于忠臣，魏震，董喜貴，劉書孟，王松，鐘柳波（東北石油大學(xué)土木建筑工程學(xué)院，黑龍江 大慶 6338；大慶油田公司第二采油廠，黑龍江 大慶 6344）

研究開發(fā)

Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水實驗

于忠臣1，魏震1，董喜貴2，劉書孟2，王松1，鐘柳波1
（1東北石油大學(xué)土木建筑工程學(xué)院，黑龍江 大慶 163318；2大慶油田公司第二采油廠，黑龍江 大慶 163414）

采用Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水，研究EDTA濃度、Fe2+濃度、水力停留時間（HTR）、初始pH對聚丙烯酰胺（PAM）去除率和COD降解效能的影響，探討了Fe（Ⅱ）絡(luò)合催化臭氧反應(yīng)動力學(xué)特征及其機理。結(jié)果表明：當(dāng)EDTA濃度為0.050mmol/L、Fe2+濃度為0.050mmol/L和HRT為120min時，PAM去除率為75%；增加水樣初始pH有利于提高PAM去除率，同時水樣pH隨HRT增加緩慢下降；廢水COD值在HRT為30min內(nèi)逐漸增至最大，隨后逐漸減小并達到穩(wěn)定。Fe（II）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水的反應(yīng)符合二級動力學(xué)反應(yīng)，初始PAM質(zhì)量濃度在50～100mg/L范圍內(nèi)，二級反應(yīng)速率常數(shù)為2.35×10-4～3.35×10-4L/（mg·min）。

Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝；含聚廢水；催化；聚丙烯酰胺；動力學(xué)；反應(yīng)

大慶油田為提高油層采收率，主要采用向地層中注入高濃度聚丙烯酰胺（PAM）溶液的方法。PAM溶液因其具有增稠和調(diào)節(jié)流體流變性能，在油田三次采油中發(fā)揮著重要作用［1］。注聚技術(shù)的推廣應(yīng)用使得油田采出液中含有一定濃度PAM，由此產(chǎn)生大量含聚廢水。含聚廢水黏度大，乳化程度高，油水分離速度慢［2］，使得油田污水處理系統(tǒng)效率降低，油田回注水油和懸浮物嚴(yán)重超標(biāo)。此外，PAM在環(huán)境中分解產(chǎn)生或者殘留丙烯酰胺單體，能夠引起人類和動物中毒［1］。因此尋求一種有效的含聚廢水處理方法對油田生產(chǎn)具有重要意義。

PAM是一種難降解水溶性高分子聚合物，其降解手段以化學(xué)法為主。WANG［3］、SUN［4］、LIU［5］和CAO［6］等不少學(xué)者利用光催化、Fenton和類Fenton法降解PAM，雖然能獲得較好的降解效果，但為獲得最佳效果需較低pH，增加了酸用量，同時光催化劑和Fenton試劑中H2O2成本較高，不利于工業(yè)應(yīng)用中成本控制。

本文作者受到Fenton［7］（Fe2+/H2O2）工藝降解PAM的啟示，利用相對廉價的O3代替H2O2對含聚廢水進行處理。研究表明，利用鐵離子催化O3工藝降解有機物可以很大程度提高 O3對有機物降解效率［8-10］，本文作者也采用了Fe2+催化O3降解腈綸廢水［11-12］和偶氮二異丁腈廢水［13］，取得了良好的效果。但實驗過程中發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)e2+催化臭氧產(chǎn)生·OH反應(yīng)十分迅速，瞬時間內(nèi)產(chǎn)生大量的·OH，無法對有機物進行有序、徹底的氧化，造成有機物氧化不完全以及·OH浪費的現(xiàn)象。因此，本文提出將Fe2+先絡(luò)合起來，使其與乙二胺四乙酸（EDTA）發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)形成穩(wěn)定性較高的鐵螯合物，降低Fe2+在水相中的濃度與消耗速度，使Fe2+對O3起到持續(xù)的催化作用，從而提高O3對含聚廢水的降解效率。研究Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水效能及影響因素，探討Fe（Ⅱ） （EDTA）/O3工藝機理，并進行該工藝處理含聚廢水動力學(xué)分析。

