沈忱思，劉志保，章耀鵬，杜繆佳

(東華大學 環(huán)境科學與工程學院，上海 201620)

0 引 言

《紡織行業(yè)“十四五”發(fā)展綱要》于2021年6月11日發(fā)布，在新的起點明確了紡織行業(yè)在整個國民經(jīng)濟中的新定位，即國民經(jīng)濟與社會發(fā)展的支柱產(chǎn)業(yè)、解決民生與美化生活的基礎產(chǎn)業(yè)、國際合作與融合發(fā)展的優(yōu)勢產(chǎn)業(yè)。但是，紡織行業(yè)也是污染物排放量較大的工業(yè)行業(yè)之一。2020年6月，生態(tài)環(huán)境部、國家統(tǒng)計局、農(nóng)業(yè)農(nóng)村部聯(lián)合發(fā)布的《第二次全國污染源普查公報》指出，2017年紡織業(yè)化學需氧量、氨氮、總氮的排放量分別為10.98 萬噸、0.34 萬噸和1.84 萬噸，均位居全國工業(yè)部門第三位。此外紡織行業(yè)還涉及鉻、銻等(類)金屬物質(zhì)釋放，使得環(huán)境負荷進一步增加[1]。在全球環(huán)境問題嚴峻的當下，綠色發(fā)展是紡織強國的應有之責，加強紡織行業(yè)廢水的銻污染治理迫在眉睫。

銻(Antimony，Sb)污染是近年來紡織行業(yè)污染防治中面臨的新挑戰(zhàn)，主要來源于紡織原料滌綸以及紡織印染過程中使用的添加劑。Sb因生物毒害性較大，被美國環(huán)保署(USEPA)及歐盟(EU)列入優(yōu)先控制污染物范疇。2015年我國出臺《紡織染整工業(yè)水污染物排放標準》(GB 4287—2012)修改單增補總Sb排放要求：在企業(yè)廢水總排放口，總Sb的標準直接排放與間接排放限值均為0.1 mg/L。然而，紡織印染廢水中Sb污染的來源與特征尚未完全明晰，針對性Sb污染控制技術研究的開展時間很短，相關企業(yè)的廢水處理技術選擇也較為盲目，導致企業(yè)的投入與治理成效不成正比[2]。據(jù)此，本文將對紡織行業(yè)生產(chǎn)中Sb的來源、產(chǎn)生途徑及重要影響因素進行系統(tǒng)性的整理，綜述廢水中Sb污染物處理技術，為紡織印染行業(yè)中Sb污染源頭控制提供見解與思路。

1 銻的性質(zhì)及危害

Sb是一種致畸、致癌的有毒類金屬元素，性質(zhì)與同一主族中的砷類似，具有生物毒性且可通過食物鏈、食物網(wǎng)累積。Sb存在狀態(tài)為-3、0、+3與+5價，含Sb無機化合物的毒性一般大于含Sb有機化合物，無機Sb的毒性大小一般為：Sb-3>Sb0>Sb+3>Sb+5，Sb(Ⅲ)毒性一般是Sb(Ⅴ)的10倍以上，且Sb在污水中的狀態(tài)會隨著pH的變化而發(fā)生相應的改變[3]。在普通水體環(huán)境中Sb主要是以Sb(Ⅴ)的形式存在，在厭氧或者缺氧條件下還存在一定比例Sb(Ⅲ)[4-5]。世界各國和相關組織均出臺了相關標準，美國環(huán)境保護署要求地表水以及飲用水中的Sb均不可超過5.0 μg/L，人體每日攝入的Sb總量不得超過0.4 μg/kg[6]，德國政府規(guī)定人體每日Sb最大攝入量不應超過23 μg，歐盟、世界衛(wèi)生組織、日本與中國則規(guī)定飲用水中Sb濃度不應超過5 μg/L[7]。我國更是對紡織染整行業(yè)的Sb排放做了嚴格的要求，在2015年環(huán)保部頒布的《紡織染整工業(yè)水污染物排放標準》(GB 4287—2012)修改單中，規(guī)定Sb在染整工業(yè)中的排放質(zhì)量濃度不得大于0.10 mg/L[8]。太湖地區(qū)尤為嚴格，2018年江蘇省出臺的《紡織染整工業(yè)廢水中銻污染物排放標準》(DB32/3432—2018)規(guī)定一般紡織染整企業(yè)廢水中Sb排放質(zhì)量濃度限制為0.08 mg/L，水環(huán)境容量小、易發(fā)生水污染區(qū)域排放質(zhì)量濃度為0.05 mg/L。殘留在織物纖維中的Sb及其化合物會在織造以及印染過程中釋放，每升生產(chǎn)廢水中濃度可達幾百至幾千微克，其在水環(huán)境中的形態(tài)也會因pH的改變發(fā)生相應變化，如表1所示。

