CN109529758A - Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂、其制备方法及应用 - Google Patents

Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂、其制备方法及应用 Download PDF

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Abstract

本发明公开了Mg‑Fe双金属氢氧化物吸附剂、其制备方法及应用，涉及吸附剂技术领域。该Mg‑Fe双金属氢氧化物吸附剂为片状结构，由氢氧化镁负载于氢氧化铁表层；优选地，吸附剂由铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应制得；更优选地，镁盐与铁盐的摩尔比为3‑5:1。Mg‑Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法通过将铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应，使氢氧化镁铺展于氢氧化铁表层，通过优化氢氧化镁和氢氧化铁的配比、原料的选择和制备条件，使最终得到的吸附剂能够更有效地对废水中铀进行吸附，制备得到的吸附剂对铀的吸附容量大，吸附速率快，能够在含铀废水的处理中得到应用。

Description

Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂、其制备方法及应用
技术领域
本发明涉及吸附剂技术领域，且特别涉及Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂、其制备方法及应用。
背景技术
核电在当前能源紧缺和环境约束的国际背景下，因其清洁、高效、低碳、经济等特性而备受各国青睐。天然铀作为核能发电的主要燃料，是核电发展的基础，其供应关系到核电产业运营的稳定性，预计到2020年我国对天然铀的年需求量将达到16400吨。为了满足我国核电事业的发展，必须加大对铀矿资源勘察、开采和选冶力度。然而，铀矿的开采与选冶过程会产生大量的含铀废水，给矿山所在地带来严重的安全隐患和生态环境破坏。此外，铀的精制与核燃料制造、反应堆冷却与后处理、放射性同位素生产与使用及各类科研试验均能产生含铀废水。最终，排放进入水体的放射性核素铀可危害生态环境和人类健康。含铀废水因来源广泛，污染扩散性强、范围广，易于形成复合污染(造成生物、土壤及地下水污染)的特点，已成为各国亟待解决的重要环境问题之一。报道显示，我国部分铀尾矿库、铀矿区地下水及周边地表水存在不同程度的铀放射性污染，尤以低浓度含铀废水(<5.0mg/L)污染问题突出。
含铀废水的吸附法处理具有铀去除效率高、工艺简单的优点，各类天然矿物(如海泡石、硅材料、亚铁铝类水滑石等)及新型复合型吸附剂(如磁性吸附材料、生物质材料、高分子聚合材料、纳米碳材料)被广泛应用于含铀废水中铀吸附去除，研究成果对含铀废水的吸附法治理提供理论基础。但是，现有的用于含铀废水处理的吸附剂存在着吸附速率慢、吸附效果不佳以及不能针对铀进行选择性吸附的问题。
发明内容
本发明的目的在于提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂，能够对含铀废水进行选择性吸附，吸附速率快且饱和吸附容量大。
本发明的另一目的在于提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其方法简便易行，通过水热反应后使氢氧化镁负载于氢氧化铁表层，使得氢氧化镁的物理缺陷位和化学活性位充分暴露，有效去除废水中铀酰离子。
本发明的第三目的在于提供上述Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂在含铀废水处理过程中的应用，该吸附剂能够对铀选择性吸附，具备吸附容量大、吸附速率快的优点。
本发明解决其技术问题是采用以下技术方案来实现的。
本发明提出了一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂，氢氧化镁负载于氢氧化铁表层；
优选地，吸附剂由铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应制得；
更优选地，镁盐与铁盐的摩尔比为3-5:1。
本发明还提出一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，包括以下步骤：
将铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应，并离心分离；
铁盐选自氯化铁、硝酸铁和硫酸铁中的任意一种，优选为氯化铁，更优选为六水合氯化铁；
镁盐选自氯化镁、硝酸镁和硫酸镁中的任意一种，优选为氯化镁，更优选为六水合氯化镁；
氢氧化物溶液优选为碱金属氢氧化物溶液，更优选为氢氧化钠；
优选地，镁盐与铁盐的摩尔比为3-5:1。
上述Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂在含铀废水处理中的应用。
