印染废水中聚乙烯醇浆料的高效去除及六价铬的协同还原_李方.pdf

第 44 卷 第 3 期2023 年 3 月纺 织 学 报Journal of Textile ResearchVol.44,No.3Mar.,2023DOI:10.13475/j.fzxb.20220904111印染废水中聚乙烯醇浆料的高效去除及六价铬的协同还原李 方1,潘 航1,章耀鹏1,马慧婕2,沈忱思1(1.东华大学 环境科学与工程学院,上海 201620;2.上海市政工程设计研究总院(集团)有限公司,上海 200092)摘 要 聚乙烯醇(PVA)是印染废水有机污染物的主要来源,同时含铬显影剂的使用导致部分印染废水含有六价铬(Cr(VI),高浓度 PVA 及高毒性 Cr(VI)的协同处理技术亟待突破。利用过硫酸盐热活化可引发聚合物发生自由基交联反应的特点,研究印染废水中 PVA 及 Cr(VI)协同处理的方法。考察了过硫酸盐投加量、反应温度、初始pH 值、Cr(VI)初始浓度等因素对二者去除效率的影响,借助 X 射线光电子能谱、凝胶渗透色谱等手段分析了反应沉淀物及剩余废水中残留物,探索了 PVA 及 Cr(VI)的协同处理机制。结果表明:当过硫酸盐质量浓度为 8.0 g/L、反应温度为 70、废水 pH 值小于 6 时,模拟印染废水的化学需氧量去除率达 91.9%,PVA 去除率可达 98.0%,Cr(VI)还原率为 94.3%;过硫酸盐热活化引发 PVA 自由基交联及 PVA 的还原性是 PVA 高效沉淀及 Cr(VI)有效还原的主要原因,此类浆料与重金属污染物的协同处理在印染废水方面具有一定的应用前景。关键词 聚乙烯醇;六价铬;过硫酸盐;印染废水;协同处理中图分类号:X 703.1 文献标志码:A 收稿日期:2022-09-16 修回日期:2022-12-22基金项目:上海市自然科学基金项目(21ZR1401500);中央高校基本科研业务费专项资金资助项目(2232021G-11)第一作者:李方(1979),男,教授,博士。主要研究方向为水污染控制。通信作者:沈忱思(1985),女,副教授,博士。主要研究方向为水污染控制化学。E-mail:。聚乙烯醇(PVA)是一种由聚醋酸乙烯酯水解得到的水溶性高分子聚合物,具有高强度、高热稳定性以及优良的成膜性能1-3。作为主要的工业用高分子聚合物,我国每年 PVA 消费量约 70 万 t,其中约20%用于纺织上浆4。织物织造前,纱线需上浆以提高可织性,但浆料在织物印染前又需充分洗脱以保证染整效果5。作为浆料使用的 PVA 几乎全部在织物印染前处理工段的退浆工艺中进入废水,是印染废水有机污染物的主要来源,化学需氧量(COD 值)贡献率可达行业总产生量的 70%85%6-7。此外,部分印染企业因印花生产需要,印花制网及显影剂的使用也会导致部分工序废水含有六价铬(Cr(VI)8,处理难度较大,因此,印染废水中高浓度 PVA 及高毒性Cr(VI)的协同处理技术亟待突破。PVA 可生化性差、分子质量高、稳定性强,造成其高浓度废水难以处理。例如,退浆废水使用活性污泥法处理 77 d,仅有 0%12%的 PVA 被去除,只有特种微生物或酶制剂在严格工况下才能奏效9-11。高级氧化技术常被视为一种消除难降解有机污染物的有效途径,但也受限于 PVA 的高分子质量及高浓度12。为数不多的研究报道分别考察了Fenton 体系、UV/HOCl 体系及 O3/电子束辐照体系的处理效率,这些研究结果均表明,当体系中产生的自由基如OH 及Cl 等能够将长链断解为小分子有机物,但矿化能力较低13-16。此外,PVA 是非离子型水溶性高分子,也难以通过“电中和”、“压缩双电层”等传统混凝/絮凝理念脱稳沉淀17。目前,大多数企业仍在使用 20 世纪 70 年代末提出的交联盐析技术,但该方法去除效率低下且经 24 h 以上盐析后,生成的 PVA 凝胶仍需再后续进行脱水处理,严重制约了印染企业的转型升级18-19。