1. 不混溶成矿作用与硫化物饱和度控制
（一）不混溶成矿作用
硅酸盐和硫化物或硫化物-氧化物熔体间的不混熔性质，已在各种矿石的冶炼中认识很久。这种不混熔性作为某些天然矿石的成因机制最初是由Vogt（1894）正式提出的。现在人们已普遍认为位于镁铁-超镁铁岩（如安得略的Sudbury、莫尼套贝的Lynn湖、澳大利亚的Kambalda、南非的Lnsizwa、俄罗斯的Noril'sk）底部的块状Ni-Cu硫化物矿石是硅酸盐熔体侵入前、侵入期间或侵入后的熔离硫化物液相结晶作用的结果。
自然界不混熔硫化物和硅酸盐熔体的认识首先是由夏威夷阿莱尔熔岩湖结晶作用的细致研究所证实的。Skinnera and Peck（1968）发现，结晶初时从基性熔融体中分离出来的是富硫化物的液态球（球的基本化学成分见表2-10）。随后，Kimberlite岩管榴辉岩结核（Desborougha and Czamanske，1973）和月质玄武岩（Roedder and Weiblen，1970）的观察研究表明存在类似的滴状结构的硫化物。现在已普遍接受了岩浆Cu-Ni-PGE硫化物矿床的形成，为岩浆在岩浆管道（column）或岩浆房中由于物理化学条件变化导致S在岩浆中的溶解度降低，致使富硫化物的液相和硅酸盐岩浆失去平衡而产生不混溶作用，以重力下沉方式富集成矿的模式（Naldrett，1989；Radk'o，1991；Brugmann et al.，1993），因此，导致岩浆中S的溶解度的变化使硫化物饱和的原因，是岩浆硫化物矿床研究中十分关注的问题。而且，研究表明，如果要成矿，岩浆演化的早期S还不能处于过饱和状态而熔离下沉，因为可能导致Cu、Ni有用金属元素进入硫化物液相，而不可能形成有价值的矿床（Keays，1995）。
表2-10 夏威夷不混熔硫化物球的基本化学成分
（二）硫化物饱和度控制
硅酸盐熔融体中硫的地球化学的深入研究是在地质调查和冶金研究的同时展开的。Fincham和Richandso（1954）指出硅酸盐熔融体中的硫仅氧化状态时表现为硫化物（低氧逸度）和硫酸盐（高氧逸度）。与块状硫化物矿石共生的基性岩浆具极低的氧逸度（Stato and Wright，1966），因此硫以硫化物形式存在。实际上大量的硫在硅酸盐熔融体中的溶解主要取决于FeO的含量，其次是CaO、MgO和Na2O的含量。Fincham and Richardson（1954）及随后的研究表明，逸活度氧化铁的增加可使熔融体中FeO含量减少，并减低硫化物的溶解度，说明了不混熔硫化物液相可能存在的趋势。大硫化物离子（0.18nm）阻止了它在固相线区与氧（0.14nm）结合成硅酸盐结构。Haughton等（1974）提出了一个fo，∶fs，的稳定关系式，温度每增加100℃，基性岩浆中硫的溶解量可增加5～7倍。
MacLean（1969）发现在FeO-Fe3O4-SiO2-FeS体系中存在大量不混熔相（图2-9）。结晶作用过程中含有少量硫的均匀硅酸盐熔体可能变为硫饱和而形成硫化物，从而导致分解熔离硫化物液相的存在。
图2-9 FeO-Fe3O4-SiO2-FeS体系液相图
图2-10 Fe-S-O体系液相关系图
