硫化物陽離子交換

⑴ 污水中的 硫化物如何去除

是電鍍廢水破銅加的硫化鈉加多了嗎？加硫酸亞鐵，很便宜的，不過一般環保局都不監測這項的

⑵ 電鍍廢水處理方法

我國處理電鍍廢水常用的方法有化學法、生物法、物化法和電化學法等。
化學法
化學法是依靠氧化還原反應或中和沉澱反應將有毒有害的物質分解為無毒無害的物質，或者直接將重金屬經沉澱或氣浮從廢水中除去。
1、沉澱法
(1) 中和沉澱法。在含重金屬的廢水中加入鹼進行中和反應，使重金屬生成不溶於水的氫氧化物沉澱形式加以分離。中和沉澱法操作簡單，是常用的處理廢水方法。
(2) 硫化物沉澱法。加入硫化物使廢水中重金屬離子生成硫化物沉澱而除去的方法。與中和沉澱法相比，硫化物沉澱法的優點是：重金屬硫化物溶解度比其氫氧化物的溶解度更低，反應pH值在7～9之間，處理後的廢水一般不用中和，處理效果更好。但硫化物沉澱法的缺點是：硫化物沉澱顆粒小，易形成膠體，硫化物沉澱在水中殘留，遇酸生成氣體，可能造成二次污染。
(3) 螯合沉澱法。通過高分子重金屬捕集沉澱劑(DTCR)在常溫下與廢水中Hg2+、Cd2+、Cu2+、Pb2+、Mn2+、Ni2+、Zn2+及Cr3+等重金屬離子迅速反應，生成不溶水的螯合鹽，再加入少量有機或(和)無機絮凝劑，形成絮狀沉澱，從而達到捕集去除重金屬的目的。DTCR系列葯劑處理電鍍廢水的特點是可同時去除多種重金屬離子，對重金屬離子以絡合鹽形式存在的情況，也能發揮良好的去除效果，去除膠質重金屬不受共存鹽類的影響，具有較好的發展前景。
2、氧化法
通過投加氧化劑，將電鍍廢水中有毒物質氧化為無毒或低毒物，主要用於處理廢水中的CN-、Fe2+、Mn2+低價態離子及造成色度、昧、嗅的各種有機物以及致病微生物。如處理含氰廢水時，常用次氯酸鹽在鹼性條件下氧化其中的氰離子，使之分解成低毒的氰酸鹽，然後再進一步降解為無毒的二氧化碳和氮。
3、化學還原法
化學還原法在電鍍廢水治理中最典型的是對含鉻廢水的治理。其方法是在廢水中加入還原劑FeS04、NaHS03、Na2S03、S02或鐵粉等，使Cr(Ⅵ)還原成Cr(III)，然後再加入NaOH或石灰乳沉澱分離。該法優點是設備簡單、投資少、處理量大，但要防止沉渣污泥造成二次污染。
4、中和法
通過酸鹼中和反應，調節電鍍廢水的酸鹼度，使其呈中性或接近中性或適宜下步處理的酸鹼度范圍，主要用來處理電鍍廠的酸洗廢水。
5、氣浮法
氣浮法作為處理電鍍廢水的技術是近幾年發展起來的一項新工藝。其基本原理是用高壓水泵將水加壓到幾個大氣壓注入溶罐中，使氣、水混合成溶氣水，溶氣水通過溶氣釋放器進入水池中，由於突然減壓，溶解在水中的空氣形成大量微氣泡，與電鍍廢水初步處理產生的凝聚狀物黏附在一起，使其相對密度小於水而浮到水面上成為浮渣排除，從而使廢水得到凈化。
生物法
生物處理是一種處理電鍍廢水的新技術。一些微生物代謝產物能使廢水中的重金屬離子改變價態，同時微生物菌群本身還有較強的生物絮凝、靜電吸附作用，能夠吸附金屬離子，使重金屬經固液分離後進入菌泥餅，從而使得廢水達標排放或回用。
1、生物吸附法
凡具有從溶液中分離金屬能力的物體或生物體制備的衍生物稱為生物吸附劑。生物吸附劑主要是菌體、藻類及一些提取物。微生物對重金屬的吸附機理取決於許多物理、化學因素，如光、溫度、pH值、重金屬含量及化學形態、其他離子、螫合劑的存在和吸附劑的預處理等。生物吸附技術治理重金屬污染具有一定的優勢，在低含量條件下，生物吸附劑可以選擇性地吸附其中的重金屬，受水溶液中鈣、鎂離子的干擾影響較小。該方法處理效率高，無二次污染，可有效地回收一些貴重金屬。但是生物成長環境不容易控制，往往會因水質的變化而大量中毒死亡。
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。微生物絮凝劑是由微生物自身產生的、具有高效絮凝作用的天然高分子物質，它的主要成分是糖蛋白、黏多糖、纖維素、蛋白質和核酸等。它具有較高電荷或較強的親水性和疏水性，能與顆粒通過離子鍵、氫鍵和范德華力同時吸附多個膠體顆粒，在顆粒間產生架橋現象，形成一種網狀三維結構而沉澱下來。對重金屬有絮凝作用的生物絮凝劑約有十幾個品種，生物絮凝劑中的氨基和羥基可與Cu 2+、Hg2+、Ag+、Au2+等重金屬離子形成穩定的螯合物而沉澱下來。該方法處理廢水具有安全方便無毒，不產生二次污染，絮凝范圍廣，絮凝活性高、生長快，絮凝作用條件粗放，大多不受離子強度、pH值及溫度的影響，易於實現工業化等特點。