关于废水中Cr(VI)的处理,一般是将 Cr(VI)转化为 Cr(III)后再通过化学沉淀法进行去除,常见的还原技术有硫化物还原法、Fe(II)或 Fe0还原法、微生物还原法、电化学还原法20-23等。针对印染废水,目前有研究者24-25发现了高级氧化与还原沉淀或吸附联用的技术,能够实现染料污染物与 Cr(VI)的同步去除,但针对 Cr(VI)污染物与更难处理的 PVA 等高分子聚合物的协同处理的研究还鲜有报道。基于过硫酸盐(PS)活化产生自由基氧化降解有机污染物的高级氧化技术发展迅猛,过硫酸钾还具有一项在废水处理中容易被忽视的功能 自由基交 纺织学报第 44 卷联引发剂。在常规交联技术中,自由基交联因反应快速高效而闻名,过硫酸盐引发体系则因活化能低而反应温和,其链式反应能显著弱化交联密度与交联剂用量之间的依赖关系。本文课题组前期研究结果证明,PS 热活化可有效引发 PVA 发生交联反应,交联后PVA 因分子质量骤增而析出沉淀,可有效去除废水中的 PVA26-27。根据已有报道,PVA 具有一定的还原性,结构中OH 基团能够被 Cr(VI)氧化为 C=O等结 构,Cr(VI)则 会 被 还 原 为 毒 性 较 低 的Cr(III)28。鉴于此,本文研究提出一种聚乙烯醇的交联沉降及六价铬协同还原的新技术,考察 PS 投加量、反应温度、初始 pH 值、Cr(VI)初始浓度等对二者去除效率的影响,利用X 射线光电子能谱及凝胶渗透色谱等方法分析反应沉淀物及剩余废水中残留物,探索 PVA 及 Cr(VI)协同处理的机制。1 实验过程1.1 实验材料与仪器 材料:过硫酸钾(K2S2O8),购于上海麦克林生化有限公司;5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(C6H11NO,简写为 DMPO),购于美国西格玛奥德里奇 有 限 公 司;重 铬 酸 钾(K2Cr2O7)、聚 乙 烯醇(C2H4On,1788 型,醇解度为 88%)、H3BO3、I2、KI、H2SO4、AgSO4、Fe(NH4)2(SO4)2 6H2O、C12H8N2、C3H6O、H3PO4、C13H14N4O 等,均购于国药集团化学试剂有限公司。仪器:UV-2401 型紫外-可见分光光度计(日本岛津公司);PL-GPC50 型凝胶渗透色谱仪(安捷伦科技公司);9000TM 型气相色谱质谱仪、250XI 型X 射线电子能谱仪(美国赛默飞世尔公司);EMX-8/2.7C 型电子顺磁共振波谱仪、D2 PHASER 型 X 射线衍射仪(德国布鲁克 AXS 公司)。1.2 热活化 PS 体系处理模拟废水 配制多组体积为 100 mL 质量浓度为 10 g/L 的PVA 溶液,加入不同量的 K2Cr2O7,配制 Cr(VI)初始质量浓度为 1、5、10、20 mg/L 的含 Cr(VI)、PVA 模拟废水。分别投入 0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 g PS,进行模拟废水处理实验,在固定时间间隔内取上清液,分别测定 COD 值、PVA 及 Cr(VI)的质量浓度,考察 PS 投加量及 Cr(VI)初始质量浓度对处理效果的影响。分批调节反应温度为 20、40、50、60、70、80,pH 值为2、4、6、7、9、11,考察反应温度及 pH 值对模拟废水处理 效 率 的 影 响。在 优 化 条 件 处 理 后,使 用1 mol/L 的 NaOH 调节废水 pH 值为 8,静置以使Cr(OH)3有效沉淀。1.3 测试与表征 PVA 在硼酸介质中与碘混合后生成蓝绿色络合物,最大吸收波长为 690 nm,据此建立标准曲线对溶液中的 PVA 浓度进行定量,使用紫外-可见分光光度仪检测29。依据 HJ 8282017水质 化学需氧量的测定 重铬酸盐法进行模拟废水 COD 值测定,依据 GB 74671987水质 六价铬的测定 二苯碳酰二肼分光光度法进行模拟废水中 Cr(VI)浓度测定。