1. 不混溶成礦作用與硫化物飽和度控制
（一）不混溶成礦作用
硅酸鹽和硫化物或硫化物-氧化物熔體間的不混熔性質，已在各種礦石的冶煉中認識很久。這種不混熔性作為某些天然礦石的成因機制最初是由Vogt（1894）正式提出的。現在人們已普遍認為位於鎂鐵-超鎂鐵岩（如安得略的Sudbury、莫尼套貝的Lynn湖、澳大利亞的Kambalda、南非的Lnsizwa、俄羅斯的Noril'sk）底部的塊狀Ni-Cu硫化物礦石是硅酸鹽熔體侵入前、侵入期間或侵入後的熔離硫化物液相結晶作用的結果。
自然界不混熔硫化物和硅酸鹽熔體的認識首先是由夏威夷阿萊爾熔岩湖結晶作用的細致研究所證實的。Skinnera and Peck（1968）發現，結晶初時從基性熔融體中分離出來的是富硫化物的液態球（球的基本化學成分見表2-10）。隨後，Kimberlite岩管榴輝岩結核（Desborougha and Czamanske，1973）和月質玄武岩（Roedder and Weiblen，1970）的觀察研究表明存在類似的滴狀結構的硫化物。現在已普遍接受了岩漿Cu-Ni-PGE硫化物礦床的形成，為岩漿在岩漿管道（column）或岩漿房中由於物理化學條件變化導致S在岩漿中的溶解度降低，致使富硫化物的液相和硅酸鹽岩漿失去平衡而產生不混溶作用，以重力下沉方式富集成礦的模式（Naldrett，1989；Radk'o，1991；Brugmann et al.，1993），因此，導致岩漿中S的溶解度的變化使硫化物飽和的原因，是岩漿硫化物礦床研究中十分關注的問題。而且，研究表明，如果要成礦，岩漿演化的早期S還不能處於過飽和狀態而熔離下沉，因為可能導致Cu、Ni有用金屬元素進入硫化物液相，而不可能形成有價值的礦床（Keays，1995）。
表2-10 夏威夷不混熔硫化物球的基本化學成分
（二）硫化物飽和度控制
硅酸鹽熔融體中硫的地球化學的深入研究是在地質調查和冶金研究的同時展開的。Fincham和Richandso（1954）指出硅酸鹽熔融體中的硫僅氧化狀態時表現為硫化物（低氧逸度）和硫酸鹽（高氧逸度）。與塊狀硫化物礦石共生的基性岩漿具極低的氧逸度（Stato and Wright，1966），因此硫以硫化物形式存在。實際上大量的硫在硅酸鹽熔融體中的溶解主要取決於FeO的含量，其次是CaO、MgO和Na2O的含量。Fincham and Richardson（1954）及隨後的研究表明，逸活度氧化鐵的增加可使熔融體中FeO含量減少，並減低硫化物的溶解度，說明了不混熔硫化物液相可能存在的趨勢。大硫化物離子（0.18nm）阻止了它在固相線區與氧（0.14nm）結合成硅酸鹽結構。Haughton等（1974）提出了一個fo，∶fs，的穩定關系式，溫度每增加100℃，基性岩漿中硫的溶解量可增加5～7倍。
MacLean（1969）發現在FeO-Fe3O4-SiO2-FeS體系中存在大量不混熔相（圖2-9）。結晶作用過程中含有少量硫的均勻硅酸鹽熔體可能變為硫飽和而形成硫化物，從而導致分解熔離硫化物液相的存在。
圖2-9 FeO-Fe3O4-SiO2-FeS體系液相圖
圖2-10 Fe-S-O體系液相關系圖
