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                 化工污水耐腐蝕雙相鋼減壓閥

                  上海申弘閥門有限公司

之前介紹蒸汽截止閥熱損失，現在介紹化工污水耐腐蝕雙相鋼減壓閥煤化工污水經過脫酚脫氨、生化處理、中水回用等步驟后，高鹽廢水中的氯化鈉、*和其他一些有機、無機雜質難以處理且處理費用昂貴。而氯化鈉和*兩種鹽分的工業使用量很大，白白丟棄非常可惜。因此，對高鹽廢水的提鹽具有重要意義。

1. 品名、型號規格、數量、價格.     

    目前，在多種煤化工廢水處理技術中，有4條工藝技術路線的發展前景看好：

1 化工污水耐腐蝕雙相鋼減壓閥材料與方法
1.1 工藝流程
本研究中，高鹽廢水處理的工藝是由電滲析脫鹽和活性污泥法生化處理兩部分組成，其工藝流程如圖 1所示。不銹鋼水用減壓閥可以將閥前管路較高的水壓減少至閥后管路所需的水平，是一種自動降低管路工作壓力的專門裝置。不銹鋼水用減壓閥的基本性能有：

本系列減壓閥屬于先導活塞式減壓閥。由主閥和導閥兩部分組成。主閥主要由閥座、主閥盤、活塞、缸套、彈簧等零件組成。導閥主要由閥座、閥瓣、膜片、彈簧、調節彈簧等零件組成。通過調節調節彈簧壓力設定出口壓力，利用膜片傳感出口壓力變化，通過導閥啟閉驅動活塞調節主閥節流部位過流面積的大小，實現減壓穩壓功能。
本產品主要用于蒸汽管路，起減壓穩壓作用。 不銹鋼的耐腐蝕性能一般隨著鉻含量的增加而提高，當鋼中的鉻含量Cr≥12%，會在鋼的表面形成一層非常薄，但很致密的氧化膜(通稱鈍化膜)，保護基體不再被氧化或腐蝕，不銹鋼因此具有優良的耐蝕性能。

2、雙相不銹鋼的組成
雙相不銹鋼（Duplex Stainless Steel，簡稱DSS），指鐵素體與奧氏體各約占50%，一般較少相的含量zui少也需要達到30%的不銹鋼。在含C較低的情況下，Cr含量在18%~28%，Ni含量在3%~10%。有些鋼還含有Mo、Cu、Nb、Ti、N等合金元素。

圖:雙相不銹鋼的組成

圖：雙相不銹鋼的微觀組織

3、雙相不銹鋼的分類
*類屬低合金型，代表牌號UNS S32304（23Cr-4Ni-0.1N），鋼中不含鉬，PREN值為24-25，在耐應力腐蝕方面可代替AISI304或316使用。

第二類屬中合金型，代表牌號是UNS S31803（22Cr-5Ni-3Mo-0.15N）,PREN值為32-33，其耐蝕性能介于AISI 316L和6%Mo+N奧氏體不銹鋼之間。

第三類屬高合金型，一般含25%Cr，還含有鉬和氮，有的還含有銅和鎢，標準牌號UNSS32550（25Cr-6Ni-3Mo-2Cu-0.2N），PREN值為38-39，這類鋼的耐蝕性能高于22%Cr的雙相不銹鋼。

第四類屬超級雙相不銹鋼型，含高鉬和氮，標準牌號UNS S32750（25Cr-7Ni-3.7Mo-0.3N）,有的也含鎢和銅,PREN值大于40,可適用于苛刻的介質條件,具有良好的耐蝕與力學綜合性 能，可與超級奧氏體不銹鋼相媲美。DN32水用減壓閥

　　1、壓力特性：它是指流量為定值時，因輸入壓力波動而引起輸出壓力波動的特性。輸出壓力波動越小，減壓閥的特性越好。輸出壓力必須低于輸入壓力—定值才不會隨輸入壓力變化而變化。

　　2、流量特性：它是指輸入壓力—定時，輸出壓力隨輸出流量的變化而變化的持性。當流量發生變化時，輸出壓力的變化越小越好。一般輸出壓力越低，它隨輸出流量的變化波動就越小。