3、生物化學法
生物化學法是通過微生物與金屬離子之間發生直接的化學反應，將可溶性離子轉化為不溶性化合物而去除。其優點是：選擇性強、吸附容量大、不使用化學葯劑。污泥中金屬含量高，二次污染明顯減少，而且污泥中重金屬易回收，回收率高。但其缺點是功能菌和廢水中金屬離子的反應效率並不高，且培養菌種的培養基消耗量較大，處理成本較高。
物化法
物化法是利用離子交換或膜分離或吸附劑等方法去除電鍍廢水所含的雜質，其在工業上應用廣泛，通常與其他方法配合使用。
1、離子交換法
離子交換法是利用離子交換劑分離廢水中有害物質的方法。最常用的交換劑是離子交換樹脂，樹脂飽和後可用酸鹼再生後反復使用。離子交換是靠交換劑自身所帶的能自由移動的離子與被處理的溶液中的離子通過離子交換來實現的。多數情況下，離子是先被吸附，再被交換，具有吸附、交換雙重作用。對於含鉻等重金屬離子的廢水，可用陰離子交換樹脂去除Cr(VI)，用陽離子交換樹脂去除Cr(Ⅲ)、鐵、銅等離子。一般用於處理低有害物質含量廢水，具有回收利用、化害為利、循環用水等優點，但它的技術要求較高、一次性投資大。
2、膜分離法
膜分離是指用半透膜作為障礙層，藉助於膜的選擇滲透作用，在能量、含量或化學位差的作用下對混合物中的不同組分進行分離。利用膜分離技術，可從電鍍廢水中回收重金屬和水資源，減輕或杜絕它對環境的污染，實現電鍍的清潔生產，對附加值較高的金、銀、鎳、銅等電鍍廢水用膜分離技術可實現閉路循環，並產生良好的經濟效益。對於綜合電鍍廢水，經過簡單的物理化學法處理後，採用膜分離技術可回用大部分水，回收率可達60%～80%，減少污水總排放量，削減排放到水體中的污染物。
3、蒸發濃縮法
該方法是對電鍍廢水進行蒸發，使重金屬廢水得以濃縮，並加以回收利用的一種處理方法，一般適用於處理含鉻、銅、銀、鎳等含重金屬的電鍍廢水。一般將之作為其他方法的輔助處理手段。它具有能耗大、成本高、佔地面積大、運轉費用高等缺點。
4、活性炭吸附法
活性炭吸附法是處理電鍍廢水的一種經濟有效的方法，主要用於含鉻、含氰廢水。它的特點是處理調節溫和，操作安全，深度凈化的處理水可以回用。但該方法存在活性炭再生復雜和再生液不能直接回鍍槽利用的問題，吸附容量小，不適於有害物含量高的廢水。
電化學法
1、電解法
電解法是利用電解作用處理或回收重金屬，一般應用於貴金屬含量較高或單一的電鍍廢水。電解法處理Cr(VI)，是用鐵作電極，鐵陽極不斷溶解產生的亞鐵離子能在酸性條件下將Cr(VI)還原成Cr(Ⅲ)，在陰極上Cr(Ⅵ)直接還原為Cr(Ⅲ)，由於在電解過程中要消耗氫離子，水中余留的氫氧根離子使溶液從酸性變為鹼性，並生成鉻和鐵的氫氧化物沉澱去除鉻。電解法能夠同時除去多種金屬離子，具有凈化效果好、泥渣量少、佔地面積小等優點，但是消耗電能和鋼材較多，已較少採用。
2、原電池法
以顆粒炭、煤渣或其他導電惰性物質為陰極，鐵屑為陽極，廢水中導電電解質起導電作用構成原電池，通過原電池反應來達到處理廢水的目的。近年來，鐵碳微電解技術在電鍍廢水的處理中受到越來越多的重視。
3、電滲析法
電滲析技術是膜分離技術的一種。它是將陰、陽離子交換膜交替地排列於正負電極之間，並用特製的隔板將其隔開，在電場作用下，以電位差為推動力，利用離子交換膜的選擇透過性，把電解質從溶液中分離出來，從而實現電鍍廢水的濃縮、淡化、精製和提純。
4、電凝聚氣浮法 採用可溶性陽極(Fe、AI等)材料，生成Fe2+、Fe3+、Al3+等大量陽離子，通過絮凝生成Fe(OH)2、Fe(OH)3、AI(OH)3等沉澱物，以去除水中的污染物。同時，陰極上產生大量的H2微氣泡，陽極上產生大量的O2微氣泡，以這些氣泡作為氣浮載體，與絮凝污物一起上浮。大量絮體在豐富的微氣泡攜帶下迅速上浮，達到凈化水質的目的。
我國電鍍廢水的常規處理技術已經比較成熟，現代生物法處理電鍍廢水是非常有發展前途的一項廢水處理技術，且不產生二次污染，關鍵是要運用新技術對其進行深度處理，進一步提高出水水質。膜處理技術因其分離效率高，且能回收重金屬，今後必將在電鍍廢水處理中占據重要的地位。同時通過推廣清潔生產工藝，從電鍍生產的各個環節上減少排污量，變「被動治理」為「積極治理」，也是解決電鍍廢水污染的根本方法。