結晶軌跡取決於原始的化學成分及結晶過程中氧逸度的減低、衡定或增加。在FeO-Fe3O4-SiO2-FeS體系中，兩種液相存在的最低溫度是1140℃。在這種簡單的基性岩漿中硫的溶解度約4%，硫化物、氧化物液相中的二氧化硅約1%。這種液相硫化物的結晶在硅酸鹽完全結晶後才開始，但Na2O的存在會降低硅酸鹽熔體的熔點，以致硫化物在硅酸鹽之前晶出（Shinazaki and Clark，1973）。自然界玄武岩熔體僅含0.03%重量的硫（MacLean，1969；Skinner和Peck，1968），比FeO-Fe3O4-SiO2-FeS體系中的最大值要低100倍。很明顯，自然岩漿與合成熔體相比FeO含量要低得多，在硅酸鹽中大量CaO、MgO和Al2O3與FeO相結合，會大大地減少FeO的活度。正如Fincham和Richardson（1954）所觀察的一樣，FeO活度的降低將導致熔融體中硫溶解度的降低。
一旦硫化物熔體從硅酸鹽熔融體中熔離，其球滴將開始在硅酸鹽熔融體中下沉，因為它們的密度要大得多。富硫化物熔離形成塊狀礦石，正如Sudbury的情況，熔離的同時，硅酸鹽熔融體尚在大量流動。引起基性岩漿中不混熔硫化物液相分離的原因可能是溫度的降低、正常的結晶或氧逸度的增加。產生硫化物-氧化物液相的機制還缺乏認識，它的結晶軌跡並不受硅酸鹽熔融體左右。典型的硫化物-氧化物熔體的初始化學成分Fe-S-O體系（圖2-10）。這些熔體位於磁黃鐵礦的主要結晶區，與Skinner and Peck（1968）觀察到的同時熔離的磁黃鐵礦及Fe-S-O液相相一致。Fe-S-O液相最終結晶成磁鐵礦和磁黃鐵礦的混合體，這種特徵在世界上許多塊狀硫化物礦石中都可見到。
2. 高濃度硫酸鹽廢水處理
向廢水中滴加氫氧化鋇溶液，直到廢水不再出現沉澱為止，過濾沉澱。不知道你除了消除硫酸鹽之外還有沒有其他要消除的
3. 硫化氫硫化原料廢水處理用什麼原料處理
摘要 煉油、紡織、印染、焦炭、煤氣、紙漿、製革及多種化工原料的生產過程中都會排含有硫化物的工業廢水，含有硫酸鹽的廢水在厭氧條件下也可以還原產生硫化物成為含有硫化物的廢水。含硫化物廢水的處理方法有將硫化物轉化為硫化鹽進行絮凝沉澱和將硫化物轉化為硫化氫汽提兩類。
4. 怎麼處理污水中高硫化物和高氨氮的
硫化物如果增加預曝氣還是不能有很好的效果，你可以在前面加點鐵離子版混凝劑，先預沉下，權在曝氣；
高氨氮具體是多少？
ASBR能接受的氨氮濃度也就在300mg/l下，一是設計上的問題；二是操作上的問題；
在這里也只能簡單的說，加大污泥迴流，增加SBR的混合攪拌時間，看看有沒有效果。
5. 如何降低水中的硫酸鹽
可以加入鋇離子，通過生成硫酸鋇沉澱，降低硫酸根離子的濃度。此類方法還可以加入二價鉛離子，生成微溶的硫酸鉛，但由於有害，通常不使用。
反其道而行之的方法是加入適量濃硫酸，生成硫酸氫鹽。（如果不是除雜）
物理方法可使用蒸餾，硫酸鹽的沸點通常較高。
6. 廢水中硫酸鹽含量多少算高硫酸鹽
廢水的排放標來准中，要源求硫酸鹽排放濃度＜1500 mg/L，高於這一濃度，就屬高硫酸鹽廢水。
硫酸鹽廢水的危害
含硫酸鹽廢水中的硫酸鹽本身雖然無害，但是它遇到厭氧環境會在硫酸鹽還原菌(SRB)作用下產生H2S，H2S能嚴重腐蝕處理設施和排水管道，且氣味惡臭，嚴重污染大氣。另外硫酸鹽廢水排入水體會使受納水體酸化，pH降低，危害水生生物；排入農田會破壞土壤結構，使土壤板結，減少農作物產量及降低農產品品質。目前，我國很多城市的地下水已經受到不同程度的硫酸鹽污染，尋求行之有效的硫酸鹽廢水處理工藝早已成為環境工程界普遍關注的問題。
7. 工業廢水中測硫化物和硫酸鹽的區別