PVA、COD、Cr(VI)的去除效果使用 C/C0表示,反映某时刻体系中剩余物质占初始浓度的百分比;去除率使用公式(C0-C)/C0计算。其中:C0为该物质初始质量浓度,C 为某时刻体系中该物质剩余质量浓度。模拟废水处理后将呈凝胶状的沉淀物烘干研磨均匀,通过 X 射线衍射(XRD)及 X 射线光电子能谱(XPS)分析沉淀物的结构及化学组成。将模拟废水处理后的上清液过滤,利用凝胶色谱仪分析残留物的相对分子质量分布,通过气相色谱-质谱联用(GC-MS)对残留物进行定性分析。在不同反应间隔进行取样,使用 DMPO 作为自由基捕获剂,通过电子顺磁共振谱(ESR)分析处理体系中的自由基特征。2 结果与讨论2.1 热活化 PS 体系的处理效果 热活化 PS 体系中 PVA、COD 和 Cr(VI)的去除效果如图 1 所示。当 PVA 与 Cr(VI)共存时,热活化 PS 体系处理模拟废水 30 min,即可使 PVA、COD和 Cr(VI)的去除率分别达到 97.6%、88.2%和94.3%,模拟废水中可见明显凝结的沉淀物。根据已有研究,PS 热活化后生成的 SO-4及OH 能够引发 PVA 产生碳自由基从而发生自由基交联,交联后的 PVA 因相对分子质量骤增而析出沉淀2,30。当体系中没有投加 PS 时,PVA 不发生交联沉淀,Cr(VI)的还原率为 21.0%,PVA 和 COD 的去除率仅为 8.1%和 2.0%。在此基础上,将 PVA 和Cr(VI)共存的模拟废水加热至 70,Cr(VI)的还原率迅速上升至 94.1%,PVA 仍然没有发生交联沉淀,但 PVA 与 COD 去除率略微上升至 16.2%和10.9%。这说明 Cr(VI)具有强氧化性,可将部分PVA 氧化的同时,自身被还原为 Cr(III),且高温可显著提高氧化还原反应的速率。对比 PVA 和Cr(VI)共存下,PS 未经热活化时,PVA、COD 及Cr(VI)的去除率与不投加 PS 时差别不大,说明未经热活化的 PS 虽然具有一定氧化性,但对 PVA 与Cr(VI)之间的氧化还原没有显著影响。此外,考察体系中总 Cr 及 Cr(VI)的浓度变化(见图 1(d)可841第 3 期李 方 等:印染废水中聚乙烯醇浆料的高效去除及六价铬的协同还原 图 1 不同处理体系对 PVA、Cr(VI)共存废水的处理效果Fig.1 Removal effect of PVA and Cr(VI)in different systems.(a)Removal effect of PVA;(b)Removal effect of COD;(c)Removal effect of Cr(VI);(d)Removal effect of total Cr;(e)Treatment effect of simulated PVA and Cr(VI)containing wastewater in different treatment systems知,在高温条件下 PVA 可有效还原 Cr(VI),但还原后的 Cr(III)大部分仍游离于废水中,将模拟废水pH 值调节至 8 时可有效沉淀,优化工况下总铬去除率可达 83%。2.2 PVA 与 Cr(VI)协同去除的影响因素 图 2 示出 PS 投加量、反应温度、pH 值、Cr(VI)初始质量浓度对热活化 PS 体系中 PVA 与 Cr(VI)协同去除率的影响。当 PS 投加量大于 2 g/L 时,PVA 的去除率可达到 95%以上,但 PVA 的有效聚沉需要 PS 投加量增大至 8 g/L,而 Cr(VI)的去除效率对 PS 投加量的依赖度不高。当 PS 投加量达到8 g/L 时,PVA、COD、Cr(VI)去 除 率 分 别 达 到98.0%、91.9%、94.3%,与之相比,PS 投加量达到10 g/L 时,污染物的去除率并没有继续增加。这说明 PS 投加量较小时,PVA 可被 PS 及 Cr(VI)共同氧化,但无法被有效矿化。