表 1 Sb的存在形態(tài)與pH間的關系

2 紡織印染中銻來源

紡織印染過程排放的Sb主要來源于聚酯纖維中殘留的含Sb化合物，在后續(xù)的織造、染色/印花以及整理等過程中緩慢釋放，本文從滌綸的紡織印染生產(chǎn)全過程分析Sb污染來源。

2.1 滌綸

滌綸是聚對苯甲酸乙二醇酯(Polyethylene terephthalate，PET)的商品名稱，又稱聚酯纖維，因耐磨、抗皺、強度高，被廣泛用于服裝、床上用品、各種裝飾面料、國防軍工特殊織物以及其他工業(yè)用纖維制品，是世界上產(chǎn)量最大、應用最廣泛的合成纖維品種[9]。中國滌綸纖維行業(yè)經(jīng)過二十多年的高速發(fā)展，現(xiàn)已成為世界上滌綸產(chǎn)量最大的國家。據(jù)資料顯示，2019年我國滌綸長絲產(chǎn)能為4 076 萬噸，全球占比為80%;滌綸短纖產(chǎn)能為804 萬噸，全球占比為70%[10]。PET主要采用對苯二甲酸(Terephthalic acid，TA)與乙二醇(Ethylene glycol，EG)酯化后再進行縮聚反應制得。Sb系催化劑因活性高、副反應少、價格便宜等優(yōu)點成為應用最為廣泛的PET縮聚反應催化劑之一[11]，至今已有三十多年的應用歷史，主要包括三氧化二銻、乙酸銻以及乙二醇銻等[12]，生產(chǎn)中，每噸PET需要加入190～300 g Sb。PET在合成后，需要進行切片、熔融壓縮、紡絲生產(chǎn)工序。在成絲過程中，Sb與PET分子結構中的基團均存在一定的游離空間，受分子間束縛力較小，易遷移到纖維表面造成Sb析出。隨著產(chǎn)品的深加工進入生產(chǎn)廢水，若缺少針對性的處理手段將對生態(tài)環(huán)境及人體健康產(chǎn)生危害[11,13]。

2.2 織造

以水為引緯介質(zhì)的無梭織造(噴水織造)因高產(chǎn)量、高質(zhì)量、低成本，成為我國目前最為主流的滌綸織造方式之一。噴水織造在常溫下進行，滌綸纖維中的Sb相對不易析出，廢水中的Sb濃度顯著小于滌綸織物的印染廢水。但是，噴水織造廢水產(chǎn)生量較大，每臺噴水織機日排水量在3～5 m3左右[14]，使得Sb排放總量不可忽略。相較于《紡織染整工業(yè)水污染物排放標準》(GB 4287—2012)修改單中的規(guī)定，噴水織造企業(yè)執(zhí)行的《污水排放綜合標準》(GB 8978—1996)未對Sb排放做限制。同時，大多數(shù)現(xiàn)有城鎮(zhèn)污水處理廠也沒有專門針對Sb污染的處理工藝。噴水織造過程中，滌綸纖維上脫落的油劑、漿料及短纖維也會影響廢水中Sb的去除效率[15]。噴水織造排放的Sb濃度雖然不高，但仍存在一定的環(huán)境風險，需要引起重視[2]。