1 用Zn(Ac)_2沉澱水來中 S~=,抽濾除源去水中其他雜質,使沉澱在鹼性條件下被H_2O_2氧化成SO_4~=,用帶電導檢測器的離子色譜儀測定SO_4~=,換算成S~=含量。 檢出限為0.02mg/1。
2 以亞甲蘭法為基礎,顯色反應在自製的小檢測管內進行,通過與標准色列管進行比較來確定樣品中S^2-的含量。
3 在含硫污水中加入乙酸鋅,通過高速離心法進行預處理,得到硫化鋅沉澱,倒出部分上清液,再加入弱鹼性水與顯色劑反應,最後通過分光度計或比色法測定硫化物的含量。
8. 誰知道污水中的硫化物要怎樣處理呢，處理過程中需考慮什麼呢
企業生產中，對於污水的排放處理有著嚴格的要求，環境保護部門也會時刻監測企業的污水排放是否達標。企業為了保證污水處理質量，一般都會設置多個水處理設備，並根據污水的具體元素含量，進行水處理。如果污水中存在硫化物的話，要怎樣進行水處理呢？現在，滄州市中天水處理設備就和朋友們一起來認識探討一下：污水回注或外排都必須達到國家標准，尤其是對污水中硫化物的含量要求非常嚴格，那麼如何控制硫及硫化物的含量呢？硫化物對金屬的腐蝕作用十分的強烈，在污水中生成亞硫酸和硫酸更是如此。其中非活性硫化物指硫醚、二硫化物和硫茂等，雖然不會直接腐蝕金屬，但在一定的條件下，也會在污水中生成亞硫酸和硫酸，對金屬部件形成原電池化學腐蝕，最終導致管壁穿孔。那麼怎樣對水進行處理呢？可向污水中加入一定比例的強氧化劑使硫和硫化物形成硫酸鹽類，減輕對金屬的腐蝕作用，使污水變清、降低水中的懸浮物含量，但是該水處理方式因為在污水中的不穩定性，而且氧化持續時間短、使用費用過高等而無法推廣普及。控制好硫和硫化物在污水中的量，使水質澄清透明、易於處理，可大幅度降低因腐蝕造成的經濟損失，延長工藝設備壽命，因此在使用水處理設備時，需要加大濾罐濾料更換周期，確保污水的處理效果。
9. 廢水生物處理進水對硫酸鹽有要求嗎
廢水生物處理方法有：
1，生物化學法
生物化學法指通過微生物處理含重金屬廢水，將可溶性離子轉化為不溶性化合物而去除。硫酸鹽生物還原法是一種典型生物化學法。該法是在厭氧條件下硫酸鹽還原菌通過異化的硫酸鹽還原作用，將硫酸鹽還原成H2S，廢水中的重金屬離子可以和所產生的H2S反應生成溶解度很低的金屬硫化物沉澱而被去除，同時H2SO4的還原作用可將SO42-轉化為S2-而使廢水的pH值升高。因許多重金屬離子氫氧化物的離子積很小而沉澱。有關研究表明，生物化學法處理含Cr 6+濃度為30—40mg/L的廢水去除率可達99.67%—99.97%[11]。有人還利用家畜糞便厭氧消化污泥進行礦山酸性廢水重金屬離子的處理，結果表明該方法能有效去除廢水中的重金屬。趙曉紅等人[12]用脫硫腸桿菌(SRV)去除電鍍廢水中的銅離子，在銅質量濃度為246.8 mg/L的溶液，當pH為4.0時，去除率達99.12%。
2，生物絮凝法
生物絮凝法是利用微生物或微生物產生的代謝物進行絮凝沉澱的一種除污方法。微生物絮凝劑是一類由微生物產生並分泌到細胞外，具有絮凝活性的代謝物。一般由多糖、蛋白質、DNA、纖維素、糖蛋白、聚氨基酸等高分子物質構成，分子中含有多種官能團，能使水中膠體懸浮物相互凝聚沉澱。至目前為止，對重金屬有絮凝作用的約有十幾個品種，生物絮凝劑中的氨基和羥基可與Cu2+、 Hg2+、Ag+、Au2+等重金屬離子形成穩定的鰲合物而沉澱下來。應用微生物絮凝法處理廢水安全方便無毒、不產生二次污染、絮凝效果好，且生長快、易於實現工業化等特點。此外，微生物可以通過遺傳工程、馴化或構造出具有特殊功能的菌株。因而微生物絮凝法具有廣闊的應用前景。