　　3、調壓范圍：它是指減壓閥輸出壓力的可調范圍，在此范圍內要求達到減壓閥規定的精度。調壓范圍主要與調壓彈簧的剛度有關。

　　不銹鋼水用減壓閥可以廣泛用于高層建筑、城市給水管網水壓過高的區域、礦井及其他場合，以保證給水系統中各用水點獲得適當的服務水壓和流量。

1、反滲透加機械式蒸汽再壓縮技術加多效蒸發及變溫結晶    

    目前，高鹽廢水（含鹽量≥1%）的處理規模約為幾十到幾百立方每小時。該廢水通過普通反滲透及高鹽反滲透濃縮后（約為7-8%），在未飽和之前可以先用機械式蒸汽再壓縮技術或多效蒸發進行濃縮，zui后進入蒸發結晶系統脫鹽。由于機械式蒸汽再壓縮技術真空蒸發的節能效果明顯，愈加受到制鹽企業的重視。

  首先，將高鹽廢水通入電滲析器的脫鹽通道，低鹽分的汲取液通入汲取通道，廢水和汲取液在電滲析器內逆向循環流動，并保持廢水的鹽分始終高于汲取液的鹽分。加入直流電場后，廢水中的離子在濃度差和電位差兩方面推動力作用下向汲取液遷移，使廢水中的鹽分降低到適合活性污泥法處理的條件。之后對活性污泥進行接種、馴化培養，并利用馴化成功后的活性污泥反應器對電滲析脫鹽后的廢水進行生化處理以降低廢水中的COD。

1.2 試劑與儀器
所用試劑包括氯化鈉、氯化鉀、氯化鎂、碳酸氫鈉、硝酸鈉、葡萄糖，均為天津江天化工有限公司生產，分析純。
所用活性污泥取自天津大學中水處理系統的MBR裝置，該處理系統COD為300~500mg/L，其污泥泥齡長，微生物活性高，混合液懸浮固體（MLSS）為6 000 mg/L左右。
主要試驗設備：DDSJ-308A電導率儀，上海精密科學儀器有限公司；HITACHI180-80偏振拉曼原子吸收分光光度計，日立公司；DX-120離子色譜，戴安公司；ET3150B多功能消解器，ET1151M型COD測定儀，上海歐陸科儀有限公司。
電滲析器：立式組裝，一級一段；聚乙烯異相陽離子交換膜LE-HeM-CM01，8張，聚乙烯異相陰離子交換膜LE-HeM-AM01，7張，單膜有效面積330 mm×120 mm；隔板為雙層編織網，厚度0.9 mm。
電滲析器輔助設備：PVC水箱；MP耐酸堿磁力泵；LZB轉子流量計；直流電源。活性污泥反應器：曝氣池（2 L），ACO-308電磁式空氣壓縮機，廣東海利集團有限公司。
1.3 水質分析
自配模擬高鹽廢水，離子組成由氯化鈉、氯化鉀、氯化鎂、碳酸氫鈉試劑配比而成，COD由葡萄糖配制而成，模擬廢水中Na+ 8 150 mg/L，K+ 80 mg/L，Mg2+ 8 mg/L，Cl- 12 650 mg/L，HCO3- 1 110 mg/L，COD 3 850 mg/L。
1.4 試驗方法
1.4.1 電滲析脫鹽實驗
將模擬廢水通入電滲析脫鹽通道中，純水通入汲取通道，極水為2 g/L的硝酸鈉溶液，各5 L。保持廢水和汲取液流量相同，為40 L/h，極水流量60 L/h，循環操作。試驗在室溫條件，15 V恒電壓模式下進行，每隔5 min取少量廢水和汲取液進行分析，當汲取液電導率接近廢水電導率時，用純水更換全部的增濃汲取液，再繼續上述脫鹽操作。
1.4.2 活性污泥法處理電滲析脫鹽后廢水
取100 mL接種活性污泥與900 mL廢水于2 L的曝氣反應池內馴化培養，控制溶液DO在2~4mg/L。馴化期廢水的無機鹽組成與電滲析脫鹽后廢水的無機鹽組成相同，僅通過增加葡萄糖的投加量來逐步提高廢水中的COD（由400 mg/L逐步提高至3590 mg/L）。至馴化成熟后，采用電滲析脫鹽后廢水作為進水。在馴化和穩定處理期間，每次進水均投加營養物質及微量元素，以保證微生物的正常生長。反應采用每周期曝氣22 h，靜置沉降2 h的操作方式，取上清液分析其中的COD來表征活性污泥法的處理效果。
1.5 分析與計算方法
試驗中采用DDSJ-308A電導率儀對水樣的電導率進行分析，陽離子含量通過HITACHI180-80偏振拉曼原子吸收分光光度計分析，氯離子含量由DX-120離子色譜分析，碳酸氫根的測量采用滴定分析法，COD由ET3150B多功能消解器及ET1151M型COD測定儀測定。
廢水中各離子的脫除率按式（1）進行計算。