2.3 前處理

滌綸織物在染色、印花之前需要經(jīng)過前處理，通過精練工序去除織物上殘留的油劑、漿料、吸附的灰塵等雜質(zhì)，通過堿減量工序使纖維直徑變細以改善織物手感、光澤和吸濕排汗性[16]。精練及堿減量工序需在高溫下加入濃堿液進行處理，PET水解過程中不僅會有Sb析出，也會有含Sb的細小纖維脫落，在廢水處理中去除的難度很高，堿減量過程中每克滌綸織物約有4.5～13.5 μg的Sb析出[11]。

2.4 染色/印花

滌綸纖維結構緊密，內(nèi)部空間緊湊使得其對水分子的親和力不強，且PET結構中無活性基團，導致滌綸纖維或織物需要在高溫高壓條件下采用分子結構簡單且化合物元素較少的分散染料進行染色[17]。滌綸織物主流的印花方式是分散染料的直接印花，烘干后采用高溫高壓汽蒸法和熱熔法進行固色。高溫高壓條件下，高于滌綸玻璃化溫度的環(huán)境會使PET分子鏈運動劇烈，纖維內(nèi)部殘留的Sb催化劑易析出溶解[18]。另外，Sb的析出量也與滌綸纖維的比表面積有關，纖維越細比表面積越大，其內(nèi)部Sb析出量也越高。文獻[9]表明染色過程中滌綸織物約有4.7～5.4 μg/g的Sb析出。

2.5 整理

整理主要是通過定形、阻燃、防水、抗菌、舒適性等處理使得滌綸織物具有新穎的外觀、舒適的觸感、良好的功能性并且可以延長化纖的壽命等功能[19]。滌綸織物具有易燃性，在燃燒中會以熔滴的形式蔓延，通常在后整理中進行阻燃整理。阻燃劑大多為含有磷、銻、鹵素的有機、無機化合物或者幾種物質(zhì)協(xié)同使用。Sb化合物因優(yōu)異的阻燃性能，在滌綸阻燃中使用較為廣泛，其與鹵化物作用生成的鹵氧化銻化合物會形成隔膜包圍在聚酯纖維表層起到阻燃作用，隨著殘余整理液的排放進入企業(yè)廢水處理系統(tǒng)[20]。

3 銻治理方法及現(xiàn)狀

目前對于Sb的處理方法主要是建立在普通重金屬元素去除的基礎之上，包括：混凝法[21]、吸附法[22]、化學沉淀法[23]、離子交換法[24]、膜分離法[25]、萃取法[26]、電化學法[27]以及生物處理方法等[28]，各自都存在一定的優(yōu)勢及劣勢，針對紡織印染廢水的Sb處理方法仍需著重開展研究。

3.1 混凝法

混凝法主要涵蓋脫穩(wěn)、沉淀、共沉淀與吸附等去除機制。污水處理中常用的無機絮凝劑主要有鐵鹽與鋁鹽等。在Sb的混凝去除中，鐵鹽效率明顯優(yōu)于鋁鹽，主要由于Sb不具備合適的尺寸與化學特性結合到鋁鹽的晶格中[29]。使用鐵鹽進行混凝處理時，Sb(Ⅲ)的去除效率一般高于Sb(Ⅴ)的去除效率，且去除效率隨pH值升高而提升，因為Sb(Ⅲ)的離子半徑較大可以與氯化鐵特異性結合[27]。同時，在實際印染廢水中含有許多共存離子與其他污染物，會導致混凝劑中的活性官能團與Sb之間的作用受到影響，Sb(Ⅲ)受磷酸鹽、腐殖酸等共存物質(zhì)的影響較小，而Sb(Ⅴ)的去除受硫酸鹽、碳酸氫鹽、腐殖酸和磷酸鹽影響顯著。因此，印染廢水中Sb的混凝處理需保持缺氧甚至厭氧條件，以提高其去除效率[30-31]。近年來，有關綠色絮凝劑的開發(fā)被廣泛關注，殼聚糖等來源于農(nóng)業(yè)資源的有機絮凝劑也被用于廢水中的Sb污染治理。SARIA等研究表明，當殼聚糖投加量為10 mg/L，pH值為5時，Sb(Ⅲ)去除率可達95%[32]。除外加混凝劑/絮凝劑外，張偉寧等通過調(diào)節(jié)pH值為利用共存化合物與Sb產(chǎn)生聚集沉淀的方式去除Sb元素[33]，這為后期混凝技術的研究提供了一種新的思路。常用混凝劑混凝條件以及處理效果見表2。