3，生物吸附法
生物吸附法是利用生物體本身的化學結構及成分特性來吸附溶於水中的金屬離子，再通過固液兩相分離去除水溶液中的金屬離子的方法。利用胞外聚合物分離金屬離子，有些細菌在生長過程中釋放的蛋白質，能使溶液中可溶性的重金屬離子轉化為沉澱物而去除。生物吸附劑具有來源廣、價格低、吸附能力強、易於分離回收重金屬等特點，已經被廣泛應用。
4，需氧生物處理法
利用需氧微生物在有氧條件下將廢水中復雜的有機物分解的方法。生活污水中的典型有機物是碳水化合物、合成洗滌劑、脂肪、蛋白質及其分解產物如尿素、甘氨酸、脂肪酸等。這些有機物可按生物體系中所含元素量的多寡順序表示為 COHNS。在廢水需氧生物處理中全部反應可用以下兩式表示：
微生物細胞+COHNS+O2─→ 較多的細胞+CO2+H2O+NH3
生物體系中這些反應有賴於生物體系中的酶來加速。酶按其催化反應分為：氧化還原酶：在細胞內催化有機物的氧化還原反應，促進電子轉移，使其與氧化合或脫氫。可分為氧化酶和還原酶。氧化酶可活化分子氧，作為受氫體而形成水或過氧化氫。還原酶包括各種脫氫酶，可活化基質上的氫,並由輔酶將氫傳給被還原的物質,使基質氧化，受氫體還原。水解酶：對有機物的加水分解反應起催化作用。水解反應是在細胞外產生的最基本的反應，能將復雜的高分子有機物分解為小分子，使之易於透過細胞壁。如將蛋白質分解為氨基酸，將脂肪分解為脂肪酸和甘油，將復雜的多糖分解為單糖等。此外還有脫氨基、脫羧基、磷酸化和脫磷酸等酶。許多酶只有在一些稱為輔酶和活化劑的特殊物質存在時才能進行催化反應，鉀、鈣、鎂、鋅、鈷、錳、氯化物、磷酸鹽離子在許多種酶的催化反應中是不可缺少的輔酶或活化劑。在需氧生物處理過程中，污水中的有機物在微生物酶的催化作用下被氧化降解,分三個階段：第一階段,大的有機物分子降解為構成單元──單糖、氨基酸或甘油和脂肪酸。在第二階段中，第一階段的產物部分地被氧化為下列物質中的一種或幾種：二氧化碳、水、乙醯基輔酶A、α-酮戊二酸(或稱 α-氧化戊二酸)或草醋酸（又稱草醯乙酸）。第三階段（即三羧酸循環，是有機物氧化的最終階段）是乙醯基輔酶A、α－酮戊二酸和草醋酸被氧化為二氧化碳和水。有機物在氧化降解的各個階段，都釋放出一定的能量。在有機物降解的同時，還發生微生物原生質的合成反應。在第一階段中由被作用物分解成的構成單元可以合成碳水化合物、蛋白質和脂肪，再進一步合成細胞原生質。合成能量是微生物在有機物的氧化過程中獲得的。
5，厭氧生物處理法
主要用於處理污水中的沉澱污泥，因而又稱〖HTK〗污泥消化〖HT〗，也用於處理高濃度的有機廢水。這種方法是在厭氧細菌或兼性細菌的作用下將污泥中的有機物分解，最後產生甲烷和二氧化碳等氣體，這些氣體是有經濟價值的能源。中國大量建設的沼氣池就是具體應用這種方法的典型實例。消化後的污泥比原生污泥容易脫水，所含致病菌大大減少，臭味顯著減弱，肥分變成速效的，體積縮小，易於處置。城市污水沉澱污泥和高濃度有機廢水的完全厭氧消化過程可分為三個階段（見圖）。在第一階段,污泥中的固態有機化合物藉助於從厭氧菌分泌出的細胞外水解酶得到溶解，並通過細胞壁進入細胞中進行代謝的生化反應。在水解酶的催化下，將復雜的多糖類水解為單糖類，將蛋白質水解為縮氨酸和氨基酸，並將脂肪水解為甘油和脂肪酸。第二階段是在產酸菌的作用下將第一階段的產物進一步降解為比較簡單的揮發性有機酸等，如乙酸、丙酸、丁酸等揮發性有機酸，以及醇類、醛類等；同時生成二氧化碳和新的微生物細胞。