土壤与地下水的重金属污染是目前备受关注的环境问题之一.随着工业的发展，重金属的排放量逐年增加，大量的重金属离子通过土壤向地下水层入渗，造成了严重的地下水重金属污染(姜楠等，2008；张华等，2009)，其中，以铬的污染最为严重.铬在自然界中主要以三价和六价两种价态存在，六价铬毒性大、迁移能力强，而三价铬毒小、迁移能力弱(白利平等，2009).因此，铬污染处理的研究热点主要集中在如何将六价铬转化成三价铬，而对三价铬的稳定化则被忽视.

向含水层中注入碱形成反应带，是修复重金属污染地下水的方法之一.Mg(OH)₂作为碱，能够沉淀除去对环境造成危害的Ni²⁺、Cd²⁺、Mn²⁺、Cr³⁺、Pb²⁺等重金属离子(郭如新，2010；陈旭耀，2009；冯雪冬等，2009；Guo et al., 2013；Kameda et al., 2009).而且Mg(OH)₂和其他碱性物质(NaOH、KOH、Ca(OH)₂)相比具有以下优点：Mg(OH)₂的溶解度很低，18 ℃时每100 g水中的溶解量仅为0.0009 g，注入到地下环境后，能够在地下环境中长期存在，缓慢释放OH^-，对酸性地下水具有长时间的pH缓冲能力；而且很多重金属的氢氧化物在高pH值的环境中会重新溶解，如Cr(OH)₃在pH值高于12的环境中会重新溶解，而Mg(OH)₂悬浮液的pH值在10~11之间，不会使已经沉淀的重金属重新溶解.若将Mg(OH)₂用于地下水处理，在地下环境中形成反应带，需要减小Mg(OH)₂的颗粒大小，增强悬浮液的稳定性与流动性.研究表明，表面活性剂会对Mg(OH)₂颗粒大小产生显著的影响(黄述州等，2012；刘延雷等，2007；郑敏珠等，2008；Kumari et al., 2010；赵桂欣，2005；刘有智等，2013；吴士军，2010)，而且能显著增加Mg(OH)₂悬浮液的稳定性.因此，本文用Mg(OH)₂与表面活性剂混合制备Mg(OH)₂悬浮液，对改性Mg(OH)₂的性质、粒度等进行表征，并对其去除Cr³⁺污染地下水的效果进行研究.

取2 g Mg(OH)₂粉末于250 mL锥形瓶中，加入100 mL蒸馏水，加入表面活性剂(吐温80、SDS及吐温80与SDS复配剂)，磁力搅拌混合均匀，制得Mg(OH)₂悬浮液.

取50 mL制得的Mg(OH)₂悬浮液移入50 mL具塞比色管中，摇匀后静置.读取不同时间样品悬浮液的体积，样品悬浮液的体积分数按以下公式计算(周大鹏等，2009)：

为了研究改性Mg(OH)₂对Cr³⁺的去除效果，在实验室条件下模拟受Cr³⁺污染的地下水环境，通过在蒸馏水中添加Cr³⁺配制Cr³⁺污染地下水(浓度范围为10~70 mg · L^-1)，整个反应在低温(10 ℃)、密闭不透光的条件下进行.

Mg(OH)₂浓度对Cr³⁺去除的影响：在Cr³⁺浓度为20 mg · L^-1条件下，改变Mg(OH)₂悬浮液的浓度，浓度梯度分别为0、10、20、30、40、60、80、100 mg · L^-1.在120 r · min^-1的条件下振荡24 h，离心取上清液，测量pH值和Cr³⁺浓度.

Cr³⁺浓度对去除效果的影响：在Mg(OH)₂浓度为40 mg · L^-1条件下，改变Cr³⁺的浓度，浓度梯度分别为0、10、20、30、40、50、60、70 mg · L^-1.在120 r · min^-1的条件下振荡24 h，离心取上清液，测量pH和Cr³⁺浓度.