表 2 混凝技術對廢水中Sb的處理效果

3.2 吸附法

吸附法是目前研究最為廣泛的Sb處理方法，具有高效且操作簡便的優(yōu)點，目前常見的吸附劑包括碳基材料、無機氧化物、金屬氧化物、生物吸附劑、高分子吸附劑及復合材料等，吸附劑結構中的羥基、羧基及氨基與Sb的吸附機理密切[6,22]。

3.2.1 碳基吸附劑

活性炭、石墨以及碳納米材料等碳基吸附材料孔隙多、吸附速率較快、吸附容量大。Sb在廢水中以銻酸根離子的形態(tài)存在，或與共存物質(zhì)形成陰離子金屬絡合物，碳基材料中富含的羥基基團會通過置換反應與Sb結合，從而獲得較高的吸附效率，也是吸附研究中使用最廣泛的材料[36]。為進一步提高碳基材料的性能，YU等在初始的活性炭材料的基礎上進行改性吸附，經(jīng)過FeCl3改性的顆?；钚蕴繉τ赟b(Ⅲ)的去除效率比活性炭提高了3.5倍，Sb(Ⅲ)吸附量為2～3 mg/g(pH=7，t=25 ℃)[37]。隨著碳納米材料的興起，SALAM等考察了多壁碳納米管對廢水中的Sb(Ⅲ)的去除效果，使用200 mg/L多壁碳納米管處理初始濃度為4 mg/L的Sb(Ⅲ)，30 min即可達到80%的去除效率(pH=7，t=25 ℃)[38]。

3.2.2 無機吸附劑

常見的無機吸附劑有沸石、膨潤土、黏土礦等，在自然界中廣泛存在且價格較為低廉，特殊的晶體結構賦予其結構相對穩(wěn)定、比表面積大等優(yōu)勢，成為了繼活性炭之外研究較多的吸附材料[39]。XI等使用膨潤土對污水中Sb進行吸附。結果顯示，當初始濃度為0.05～4.00 mg/L時，膨潤土對Sb(Ⅲ)和Sb(Ⅴ)的吸附量分別為555.6 μg/g和500 μg/g，競爭性的陰離子對Sb(Ⅲ)和Sb(Ⅴ)的吸附無影響，說明膨潤土的抗干擾性較好。此外，在溫度較低時膨潤土對Sb(Ⅲ)的吸附效果遠高于Sb(Ⅴ)，這是因為Sb(Ⅲ)的吸附過程是放熱過程而Sb(Ⅴ)的吸附遵循的是的吸熱路徑[40]。隨著有序多孔材料的發(fā)展，硅鋁介孔材料在Sb吸附方面展示出較大的優(yōu)勢。DOU等使用分級大/中孔無定形氧化鋁去除水中的Sb(Ⅴ)，發(fā)現(xiàn)該吸附劑在1 h即達到其最大Sb(V)吸附量118 mg/g(pH=5)，共存陰離子對吸附影響較小，且更適用于Sb(Ⅴ)的去除[41]。但是，目前介孔材料的合成成本較高且脫附再生較為困難，大規(guī)模實際應用的難度較大，需要在其脫附以及材料改進方面進行更深入的研究。