式中：Rt——廢水中某離子在t時刻的脫除率，%；
Ci——廢水中該離子的初始質量濃度，mg/L；
Ct——廢水中該離子在t時刻的質量濃度，mg/L。
2 結果與分析
2.1 電滲析脫鹽過程分析
  試驗過程中定期對廢水和汲取液的電導率進行測定，結果如圖 2所示。

廢水中的電解質在濃度差和電位差兩方面推動下向汲取液遷移，使廢水含鹽量隨脫鹽過程而降低，電導率逐漸下降。經過160 min，廢水的電導率由30 mS/cm降至2.77 mS/cm，下降了90.8%。
圖 2中1~5代表更換汲取液的次數，整個脫鹽過程共更換了5次汲取液。圖 2中所示1~5汲取液的初始電導率都很低，并隨時間逐漸增加，直至接近廢水的電導率。這是因為脫鹽過程開始時，將純水通入電滲析器的汲取通道，隨著廢水中的鹽分向汲取液遷移，使汲取液的電解質濃度升高，電導率逐漸增加。為避免離子從鹽分低的一側向鹽分高的一側遷移，當汲取液電導率接近廢水電導率時，用純水更換全部的增濃汲取液。
由圖 2還可以看出，每批次實驗中廢水電導率的降低趨勢與該批次汲取液電導率的增加趨勢基本一致。這是由于廢水中的離子向汲取液遷移，并且廢水的體積與每批次汲取液的體積相同，故廢水電解質濃度降低值與汲取液濃度增加值大致相同。此外，觀察1~5汲取液電導率變化曲線，其斜率隨時間而逐漸減小，說明汲取液電導率的增加速率有所減緩，廢水中離子向汲取液遷移的速度減緩。這是因為在該采用汲取液的電滲析體系中，離子遷移的一部分推動力為濃度差推動力，而廢水中的鹽分隨著脫鹽過程逐漸降低，使濃度差推動力減小，從而脫鹽速率下降。

上海申弘閥門有限公司主營閥門有：截止閥,電動截止閥,氣動截止閥,電動蝶閥,氣動蝶閥 YZ11F先導活塞式減壓閥使用原理和結構說明:

 1,閥前進口介質壓力從閥瓣和閥體密封圈開啟間隙進入體腔使介質壓力流滿波紋管的組合箱，波紋管和彈簧因受介質壓力的擠壓而壓縮，閥瓣隨著閥桿位移，閥瓣產生對閥體密封圈的關閉，將閥前介質截止，不作閥后介質壓力的補充。當閥后的介質壓力降低，波紋管因受調節彈簧的徑項力，使波紋管疊紋變形，閥桿將閥瓣頂開。使介質通過閥體密封圈補充閥后壓力的降低。 
2，本閥是由閥體、閥蓋、閥瓣、閥體密封圈、閥桿、波紋管、調節彈簧等零件組成，體腔進口組裝有閥瓣、閥體密封圈和輔彈簧，輔彈簧是保持閥瓣和閥體密封圈自動的密封，出口體腔組裝彈性密封元件（波紋管）即保證閥后介質壓力的泄漏和克服壓力不均勻度的補償。螺釘是調整彈簧負荷壓力減壓閥工作性能。

