附过程并不是孤立，往往相伴发生。其中化学吸附应用较多，处理毒性较强的污染物更安全。

表2   不同吸附剂吸附锶的机理和过程

Table 2  Mechanism and process of strontium adsorption by different adsorbents

吸附类型吸附剂吸附机理文献
物理吸附EDTA处理过程的头发处理后的头发具有更多吸附位点，Sr2+与头发之间发生静电作用〔45〕
化学吸附六氰合铁酸钴钠包裹藻酸盐微珠羧基或氧上的孤对电子与锶结合成络合物〔20〕
氧化石墨烯Sr2+与GO含氧基团发生络合，形成结晶固体，含氧基团可能是羧基、羟基和环氧基〔37〕
聚丙烯腈基钛酸钾球复合吸附剂以化学吸附为主的单分子层吸附〔46〕
离子交换羟基磷灰石-亚铁氰化钴复合材料Ca2+从羟基磷灰石表面释放到溶液中，Sr2+从溶液中吸附到羟基磷灰石表面〔17〕
壳聚糖富勒土珠离子交换中Sr2+置换壳聚糖富勒土珠中的Ca2+离子交换后壳聚糖富勒土珠会吸收Sr2+〔33〕
层状金属硫化物Sr2+与Na+发生离子交换反应而被吸附〔47〕
CHA型沸石Sr2+渗透到CHA骨架，与Na+发生置换〔48〕
季铵金属硫化物纳米片吸附剂中的Na+和Sr2+发生离子交换〔49〕
物理吸附和离子交换纳米结构层状钒硅酸钠Sr2+与带负电的纳米层状钒硅酸钠之间发生静电吸引，有助于Sr2+去除；Sr2+与钒硅酸盐纳米结构层中的Na+发生离子交换〔50〕
化学吸附和离子交换纳米结构壳聚糖/分子筛复合材料吸附剂—P—O—P和—C—O—C作为吸附剂兼容的官能团接纳Sr2+；吸附剂中的Na+在吸附反应时与Sr2+交换〔31〕
ZH型重金属螯合纤维Sr2+与纤维上的氨基和羧基等基团进行配位络合，从而吸附在纤维表面；Sr2+与纤维上Na+和Ca2+存在离子交换作用〔51〕

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1.5 影响因素

为了解吸附剂对锶的吸附特性，研究人员通过静态吸附实验研究了pH、温度、目标离子初始浓度、共存离子、吸附剂投加量等因素对放射性废水中Sr2+去除效果的影响。

1.5.1 pH

pH不仅会影响水性介质中Sr2+的形态，还影响吸附剂的表面电荷〔19〕。因此溶液初始pH是Sr2+吸附的重要影响因素之一。锶的价态在大气环境下比较稳定，在广泛的pH（2.0~11.0）范围内主要以Sr2+形式存在〔52〕。对于大多数吸附剂，随着溶液pH的增加，吸附剂对Sr2+的吸附量增加；溶液pH过高时，大量金属离子会以氢氧化物沉淀形式存在，导致吸附无法进行，吸附量不继续上升。不同吸附剂适用的pH范围不同。S. S. METWALLY等〔17〕研究了pH对羟基磷灰石-亚铁氰化钴（Ⅱ）复合材料去除溶液中Sr2+的影响，结果显示复合材料对Sr2+的吸附率不受pH影响，说明改性拓宽了吸附剂的pH适用范围。H. G. MOBTAKER等〔20〕制备了复合材料CuHCNPAN，对锶有很强的吸附选择性，能在较宽的pH范围（2~12）内从核废料中分离出锶。

1.5.2 目标离子初始浓度

研究发现吸附率随着Sr2+初始浓度的增加而增加。溶液中目标离子的初始浓度越高，传质推动力就越大，吸附几率增加，吸附率上升，这与亚稳态吸附理论吻合〔53〕。余钱红等〔24〕制备的V-WO3吸附剂对Sr2+的吸附容量随Sr2+初始浓度的增加而增大，当Sr2+初始质量浓度为250 mg/L时，吸附平衡时吸附剂呈饱和状态，继续增大初始浓度吸附量不再增加。Wanjun MU等〔39〕制备的三维纳米结构复合吸附剂rGO/WO3对Sr2+的吸附也有类似结论。分配系数kd 可用于评估吸附材料对污染物的吸附亲和力，据报道kd＞104~105 mL/g时吸附效果非常好〔54〕。而初始浓度会影响分配系数，通过比较不同初始浓度下的分配系数，可确定吸附材料适用的目标离子最佳范围。