结晶轨迹取决于原始的化学成分及结晶过程中氧逸度的减低、衡定或增加。在FeO-Fe3O4-SiO2-FeS体系中，两种液相存在的最低温度是1140℃。在这种简单的基性岩浆中硫的溶解度约4%，硫化物、氧化物液相中的二氧化硅约1%。这种液相硫化物的结晶在硅酸盐完全结晶后才开始，但Na2O的存在会降低硅酸盐熔体的熔点，以致硫化物在硅酸盐之前晶出（Shinazaki and Clark，1973）。自然界玄武岩熔体仅含0.03%重量的硫（MacLean，1969；Skinner和Peck，1968），比FeO-Fe3O4-SiO2-FeS体系中的最大值要低100倍。很明显，自然岩浆与合成熔体相比FeO含量要低得多，在硅酸盐中大量CaO、MgO和Al2O3与FeO相结合，会大大地减少FeO的活度。正如Fincham和Richardson（1954）所观察的一样，FeO活度的降低将导致熔融体中硫溶解度的降低。
一旦硫化物熔体从硅酸盐熔融体中熔离，其球滴将开始在硅酸盐熔融体中下沉，因为它们的密度要大得多。富硫化物熔离形成块状矿石，正如Sudbury的情况，熔离的同时，硅酸盐熔融体尚在大量流动。引起基性岩浆中不混熔硫化物液相分离的原因可能是温度的降低、正常的结晶或氧逸度的增加。产生硫化物-氧化物液相的机制还缺乏认识，它的结晶轨迹并不受硅酸盐熔融体左右。典型的硫化物-氧化物熔体的初始化学成分Fe-S-O体系（图2-10）。这些熔体位于磁黄铁矿的主要结晶区，与Skinner and Peck（1968）观察到的同时熔离的磁黄铁矿及Fe-S-O液相相一致。Fe-S-O液相最终结晶成磁铁矿和磁黄铁矿的混合体，这种特征在世界上许多块状硫化物矿石中都可见到。
2. 高浓度硫酸盐废水处理
向废水中滴加氢氧化钡溶液，直到废水不再出现沉淀为止，过滤沉淀。不知道你除了消除硫酸盐之外还有没有其他要消除的
3. 硫化氢硫化原料废水处理用什么原料处理
摘要 炼油、纺织、印染、焦炭、煤气、纸浆、制革及多种化工原料的生产过程中都会排含有硫化物的工业废水，含有硫酸盐的废水在厌氧条件下也可以还原产生硫化物成为含有硫化物的废水。含硫化物废水的处理方法有将硫化物转化为硫化盐进行絮凝沉淀和将硫化物转化为硫化氢汽提两类。
4. 怎么处理污水中高硫化物和高氨氮的
硫化物如果增加预曝气还是不能有很好的效果，你可以在前面加点铁离子版混凝剂，先预沉下，权在曝气；
高氨氮具体是多少？
ASBR能接受的氨氮浓度也就在300mg/l下，一是设计上的问题；二是操作上的问题；
在这里也只能简单的说，加大污泥回流，增加SBR的混合搅拌时间，看看有没有效果。
5. 如何降低水中的硫酸盐
可以加入钡离子，通过生成硫酸钡沉淀，降低硫酸根离子的浓度。此类方法还可以加入二价铅离子，生成微溶的硫酸铅，但由于有害，通常不使用。
反其道而行之的方法是加入适量浓硫酸，生成硫酸氢盐。（如果不是除杂）
物理方法可使用蒸馏，硫酸盐的沸点通常较高。
6. 废水中硫酸盐含量多少算高硫酸盐
废水的排放标来准中，要源求硫酸盐排放浓度＜1500 mg/L，高于这一浓度，就属高硫酸盐废水。
硫酸盐废水的危害
含硫酸盐废水中的硫酸盐本身虽然无害，但是它遇到厌氧环境会在硫酸盐还原菌(SRB)作用下产生H2S，H2S能严重腐蚀处理设施和排水管道，且气味恶臭，严重污染大气。另外硫酸盐废水排入水体会使受纳水体酸化，pH降低，危害水生生物；排入农田会破坏土壤结构，使土壤板结，减少农作物产量及降低农产品品质。目前，我国很多城市的地下水已经受到不同程度的硫酸盐污染，寻求行之有效的硫酸盐废水处理工艺早已成为环境工程界普遍关注的问题。
7. 工业废水中测硫化物和硫酸盐的区别