表 1为吐温80、SDS、吐温80与SDS复配(质量比1 ∶ 1)分别在0.4 g · L^-1与1.0 g · L^-1浓度下，3种改性Mg(OH)₂悬浮液静置3 h后悬浮液的体积分数.由表 1可知，低浓度的吐温80比高浓度的吐温80改性效果好，3 h后悬浮液体积分数分别为50%和28%.这是因为吐温80是非离子型表面活性剂，与在Mg(OH)₂的结合是包覆作用，吐温80的浓度达到0.4 g · L^-1时已可以包覆Mg(OH)₂，过量的吐温80易发生桥连效应，增加Mg(OH)₂的沉降.SDS在浓度较小时改性效果很差，增加SDS的浓度，改性效果增加，3 h后悬浮液体积分数分别为22%和96%.这是由于SDS是阴离子表面活性剂，以键能作用吸附在Mg(OH)₂表面.当SDS浓度较低时，吸附在Mg(OH)₂胶体颗粒上的SDS分子较少，改性效果较弱；增加SDS的浓度，吸附在Mg(OH)₂胶体上的SDS分子增加，改性效果增强.与单独的吐温80或SDS相比，吐温80与SDS复配后对Mg(OH)₂的改性效果最好，短时间内，无论低浓度还是高浓度情况下悬浮液都没有分层.

表1(Table 1)

表1 表面活性剂种类及浓度对氢氧化镁的改性效果 Table 1 The modification effect of type and concentration of surfactants on magnesium hydroxide

表1 表面活性剂种类及浓度对氢氧化镁的改性效果 Table 1 The modification effect of type and concentration of surfactants on magnesium hydroxide 表面活性剂浓度/ (g·L-1) 悬浮液体积分数 吐温80 SDS 吐温80与 SDS1∶1复配 对照 0.4 50% 20% 100% 22% 1.0 28% 96% 100% 22%

为确定复配表面活性剂的最佳浓度，设置不同浓度梯度的复配表面活性剂进行实验，结果见图 1.由图 1可知，随着表面活性剂浓度的增加，Mg(OH)₂悬浮液的体积先增加、后下降.说明复配表面活性剂有最佳浓度范围，过多或过少都会影响改性效果.适量的表面活性剂可以起到两方面作用：第一，被吸附在Mg(OH)₂颗粒表面的表面活性剂可降低颗粒的表面能，防止Mg(OH)₂颗粒间的接触和团聚;第二，表面活性剂对Mg(OH)₂有乳化、分散的作用，能够使Mg(OH)₂颗粒在水中均匀分散.因此，综 合表面活性剂的用量、效果，选择表面活性剂的总

图 1(Fig. 1)

图 1 不同浓度表面活性剂条件下氢氧化镁悬浮液体积随时间的变化 Fig. 1 Variation of the magnesium hydroxide suspension volume with time under different surfactant concentration

浓度为0.4 g · L^-1，吐温80与SDS的配比为1 ∶ 1，占Mg(OH)₂质量的2%.

将改性Mg(OH)₂悬浮液与未改性Mg(OH)₂悬浮液放到显微镜下观察，结果如图 2所示.由图可知，改性的Mg(OH)₂分散性好，团聚少，而未改性的Mg(OH)₂颗粒则发生了严重的团聚，说明表面活性剂能有效阻止Mg(OH)₂颗粒的团聚.

图 2(Fig. 2)

图 2 未改性(a)与改性(b)氢氧化镁的显微镜照片(×1000倍) Fig. 2 Unmodified(a) and modified(b)magnesium hydroxide magnified 1000 times on microscope

将改性Mg(OH)₂进行粒度分析，结果见图 3.由图可知，改性Mg(OH)₂粒径较小，0.6~8.4 μm的颗粒占82.41%，颗粒大小在微米级范围.改性Mg(OH)₂粒径小，不易团聚沉降，悬浮液的稳定性与流动性都有所增强.

图 3(Fig. 3)

图 3 改性氢氧化镁的粒度分析 Fig. 3 Particle size analysis of modified magnesium hydroxide

当pH大于5.6时，Cr³⁺在水中就可沉淀.因此，理论上可以通过向地下环境中注入Mg(OH)₂，调节地下水pH的方法，修复受Cr³⁺污染的含水层.另外，改性的Mg(OH)₂粒径小，比表面积较大，能够有效吸附污染水体中的铬(翟德伟等，2007).

