【正文】 ） 的辛醇、正丁醇、磷酸三丁醋或 %~%(以為基準 )的有機硅乳液 . 烯醇應用 聚乙烯醇是由聚醋酸乙烯酯通過醇解而得。 PVA的主要質(zhì)量指標有兩個：聚合度 (DP)和醇解度 (DH)；我國和美國、日本等許多國家的 PVA 產(chǎn)品都以這兩個質(zhì)量指標表示產(chǎn)品規(guī)格。 根據(jù)試驗資料表明，經(jīng)紗上漿用 PVA以其綜合性能考慮選用聚合度和醇解度 (DP=1000 llO0， DH=92～ 95moL／％ )PVA更為合適。 PVA 廢水相對好氧速率大于內(nèi)源呼吸好氧速率，即 PVA 對微生物無毒，但在高濃度 PVA 漿料只能溶于高溫熱水中，在生化處理中，隨著溫度的較低，呈膠狀析出，微生物難以破開其中的反應鍵， COD 較高， B/C 比較低，因此難以被生物降解。 但生化法對廢水的 要求比較高，目前一般印染廠的退漿廢水往往是多種廢水混合在一起，降解耗時長。美國某紡織印染廠采用超濾膜裝置將含 PVA 質(zhì)量分數(shù)為 1％的退漿廢水濃縮至10％，其處理量為 ，濃縮液產(chǎn)量 為 ，運行最高壓力為 7 105Pa，濃縮液回用到棉布退漿。如湖南湘潭某印染廠上世紀 90 年代引進美國 ABCOR 公司超 濾膜設備，耗資約 50 萬美元。退漿廢水中的 PVA呈溶解態(tài)，其分子較大，性質(zhì)類似于親水膠體。經(jīng)實驗發(fā)現(xiàn)， PVA是多元醇，硼砂可以在 PVA大分子問產(chǎn)生雙二醇型結(jié)構(gòu)，形成立體交聯(lián)，其膠凝作用較大 。根據(jù)雷樂成等研究， Fenton 氧化，尤其是在紫外和可見光輻射下的光助 Fenton 氧化技術(shù)處理難降解的 PVA 高分子退漿廢水，氧化效率有極大提高。因此要找到更好的方法對聚乙烯醇的降解 , 就要不斷的探索 , 同時還要防止聚乙烯醇帶來的第二次污染或者帶出新的污染物。 TiO2光催化氧化印染退漿廢水聚乙烯醇（ PVA） . TiO2光催化氧化技術(shù) TiO2 光催化氧化技術(shù)是二氧化鈦在通過光催化作用下氧化降解有機物，這是近年來研究的一個熱點。 如果把分散在溶液中的每一顆 TiO2粒子近似看成是小型短路的光電化學電池，則光電效應應產(chǎn)生的光生電子和空穴在電場的作用下分別遷移到 TiO2表面不同的位置。 反應過程如下： 反應過程如下： TiO2 + hv → h+ +e (3) h+ +e → 熱能 （ 4） h+ + OH → → O2 + H2O2 (9) H2O2 + O2 → → CO2 + H2O (12) 由機理反應可知 ,TiO2光催化降解有機物，實質(zhì)上是一種自由基反應。 . TiO2 光催化氧化存在的問題及發(fā)展前景 光催化氧化設備簡單、操作條件易控制、氧化能力強、無二次污染，故在各種生物難降解有機廢水、綜合廢水的處理及生活用水的深度處理等方面有很廣 闊的應用前景，但目前以 TiO2為光催化材料的半導體光催化技術(shù)還存在幾個關鍵的科學及技術(shù)難題，使其難以推廣應用，其中最突出的問題在于以下幾點。另外，太陽紫外輻射度還受晝夜、季節(jié)、天氣變化的影響，這些都給太陽能光催化處理系統(tǒng)的連續(xù)有效運轉(zhuǎn)帶來困難。催化劑德 粒子越小以及表面積越大，會有助于反應物的吸附，反應速率于效率就越大；同時粒徑越小，電子與空穴的簡單復合概率越小，光催化活性就越好。兩者的差別主要是八面體的畸變程度和相互連接方式不同。金紅石型的 TiTi鍵距 (， .396)， TiO鍵距 (，)。cm 3) 略 小 于 金 紅 石 型 Ti02 (當有微量雜質(zhì)元素摻入晶體中時，也可能形成雜質(zhì)置換缺陷。 . 二氧化鈦加量對聚乙烯醇降解作用的影響 Ti02在光催化降解 反應中，反應前后幾乎沒有消耗。當催化劑增加到一定的程度時，會對光吸收有影響。體系的酸度是影響光催化還原的重要因素， pH 值的變化直接影響著半導體帶邊電位移動，一般， pH 值增加，導帶電子的還原能力更強。有資料報道，在低光強下降解速率與光強成線性關系，中等強度的光照下，速率與光強的平方根有線性關系。K Langmuir一 Hinshelwood動力學方程表明低濃度時，反應速率與溶質(zhì)濃度成正比 。詳情如下表： 水樣 1 2 3 水樣體積 /mL 100 100 100 PH 7 7 7 TiO2加入量 /g 光照時間 /min 100 100 60 TiO2 光催化氧化對退漿廢水聚乙烯醇的影響因素很多，在實際的運用中困難，未知變量多，各影響因素難以控制，從而導致 PVA 降解效率低。 