由于模拟废水中 PVA 质量浓度高达 10 g/L,使得 PS 投加量也相应较大,但是高浓度的 PVA 对于 Cr(VI)的还原来说十分有利,即使在氧化性较强的热活化 PS 体系中,Cr(VI)的还原效率也可达到 94.3%。反应温度是 PS 热活化产生自由基的决定性因素,也是 PVA 发生自由基交联的关键因素之一。本文研究将反应体系温度设置在 20 80。从图 2(b)可看出,PVA、COD、Cr(VI)去除率随温度升高逐步增高,在 50 时 PVA 与 COD 去除率分别为35.7%与 24.3%,Cr(VI)去除率可达到 78.7%;当温度升至 70 时,PVA 在 30 min 后几乎完全去除,COD 以及 Cr(VI)的去除率也均达到 90%以上。高温条件不但加速了 Cr(VI)与 PVA 间的氧化还原反应,还可有效活化 PS 引发 PVA 的自由基交联反应。PS 中的过氧键热活化后均裂产生 SO-4,随后与H2O 反应生成OH,二者诱导生成 PVA 自由基,从而促进高浓度 PVA 的快速聚沉,达到废水 PVA、CODCr、Cr(VI)协同处理的效果。溶液的 pH 值对体系中自由基种类以及溶液中Cr(VI)的形态有较大影响31。本文研究在模拟废水 pH 值为 2、4、6、7、9、11 时,考察反应体系中的污染物去除效果。图 2(c)显示当 pH 值较低时,PVA、COD、Cr(VI)的去除率较高,在 30 min 后分别达到了 98.4%、94.6%、95.7%。随着 pH 值升高至 7 以上时,PVA 与 COD 的去除率发生了下降,尤其是反应前 30 min,PVA 与 Cr(VI)去除率降至 65.8%和87.8%,COD 去除率下降更为明显,仅有 44.1%。这主要是因为 PVA 与自由基的反应途径和 pH 值条件密切相关,酸性条件下更容易发生抽氢反应生成 PVA 碳自由基,促使 PVA 快速交联。随着反应941 纺织学报第 44 卷 图 2 热活化 PS 体系协同处理 PVA 与 Cr(VI)过程中的影响因素Fig.2 Important factors of PVA and Cr(VI)removal in thermally activated PS system.(a)Effect of PS dosage on removal of PVA,COD and Cr(VI);(b)Effect of temperature on removal of PVA,COD and Cr(VI);(c)Effect of pH value on removal of PVA,COD and Cr(VI);(d)Effect of Cr(VI)dosage on removal of PVA,COD and Cr(VI)不断进行,体系逐渐变为酸性,交联反应速率变快,COD 去除效率逐渐上升。Cr(VI)在不同产品工艺中浓度不同,为了考察不同 Cr(VI)质量浓度对热活化 PS 体系协同处理PVA 与 Cr(VI)的影响,本文研究在 Cr(VI)初始质量浓度为 1、5、10、20 mg/L 时进行实验。由图 2(d)可看出,当 Cr(VI)初始质量浓度不断增大时,PVA和 Cr(VI)的去除率并没有太大的变化。反应120 min 后,Cr(VI)的存在对于 COD 的去除影响也较小,但是在 30 min 内 COD 的去除率有所下降。这是由于 Cr(VI)会与热活化 PS 体系中产生的活性氧物质(ROS)发生氧化还原,导致体系中产生的OH 减少,减缓了 PVA 交联沉淀效率。2.3 PS 热活化体系中的自由基分析 为探索 PVA 与 Cr(VI)在 PS 热活化体系中的协同处理机制,通过 ESR 考察了处理体系中的主要自由基种类,定量分析了体系中的 O-2变化情况。图 3为热活化 PS 体系单独处理 PVA 以及协同处理 PVA与 Cr(VI)混合污染物过程中的 ESR 谱图。