1　實驗裝置與方法

1.1實驗裝置

實驗裝置主要由氧氣源、臭氧發(fā)生器、反應(yīng)器和尾氣吸收裝置等組成，實驗裝置圖如圖1所示。其中臭氧發(fā)生器為青島國林 CF-G-3-10g型，產(chǎn)量10g/h；反應(yīng)器為圓柱形，有機玻璃材質(zhì)，有效容積為 8400mL，反應(yīng)器底部裝弧形鈦質(zhì)曝氣頭；剩余臭氧尾氣通過KI溶液吸收。

圖1　Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝實驗裝置圖

1.2檢測方法

PAM質(zhì)量濃度采用淀粉-碘化鎘法測定［14］；pH采用NANNA便攜式測量儀測定；COD測定采用酸性重鉻酸鉀法測定；BOD測定采用稀釋接種法測定。

1.3實驗水樣

含聚廢水實驗水樣為自配的 PAM溶液。準(zhǔn)確稱取一定質(zhì)量的 PAM放入定量蒸餾水中，利用JRJ300-S數(shù)顯剪切乳化攪拌機攪拌30min使其充分溶解，配制成一定質(zhì)量濃度的實驗水樣。

2　結(jié)果與討論

2.1Fe（II）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水效能及影響因素

2.1.1不同體系含聚廢水處理效能

為了比較O3、Fe2+/O3和Fe（II）（EDTA）/O3體系對含聚廢水中PAM降解效能，實驗在水樣初始pH 為8.13、氣相臭氧濃度為4.5mg/L、EDTA濃度為0.050mmol/L、FeSO4濃度為0.050mmol/L和水力停留時間（HRT）為2.0h條件下，考察不同體系對含PAM質(zhì)量濃度為100mg/L的水樣處理效能，結(jié)果如圖2所示。

圖2　各體系條件下水樣中PAM去除率

由圖2可知，相對于O3體系，加入Fe2+離子后，PAM去除率增加，這是由于Fe2+離子加入后催化臭氧增加·OH的生成，進而加速PAM的降解。此外，F(xiàn)e（II）（EDTA）/O3體系中PAM去除率遠優(yōu)于其他兩種體系，在HRT為60 min和120 min時，PAM去除率分別為57%和75%。這是由于Fe2+與EDTA形成穩(wěn)定螯合物，使水樣中Fe2+離子保持在較低水平，從而持續(xù)地催化臭氧產(chǎn)生·OH，保證對PAM降解的持續(xù)性和高效性。綜上所述，F(xiàn)e（II）（EDTA）/O3螯合物能夠很大程度地催化臭氧提高PAM降解。

2.1.2絡(luò)合劑EDTA濃度效應(yīng)

為使催化氧化過程有序和受控進行，實驗在水樣初始pH為8.13、氣相臭氧濃度為4.5mg/L、硫酸亞鐵（FeSO4）濃度為0.050mmol/L、PAM質(zhì)量濃度為100mg/L和HRT為2.0h條件下，考察絡(luò)合劑EDTA濃度對Fe2+催化臭氧氧化PAM去除效能，結(jié)果如圖3所示。

圖3　絡(luò)合催化臭氧體系EDTA濃度效應(yīng)

由圖3可知，絡(luò)合催化臭氧體系EDTA濃度效應(yīng)呈現(xiàn)對稱趨勢，但EDTA濃度較小和較大時絡(luò)合催化氧化效應(yīng)不明顯，EDTA濃度為 0.04～0.06 mmol/L時絡(luò)合催化氧化效應(yīng)最大。主要是 EDTA 和Fe2+絡(luò)合穩(wěn)定常數(shù)較大［15］［式（1）］，過量EDTA影響Fe（II）（EDTA）絡(luò)合物的解離作用。同時EDTA和Fe3+絡(luò)合穩(wěn)定常數(shù)更大［15］［式（2）］，催化中間過渡產(chǎn)物Fe3+和過量EDTA形成更穩(wěn)定的Fe（Ⅲ）（EDTA）絡(luò)合物，影響Fe2+和Fe3+鏈?zhǔn)睫D(zhuǎn)化作用［16］。

2.1.3Fe2+濃度對 Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝降解效能影響

為考察Fe2+濃度對Fe（II）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水的影響，實驗在水樣初始pH為8.13、氣相臭氧濃度為 4.5mg/L、EDTA濃度為 0.050mmol/L 和HRT為2.0h條件下，對PAM質(zhì)量濃度為100mg/L的水樣進行處理，降解效能如圖4所示。