硼酸溶液 40 g硼酸溶于 1 L蒸餾水中。 （ 2） 標準曲線的繪制 在 PVA與碘生成的藍綠色絡合物的最大吸收波長 680 nm處，用 1 cm比色皿，分別測得上述標準系列溶液相對應的吸光度。 . 退漿廢水中 PVA 含量的計算 根據(jù)所測得的退漿廢水樣品的吸光度 A ，從上述標準曲線或其線性方程中即可求出退漿廢水樣品中相應于標準 PVA的體積， Vx ，通過下式可計算得到退漿廢水中 PVA的質(zhì)量濃度： PVA質(zhì)量濃度 =試V Vx?100（ ug/mL） 由于原水樣濃度高、堿性溶液大，所需的硼酸溶液多，不能按原有方法加入硼酸溶液，需自行調(diào)節(jié)碘、硼酸溶液的加入量，使之形成藍綠色絡合物。 加熱裝置（電爐）。 硫酸亞鐵銨標準溶液（ C(NH4)2 Fe(SO4)2?6H2O）：稱取 硫酸亞鐵銨溶于水中，邊攪拌邊緩慢加入 20ml 濃硫酸，冷卻后移入 1000ml 容量瓶中，加水稀釋至標線，搖勻。 C= 式中： C硫酸亞鐵銨標準溶液的濃度（ mol/L）； V硫酸亞鐵銨標準溶液的用量（ ml）。 移液管移水樣 于消解罐中，加入 消解液（重鉻酸鉀），即時搖勻，再加入 催化劑（硫酸 硫酸銀溶液），搖勻。我們知道重鉻酸鉀法測定 COD 的適用范圍在 30mg/L700mg/L，且對降解前后 CODcr 值的允許誤差為﹤ 5%；對于高濃度水樣必須稀釋后才能測定 CODcr，一般原水樣需稀釋 100 倍才能測定出結(jié)果。 實驗用 PVA 產(chǎn)生的 COD PVA 濃度 g/L COD 值 mg/L 1676 3492 4986 6800 8719 PVA濃度與COD關系曲線 y = R2 = 20xx020xx40006000800010000 PVA濃度g/LCOD mg/L系列1線性 (系列1) 實驗用 PVA一 COD關系曲線 由圖可知， COD值隨 PVA濃度的增大逐漸升高；由此可知原水樣的 PVA濃度隨 CODcr的降低而降低，為此 CODcr值的降低可間接地反映出退漿廢水聚乙烯醇（ PVA）的降解作用。 隨著全球工業(yè)化時代的到來，環(huán)境問題越來越引起特別的關注，同時也讓人們付出沉重的代價。 參考文獻 : [1]厲成宣 , 范雪榮 , 王強等 , 退漿廢水中 PVA對環(huán)境的影響及其降解性能【 J〕 ,印染助劑 ,20xx， 24(6):710 [2]周永元．紡織上漿的發(fā)展與建議．紡織導報， 20xx(5)： 110116． [3]周永元．經(jīng)紗上漿及漿料中 幾個問題的探討．棉紡織技術(shù)， 1993(9)： 518— 521． [4]劉正超．染化藥劑．中國紡織出版社， 20xx， 558． 572． [5]陳榮圻，王建平．生態(tài)紡織品及環(huán)保染化料 [M]．中國紡織出版社， 20xx， 436451． [6]李春輝．紡織廢水處理回用技術(shù)的研究技術(shù)進展 [J]．紡織導報， 20xx， (6)： l32— 136. [7]白潤英 .肖作義 .宋蕾 .水處理新技術(shù)、新工藝與設備 ,化學工業(yè)出版社， [8] 徐競成，鄭濤．印染退漿廢水中聚乙烯醇的回收與利用．化上環(huán)保， 20xx， 24(增刊 )：286～ 288 [9] 陸雪梅，鄒家慶． D— HPG廢水的預處理．南京工業(yè)大學學報， 20xx， 24(4)： 94— 97 [10] 陳傳好． Fenton試劑處理廢水中各影響因子的作用機制．環(huán)境科學， 20xx， 21(3)：93— 96 [11]雷樂成．光助 Fenton氧化處理 PVA退漿廢水的研究．環(huán)境科學學報， 20xx， 20(2)： 139～144 [12] 國家環(huán)保局．水和廢水監(jiān)測分析方法．第 4版．北京：中國環(huán)境科學出版社， 20xx． 102一 103， 216— 219， 236— 239 [13]曹揚，華兆哲，陳堅． Fenton預處理提高聚乙烯醇可生化性的研究．食品與生物技術(shù)，20xx， 24(5)： 33～ 36 [14]郭麗 .奚旦立 . 退漿廢水中聚乙烯醇的回收研究 . 致謝 大學三年學習時光已接近尾聲，在此我想對我的母校，我的父母、親人、老師和同學們表達我由衷的謝意。在此，我真誠地向幫助過的老師和同學表示感謝！