3.2.3 金屬氧化物吸附劑

用于Sb吸附的常見金屬氧化物有鐵氧化物、錳氧化物與鋁氧化物等。GUO等人研究了羥基氧化鐵對Sb的吸附行為。結果顯示，在酸性pH值下對Sb(Ⅴ)吸附較有利，且隨著pH的升高而顯著降低，Sb(Ⅲ)吸附在較寬的pH值范圍內(nèi)保持不變[42]。LUO等在研究普通鐵基吸附材料的基礎上，研究了α-二氧化錳納米纖維從水溶液中去除Sb(Ⅲ)和Sb(Ⅴ)，結果顯示pH值適用范圍較廣，對Sb(Ⅲ)和Sb(Ⅴ)的吸附量分別可達111.7 mg/g以及89.9 mg/g，且具有較好的再生性能[43]。除此之外，RAKSHIT等研究Sb(Ⅴ)在Al2O3上的吸附，結果表明在Al2O3投加量為20 g/L，Sb(Ⅴ)初始濃度為2.03～16.43 μmol/L，pH范圍在2 ～ 4時，Al2O3能與Sb(Ⅴ)通過內(nèi)核球型機制形成雙核單齒表面復合物，吸附效果可達95%，且吸附強度較高。但是當pH值高至10時，Al2O3對Sb(Ⅴ)失去吸附效果[44]。

3.2.4 生物基吸附劑

隨著吸附材料向著環(huán)保方面的研究發(fā)展，生物基材料開始進入研究者們的視線，生物基材料表面具有豐富的官能團結合位點和良好的孔隙結構，常見的吸附劑材料來源于藻類、真菌、植物與農(nóng)業(yè)廢棄物等，生物基材料對Sb的吸附主要是通過靜電吸附與表面絡合作用來實現(xiàn)[45]。SUN等通過對微囊藻生物質(zhì)進行改性來吸附水中的Sb(Ⅴ)。結果表明材料表面的氨基、羧基及羥基是Sb(Ⅴ)的主要吸附位點，且與原生生物質(zhì)相比，加入了0.1 mol/L的鹽酸處理后吸附效果顯著增強，對Sb(Ⅴ)的去除具有很大的吸附潛力[46]。

吸附技術在Sb的處理中應用廣泛，其中鐵基材料又占據(jù)了較高的份額，在吸附處理中常伴隨著其脫附性能的評估，銻與吸附劑之間強烈的化學作用以及氧化還原反應的發(fā)生常常導致吸附劑的循環(huán)使用效率變低，所以在新的高效吸附劑研發(fā)過程中回用性能需要加強研發(fā)投入。同時，由于Sb具有較強的催化性能，將Sb吸附飽和后的廢吸附劑在催化及儲能領域進行再利用也是Sb資源化的一條新途徑。

代表性吸附劑以及Sb的吸附效果見表3。

表 3 不同吸附劑對Sb的吸附效果

3.3 離子交換法

對于低濃度Sb的去除技術研究發(fā)現(xiàn)，采用離子交換吸附是一種較為有效的方法。離子交換是一個化學反應過程，是利用離子交換劑中可交換基團與廢水中各種離子之間的離子交換差異進行分離的。與普通吸附過程相比，因為兩者發(fā)生反應時所對應的原理不同，離子交換反應產(chǎn)生的吸附力更強，吸附的效果更佳，在Sb(Ⅴ)的吸附中具有顯著的效果[51]。OZDEMIR等研究表明，在眾多離子交換樹脂中，XAD-8離子交換樹脂對Sb(Ⅲ)和Sb(Ⅴ)有很強的交換能力，污水中的共存離子影響較小，回收效率也更為出色[52]。使用鎂-鋁層狀雙氫氧化物的陰離子交換從水溶液中除去Sb(Ⅴ)離子，對于Sb(Ⅴ)初始濃度為25 mg/L的廢水，Sb(Ⅴ)的交換率可達90%[53]。針對Sb(Ⅲ)與Sb(Ⅴ)共存狀態(tài)下使用氨基磷酸樹脂去除Sb的研究中，對已負載3 g/L Sb的C-467樹脂，在60 ℃、7 mol/L HCl以及加入0.8 g/L硫脲作為洗脫劑時，Sb(Ⅲ)與Sb(Ⅴ)回收效率分別可達97%與80%，這是因為在酸性條件下硫脲會還原Sb(V)為Sb(Ⅲ)，從而達到較高的洗脫效率[54]。