1 用Zn(Ac)_2沉淀水来中 S~=,抽滤除源去水中其他杂质,使沉淀在碱性条件下被H_2O_2氧化成SO_4~=,用带电导检测器的离子色谱仪测定SO_4~=,换算成S~=含量。 检出限为0.02mg/1。
2 以亚甲兰法为基础,显色反应在自制的小检测管内进行,通过与标准色列管进行比较来确定样品中S^2-的含量。
3 在含硫污水中加入乙酸锌,通过高速离心法进行预处理,得到硫化锌沉淀,倒出部分上清液,再加入弱碱性水与显色剂反应,最后通过分光度计或比色法测定硫化物的含量。
8. 谁知道污水中的硫化物要怎样处理呢，处理过程中需考虑什么呢
企业生产中，对于污水的排放处理有着严格的要求，环境保护部门也会时刻监测企业的污水排放是否达标。企业为了保证污水处理质量，一般都会设置多个水处理设备，并根据污水的具体元素含量，进行水处理。如果污水中存在硫化物的话，要怎样进行水处理呢？现在，沧州市中天水处理设备就和朋友们一起来认识探讨一下：污水回注或外排都必须达到国家标准，尤其是对污水中硫化物的含量要求非常严格，那么如何控制硫及硫化物的含量呢？硫化物对金属的腐蚀作用十分的强烈，在污水中生成亚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，虽然不会直接腐蚀金属，但在一定的条件下，也会在污水中生成亚硫酸和硫酸，对金属部件形成原电池化学腐蚀，最终导致管壁穿孔。那么怎样对水进行处理呢？可向污水中加入一定比例的强氧化剂使硫和硫化物形成硫酸盐类，减轻对金属的腐蚀作用，使污水变清、降低水中的悬浮物含量，但是该水处理方式因为在污水中的不稳定性，而且氧化持续时间短、使用费用过高等而无法推广普及。控制好硫和硫化物在污水中的量，使水质澄清透明、易于处理，可大幅度降低因腐蚀造成的经济损失，延长工艺设备寿命，因此在使用水处理设备时，需要加大滤罐滤料更换周期，确保污水的处理效果。
9. 废水生物处理进水对硫酸盐有要求吗
废水生物处理方法有：
1，生物化学法
生物化学法指通过微生物处理含重金属废水，将可溶性离子转化为不溶性化合物而去除。硫酸盐生物还原法是一种典型生物化学法。该法是在厌氧条件下硫酸盐还原菌通过异化的硫酸盐还原作用，将硫酸盐还原成H2S，废水中的重金属离子可以和所产生的H2S反应生成溶解度很低的金属硫化物沉淀而被去除，同时H2SO4的还原作用可将SO42-转化为S2-而使废水的pH值升高。因许多重金属离子氢氧化物的离子积很小而沉淀。有关研究表明，生物化学法处理含Cr 6+浓度为30—40mg/L的废水去除率可达99.67%—99.97%[11]。有人还利用家畜粪便厌氧消化污泥进行矿山酸性废水重金属离子的处理，结果表明该方法能有效去除废水中的重金属。赵晓红等人[12]用脱硫肠杆菌(SRV)去除电镀废水中的铜离子，在铜质量浓度为246.8 mg/L的溶液，当pH为4.0时，去除率达99.12%。
2，生物絮凝法
生物絮凝法是利用微生物或微生物产生的代谢物进行絮凝沉淀的一种除污方法。微生物絮凝剂是一类由微生物产生并分泌到细胞外，具有絮凝活性的代谢物。一般由多糖、蛋白质、DNA、纤维素、糖蛋白、聚氨基酸等高分子物质构成，分子中含有多种官能团，能使水中胶体悬浮物相互凝聚沉淀。至目前为止，对重金属有絮凝作用的约有十几个品种，生物絮凝剂中的氨基和羟基可与Cu2+、 Hg2+、Ag+、Au2+等重金属离子形成稳定的鳌合物而沉淀下来。应用微生物絮凝法处理废水安全方便无毒、不产生二次污染、絮凝效果好，且生长快、易于实现工业化等特点。此外，微生物可以通过遗传工程、驯化或构造出具有特殊功能的菌株。因而微生物絮凝法具有广阔的应用前景。