⑶ 實驗十三 硫化物類(二)

一、目的要求

1.掌握該類常見礦物的肉眼鑒定特徵和鑒定方法;

2.了解礦物的形態和物性與其成分和結構的關系;

3.熟練掌握礦物光學性質之間的關系;

4.熟悉該類礦物的類型劃分和主要物性規律。

二、難點

理解該類礦物的物性規律。

三、內容、方法和提示

(一)實習標本

①雄黃(2118) ②雌黃(2119) ③辰砂(2107) ④黃銅礦(2108)

⑤磁黃鐵礦(2111) ⑥黃鐵礦(2201) ⑦毒砂(2203) ⑧斑銅礦(2110)

(二)重點內容和鑒定方法提示

1.硫化物及其類似化合物礦物大類的類型劃分

本大類化合物為一系列金屬元素與S、Se、Te、As、Sb、Bi的化合物。根據陰離子的特點，把該大類分為三類:

(1)簡單硫化物類:陰離子為簡單的離子S^2－、Se^2－、Te^2－、As^2－等。如方鉛礦PbS、黃銅礦CuFeS₂、紅砷鎳礦NiAs等;

(2)對硫化物類:陰離子為兩個原子以共價鍵結合後形成的雙原子離子，如［S₂］^2－、［AsS］^2－、［Se₂］^2－等，如黃鐵礦Fe［S₂］，毒砂Fe［AsS］;

(3)硫鹽類:陰離子為半金屬元素As、Sb、Bi與S組成復雜絡陰離子的硫化物鹽類，如黝銅礦Cu₁₂［Sb₄S₁₃］。

其中以簡單硫化物類和對硫化物類常見而且重要，該兩類礦物合並簡稱為硫化物類;對於硫鹽類，可不作要求，但應了解其概念。

2.硫化物類礦物的物性規律

組成硫化物的陽離子主要是銅型離子和靠近銅型離子的部分過渡型離子，與其他陽離子相比，其元素的電負性較高;而陰離子S、Se、Te、As等與其他陰離子比較，其半徑較大、電負性較低，因此陰陽離子間的電負性差值不大。

由於硫化物類礦物陰陽離子間的電負性差值不大，一般都小於1(在0.7左右)，雙方對電子的聯系力都不大，以這種因素起主導作用時，再加之陽離子具金屬性，則形成以金屬鍵聯結為主的金屬晶格的硫化物，如PbS、Fe［S₂］、CuFeS₂、Cu₅FeS₄、Sb₂S₃、Fe［AsS］等，礦物呈金屬光澤，不透明，條痕黑色，具顯著的導電性和導熱性。

由於銅型離子具有較強的極化力，某些半金屬元素的非金屬性較強，而陰離子的半徑又較大，具有較大的變形性，以這種因素起主導作用時，形成以共價鍵聯結為主的原子晶格的硫化物，如As₂S₃、AsS、HgS、ZnS等，礦物呈金剛光澤，半透明，條痕淺色或彩色，解理發育，為電熱不良導體。

在硫化物中沒有玻璃光澤的礦物，也沒有易溶於水或含水的礦物，這些特點都和典型的離子化合物完全不一樣;它們和典型的原子晶格或金屬晶格也有區別。

例如，許多硫化物雖具金屬光澤，但具脆性，而且常發育完全解理，對硫化物的硬度也較大;而一部分硫化物雖具金剛光澤，但硬度都很小，熔點也不高。因而硫化物的晶格可以看作是一種過渡型的晶格。