1.5.3 吸附剂投加量

吸附剂的投加量增加后，提供的活性位点数目增多，Sr2+与活性位点结合的几率增大。溶液中Sr2+初始浓度一定时，随着吸附剂投加量的增加，单位质量吸附剂能吸附的离子数减少，吸附量降低。N. GOYAL等〔31〕研究了纳米壳聚糖-分子筛4A投加量对Sr2+吸附效果的影响。当溶液中Sr2+初始质量浓度为10 mg/L，吸附剂投加量从0.1增至0.5 g/L时，吸附率显著增加，吸附容量显著下降；吸附剂投加量从0.5到1.5 g/L时，吸附率的增加趋势和吸附容量降低趋势均放缓；当吸附剂投加量在1.5~2 g/L范围内，吸附率和吸附容量趋于平稳，变化不明显。

1.5.4 共存离子

Ca、Mg与Sr为同主族元素，Ca2+、Mg2+与Sr2+的物理化学性质相似，存在较激烈的竞争吸附，相较于其他离子对锶吸附效果的影响更大。杜志辉等〔46〕制备了聚丙烯腈基钛酸钾球形复合吸附剂（PAN-KTiO），在溶液温度为30 ℃、Sr2+初始质量浓度为5 mg/L的条件下，考察放射性废水中5种典型非放射性竞争离子K+、Na+、NH4+、Ca2+和Mg2+对Sr2+平衡吸附容量的影响。结果表明，Ca2+、Mg2+对Sr2+的吸附存在较强的抑制作用，且随溶液中Ca2+、Mg2+浓度的增加，抑制作用增强。

1.5.5 温度

温度越高，吸附质与吸附剂之间的作用力越强〔41〕。Sr2+对各类吸附剂存在温度依赖性吸附行为。T. SHUBAIR等〔19〕研究了温度（25、40、55、70 ℃）对新型磁性沸石纳米复合材料（nZVI-Z）吸附Sr2+的影响。随着温度的升高，Sr2+的吸附能力增强，表明Sr2+的吸附具有吸热特性。温度升高使得Sr2+更快地扩散到nZVI-Z内孔中，nZVI-Z表面的活性吸附位点数量增加，吸附容量增加。杜申圳等〔40〕研究了温度（15~35 ℃）对顺式二氨基二苯并18-冠-6插层α-磷酸锆复合材料吸附锶的影响，随着温度上升，吸附剂对Sr2+的吸附容量增大，表明升温有利于Sr2+的吸附。

1.6 吸附容量对比

为直观对比一些吸附材料对Sr2+的吸附效果，总结了单一吸附材料和复合吸附材料对Sr2+的吸附性能，见表 3、表 4。由表中可见复合材料的吸附速度优于单一材料，适用pH范围更宽，且吸附容量更佳。

表3   单一吸附材料对Sr2+的吸附特性

Table 3  Adsorption characteristics of Sr2+ by single material

吸附剂试验条件吸附率/%最大吸附量/（mg·g-1）适用pH范围平衡时间/min文献
磁性壳聚糖C0=100 mg/L，温度30 ℃，吸附剂投加量2 g/L，pH=860.081.968300〔32〕
壳聚糖富勒土珠C0=925 mg/L，温度25 ℃，吸附剂投加量2.5 g/L，pH=6.598.730.587~111 440〔33〕
间苯二酚甲醛树脂C0=10 mg/L，温度25 ℃，吸附剂投加量0.5 g/L，pH=7.554.42.287.5~9.52 880〔55〕
生物吸附剂C0=200 mg/L，温度22 ℃，吸附剂投加量1 g/L，pH=1370.03.921360〔56〕
棉碳气凝胶C0=200 mg/L，温度20 ℃，吸附剂投加量5 g/L，pH=1260.224.635~7480〔57〕
硅铝酸盐C0=100 mg/L，温度25~55 ℃，吸附剂投加量0.5 g/L95.012.413~1160〔48〕
季铵金属硫化物纳米片C0=5 mg/L，温度45 ℃，吸附剂投加量1 g/L98.440.43~12720〔49〕
细菌纤维膜素C0=100 mg/L，温度30 ℃，pH=683.044.86—240〔58〕
高表面积羟基磷灰石吸附剂投加量500 mg/L，pH=7.585.028.513~12120〔59〕
聚乙烯醇水凝胶膜C0=5 mg/L，温度25 ℃，吸附剂投加量1 g/L，pH=687.047.1—300〔60〕