超精细耦合常数分别为 N=15.34 G、H=10.16 G、H1=1.66 G051第 3 期李 方 等:印染废水中聚乙烯醇浆料的高效去除及六价铬的协同还原 和 H2=0.91 G 的是硫酸根自由基(DMPO-SO4-)信号,峰值强度为 1:2:2:1,且超精细耦合常数分别为 N=14.82 G 及H=14.82 G 的是羟基自由基(DMPO-OH)信号,超精细耦合常数分别为 N=15.24 G 及 H=22.83 G 是 PVA 的 碳 自 由 基(DMPO-R)信号。其中,羟基自由基的信号最强。这主要由于除 SO-4与水反应生成OH 之外,PVA碳自由基与氧气作用后会产生超氧类自由基,而进一步生成OH。二者对比可看出,Cr(VI)存在使得 PVA-Cr(VI)体系中的OH 强度明显变弱。这是由于 Cr(VI)会被超氧类自由基还原,对OH 的进一步产生造成了负面影响。以 O-2为例,研究了PVA 和 Cr(VI)共存对体系中 ROS 积累的影响。相比于仅有 PVA 存在的热活化 PS 体系,Cr(VI)的存在使得体系反应前5 min O-2浓度明显降低,进一步证明了 Cr(VI)在模拟废水处理的前期会与 O-2发生氧化还原反应,从而消耗 O-2,导致体系中自由基产生强度降低,影响 PVA 交联效率。如前部分研究结果所示,Cr(VI)的存在最终对 PVA 的交联沉淀影响较小。一方面,废水中 PVA 的含量远高于 Cr(VI),Cr(VI)大部分被还原后将减弱对体系中自由基生成的负面影响。另一方面,根据 Grimm 研究28报道,Cr(VI)可将部分PVA 氧化生成酮等结构,这也有利于 PVA 的自由基交联。相应的交联产物结构特征在下一部分进行解析。图 3 PS 热活化体系处理 PVA 的 ESR 谱Fig.3 ESR spectra of thermally activated PS system for PVA crosslinking.(a)ESR spectra of PS-70 system;(b)ESR spectra of PVA-PS-70 system;(c)ESR spectra of PS-Cr-70 system;(d)Effect of Cr(VI)on superoxide radical in PVA-PS thermally activated system2.4 交联沉淀物及废水残留物分析 图 4 为原始 PVA、PVA 交联沉淀物、PVA-Cr(VI)协同处理沉淀物的 XPS C1s 谱图。C1s 谱图中结合能 284.8 eV 处为 CC/CH 键的特征峰,是 PVA 结构中最主要的碳键类型。热活化 PVA 处理后产生的交联产物中此结构变化不大。经热活化PS 处理后,C1s 谱图中出现由碳链中羰基所产生的位于 287.6 eV 处的新峰,这说明 PVA 中部分OH基团被硫酸根自由基氧化,生成与醋酸酯环境不同C=O 基团,同时也导致了 2 号碳的特征峰强度增强。286.3 eV 处的 CO 键的特征峰,在 3 个样品中呈现较大的不同,在初始 PVA 中此特征峰主要来源于 COH 结构。单独处理产生的 PVA 交联产物中此特征峰还包含 COC 结构,虽然 COH 结构被氧化,但 PVA 交联后结构中产生了大量的酯键,导致特征峰强的增大。与 Cr(VI)联合处理时,151 纺织学报第 44 卷产生的交联沉淀物其特征峰强不增反降。由于 XPS C1s 谱图中 COC 结构及 COH 结构中的 C 特征峰差异较小而无法有效区别,推测此现象是因为COH 的破坏程度更严重。图 4 原 PVA、PVA 交联沉淀物、PVA 和 Cr(VI)协同处理沉淀产物的 XPS C1s 谱图Fig.4 XPS C1s spectra of initial PVA(a),precipitants of PVA(b)and precipitants of PVA-Cr(VI)(c)2.5 模拟废水处理后的残留物分析 热活化 PS 体系协同处理 PVA 及 Cr(VI)后,PVA 因交联而析出沉淀,但也存在部分 PVA 分子碎片残留。为考察这部分残留物质的特性,通过GPC 分析了不同处理时间下溶液中水溶性物质的相对分子质量变化情况,如图 5 所示。