簡單硫化物類礦物的硬度低於小刀，其原因是陰離子半徑大，陽離子電價低，因而離子電位不高;如PbS、ZnS、CuFeS₂等;或者陽離子電價雖較高(3～4價)，但礦物晶格具層狀或鏈狀結構，層內或鏈內結合雖強，但層間和鏈間的聯結薄弱，如MoS₂、Sb₂S₃、As₂S₃等。

具金屬光澤的簡單硫化物是否發育解理，受控於結構中化學鍵的類型和強弱分布;具金剛光澤的簡單硫化物均發育完好解理;對硫化物無解理。

在硫化物類中只有對硫化物類礦物具較高的硬度，一般均大於小刀，這是由於對硫絡陰離子不僅自身內部的鍵力較強，而且離子的變形性比單硫離子要大，使對硫離子與陽離子的距離大大縮短，比簡單硫化物的距離縮短8%，因而對硫化物內部質點的排列比簡單硫化物更緊密，則其硬度顯著增大。

硫化物類的相對密度一般較大，多數在4以上。對於簡單硫化物，其相對密度大小主要決定於陽離子的原子量的大小;如ZnS的相對密度為4.1，PbS的相對密度為7.5;對硫化物的相對密度大小則主要決定於內部質點的堆積緊密程度，如Fe［S₂］相對密度為5，毒砂(Fe［AsS］)相對密度為6.2。

3.金屬硫化物類礦物的次生變化及其地質意義

任何事物的發展演化都遵循辯證法的規律，在一定的條件下，不利的因素也可以轉化為有利的條件。在風化作用過程中地表硫化物的破壞形成大量含金屬陽離子的硫酸鹽類溶液，當它們滲透到地下水面以下的還原作用帶時，與原生硫化物發生進一步的還原反應而形成次生硫化物的富集帶，如輝銅礦和銅蘭的形成，從而大大提高原生硫化物礦床的工業價值。

現以黃銅礦為例來解剖認識風化殼的分帶和組成及其意義。

在氧氣充足的條件下:

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在氧氣不足的條件下:

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可見，原有的金屬硫化物礦床經過風化淋濾，在還原的條件下生成了輝銅礦、銅藍等次生硫化物，使原有礦床的銅含量顯著提高，達到工業利用的開采條件。所以還原帶又稱

為次生富集帶，同時地表的「鐵帽」和孔雀石是尋找次生硫化物礦床的找礦標志。

4.鑒定方法提示特別注意觀察作業中所列相似礦物的區別。另外，斑銅礦表面常發育錆色，要注意觀

察銅紅色為其自色，硬度小於小刀，刻痕光亮(具延展性)。

四、作業1.觀察描述實習標本並掌握其鑒定方法，記錄內容、順序和格式如下:

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2.區別下列相似礦物

(1)方鉛礦、輝銻礦、石墨:形態、硬度、解理、相對密度、KOH反應

(2)黃銅礦、黃鐵礦、磁黃鐵礦:顏色、硬度、磁性

(3)石墨與輝鉬礦:顏色、條痕色、相對密度

五、思考題

1.總結硫化物類礦物的類型劃分及其主要物性特徵規律。

2.方鉛礦和黃鐵礦兩者結構類似(NaCl型)，而它們的對稱型卻不同，為什麼?

3.黃鐵礦和黃銅礦的用途有哪些?它們的次生產物是什麼?有何地質意義?

⑷ 硫化物類礦物中的化學鍵及元素的行為

硫化物是硫在自然界存在的主要形式之一，硫化物類礦物在地殼中的分布量遠不及硅酸鹽類礦物，但卻擁有巨大的礦物種屬。硫化物中最常見的配位數是4和6，它們是硫化物晶體最緊密堆積的主要類型。硫化物、硒化物、碲化物、砷化物和含硫鹽礦物都以共價鍵為主，但在許多礦物中有一定比例的金屬鍵性。

硫的外層電子構型為：3 s²3 p⁴3 d⁰，即具有 3 d 空軌道。硫的 3 s3 p3 d 軌道具有較低的價態電離能，因而與金屬元素，特別是與外層 d 和p 電子充填構型的元素化合時，3s、3p 和3d 軌道之間有較大程度的混合，導致化學鍵共價性的增強。3d 軌道的捲入成鍵，使得硫的不同配位的可能性比氧多：硫除了有2、3、4配位態以外，還可能有 5、6、7 以至更多的配位數。硫的 3s、3p 和3d 電子具有較低的和相互接近的價態、電離能和較強的共價配位體，使得由配位體硫提供的 s和p 電子與金屬離子形成的分子軌道屬於能量上有利的強鍵分子軌道（σ^b）或弱鍵分子軌道（π^b）（圖 2.9）。因此，硫能與過渡族及主族金屬元素形成能量上更有利的分子軌道，即形成穩定的共價鍵化合物。