本发明实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的有益效果是：其通过将氢氧化镁负载于氢氧化铁表层，使得氢氧化镁的物理缺陷位和化学活性位充分暴露，以促进废水中铀酰离子的吸附。本发明实施例还提供了一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其通过将铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应，使氢氧化镁铺展于氢氧化铁表层，通过优化氢氧化镁和氢氧化铁的配比、原料的选择和制备条件，使最终得到的吸附剂能够更有效地对废水中铀进行吸附，对铀的吸附容量大、吸附速率快，能够在含铀废水的处理中得到应用。
附图说明
为了更清楚地说明本发明实施例的技术方案，下面将对实施例中所需要使用的附图作简单地介绍，应当理解，以下附图仅示出了本发明的某些实施例，因此不应被看作是对范围的限定，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他相关的附图。
图1为本发明实施例4得到的产品的扫描电镜图；
图2为本发明实施例4得到的产品的透射电子显微镜(TEM)图；
图3为本发明实施例4得到的产品的XRD表征；
图4为本发明实施例4得到的产品的饱和吸附容量图；
图5为本发明实施例4得到的产品对铀的特异性吸附数据图；
图6为本发明实施例4得到的吸附剂稳定性试验数据图。
具体实施方式
为使本发明实施例的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述。实施例中未注明具体条件者，按照常规条件或制造商建议的条件进行。所用试剂或仪器未注明生产厂商者，均为可以通过市售购买获得的常规产品。
下面对本发明实施例提供的Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂、其制备方法及应用进行具体说明。
本发明实施例提供的一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂，氢氧化镁负载于氢氧化铁表层，具有此种结构的的复合吸附剂能够使氢氧化镁的物理缺陷位和化学活性位充分暴露，以促进废水中铀酰离子嵌布吸附于物理缺陷位和化学活性位，并通过Mg-O键吸附铀酰离子，具有吸附速率快、饱和吸附容量大的优点。
优选地，吸附剂由铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应制得，通过水热反应的过程能够使氢氧化镁更好地负载于氢氧化铁表层，使氢氧化镁的物理缺陷位和化学活性位充分暴露。更优选地，镁盐与铁盐的摩尔比为3-5:1，原料的用量直接影响复合吸附剂中氢氧化铁和氢氧化镁的比例，如镁盐的用量过多会存在负载效果不佳的问题，如镁盐的用量过少会出现产品的吸附速率和吸附效果差的问题。
本发明实施例还提供了一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，包括：将铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应，并离心分离。镁离子和铁离子在碱性水热的条件下形成Mg-Fe双层氢氧化物，使氢氧化镁铺展于氢氧化铁的表层，使得氢氧化镁的物理缺陷位和化学活性位充分暴露，以促进废水中铀酰离子的吸附。
具体地，铁盐选自氯化铁、硝酸铁和硫酸铁中的任意一种，优选为氯化铁，更优选为六水合氯化铁；同样，镁盐选自氯化镁、硝酸镁和硫酸镁中的任意一种，优选为氯化镁，更优选为六水合氯化镁。采用常用的铁盐和镁盐作为原料，即能够实现在碱性水热的条件下生成双层氢氧化物的目的。选用氯化物可以有效避免其它无机负离子的引入，如碳酸根，硝酸根，防止其对应铁盐和镁盐的形成，影响吸附剂的组成和形貌。
优选地，镁盐与铁盐的摩尔比为3-5:1，通过调控镁盐和铁盐的用量进而调控产品中氢氧化镁和氢氧化铁的比例，以使氢氧化镁的负载效果更好，使氢氧化镁优化的平铺于氢氧化铁表面，以充分暴露其物理缺陷位和化学活性位点。
具体地，氢氧化物溶液优选为碱金属氢氧化物溶液，更优选为氢氧化钠。氢氧化物可以为氢氧化钠、氢氧化钾、氢氧化锂等原料，采用氢氧化钠原料成本更低，得到的产品的纯度更好。
进一步地，铁镁混合液中镁离子和铁离子的总浓度为0.07-0.12mol/L，优选为0.08-0.1mol/L。氢氧化物溶液的浓度为0.5-1.5mol/L，优选为0.8-1.2mol/L。通过优化原料的浓度来调控水热反应的速率，以达到氢氧化镁均匀负载的效果。
具体地，水热反应过程中的pH为10-13，优选为11.5-12.5；水热反应的温度为160-200℃，压力为5.5-6.5Mpa，反应时间为100-150min。通过优化水热反应过程中的碱性条件、水热时间和温度等条件使最终得到的双层吸附剂的效果最佳，如pH、反应温度、反应压力等条件均会影响反应速率，反应速率过快不利于氢氧化镁的均匀负载，影响产品的吸附效果。
优选地，制备方法还包括在离心分离后洗涤至中性，然后在-40～-60℃的温度条件下冷冻干燥10-14h。通过洗涤过程去除反应后存在固体表面的氯离子、氢氧根粒子等，是双层吸附剂得到纯化，经过干燥后即为成品。采用冷冻干燥的方式能够更有效地保持物料的原本形状，保持氢氧化镁表面的物理缺陷位和化学活性位，有利于制备得到吸附效果更好的双层吸附剂。