3，生物吸附法
生物吸附法是利用生物体本身的化学结构及成分特性来吸附溶于水中的金属离子，再通过固液两相分离去除水溶液中的金属离子的方法。利用胞外聚合物分离金属离子，有些细菌在生长过程中释放的蛋白质，能使溶液中可溶性的重金属离子转化为沉淀物而去除。生物吸附剂具有来源广、价格低、吸附能力强、易于分离回收重金属等特点，已经被广泛应用。
4，需氧生物处理法
利用需氧微生物在有氧条件下将废水中复杂的有机物分解的方法。生活污水中的典型有机物是碳水化合物、合成洗涤剂、脂肪、蛋白质及其分解产物如尿素、甘氨酸、脂肪酸等。这些有机物可按生物体系中所含元素量的多寡顺序表示为 COHNS。在废水需氧生物处理中全部反应可用以下两式表示：
微生物细胞+COHNS+O2─→ 较多的细胞+CO2+H2O+NH3
生物体系中这些反应有赖于生物体系中的酶来加速。酶按其催化反应分为：氧化还原酶：在细胞内催化有机物的氧化还原反应，促进电子转移，使其与氧化合或脱氢。可分为氧化酶和还原酶。氧化酶可活化分子氧，作为受氢体而形成水或过氧化氢。还原酶包括各种脱氢酶，可活化基质上的氢,并由辅酶将氢传给被还原的物质,使基质氧化，受氢体还原。水解酶：对有机物的加水分解反应起催化作用。水解反应是在细胞外产生的最基本的反应，能将复杂的高分子有机物分解为小分子，使之易于透过细胞壁。如将蛋白质分解为氨基酸，将脂肪分解为脂肪酸和甘油，将复杂的多糖分解为单糖等。此外还有脱氨基、脱羧基、磷酸化和脱磷酸等酶。许多酶只有在一些称为辅酶和活化剂的特殊物质存在时才能进行催化反应，钾、钙、镁、锌、钴、锰、氯化物、磷酸盐离子在许多种酶的催化反应中是不可缺少的辅酶或活化剂。在需氧生物处理过程中，污水中的有机物在微生物酶的催化作用下被氧化降解,分三个阶段：第一阶段,大的有机物分子降解为构成单元──单糖、氨基酸或甘油和脂肪酸。在第二阶段中，第一阶段的产物部分地被氧化为下列物质中的一种或几种：二氧化碳、水、乙酰基辅酶A、α-酮戊二酸(或称 α-氧化戊二酸)或草醋酸（又称草酰乙酸）。第三阶段（即三羧酸循环，是有机物氧化的最终阶段）是乙酰基辅酶A、α－酮戊二酸和草醋酸被氧化为二氧化碳和水。有机物在氧化降解的各个阶段，都释放出一定的能量。在有机物降解的同时，还发生微生物原生质的合成反应。在第一阶段中由被作用物分解成的构成单元可以合成碳水化合物、蛋白质和脂肪，再进一步合成细胞原生质。合成能量是微生物在有机物的氧化过程中获得的。
5，厌氧生物处理法
主要用于处理污水中的沉淀污泥，因而又称〖HTK〗污泥消化〖HT〗，也用于处理高浓度的有机废水。这种方法是在厌氧细菌或兼性细菌的作用下将污泥中的有机物分解，最后产生甲烷和二氧化碳等气体，这些气体是有经济价值的能源。中国大量建设的沼气池就是具体应用这种方法的典型实例。消化后的污泥比原生污泥容易脱水，所含致病菌大大减少，臭味显著减弱，肥分变成速效的，体积缩小，易于处置。城市污水沉淀污泥和高浓度有机废水的完全厌氧消化过程可分为三个阶段（见图）。在第一阶段,污泥中的固态有机化合物借助于从厌氧菌分泌出的细胞外水解酶得到溶解，并通过细胞壁进入细胞中进行代谢的生化反应。在水解酶的催化下，将复杂的多糖类水解为单糖类，将蛋白质水解为缩氨酸和氨基酸，并将脂肪水解为甘油和脂肪酸。第二阶段是在产酸菌的作用下将第一阶段的产物进一步降解为比较简单的挥发性有机酸等，如乙酸、丙酸、丁酸等挥发性有机酸，以及醇类、醛类等；同时生成二氧化碳和新的微生物细胞。