圖2.9 強鍵、弱鍵、非鍵分子軌道

在硫化物和含硫鹽中，可觀測到Me—S的原子間距有明顯的變化。因此硫是具有多種成鍵狀態的配位體，包括不同的有效電荷、共價鍵的數目和方向。

含硫化合物中金屬的鍵態特徵為：①軌道Me—S—Me有較大的重疊，對應於形成較強的共價鍵；②由於t_2g軌道重疊造成的過渡金屬陽離子Me—Me鍵的互相作用，有可能出現配位多面體共棱和共面的晶體結構，並使鍵具有金屬鍵成分。因此，在含硫化合物中，Me—S鍵決定了硫化物的強共價鍵性和硫的多種配位方式，S—S鍵導致復雜基［S₂］^2-的形成，組成對硫化型礦物。

含硫化合物的以上鍵態特徵，解釋了該類化合物中金屬元素組合限制在周期表的ⅥB和ⅤA中的低氧化態離子的事實規律。同時也說明：在硫化物類礦物中價鍵規則不適用。

在硫化物中，有些離子間距接近的元素，在相互類質同象置換時也會受到限制，這與元素在硫化物中的成鍵性質有關，如雜化類型、分子軌道的取向和鍵強、d能帶的相對能量等，自旋態不同也可能造成類質同象代替的限制。例如：等軸硫鐵礦Fe₃S₄和紫硫鎳礦FeNi₂S₄兩種礦物都具有類尖晶石型結構，但在等軸硫鐵礦中是高自旋的，而在紫硫鎳礦中是低自旋態的，因此兩者不能形成固熔體。

硫化物中的非化學計量成分除了與空位補償電荷的異價類質同象代替有關外，還與d電子的非定域化有關。在有些情況下，非化學計量化現象伴隨混合價態出現（如在銅的硫化物斑銅礦Cu₅FeS₄中），在另一些情況下，可導致空位的形成（如磁黃鐵礦Fe_1-xS中Fe的不足）。

⑸ 硫化物和酸類能混合嗎

硫化物和酸類不能混合。因為大部分硫化物會和酸發生反應。而且硫化物儲存都是單獨儲存，不能與酸混合儲存。

-2價硫的化合物，金屬硫化物可以看成氫硫酸的鹽。金屬與硫直接反應或者將硫化氫氣體通入金屬鹽溶液，或者往鹽溶液中加入硫化鈉，都可製得金屬硫化物。鹼金屬硫化物和硫化銨易溶於水，由於水解其溶液顯鹼性。

金屬的酸式硫化物都可溶於水，但正鹽中只有鹼金屬硫化物和硫化銨可溶。一般地講，金屬硫化物的溶解度可通過陽離子極化力（離子電荷數/離子半徑，Z/r）的大小來預測。陽離子極化能力的增強，將導致化合物共價性的增加，極性減小，因而溶解度也降低。

硫化物轉化為相應的氧化物，硫則轉化為二氧化硫。例如由方鉛礦製取鉛時有一步為： 2PbS + 3O2→ 2PbO + 2SO2硫化物被氧化為相應的可溶硫酸鹽。

以上內容參考：網路-硫化物

⑹ 元素存在形態的影響因素

大量研究表明，土壤元素有效量（可浸提量）不僅取決於元素總量，更大程度上與土壤理化性質所決定的元素存在形態有關。土壤礦物組成（礦物種類、晶格結構）、機械粒級組成（砂、粘粒含量及比例）、有機質含量、土壤膠體及微生物，以及土壤酸鹼度（pH值）、氧化還原電位（Eh）、陽離子交換量（CEC）、含水量等是決定土壤元素存在形態及生物有效性的內在因素。

1.土壤礦物組成

土壤礦物包括原生礦物和次生礦物兩大類。原生礦物來自母岩，常見有石英、長石類礦物、雲母類礦物、輝石、角閃石等，其礦物類型主要包括硅酸鹽類、氧化物類、硫化物類、磷酸鹽類，其中以石英最難風化而常見；次生礦物是土壤形成過程中由原生礦物風化形成，按其性質和結構可分為簡單鹽類、三氧化物類和次生鋁硅酸鹽類三大類。其中簡單鹽類易淋失，三氧化物類和次生鋁硅酸鹽類構成土壤中細小的次生粘土礦物，並對土壤物理、化學過程和性質起重要作用。