圖4　不同F(xiàn)e2+濃度下水樣PAM的去除率

由圖 4可知，通過橫向?qū)Ρ瓤芍?，隨著 HRT的增加，各Fe2+濃度下PAM去除率均呈上升趨勢，其高效段均位于反應(yīng)前30min內(nèi)，隨后上升趨勢變緩。通過縱向?qū)Ρ瓤芍?，隨著Fe2+濃度的增加，PAM的去除率降低，F(xiàn)e2+濃度為 0.050mmol/L時，F(xiàn)e（II）（EDTA）/O3工藝對PAM去除效果最好，在HRT 為30min時，PAM去除率就達到了51%。而其他Fe2+濃度高于0.050mmol/L的水樣中PAM去除率均低。這是因為 Fe2+催化 O3產(chǎn)生·OH［17］，而 Fe2+與EDTA絡(luò)合形成螯合物的比率是1∶1［15］，當(dāng)Fe2+濃度高于EDTA濃度時，水樣中過量的Fe2+會消耗部分·OH［式（3）］，成為·OH的殺滅劑，從而使Fe（II）（EDTA）/O3工藝降解PAM能力降低。

2.1.4HRT對 Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝降解效能影響

為考察HRT對Fe（II）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水的影響，實驗在初始pH為8.13、氣相臭氧濃度為4.5mg/L、EDTA濃度為0.050mmol/L和FeSO4濃度為0.050mmol/L條件下，對含PAM質(zhì)量濃度為100mg/L的含聚廢水水樣進行處理，降解效能如圖5所示。

由圖5中可知，隨著HRT的增加，水樣的PAM去除率呈上升趨勢。反應(yīng)前30min為PAM去除高效段，PAM去除率達到了51%，隨后PAM降解效率降低。當(dāng)HRT達到120min時，PAM去除率達到了75%，總的來說Fe（EDTA）/O3工藝能有效降解水樣中的PAM。

實驗用的水溶性 PAM水解后會使得溶液顯弱堿性，當(dāng)PAM質(zhì)量濃度為100mg/L時，水樣初始pH為8.13，反應(yīng)過程中水樣pH變化如圖6所示。

圖5　水樣中PAM去除率隨HRT變化

圖6　反應(yīng)過程中水樣pH變化

由圖6可知，隨著HRT的增加，pH呈緩慢下降趨勢。反應(yīng)前30min，可下降至7.68。當(dāng)HRT為60～120min時，pH穩(wěn)定在7.5～7.6之間。pH緩慢下降可能原因：一是隨著 PAM不斷被降解，水樣中PAM濃度降低，導(dǎo)致pH降低；二是PAM除被Fe（EDTA）/O3工藝礦化外，還能被氧化成小分子有機酸或醛之類物質(zhì)致使pH下降［18］。

2.1.5初始 pH對 Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝降解效能影響

為考察了初始pH對Fe（II）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水的影響，實驗在氣相臭氧濃度為4.5mg/L、EDTA濃度為0.050mmol/L、FeSO4濃度為0.050mmol/L和HRT為2.0h條件下，對不同初始pH且PAM質(zhì)量濃度為100mg/L的水樣進行處理，降解效能如圖7所示。

圖7　不同初始pH下水樣的PAM去除率

由圖7可知，不同初始pH條件下各水樣的PAM去除率均隨著 HRT的增加而增加，反應(yīng)前 30min 為PAM去除率高效段。并且隨著初始pH增加，水樣的PAM去除率隨之增加，初始pH為11.05的水樣PAM去除效果尤為突出，在HRT為30min時PAM去除率就達到了64%，在HRT為120min時PAM 去除率達到了 84%。說明水樣堿性增加有利于Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝降解能力的發(fā)揮。這是因為，在鐵離子的存在下，O3的分解速度會隨著水樣堿性增而增加，產(chǎn)生的·OH對PAM進行降解［17，19］。

2.1.6Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝對COD去除效能

COD反映水中還原性物質(zhì)的污染程度，是污水排放控制指標(biāo)之一。實驗在初始pH為8.13、氣相臭氧濃度為4.5mg/L、EDTA濃度為0.050mmol/L、FeSO4濃度為0.050mmol/L和HRT為2.0h條件下，考察 Fe（II）（EDTA）/O3工藝對含 PAM質(zhì)量濃度為100mg/L的水樣中COD轉(zhuǎn)化規(guī)律，以衡量氧化過程的進程和產(chǎn)生有機副產(chǎn)物轉(zhuǎn)化過程。結(jié)果如圖 8所示。