图中:W 为质量,Mw为重均分子量,dW/dlgMw表示某一相应重均分子量的高分子物质的量。在反应前,PVA 的初始 Mw为 20 500;在处理 30 s 后出现 Mw在 1 195 和3 445 左右的 PVA 降解产物;随着反应进行至 5 min时,大相对分子质量的产物消失,体系中稳定为相对分子质量 1 000 左右的反应产物。根据 GC-MS 的产物分析(见图 6,括号中物质为衍生化处理前的分子结构),PVA 与 Cr(VI)共存时,溶液中的残留降解产物种类比单独处理 PVA 时产生的更多,大多为带有羧基、羟基基团的长链烷烃类物质。由于Cr(VI)及其还原产物 Cr(III)可能会参与到热活化PS 体系的自由基反应中,同时也会对 PVA 或其反应的中间产物进行氧化,产生了更复杂的交联产物以及氧化降解产物。图 5 热活化 PS 体系单独处理 PVA 及 PVA-Cr(VI)过程中的可溶性物质分子质量分布Fig.5 Molecular weight distribution of intermediate during treatment of PVA and PVA-Cr(VI)by thermally activated PS system.(a)In PVA-PS system;(b)In 30 s PVA-PS-Cr system;(c)In 1 min PVA-PS-Cr system;(d)In 2 min PVA-PS-Cr system;(e)In 5 min PVA-PS-Cr system;(f)In 180 min PVA-PS-Cr system251第 3 期李 方 等:印染废水中聚乙烯醇浆料的高效去除及六价铬的协同还原 图 6 热活化 PS 体系单独处理 PVA 及 PVA-Cr(VI)后的废水残余物质Fig.6 Residues of PVA and PVA-Cr(VI)in wastewater after treatment by thermally activated PS system.(a)2-ethylhexanol;(b)14-methyplentadecanoic acid;(c)Stearic acid;(d)Nonanoic acid;(e)3-hydroxybutyric acid;(f)Adipic acid;(g)Palmitic acid351 纺织学报第 44 卷2.6 热活化PS 体系处理PVA和Cr(VI)的机制 图 7 示出热活化 PS 体系处理 PVA 和 Cr(VI)可能的反应机制。热活化 PS 体系中的自由基反应路径已被广泛研究(反应(1)(4),SO-4及OH 是其中最为重要的 2 类自由基,还可能存在 SO-5、HO2、O2-、H2O2等 ROS32-35。PVA 的自由基反应在污染控制领域鲜有报道,从高分子合成领域借鉴的典型反应如图 7 中反应(5)(16)所示。引发剂从PVA 中夺氢,生成 PVA 自由基 R (反应(5)和(6)。在氧气参与下,R进一步生成 ROO、RO及其它 ROS(反应(7)(11)。在此基础上,R或 RO等聚合物自由基通过偶联反应交联(反应(13)(15),而 RO进一步反应则会导致PVA 断链(反应(16)36-37。PVA 不含 C=C 等共轭结构,需要高活性引发剂引发。据此可以推测,SO-4或OH 或二者的联合作用是 R引发的关键,而 R、RO与 ROO的归趋则关系到 PVA 的交联效率。在 Cr(VI)存在的条件下,PVA、O-2或其它特性类似的 ROS 物质会与之发生氧化还原反应(反应(17)和(18)。Cr(VI)被还原为 Cr(III)后,也会继续参与到过硫酸盐活化或与强氧化性自由基发生反应(反应(19)(23)。如前述研究结果所示,PVA 在印染废水中的浓度远高于 Cr(VI),Cr(VI)即使在氧化性较强的热活化 PS 体系下仍能有效还原,但 Cr(VI)参与 PVA 的氧化及自由基交联导致 PVA 交联方式更为复杂,残留在溶液中的PVA 分子碎片也更多样。