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表4   复合材料对Sr2+的吸附特性

Table 4  Adsorption characteristics of Sr2+ by composite material

吸附剂试验条件吸附率/%最大吸附量/（mg·g-1）适用pH范围平衡时间/min文献
羟基磷灰石-亚铁氰化钴C0=1 000 mg/L，温度60 ℃，pH=681.313.42.5~1060〔17〕
磁铁矿-六氰合铁酸铜C0=100 mg/L，温度60 ℃，pH=791.7802~12180〔20〕
新型磁性沸石纳米复合材料C0=100 mg/L，温度70 ℃，吸附剂投加量2 g/L，pH=1293.588.73~1220〔19〕
金属钒-六方相氧化钨C0=100 mg/L，温度20 ℃，吸附剂投加量0.5 g/L，pH=688.957.65~8240〔24〕
透钙磷石-复合聚丙烯腈纳米纤维C0=10 mg/L，温度25 ℃，pH=1096.51466~1060〔28〕
纳米结构壳聚糖/分子筛C0=10 mg/L，温度35 ℃，pH=794.044.97~940〔31〕
三维硫酸钡浸渍还原氧化石墨烯气凝胶复合材料C0=10 mg/L，温度25 ℃，pH=799.5232.92~1260〔36〕
氧化石墨烯-氧化钨3D纳米结构复合材料C0=200 mg/L，温度40 ℃，吸附剂投加量=0.1 g/L，pH=799.7149.564~11200〔39〕
顺式二氨基二苯并18-冠-6插层α-磷酸锆C0=100 mg/L，温度35 ℃，吸附剂投加量0.5 g/L，pH=783.31253~91 440〔40〕
乙二胺四乙酸-氧化石墨烯C0=100 mg/L，温度40 ℃，吸附剂投加量0.5 g/L，pH=689.51582~10150〔43〕
纳米结构层状钒硅酸钠C0=5 mg/L，温度25 ℃，吸附剂投加量0.5 g/L，pH=599.0174.33~115〔50〕

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2 分离方法

吸附实验后所用分离方法一般有膜过滤分离、注射器分离、离心分离、磁力分离等，如表 5所示。

表5   Sr2+吸附实验研究中采用的分离方法

Table 5  eparation methods used in the experimental study of Sr2+ adsorption

分离方法吸附剂文献
膜过滤氧化锰〔24〕
水解稳定的阴离子层状铟有机骨架〔47〕
活性氧化镁〔50〕
可持续生物吸附剂〔58〕
纳米结构层状钒硅酸钠〔50〕
注射器分离藻酸盐/Fe3O4复合材料〔4〕
新型磁性沸石纳米复合材料〔19〕
透钙磷石浸渍聚丙烯腈纳米纤维吸附剂〔28〕
氧化石墨烯气凝胶〔36〕
多孔三维还原氧化石墨烯〔39〕
离心分离稻壳〔11〕
L-丙氨酸改性壳聚糖〔44〕
沸石材料〔61〕
合成羟基磷灰石〔61〕
磁力分离磁性纳米复合材料〔20〕
纳米磁性复合材料〔62〕

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在实际工程应用中，需根据废水中放射性锶的活度、水量及出水水质要求等选择分离方法，以达到理想的处理效果，并为放射性废物的最终处置创造良好条件。膜过滤是目前使用较多的分离方法，可在室温下进行，不存在相变，不会改变分离物的性质，浓缩分离可同时进行，适应性强、运行稳定〔63〕。吸附技术与膜分离技术间存在协同作用，合理应用膜技术，能有效提高吸附效果，如二级逆流吸附工艺〔64〕或四级逆流吸附工艺〔65〕能有效提高吸附剂的吸附容量。同时，吸附剂可能有效缓解膜污染〔8〕。

3 结语

单一材料吸附剂在处理放射性锶废水时通常存在吸附容量低、吸附速度慢、选择性低、吸附剂使用剂量多等问题。新型复合吸附材料的研究致力于提高材料的吸附容量和吸附速度，拓宽材料的吸附选择性，降低吸附剂的投加浓度。

未来的研究在不影响材料稳定性的前提下，应重点研究新型复合材料制备技术，简化制备过程，提升材料的吸附性能，优化吸附完成后的分离方法，便于吸附材料在放射性废水应急治理中的紧急使用。

参考文献

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