圖8　COD值隨HRT變化

由圖8可知，水樣經(jīng)Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝處理后，其COD值隨HRT的增加呈先增大后減小趨勢。水樣初始COD值較低，說明PAM是難生物降解物質(zhì)。在反應(yīng)前30min內(nèi)，水樣COD值呈上升趨勢并達到最大，此時PAM去除率增幅也最大；當(dāng)HRT大于30min時，水樣COD值不斷下降并達到穩(wěn)定，此時 PAM去除率增幅也最大。這主要由于HRT為30min內(nèi)PAM分子結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，水樣中有機組分轉(zhuǎn)化成可供微生物可接受的有機小分子效率最高，表現(xiàn)在水樣 COD值大幅度增加。這一點通過測定水樣氧化至HRT為30min時，BOD/COD比增加幅度最大也獲得印證。

2.2Fe（Ⅱ） （EDTA）/O3工藝機理探討

鐵離子極化能力很強，在水相中很容易誘離EDTA分子內(nèi)羥基中的質(zhì)子生成鐵螯合物［20］。通常EDTA 與 Fe（II）形成 1∶1螯合物［平衡方程式如式（4）］［15］。

當(dāng)Fe（II）與EDTA絡(luò)合形成穩(wěn)定的鐵螯合物后，能降低Fe2+在水相中的濃度與消耗速度。

水相中Fe（II）催化O3降解有機物比較復(fù)雜，通入的O3既可以選擇性地直接氧化有機物，又可被水相中的 Fe（II）和 OH-催化最終產(chǎn)生具有強氧化性的·OH（標(biāo)準(zhǔn)氧化還原電位到達2.8eV），進而無選擇地氧化有機物［21-23］。

水相中OH-催化O3可產(chǎn)生HO2·和O2-·［式（5）式（6）］［22-23］。

隨后 O3與式（3）和式（4）產(chǎn)生的 HO2·反應(yīng)生成·OH［式（7）］［22-23］。

Fe2+催化臭氧產(chǎn)生中間產(chǎn)物 FeO2+［式（8）］，F(xiàn)eO2+進一步與H2O反應(yīng)生成·OH［式（9）］，F(xiàn)eO2+也可緩慢氧化Fe2+［式（10）］［17］。

由式（7）和式（9）產(chǎn)生的·OH通過4種方式（自由基加成、氫提取、電子轉(zhuǎn)移和自由基組合［21］）對有機物進行降解。

2.3Fe（Ⅱ） （EDTA）/O3工藝處理含聚廢水動力學(xué)分析

Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水水樣主要是通過產(chǎn)生的·OH降解PAM，因此·OH反應(yīng)速率成為 PAM降解動力學(xué)限制因素。在氣相臭氧濃度為4.5mg/L、EDTA濃度為0.050mmol/L、FeSO4濃度為 0.050mmol/L和 HRT為 2.0h條件下，利用Fe（II）（EDTA）/O3工藝對配置初始PAM質(zhì)量濃度分別為50mg/L和100mg/L的含聚廢水水樣進行處理，不同HRT時PAM濃度變化如圖9所示。

由圖9可知不同HRT下PAM濃度變化的規(guī)律，假定反應(yīng)級數(shù)為n，則有式（11）、式（12）表達式。

圖9　PAM濃度隨HRT變化

式中，C（PAM）為PAM濃度；C（PAM）0為初始PAM濃度；-dC（PAM）/dt為PAM濃度的降解速率；k為綜合反應(yīng)速率常數(shù)；n為反應(yīng)級數(shù)。為獲得反應(yīng)級數(shù)n，1/C（PAM）對t作圖（圖10）。

圖10　PAM濃度倒數(shù)與HRT的關(guān)系

由圖10可知，PAM濃度倒數(shù)與HRT之間呈線性關(guān)系，其線性擬合方程和回歸系數(shù)如表1所示。

表1　不同初始PAM質(zhì)量濃度水樣二級動力學(xué)反應(yīng)方程式

由表 1可知，初始PAM質(zhì)量濃度分別為100mg/L和50mg/L的水樣，其二級動力學(xué)方程均具有較高的線性關(guān)系，它們的線性擬合方程的回歸系數(shù)分別為0.952和0.919，具有較高的線性擬合度。由以上可知，F(xiàn)e（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水水樣為二級反應(yīng)，即n=2，二級動力學(xué)反應(yīng)方程式為式（13）。