土壤中礦物組成及其含量是決定元素有效量的重要因素。不同結構類型的礦物，晶格表面的離子吸附、交換能力相差甚遠。如難風化的石英、磷灰石等礦物中營養有益元素含量低，或由於礦物晶格穩定而不易風化溶出，對土壤元素有效量貢獻甚微。而土壤中次生粘土礦物如蒙脫石、蛭石、伊利石、綠泥石、高嶺石等，以及非晶型粘土礦物如氧化鋁與氫氧化鋁、氧化鐵與氫氧化鐵、水鋁英石，對於土壤元素有效量或可浸提量起到重要貢獻。這類礦物含量越高，土壤元素有效量也相應增加。

2.土壤顆粒組成與質地

土壤礦質部分（即無機部分）約占土壤固體總重量的90%以上，可按顆粒大小細分為砂、粉砂和粘粒。研究表明，土壤砂和粉砂在礦物學上很相似，主要由石英和原生礦物組成，僅僅是顆粒大小不同，或者只是各類礦物的比例不同。但粘粒的礦物組成與砂、粉砂差異很大，主要由次生礦物組成。因此，不同顆粒養分含量不同，在較細粒級中P、K、Ca、Mg等元素含量增加。一般來說，土粒越細，所含養分較多。

由不同的粒級混合在一起所表現出來的土壤粗細狀況，稱為土壤質地（或土壤機械組成）。通常根據砂粒、粉砂粒、粘粒百分數，將土壤分為砂土、壤土、粘壤土和粘土四大類。土壤質地直接影響到土壤容重、養分和水分保蓄能力、通氣性、耕作性等土壤性質。一般來說，質地粘重的土壤，礦物與土壤顆粒具有更大的比表面，礦物養分含量、保水保肥能力高。

3.土壤有機質

土壤有機質是土壤中含炭有機化合物和微生物殘體的總稱。土壤中有機質一般占土壤固體總量的1%～10%，是土壤重要組成部分，是土壤形成的主要標志，對土壤性質有很大影響。土壤有機質可分為2類：一類是組成有機體的各種有機化合物，稱為非腐殖物質，如蛋白質、糖類、樹脂、有機酸等；另一類稱為腐殖質的特殊有機化合物，包括腐殖酸、富里酸等。

土壤有機質是土壤中各種營養元素，特別是氮、磷的重要來源，土壤全氮與有機質具有線性正相關性。同時，有機質含有刺激植物生長的胡敏酸類物質。土壤有機質具有膠體特性，能夠吸附較多的陽離子，使土壤具有保肥力和緩沖性。

4.土壤膠體與陽離子交換量

土壤膠體是土壤中最活躍的組分之一，對土壤元素存在形態及有效性有重要影響。土壤膠體以其巨大的比表面積和帶電性而使土壤具有吸附性。研究表明，當土壤中含大量膠體時，特別是蒙脫石和難溶性胡敏酸時，Hg、Pb、Cd的遷移能力明顯降低。

土壤膠體微粒具有雙電層結構，微粒的內部（微粒核）一般帶負電荷，形成一個負離子層，其外部由於電性吸引而形成一個正離子層（又稱反離子層，包括非活動性離子和擴散層）。在土壤膠體的擴散層中，補償離子可以和溶液中相同電荷的離子以離子價為依據做等價交換，即離子交換或代換。土壤溶液中陽離子與土壤膠體陽離子的交換作用，即為土壤膠體陽離子交換吸附；帶正電荷的膠體所吸附的陰離子與溶液中陰離子的交換作用，即為土壤膠體的陰離子交換吸附。

土壤吸附陽離子的能力（即陽離子交換量）用吸附的陽離子總量來表示，是土壤膠體屬性的體現。土壤陽離子交換量對土壤酸鹼緩沖性、元素活化淋溶性及其生物有效性具有重要影響。

5.土壤酸鹼性

根據土壤中H⁺存在方式，土壤酸度可分為兩大類。一類稱為活性酸度（或有效酸度），通常以pH表示，是土壤溶液中氫離子濃度的直接反映。土壤中氫離子的來源主要包括土壤中CO₂溶於水形成的碳酸，有機質分解產生的有機酸，土壤中礦物質氧化產生的無機酸，施用無機肥料中殘留的無機酸如硝酸、硫酸和磷酸等，以及大氣酸性物質干濕沉降。另一類稱為潛力酸度，其來源為土壤膠體吸附的可代換性H⁺和Al³⁺。當這些離子處於吸附狀態時不顯酸性，但當它們通過離子交換作用進入土壤溶液之後，可增加土壤溶液中H⁺濃度，降低土壤pH值。只有鹽基不飽和土壤才有潛在酸度，其大小與土壤代換量和鹽基飽和度有關。