目前，使用離子交換法處理含Sb印染廢水主要面臨處理成本高，對水質(zhì)敏感以及樹脂易污染等風險，需要開發(fā)選擇性較強的交換樹脂以提高樹脂的使用壽命并減少突然失效的風險。

3.4 膜分離法

膜分離技術一方面可利用膜的選擇透過性使得Sb從廢水中去除，另一方面可利用壓力差或者電位差作為推動力使得Sb得以分離[55]。膜分離技術主要分為微濾(MF)、超濾(UF)、納濾(NF)以及反滲透(RO)4種工藝。在含Sb印染廢水處理中，膜分離技術與傳統(tǒng)的混凝沉淀、離子交換與吸附技術相比，優(yōu)勢在于占地面積小、能耗低、效率高。SAITO等研究表明，通過接枝多元醇配體對多孔中空纖維膜進行改性，對Sb(Ⅲ)的去除速率可從16 s提高至4.1 s，顯著提高了Sb(Ⅲ)去除的速度，還具有較高的去除效率(每千克中空纖維膜可去除54 g Sb)，且對于pH值的適應范圍可達3.6～13[56]。MA等研究了超濾膜對Sb的分離過程，結果表明普通超濾膜對Sb的去除效果雖然較高，但污水中存在的胞外聚合物易使超濾膜產(chǎn)生污染與堵塞。加入鐵鹽進行混凝強化后對Sb的去除效率可進一步提高，且十分適用于低濃度Sb污染的去除。這主要因為鐵離子可形成內(nèi)球絡合物，吸附胞外聚合物以及一部分Sb，既減少了膜污染，又減少了后續(xù)超濾膜對Sb的處理濃度，增加了超濾膜的使用壽命[25]。NISHIYAMAET等研究表明，在任何pH條件下，使用反滲透技術處理Sb(Ⅴ) 的結果均優(yōu)于Sb(Ⅲ)，這是因螯合型的反滲透膜中存在的靶向離子與官能團會更加容易與Sb(Ⅴ)相結合[57]。此外，將碳納米管吸附劑與微濾膜相結合去除水中的Sb(Ⅲ)與Sb(Ⅴ)，去除效率最高可達95%，且殘存的Sb(Ⅲ)可有效轉(zhuǎn)化為毒性較小的Sb(Ⅴ)[58]。此外，將混凝與膜分離工藝結合是一種具有實用前景的方法，但是仍會面臨如膜損傷、反應器運行成本高、化學清洗的成本高等問題，需要進一步改進膜材料以及相應的運行工藝來避免其高成本以及膜污堵問題。

3.5 生物處理

處理Sb廢水的生物主要有藻類、細菌、真菌以及植物等，涉及的主要機理包括生物吸附、胞外沉淀、生物轉(zhuǎn)化、生物累積等，見圖1[59-62]。

圖 1 生物除Sb機理分類Fig.1 Classification of biological Sbremoval mechanism

3.5.1 生物吸附

生物吸附的種類眾多，涵蓋表面絡合、靜電吸附、離子交換以及表面吸附等吸附類型，主要依賴于微生物分泌的胞外聚合物，其含有豐富的官能團可以提供孤對電子與Sb特異性結合[63]。靜電吸附機理是細胞表面以及細胞分泌的物質(zhì)中帶有電負性的官能團與銻酸根離子所帶的負電荷產(chǎn)生靜電吸附作用。孫福紅等研究了微囊藻對Sb(Ⅴ)的吸附作用，Zeta電位和傅里葉紅外光譜分析表明，微囊藻細胞壁以及表面分泌物中的氨基、羥基官能團作為主要的吸附位點會與Sb(Ⅴ)發(fā)生靜電吸附作用，且吸附速率快，10 min即可達到70%的吸附速率，在含Sb廢水的處理中具有較高的優(yōu)勢[64]。發(fā)生在生物處理中的離子交換主要是因為微生物作為一個個獨立的個體，自身會帶有許多可供交換的離子，能與廢水中的Sb發(fā)生離子交換作用，如ULUOZLU等研究發(fā)現(xiàn)地衣對Sb的生物吸附主要通過離子交換反應進行。微生物對于Sb的離子交換作用與普通離子交換作用不同，其與Sb發(fā)生離子交換的過程常伴隨著氧化還原反應發(fā)生[65]。生物吸附技術成本低且效果較好，但是針對Sb污染的研究應著重于實際廢水中低濃度Sb的處理技術。