经过上述制备方法制备得到的Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂能够在含铀废水处理中得到应用，利用负载在氢氧化铁表面的氢氧化镁的物理缺陷位和化学活性位能够更好地吸附废水中的铀，是一种吸附速率快、吸附效果好的吸附剂。
具体地，在含铀废水处理过程中，Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的投加量为20-50mg/50mL，吸附pH为2-9，吸附温度为20-40℃，吸附时间为30-120min；优选地，吸附pH为3-5，吸附温度为25-30℃，吸附时间为30-40min。发明人发现本发明实施例中制备得到的双层吸附剂在应用于含铀废水处理时应特别注意应用条件，如吸附pH、吸附温度需要在适宜条件下进行，投加量过少吸附效果不佳，投加量过大造成原料的浪费。从应用条件可以看出，本发明实施例提供的双层吸附剂的吸附pH较宽，可以在酸性和碱性条件下均能够起到不错的吸附效果，具有很宽的应用范围。
以下结合实施例对本发明的特征和性能作进一步的详细描述。
实施例1
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其包括以下步骤：
将硝酸铁和硝酸镁溶于去离子水中得到铁镁混合液，其中Mg/Fe摩尔比为3:1，铁镁混合液中镁离子和铁离子的总浓度为0.07mol/L。将铁镁混合液倒入水热反应内衬中，加入0.5mol/L的NaOH溶液(总量相对于铁离子和镁离子的摩尔量为过量)，使体系的pH值为10。将内衬放入高压反应釜中160℃、5.5Mpa条件下反应100min。待反应结束后取出，离心洗涤至上清液为中性，所得固体-40℃冷冻干燥10h烘干备用。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件为：投加量20mg/50mL，吸附pH为2，吸附温度为20℃，吸附时间为30min，磁力搅拌器转速180r/min。
实施例2
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其包括以下步骤：
将六水合氯化铁和六水合氯化镁溶于去离子水中得到铁镁混合液，其中Mg/Fe摩尔比为5:1，铁镁混合液中镁离子和铁离子的总浓度为0.012mol/L。将铁镁混合液倒入水热反应内衬中，加入1.5mol/L的NaOH溶液(总量相对于铁离子和镁离子的摩尔量为过量)，使体系的pH值为13。将内衬放入高压反应釜中200℃、6.5Mpa的条件下反应150min。待反应结束后取出，离心洗涤至上清液为中性，所得固体-60℃冷冻干燥14h烘干备用。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件为：投加量50mg/50mL，吸附pH为5，吸附温度为40℃，吸附时间为40min，磁力搅拌器转速180r/min。
实施例3
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其包括以下步骤：
将六水合氯化铁和六水合氯化镁溶于去离子水中得到铁镁混合液，其中Mg/Fe摩尔比为4:1，铁镁混合液中镁离子和铁离子的总浓度为0.08mol/L。将铁镁混合液倒入水热反应内衬中，加入0.8mol/L的NaOH溶液(总量相对于铁离子和镁离子的摩尔量为过量)，使体系的pH值为11.5。将内衬放入高压反应釜中180℃、6Mpa的条件下反应120min。待反应结束后取出，离心洗涤至上清液为中性，所得固体-50℃冷冻干燥12h烘干备用。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件为：投加量30mg/50mL，吸附pH为3，吸附温度为25℃，吸附时间为30min，磁力搅拌器转速180r/min。
实施例4
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其包括以下步骤：
将六水合氯化铁和六水合氯化镁溶于去离子水中得到铁镁混合液，其中Mg/Fe摩尔比为4:1，铁镁混合液中镁离子和铁离子的总浓度为0.1mol/L。将铁镁混合液倒入水热反应内衬中，加入加1.2mol/L的NaOH溶液(总量相对于铁离子和镁离子的摩尔量为过量)，使体系的pH值为12.5。将内衬放入高压反应釜中180℃、6Mpa的条件下反应120min。待反应结束后取出，离心洗涤至上清液为中性，所得固体-50℃冷冻干燥12h烘干备用。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件为：投加量50mg/50mL，吸附pH为4，吸附温度为30℃，吸附时间为40min，磁力搅拌器转速180r/min。
实施例5
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与实施例4相同。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与实施例4大致相同，不同之处在于吸附pH为2。
实施例6
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与实施例4相同。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与实施例4大致相同，不同之处在于吸附pH为7。
实施例7