图 7 热活化 PS 体系协同处理 PVA 和 Cr(VI)的可能机制Fig.7 Proposed mechanism for synergistic treatment of PVA and Cr(VI)by thermally activated PS system451第 3 期李 方 等:印染废水中聚乙烯醇浆料的高效去除及六价铬的协同还原 3 结 论 热活化过硫酸盐(PS)体系处理同时含有聚乙烯醇(PVA)与 Cr(VI)的印染废水时,利用 PVA 的还原性以及热活化 PS 体系对自由基交联反应的引发作用,能够使得高浓度 PVA 有效交联沉降,同时Cr(VI)能够被还原为 Cr(III)后沉淀去除。PS 投加量、反应温度及溶液的 pH 值等是影响 PVA 和Cr(VI)去 除 率 的 关 键 因 素。在 PS 投 加 量 为8.0 g/L,反应温度为 70,溶液初始 pH 值小于 6反应结束后调至 8 的条件下,PVA、COD、Cr(VI)的去除率最高,分别可以达到 98.0%、91.9%和 94.3%。除了 PVA 本身具有的还原特性外,热活化 PS 体系在诱导 PVA 发生自由基交联的过程中产生的 O-2等活性氧物质也可以将 Cr(VI)还原为 Cr(III)。与此同时,Cr(III)也会参与至热活化 PS 体系中的自由基反应中。虽然,Cr(VI)的存在会对 PVA 交联造成负面影响,但是 Cr(VI)能够氧化 PVA 中的羟基基团形成更利于交联的醛、酮等结构,并且印染废水中 PVA 的浓度远高于 Cr(VI),热活化 PS 体系仍可有效实现PVA 和 Cr(VI)的同步去除。FZXB参考文献:1 LI G,ZHU W,CHAI X,et al.Partial oxidation of polyvinyl alcohol using a commercially available DSA anode J.Journal of Industrial and Engineering Chemistry,2015,31:55-60.2 沈忱思,王曼,徐晨烨,等.退浆废水中自由基引发的聚乙烯醇交联沉淀研究 J.纺织学报,2021,42(11):117-123.SHEN Chensi,WANG Man,XU Chenye,et al.Radical-induced crosslinking of poly(vinyl alcohol)from desizing wastewater J.Journal of Textile Research,2021,42(11):117-123.3 SUN W,CHEN L,WANG J.Degradation of PVA(polyvinyl alcohol)in wastewater by advanced oxidation processes J.Journal of Advanced Oxidation Technologies,2017.DOI:10.1515/jaots-2017-0018.4 RONG D,USUI K,MOROHOSHI T,et al.Symbiotic degradation of polyvinyl alcohol by Novosphingobium sp.and Xanthobacter flavus J.Journal of Environmental Biotechnology,2009,9:131-134.5 李伟,张正桥,吴兰娟,等.双亲性淀粉浆料的研究进展 J.纺织学报,2020,41(7):182-187.LI Wei,ZHANG Zhengqiao,WU Lanjuan,el al.Research progress in amphiphilic starch sizing 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