Fe（II）（EDTA）/O3工藝處理初始PAM質(zhì)量濃度在50～100mg/L范圍內(nèi)的水樣，其二級反應(yīng)速率常數(shù)在 2.35×10-4～3.35×10-4L/（mg·min）之間，這說明HRT在120min內(nèi)，F(xiàn)e（II）（EDTA）/O3工藝可以產(chǎn)生穩(wěn)定濃度的·OH，以處理含聚廢水水樣。

3　結(jié)　論

（1）相比O3和Fe2+/O3體系，F(xiàn)e（Ⅱ）（EDTA）/O3體系能有效降解水樣中的PAM，當(dāng)EDTA濃度為0.040～0.060mmol/L時，絡(luò)合催化效應(yīng)最大。

（2）利用Fe（EDTA）/O3工藝降解含聚廢水，當(dāng)EDTA濃 度 為0.050mmol/L、 Fe2+濃 度 為0.050mmol/L和HRT為120min時，PAM去除率為75%。同時增加初始pH有利于提高PAM去除率。廢水COD值在HRT為30min內(nèi)逐漸增至最大，隨后逐漸減小并達到穩(wěn)定。

（3）Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3工藝處理含聚廢水符合二級動力學(xué)反應(yīng)，初始 PAM質(zhì)量濃度為 50～100 mg/L，其二級反應(yīng)速率常數(shù)為2.35×10-4～3.35×10-4L/（mg·min）。

［1］魏君，黃福堂，彭建立，等.聚丙烯酰胺及其衍生物的生產(chǎn)技術(shù)與應(yīng)用［M］.北京：石油工業(yè)出版社，2011：24-53.

［2］康萬利.大慶油田三元復(fù)合驅(qū)化學(xué)劑作用機理研究［M］.北京：石油工業(yè)出版社，2001：4-54.

［3］WANG B H，CHEN Y，LIU S Z，et al.Photocatalytical visbreaking of wastewater produced from polymer flooding in oilfields［J］.Colloids and Surfaces A：Physicochemical and Engineering Aspects，2006，287（1/2/3）：170-174.

［4］SUN Y，F(xiàn)ENG Q Y，LI X D.Application of response surface methodology to optimize degradation of polyacrylamide in aqueous solution using heterogeneous Fenton process［J］.Desalination and Water Treatment，2015，53（7）：1923-1932.

［5］LIU T，YOU H，CHEN Q.Heterogeneous photo-Fenton degradation of polyacrylamide in aqueous solution over Fe（Ⅲ ）-SiO2catalyst［J］.Journal of Hazardous Materials，2009，162（2/3）：860-865.

［6］CAO C Y，ZHAO Y H，ZHOU Y J.A study on oxidative degradation of polyacrylamide in wastewater with UV/Fenton/C4H4O62-［J］. International Journal of Green Energy，2016，13（1）：80-84.

［7］FENTON H J H.Oxidation of tartaric acid in the presence of iron［J］. J. Chem. Soc.，1894，65：899-909.

［8］ZENG Z Q，ZOU H K，LI X，et al.Ozonation of phenol with O3/Fe（Ⅱ） in acidic environment in a rotating packed bed［J］.Industrial and Engineering Chemistry Research，2012，51 （31）：10509-10516.

［9］ZHANG X B，DONG W Y，YANG W.Decolorization efficiency and kinetics of typical reactive azo dye RR2 in the homogeneous Fe（II）catalyzed ozonation process［J］.Chemical Engineering Journal，2013，233：14-23.

［10］BEN'KO E M，LUNIN V V.Ozonocatalytic decomposition of glyoxal and glyoxylic and formic acids in the presence of iron（Ⅲ）ions［J］.Russian Journal of Physical Chemistry A，2010，84（2）：215-220.

［11］于忠臣，王松，呂炳南，等.Fe2+/UV催化臭氧法降解腈綸廢水［J］.石油學(xué)報（石油加工），2009，25（6）：896-903.