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与实施例4相同。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与实施例4大致相同，不同之处在于吸附pH为9。
实施例8
本实施例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与实施例4相同。
本实施例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与实施例4大致相同，不同之处在于吸附时间为120min。
对比例1
本对比例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与实施例4大致相同，不同之处在于Mg/Fe摩尔比为6:1，加入氢氧化钠的量为过量。
本对比例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与实施例4相同。
对比例2
本对比例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与实施例4大致相同，不同之处在于Mg/Fe摩尔比为2:1。
本对比例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与实施例4相同。
对比例3
本对比例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与实施例4大致相同，不同之处在于Mg/Fe摩尔比为1:1。
本对比例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与实施例4相同。
对比例4
本对比例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与对比例4相同。
本对比例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与对比例4大致相同，不同之处在于投加量为10mg/50mL。
对比例5
本对比例提供一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其具体步骤与对比例4相同。
本对比例还提供一种含铀废水的处理方法，其应用上述方法制备的吸附剂，处理条件与对比例4大致相同，不同之处在于投加量为60mg/50mL。
试验例1
对本发明实施例4中制备得到的吸附剂进行扫描电镜(SEM)表征，结果见图1；进行透射电子显微镜(TEM)表征，结果见图2；进行XRD表征结果见图3。
由图1和图2可知，本发明实施例制备得到的吸附剂材料中氢氧化镁均匀负载于氢氧化铁的表层。
由图3可知，Fe(OH)3的XRD谱图中在衍射角2θ＝17.796,21.223,33.241,36.649,53.237°处出现Fe(OH)3的衍射峰(PDF标准卡：29-0713)，表明单独铁盐水热反应生成的是Fe(OH)3。Mg(OH)2的XRD谱图中在衍射角2θ＝18.586，32.839，38.016,50.854,58.640,62.073,68.253,72.030处出现Mg(OH)2的衍射峰(PDF标准卡：07-0239)；表明单独镁盐水热反应生成的是Mg(OH)2。而铁盐和镁盐共同水热反应形成的混合物的XRD谱图表明，混合物除含有Fe(OH)3，Mg(OH)2外，主要形成镁铁的双金属氢氧化物，在衍射角2θ＝18.508,39.133,43.472,46.358,52.944,68.423,78.999,81.336处出现(FeMg)(OH)x的衍射峰(PDF标准卡：15-0125)。
试验例2
测试实施例4-8以及对比例1-5中吸附剂的吸附效果，测试方法：(1)铀标准溶液的配制：精确称取1.1790g八氧化三铀到100mL烧杯内，然后加入12mL高氯酸(分析纯，无需配制)，在电炉上加热，待黑色固体消失，溶液为黄色，加入2mL浓盐酸(盐酸和水体积比1:1配比)冲洗烧杯内壁。冷却后，移至1000mL容量瓶中，用超纯水稀释至刻度；(2)根据实施例或对比例中的吸附条件进行吸附，测试吸附后溶液中铀的含量，计算铀的去除率。吸附其他条件：初始铀浓度50.0mg/L。
实施例4-8中对应的铀的去除率依次为96.1％、96.9％、86.1％、85.9％和98.1％。对比例1-5中对应的铀的去除率依次为91.3％、89.2％、81.8％、92.1％和96.3。
由此可见，本发明实施例中提供的双层氢氧化物吸附剂能够快速有效地去除废水中的铀，且去除速率很快40min内即可有效去除铀达到排放标准。
对比实施例4和是实施例5-7可知，吸附pH对吸附效果有一定影响，在强酸性条件下吸附效果最佳，但是实验中发现，酸性较强时处理后液相Mg、Fe含量增加，pH较低致使吸附剂溶解。为保障吸附剂的稳定性，选定最佳吸附pH为4。
对比实施例4和实施例8可知，吸附时间过长吸附效果也没有明显的增强，吸附时间40min即可有效去除废水中铀。
对比实施例4和对比例1-3可知，在制备吸附剂时镁盐和铁盐的用量需要进行调控，镁的含量过高或过低均会影响吸附剂的吸附效果。
对比实施例4和对比例4-5可知，在吸附剂应用时需要控制其用量，用量过少吸附效果差不能满足工艺要求，投加量过多吸附效果不会进一步改善反而造成原料浪费。
试验例3