3.5.2 胞外沉淀

ZHANG等研究了硫酸鹽還原菌(Sulfate-reducing Bacteria，SRB)對廢水中Sb的去除，硫酸鹽還原過程中產(chǎn)生的硫化物能將Sb(Ⅴ)還原為Sb(Ⅲ)，再與Sb(Ⅲ)反應生成難溶性的硫化銻(Sb2S3)，通過胞外沉淀的方式達到去除Sb的目的[66]。

3.5.3 生物積累

管仁權等在對蕨類植物吸收Sb的機理研究發(fā)現(xiàn)，蕨類植物對Sb的吸收均為根部吸收、葉片積累，鳥巢蕨葉片中Sb含量最高可達0.607 mg/kg，富集率可達60.7%[67]。除植物外，Scopulariopsisbrevicaulis等菌類可將酒石酸銻鉀轉(zhuǎn)化為(CH3)3Sb，不僅毒性進一步降低，還更容易被微生物吸收富集，從而降低了水體中Sb污染的程度[68]。這類方式雖然為水體中微量Sb的去除提供了可行的方式，但印染廢水中共存污染物對植物生長的影響仍需深入研究。

3.5.4 生物轉(zhuǎn)化

銻污染物的生物轉(zhuǎn)化有氧化還原、甲基化、去甲基化等，主要與生物吸附、胞外沉淀、生物積累等過程同時發(fā)生。已在相應章節(jié)討論，此處不再贅述。

3.6 其他方法

隨著對Sb污染的日益重視，電化學、萃取、氧化還原等多種技術也陸續(xù)被開發(fā)。電化學方法主要通過在廢水中構造電解池，通過電極產(chǎn)生氧化還原反應使得Sb析出富集。李明順等針對水體中的低濃度、高毒性變價重金屬離子的污染難題，構建電場輔助的電活性分離膜，在輔助電場作用下實現(xiàn)目標離子的秒級超快脫毒，再利用對脫毒產(chǎn)物具有特異性吸附能力的納米離子實現(xiàn)高效吸附[69]。王麒等考察了零價鐵類Fenton法處理印染廢水時的Sb去除效率，結果表明最佳反應條件下，印染廢水中總Sb的去除率為89%，可達到《紡織染整工業(yè)水污染物排放標準》(GB 4287—2012)修改單的規(guī)定[70]。SHAKERIAN等使用Sb離子印跡聚合物去除水體中的Sb(Ⅲ)，結果顯示Sb的最大吸附容量為67 mg/g[71]。STEWART等發(fā)明了一種使用液/液萃取技術，以甲基異丁基酮為萃取劑，從含鈮/銻的氫氟酸廢水中萃取分離Sb，且已成功投入使用[72]。

4 結 語

紡織印染廢水水量大、污染物成分復雜、共存離子較多，Sb雖然排放濃度小但危害性仍不容忽視。紡織印染廢水中的Sb主要來源于滌綸的噴水織造、前處理工段中的精練及堿減量工藝、染色/印花工段中的高溫高壓染色以及整理工段中的阻燃處理等。目前，已有較多針對廢水中的Sb污染物去除展開研究，包括混凝沉淀法、吸附法、化學沉淀法、離子交換法、膜分離法、萃取法、電化學法以及生物處理方法等。然而，各類處理方式的短板仍然存在，大多紡織印染企業(yè)可選擇的Sb廢水處理技術較少。因此，諸多有前景的Sb處理技術仍需著力于實際應用研究。同時，加速新型無毒無害的Sb替代物的研究開發(fā)，減少甚至完全替代Sb及化合物的使用也是Sb污染防治的有效方法與手段。