2.2 無機離子脫除規律

隨著脫鹽過程的進行，廢水中各種離子在濃度差和電位差推動下不斷向汲取液遷移，使得各離子脫除率隨時間的延長而不斷增大。當脫鹽過程結束時，除碳酸氫根離子脫除率接近70%外，其他離子的脫除率均達到90%以上，實驗數據表明，廢水的總含鹽質量濃度由22 000 mg/L降至1 630 mg/L，脫鹽率達92.6%。比較同一時刻下不同離子的脫除率，可知脫鹽過程中陽離子的脫除速率大小為K+>Na+>Mg2+。陰離子中Cl-的脫除速率遠遠大于HCO3-。該結論與N. Kabay等在研究中得出的結論一致。
水中各種離子的遷移行為受很多因素影響，如膜的性能、電解質濃度、操作條件等。當不存在離子交換膜時，離子在電場中的遷移速率取決于該離子的電荷量和質量的比值（e/m）。而在電滲析過程中，離子交換膜的存在會對離子的遷移速率產生重要的影響。不同離子在聚乙烯異相陽膜中的淌度大小為K+>Na+>Mg2+，淌度越大，說明離子在膜中遷移阻力越小，遷移速率越快。其次，離子通過膜的難易程度取決于離子的水合半徑大小和離子的電荷量。由于膜中供離子通過的孔隙大小一定，離子水合半徑越大，越不易通過膜，比較離子的水合半徑大小為Mg2+>Na+>K+，HCO3->Cl-。而當離子電荷量增加時，導致離子的電量/半徑比增加，也會影響離子穿過膜的速率。此外，碳酸氫根為弱酸根離子，本身電離程度較低，也是導致其較低的遷移速率的原因之一。
2.3 脫鹽過程廢水COD變化
電滲析脫鹽過程共更換了5次汲取液，測量每次更換汲取液后廢水的COD，以及整個脫鹽過程結束時廢水的COD，分別為3 850、3 740、3 680、3 640、 3 610、3 590 mg/L。結果表明，廢水的COD隨脫鹽過程的進行而有所降低，但降低幅度較小，廢水初始COD為3 850 mg/L，當脫鹽過程結束時為3 590 mg/L。并且由COD的變化可知，第1次更換汲取液后廢水COD變化zui大，之后變化量越來越小。
這是因為廢水中的COD僅由葡萄糖構成，葡萄糖為中性有機分子，并不會在電場作用下發生定向遷移，但由于本實驗設置純水為汲取液，故存在葡萄糖分子向汲取液遷移的濃度差推動力。而離子交換膜具有擴散性能，葡萄糖分子可在濃差擴散作用下透過離子交換膜進入汲取液，使廢水的COD降低。但濃差擴散的速率很小，故葡萄糖遷移量不大，廢水COD降低幅度較小。并且，該濃差擴散量在濃度差基本恒定的情況下，僅與操作時間有關，脫鹽過程中第1次更換汲取液后操作時間長達70 min，之后更換汲取液后操作時間越來越短（見圖 2），故第1次更換汲取液后廢水COD變化zui大，之后變化量越來越小。
2.4 活性污泥法處理電滲析脫鹽后廢水
本實驗馴化期為14 d，馴化期內微生物活性高，菌膠團絮凝效果良好。本實驗之所以馴化期較短，主要是由于電滲析脫鹽后廢水總鹽質量分數低于0.2%，對微生物的生長不會產生抑制作用，且溶液內營養物質均衡，有利于微生物的生長。在14d的馴化期內，曝氣池進水COD由400 mg/L逐步提高至3 590 mg/L，COD去除率皆穩定在85%以上，說明馴化成功。
利用馴化成功的活性污泥反應器對電滲析脫鹽后廢水進行生化降解，反應停留時間為24 h。反應池出水COD及去除率如圖4所示。

由圖 4可以看出，在馴化成功后穩定運行的10 d內，曝氣池進水均為電滲析脫鹽后廢水（COD為3 590 mg/L），出水COD基本維持在500 mg/L左右，COD去除率約為85%。實驗結果表明，經過14 d的馴化期，活性污泥反應體系的馴化效果良好，對電滲析脫鹽后廢水的COD有穩定的去除能力。
3 結論
利用采用汲取液的電滲析-活性污泥法組合工藝處理含鹽廢水，在降低污水含鹽量后，采用活性污泥法能夠大幅度降低污水COD。針對實驗含鹽廢水，經過5次更換汲取液，160 min處理后廢水總含鹽質量濃度由22 000 mg/L降至1 630 mg/L，除碳酸氫根離子脫除率接近70%外，廢水中其他離子的脫除率均在90%以上。對電滲析脫鹽后廢水采用活性污泥法處理，通過逐步提高廢水中COD的方式對其進行馴化，經14 d馴化后COD降解效果明顯，24h去除率維持在85%左右。此電滲析-活性污泥法組合工藝為高鹽廢水的處理提供了一種新方法。與本文相關的產品有：石油化工阻火器安裝