测试实施例4中的制备得到的双层氢氧化物吸附剂的饱和吸附容量q，采用逐步增加含铀废水的铀初始浓度，保持吸附时间为8小时，以使吸附达到平衡。通过铀的质量衡算确定Me-Fe双层氢氧化物铀的吸附容量q。测试结果见图4，可以看出Me-Fe双层氢氧化物铀的饱和吸附容量q可达625.4mg/g。表明该类吸附剂具有较大的应用前景。
试验例4
测试实施例4中的制备得到的双层氢氧化物吸附剂的特异性吸附数据，结果见图5。测试方法:取铀矿山的实际废水进行处理，测试不同处理时间下各离子的含量。
由图5可知，本发明实施例中制备得到的双层氢氧化物吸附剂能够实现对铀离子的特异性吸附，而对其他金属离子几乎没有吸附效果，具有很好的市场应用前景。如实际废水处理前钙浓度为19.6mg/L，吸附60min后浓度为18.9mg/L；而实际废水处理前铀浓度：2.67mg/L，吸附60min后浓度为0.023mg/L。
试验例5
测试实施例4中制备得到的双层氢氧化物吸附剂的稳定性，测试结果见图6。测试方法：采用5％的碳酸为解析液，解析吸附剂表面吸附的铀，而后将吸附剂按照制备方法中的干燥过程脱水干燥，继而重复用于含铀废水的处理，如此反复进行。通过第一次、第二次及后续含铀废水的吸附去除效率，评估制备吸附剂的稳定性。
由图6可知，采用5％的碳酸为解析液，洗脱吸附剂表明的铀，重复吸附实验，洗脱5次后铀吸附效率仍可达90％以上，表明所制备材料具有稳定的特性，可以满足吸附工艺的需求。
综上所述，本发明提供的一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂，其通过将氢氧化镁负载于氢氧化铁表层，使得氢氧化镁的物理缺陷位和化学活性位充分暴露，以促进废水中铀酰离子的吸附去除。
本发明实施例还提供了一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其通过将铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应，使氢氧化镁铺展于氢氧化铁表层，通过优化氢氧化镁和氢氧化铁的配比、原料的选择和制备条件，使最终得到的吸附剂能够更有效地对废水中铀进行吸附，且对铀的吸附速率很快，能够在含铀废水的处理中得到应用。
以上所描述的实施例是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。本发明的实施例的详细描述并非旨在限制要求保护的本发明的范围，而是仅仅表示本发明的选定实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有作出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。

Claims (10)

1.一种Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂，其特征在于，为片状结构，氢氧化镁负载于氢氧化铁表层；
优选地，所述吸附剂由铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应制得；
更优选地，所述镁盐与所述铁盐的摩尔比为3-5:1。
2.根据权利要求1所述的Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的制备方法，其特征在于，包括以下步骤：
将铁盐和镁盐混合后形成的铁镁混合液与氢氧化物溶液进行水热反应，并离心分离；
所述铁盐选自氯化铁、硝酸铁和硫酸铁中的任意一种，优选为氯化铁，更优选为六水合氯化铁；
所述镁盐选自氯化镁、硝酸镁和硫酸镁中的任意一种，优选为氯化镁，更优选为六水合氯化镁；
所述氢氧化物溶液优选为碱金属氢氧化物溶液，更优选为氢氧化钠；
优选地，所述镁盐与所述铁盐的摩尔比为3-5:1。
3.根据权利要求2所述的制备方法，其特征在于，水热反应过程中的pH为10-13，优选为11.5-12.5。
4.根据权利要求2所述的制备方法，其特征在于，所述铁镁混合液中镁离子和铁离子的总浓度为0.07-0.12mol/L，优选为0.08-0.1mol/L。
5.根据权利要求4所述的制备方法，其特征在于，所述氢氧化物溶液的浓度为0.5-1.5mol/L，优选为0.8-1.2mol/L。
6.根据权利要求2所述的制备方法，其特征在于，水热反应的温度为160-200℃，压力为5.5-6.5Mpa，反应时间为100-150min。
7.根据权利要求2所述的制备方法，其特征在于，所述制备方法还包括在离心分离后洗涤至中性，然后在-40～-60℃的温度条件下冷冻干燥10-14h。
8.权利要求1中所述Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂或权利要求2-7中任一项所述的制备方法制备得到的吸附剂在含铀废水处理中的应用。
9.根据权利要求8所述的应用，其特征在于，在所述含铀废水处理过程中，所述Mg-Fe双金属氢氧化物吸附剂的投加量为20-50mg/50mL。
10.根据权利要求8所述的应用，其特征在于，在所述含铀废水处理过程中，吸附pH为2-9，吸附温度为20-40℃，吸附时间为30-120min；
优选地，吸附pH为3-5，吸附温度为25-30℃，吸附时间为30-40min。
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