含聚丙烯酰胺(PAM)驱油废水处理技术

可见，当pH值为2~4时，H-Beta对PAM的吸附脱除率较高，吸附脱除率随pH值增大略有增加;pH值继续增大，H-Beta对PAM的吸附脱除率随着pH值升高而显著下降，对吸附的影响显著.

本实验采用的AP-P4为阴离子型PAM，其在溶液中的分子状态及H-Beta的表面性质均会影响吸附效果，pH值对吸附产生的影响是静电作用和PAM分子形态共同作用的结果.按照文献(Milonji  c ′ et al.，  1975)对H-Beta测定的等电点(PZC点)为4.0.由此可知，pH值为2~4时，H-Beta呈正电性，与阴离子型PAM产生静电引力，对吸附有利;反之，当pH值大于4时，H-Beta呈负电性而与PAM产生静电斥力，不利于吸附.此外，PAM在高pH值下发生水解而造成酰胺基的减少，与H-Beta间的氢键作用减弱，不利于吸附.同时，PAM分子的有效体积随着水解度增加而增大(熊启勇等，2005)，也造成H-Beta单位面积上吸附的分子减少，PAM脱除率降低.

3.3.2 吸附剂用量

针对不同初始浓度(100、200和500 mg ˙ L-1)，分别于50 mL PAM溶液中加入不同用量的H-Beta吸附剂(3、5、7和9 g ˙  L-1)，H-Beta的吸附性能如图 5所示.

图 5 吸附剂用量对PAM吸附量和脱除率的影响

可见，随着吸附剂用量增加，总的吸附表面积增加，可提供更多的吸附位(程华丽等，2014)，使PAM的脱除率提高，继续增加吸附剂用量则导致脱除率有所下降.另外，吸附量也随吸附剂用量的增加逐渐下降，这与鲁秀国等(2014)发现的现象相似.这是因为吸附剂用量增加到一定程度后，彼此间可能出现团聚而造成可利用的吸附位数量减少(Wang  et al., 2013)，从而使得吸附位利用率下降.当吸附剂用量为5 g ˙ L-1时，在3种初始PAM浓度下，都能得到最高的PAM脱除率.

3.4 H-Beta对真实废水的吸附效果

采用中海油绥中36-1油田含AP-P4型PAM的采油废水考察H-Beta对真实废水的吸附性能及废水中组分的竞争吸附.吸附条件为：吸附剂用量5 g ˙  L-1，pH=4，25 ℃振荡吸附4 h.吸附前后废水的部分指标列于表  5.由于废水中含油，影响TOC的测定，因此，采用文献(苟绍华等，2014)的方法测定PAM浓度.油含量和金属离子含量分别采用紫外荧光测油仪(OilTech  121A型)和原子吸收(AA-7020型)方法测定.

表 5 吸附前后真实废水的部分指标

在真实废水中，H-Beta不仅对PAM具有较高的脱除率(94.6%)，而且还脱除了其中大部分的油和Ca2+及部分Mg2+.H-Beta的脱油能力来自于其较大的比表面积、丰富的孔道和独特的拓扑结构(杨潇健，2012).H-Beta能脱除金属离子则是由于其拥有直通型孔道，可以进行阳离子交换(李学峰等，2011)，对Na+几乎没有脱除效果，原因可能是Na+尺寸较大.为了考察竞争吸附的影响，配置了PAM含量与真实废水相同的不含油和盐的模拟废水，在相同条件下用H-Beta进行吸附，结果发现，H-Beta对PAM的脱除率为91.3%.这说明真实废水中的油和盐类并不会与PAM产生竞争吸附而抑制PAM的脱除，反而在一定程度上促进了PAM的吸附.这可能是因为盐类的存在中和了PAM长链上的负电荷，使其长链更加卷曲，旋转半径减少(Muller  et al.,  1979)，因而吸附剂的单位比表面积上能吸附更多的PAM(祝艳荣等，2001).具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

4 结论

1)H-Beta对PAM的吸附动力学可用准二级动力学方程描述，粒子内扩散不是吸附过程唯一的控制步骤;初始浓度为100、200和500 mg ˙  L-1时的吸附表观活化能分别为41.8、33.8和24.8 kJ ˙ mol-1.

2)H-Beta对PAM的吸附等温线在低平衡浓度区符合Langmuir吸附特征，25、40和50  ℃时单层饱和吸附量qmax分别达到70.2、76.9和90.9 mg ˙  g-1;在高平衡浓度区符合Freundlich方程;吸附为自发吸热过程，主要吸附可能是氢键作用.

3)在体系pH值2~4和吸附剂用量为5 g ˙ L-1条件下，H-Beta有较好的吸附效果.

4)真实废水中的油和盐类不会与PAM造成竞争吸附而降低H-Beta的吸附效果，H-Beta对真实废水中PAM的脱除率可达94.6%，并且废水中大部分油类和Ca2+及部分Mg2+也同时被脱除.