实验结果显示，Mg(OH)₂浓度对Cr³⁺的去除效果有明显影响(图 4).Mg(OH)₂浓度为10 mg · L^-1时，出水pH值为5.01，Cr³⁺的去除率仅为10.5%；当Mg(OH)₂的浓度为40 mg · L^-1时，出水pH值为6.71(图 5)，Cr³⁺的去除率达到了99.8%.20 mg · L^-1 Cr³⁺溶液的pH值为4.2，这是因为Cr³⁺有很强的水解作用，会产生H⁺使水溶液呈酸性.因此，Mg(OH)₂需要先中和H⁺，提高体系的pH.结合图 4、图 5可知，当pH值超过5.6时，去除率达到了80%以上.由此可见，当Mg(OH)₂的浓度较小时，Cr³⁺去除效果较差，随着Mg(OH)₂浓度的增加，Cr³⁺的去除率会迅速增加.

图 4(Fig. 4)

图 4 氢氧化镁浓度对去除率的影响 Fig. 4 Variation of disposal efficiency with different magnesium hydroxide concentration

图 5(Fig. 5)

图 5 不同浓度氢氧化镁体系反应前后的pH值 Fig. 5 The variations of pH over the magnesium hydroxide concentration in reaction systems

固定Mg(OH)₂的用量为40 mg · L^-1，改变Cr³⁺的浓度，Cr³⁺的去除效果如图 6所示.当Cr³⁺浓度小于30 mg · L^-1时，Mg(OH)₂过量，Cr³⁺去除率很高，在80%以上.当Cr³⁺的浓度超过30 mg · L^-1时，水溶液的pH值会逐渐降低，稳定在3.5左右(图 7).表明中和H⁺所消耗的Mg(OH)₂逐渐增加，用于沉淀Cr³⁺的Mg(OH)₂逐渐减少，Cr³⁺的去除率与去除量都会下降.因此，在处理铬污染地下水过程中，必需保证Mg(OH)₂过量.

图 6(Fig. 6)

图 6 Cr3+浓度对去除效果的影响 Fig. 6 The impact of t Cr3+ concentration on the removal efficiency

图 7(Fig. 7)

图 7 不同浓度Cr3+的pH值 Fig. 7 The pH value of different concentrations of Cr3+

Mg(OH)₂与Cr³⁺的理论反应为：3Mg(OH)₂+2Cr(NO₃)₃→2Cr(OH)₃+3Mg(NO₃)₂.Mg(OH)₂与反应的Cr³⁺的物质的量比为3 ∶ 2，质量比为1.673 ∶ 1.实验中反应的质量比约为1.333 ∶ 1，两者接近，说明改性Mg(OH)₂对Cr³⁺的去除主要为沉淀反应作用.但实验测量值比理论值要小一些，定量的Mg(OH)₂对Cr³⁺的最大去除量要比沉淀反应算出来的理论值多一些，说明Mg(OH)₂对Cr³⁺还存在吸附或者共沉淀作用.共沉淀主要有3种形式：表面吸附、包藏、生成混晶.其中，包藏需要较大的沉淀剂浓度，在反应中Mg(OH)₂的浓度并不高，小于100 mg · L^-1.混晶的生成需要阳离子具有相同的电荷或者结构相似，镁和铬既不是同族，元素位置也不相邻，不太容易形成混晶.Mg(OH)₂颗粒容易吸附溶液中的阳离子，故表面吸附较容易发生.这类共沉淀与Mg(OH)₂对Cr³⁺的吸附作用在本质上是一样的，这也解释了在图 4中Mg(OH)₂的浓度仅为20 mg · L^-1，而去除率却能达到78.4%.

1)复配的表面活性剂用量少、对Mg(OH)₂的改性效果好.吐温80与SDS的复配比为1 ∶ 1，最佳浓度为0.4 g · L^-1时，制备出的Mg(OH)₂悬浮液颗粒小，不易团聚，静置3 h不分层沉淀.

2)改性Mg(OH)₂处理Cr³⁺污染地下水时，先中和H⁺，使水体的pH值升高，再使铬转化为沉淀.

3)Mg(OH)₂与Cr³⁺阳离子的反应既有沉淀作用，又有吸附作用，以沉淀反应作用为主.