土壤鹼度即指土壤溶液中OH^-離子濃度，主要來自於

和

的鹼金屬（K、Na）及鹼土金屬（Ca、Mg）的鹽類。當土壤膠體上吸附的Na⁺、K⁺、Mg²⁺等離子的飽和度增加到一定程度時，會引起交換性陽離子的水解作用，使土壤溶液中產生NaOH，並使土壤呈鹼性。

由此可見，土壤酸鹼性實際上是土壤溶液中離子類型、膠體吸附及其飽和程度的反映，顯然，土壤酸鹼度必然對土壤元素化學反應、活化溶出及生物有效性起到重要影響。大量研究表明，大多數重金屬元素在強酸性環境中能形成易溶性化合物，具有較高的活性和遷移能力，而在鹼性環境中則難以遷移。

6.土壤氧化-還原條件

氧化還原反應是土壤中無機物和有機物發生遷移轉化並對土壤生態系統產生重要影響的化學過程。土壤中氧化劑主要有氧氣、

離子和高價金屬離子，如Fe³⁺、Mn⁴⁺、V⁵⁺、Ti⁴⁺等。土壤中還原劑主要包括有機質、低價金屬離子。此外，植物根系和土壤生物也是土壤氧化還原反應的重要參與者。

可以用氧化-還原電位（Eh）來衡量土壤氧化還原能力的大小。一般旱地土壤Eh值在+400～+700mV間，水田在+300～-200mV間。大量研究表明，Cr、S等元素在氧化環境中遷移能力強，而Fe、氨則在還原環境中易遷移。

7.土壤水分

土壤水分主要來自大氣降水、灌溉和大氣冷凝水。在地下水位接近地面（2～3m）的情況下，地下水也是上層土壤水分的重要來源。在土壤顆粒表面吸附力和微細孔隙毛細管力作用下，土壤可保持一部分水。砂質土中水分易滲漏流失，而細密的粘質土中水分不易滲漏流失。

土壤溶液是土壤化學反應、離子擴散的載體，是進入土壤中的各種污染物向其他環境圈層（水圈、生物圈等）遷移的媒介。土壤水分含量既是土壤氧化還原環境的重要控制因素，同時也對土壤元素實際的生物效應產生直接的影響。

⑺ 天然水的礦化過程

天然水的礦化過程

礦化度
天然水中各種元素的離子、分子和化合物的總量（不包括溶解的氣體），以克/升或毫克/升表示。礦化度是劃分天然水的級別、評價水質優勢的最重要的指標。
水的硬度
硬度是指水中溶解的Ca、Mg離子總量。把水加熱至沸騰，由於形成了CaCO3和MgCO3並從水中析出，使水失去一部分Ca2+和Mg2+ ，這部分Ca2+和Mg2+的數量稱為暫時硬度。硬度與暫時硬度之差，稱為永久硬度。
礦化作用
溶濾作用
土壤和岩石中某些成分直接進入水中的過程。如氯化物、硫酸鹽、碳酸鹽、硅酸鹽和鋁硅酸鹽。
吸附性陽離子交替作用
天然水中離子從溶液中轉移到膠體上（吸附過程），也可從膠體上原來吸附的離子轉移到溶液中（解吸過程）來交換陽離子。
膠體對各種陽離子的吸附能力，由大到小順序為：
H+ > Fe3+ > Al3+ > Ba2+ > Ca2+ > Mg2+ > K+ > NH4+ > Na+ > Li+
氧化作用
硫化物的氧化是地下水中富集硫酸鹽的途徑，
如： FeS2 + O2 + H2O → FeSO4 + H2SO4
CaCO3 + H2SO4 → CaSO4 + CO2↑ + H2O
還原作用
還原環境里，天然水可以與含有機物圍岩接觸，或受到過量的有機物污染，碳氫化合物可以使水中的硫酸鹽還原。
如： CH4 + CaSO4 → CaS + CO2 + H2O
CaS + CO2 + H2O → CaSO4 + H2S
蒸發濃縮作用
蒸發濃縮各種鹽的沉澱順序為
Al、Fe、Mn的氫氧化物 → Ca、Mg碳酸鹽、硫酸鹽和磷酸鹽 → Na的硫酸鹽
→ Ca、Mg的氯化物 → 硝酸鹽
青海眾多鹽湖就富集了大量的KCl、NaCl
混合作用
兩種或兩種以上的礦化度的水相遇。混合後的礦化度和化學成分都要發生變化。

⑻ 離子交換色譜法的原理、裝置及應用是什麼

一、原理：離子抄交換色譜（ion exchange chromatography，IEC）以離子交換樹脂作為固定相，樹脂上具有固定離子基團及可交換的離子基團。當流動相帶著組分電離生成的離子通過固定相時，組分離子與樹脂上可交換的離子基團進行可逆變換。根據組分離子對樹脂親合力不同而得到分離。