［12］于忠臣，張雪嬌，王松，等.Fe2+-Al3+紫外催化臭氧法降解腈綸廢水研究［J］.高?；瘜W(xué)工程學(xué)報，2015，29（2）：465-470.

［13］王松，于忠臣，孫冰，等.Al3+/UV催化臭氧去除偶氮二異丁腈廢水中CN-的研究［J］.高?；瘜W(xué)工程學(xué)報，2014，28（4）：882-887.

［14］馬慶霞，張忠智，苗建生，等.淀粉-碘化鎘法測定部分水解聚丙烯酰胺濃度的影響因素分析［J］.化學(xué)與生物工程，2010，27（6）：80-82.

［15］黃君禮.水分析化學(xué)［M］.北京：中國建筑工業(yè)出版社，2008：117-125.

［16］LI Y C.Detoxification of selected chloro-organics by oxidation technique using chelate modified Fenton reaction［D］.Kentucky：University of Kentucky，2007.

［17］LOGAGER T，HOLCMAN J，SEHESTED K，et al.Oxidation of ferrous ions by ozone in acidic solutions［J］.Inorganic Chemistry，1992，31：3523-3529.

［18］何曉文，伍斌.水體污染處理新技術(shù)及應(yīng)用［M］.合肥：中國科學(xué)技術(shù)大學(xué)出版社，2013：11-85.

［19］HOIGNE J，BADER H.The role of hydroxyl radical reactions in ozonation processes in aqueous solutions［J］.Water Research，1976，10（5）：37.

［20］陳錫珍，程立.隱蔽劑及其在工業(yè)上的應(yīng)用［J］.化學(xué)通報，1966 （7）：15-27.

［21］HOIGNE J，BADER H.Ozonation of water：role of hydroxyl radicals as oxidizing intermediates［J］.Science，1975，190（4216）：782-784.

［22］WEISS J.Investigations on the radical HO2in solution［J］.Transactions of the Faraday Society，1935，31（1）：668-680.

［23］STAEHELIN J，HOIGNE J.Decomposition of ozone in water：rate of initiation by hydroxide ions and hydrogen peroxide［J］.Environmental Science and Technology，1982，16（10）：676-681.

Study on the degradation of polymer-contained wastewater by the Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3process

YU Zhongchen1，WEI Zhen1，DONG Xigui2，LIU Shumeng2，WANG Song1，ZHONG Liubo1
（1School of Civil Engineering and Architecture，Northeast Petroleum University，Daqing 163318，Heilongjiang，China；2Oil Production Plant No.2，Daqing Oilfield Co.，Ltd.，Daqing 163414，Heilongjiang，China）

The Fe（II）（EDTA）/O3process was used to degrade polymer-contained wastewater. The effects of influencing factors such as EDTA concentration，F(xiàn)e2+concentration，hydraulic retention time （HRT） and initial pH on removal rate of polyacrylamide （PAM） and degradation efficiency of COD were studied. Moreover，the kinetic characteristics and mechanism of Fe （Ⅱ） complexing and catalysis reaction of ozone were discussed. Results showed that the PAM removal rate reached at 75% when the EDTA concentration was 0.050mmol/L，F(xiàn)e2+concentration was 0.050mmol/L and HRT was 120min. The increase of initial pH was in favor of PAM removal rate. At the same time，the pH of the wastewater decreased slowly along with the HRT. In addition，the COD values of the wastewater gradually increased to maximum when the HRT was during 30min and then decreased with the time gradually to a stable value. Furthermore，the degradation of polymer-contained wastewater conformed to the second-order kinetics whose rate constant was 2.35×10-4—3.35×10-4L/（mg·min） when the initial PAM concentration was 50—100mg/L.

Fe（Ⅱ）（EDTA）/O3process；polymer-contained wastewater；catalysis；polyacrylamide （PAM）；kinetics；reaction

X 703

A

1000-6613（2016）08-2569-06

10.16085/j.issn.1000-6613.2016.08.42

2016-01-06；修改稿日期：2016-03-03。

黑龍江省自然科學(xué)基金（B2015012）及黑龍江省博士后項目（161260）。

及聯(lián)系人：于忠臣（1975—），男，碩士，副教授，從事有機廢水高級氧化技術(shù)、新型油-水分離理論和技術(shù)研究和教學(xué)工作。E-mail yuzi7777@163.com。