二、裝置：

1、分離柱：裝有離子交換樹脂，如陽離子交換樹脂、陰離子交換樹脂或螯合離子交換樹脂。

2、抑制柱和柱後衍生作用：常用的檢測器不僅能檢測樣品離子，而且也對移動相中的離子有響應，所以必須消除移動相離子的干擾。

3、檢測器：分為通用型和專用型。通用型檢測器對存在於檢測池中的所有離子都有響應。離子色譜中最常用的電導檢測器就是通用型的一種。

三、應用：

離子色譜主要用於測定各種離子的含量，特別適於測定水溶液中低濃度的陰離子，例如飲用水水質分析，高純水的離子分析，礦泉水、雨水、各種廢水和電廠水的分析，紙漿和漂白液的分析，食品分析，生物體液(尿和血等)中的離子測定，以及鋼鐵工業、環境保護等方面的應用。

⑼ 硫化物的化學特性 相關問題（高分懸賞）

1.硫化物溶解性：
Na+，K+等鹼金屬，NH4+的硫化物極易溶於水，並水解呈強鹼性（硫化銨除外）；MgS,CaS,SrS,BaS則幾乎完全水解而微溶於水。Al2S3則全部水解為氫氧化鋁和H2S氣體；其餘硫化物都難溶於水，並顯出不同的顏色。
硫化鋅 1.2*10^-23
硫化錳 1.4*10^-15
硫化亞鐵 3.7*10^-19
硫化鉛 3.4*10^-28
硫化鎘 3.6*10^-29
硫化銻 2.9*10^-59
硫化亞錫 1.2*10^-25
硫化汞 4.0*10^-53
硫化銀 1.6*10^-49
硫化銅 8.9*10^-45
參考資料：《無機化學》第四版下冊498頁高等教育出版社
2.硫化物穩定性：
硫化物一般穩定性較小，因為S2-具有較強的還原性，
在加熱的條件下，H2S，CuS等均可分解為S，H2和Cu2S，S
而鹼金屬，鹼土金屬硫化物熱穩定性較大。
3.PH影響：
氫硫酸是個弱酸，向大多數硫化物中加入稀強酸或弱酸，都可以溶解硫化物而放出H2S氣體，而少數的硫化物連濃鹽酸都無法溶解（CuS，HgS等）而這些只溶於王水。不溶於水的硫化物通常不能溶於鹼。
4.毒性：
可溶性的硫化物有一定毒性，這是基源於硫化物水解導致的強鹼性和硫離子的毒性；而不溶於水的硫化物毒性主要在於重金屬離子（如Pb2+，Hg2+等）毒性，不過由於溶解度小，重金屬離子的毒性較不突出。
5.腐蝕性：
可溶性硫化物具有較強的腐蝕性。
因為常見的硫化鈉，硫化鉀水解程度很大，
水溶液中水解產生的NaOH，KOH的濃度大，
對人體皮膚粘膜，呼吸道等具有很強的腐蝕性，
另外對金屬Al，Zn，Pb等也有較強腐蝕作用！

⑽ 重金屬廢水要怎麼處理呢

含重金屬廢水處理：為使污水中所含的重金屬達到排水某一水體或再次使用的水質要求，對其進行凈化的過程。目前，重金屬廢水處理的方法大致可以分為三大類：化學法；物理處理法；生物處理法。化學法。化學法主要包括化學沉澱法和電解法，主要適用於含較高濃度重金屬離子廢水的處理，化學法是目前國內外處理含重金屬廢水的主要方法。化學沉澱法。化學沉澱法的原理是通過化學反應使廢水中呈溶解狀態的重金屬轉變為不溶於水的重金屬化合物，通過過濾和分離使沉澱物從水溶液中去除，包括中和沉澱法、硫化物沉澱法、鐵氧體共沉澱法。由於受沉澱劑和環境條件的影響，沉澱法往往出水濃度達不到要求，需作進一步處理，產生的沉澱物必須很好地處理與處置，否則會造成二次污染。電解法。

電解法是利用金屬的電化學性質，金屬離子在電解時能夠從相對高濃度的溶液中分離出來，然後加以利用。電解法主要用於電鍍廢水的處理，這種方法的缺點是水中的重金屬離子濃度不能降的很低。所以，電解法不適於處理較低濃度的含重金屬離子的廢水。螯合法。螯合法又稱高分子離子捕集劑法,是指在廢水處理過程中通過投加適量的重金屬捕集劑,利用捕集劑與金屬離子鉛、鎘結合時形成相應的螯合物的原理實現鉛、鎘的去除分離。該反應能在常溫和較大pH范圍(3?11)下發生,同時捕集劑不受共存重金屬離子的影響。因此該方法去除率高,絮凝效果佳,污泥量少且整合物易脫水。