实验配置模拟地下水样成分为F⁻、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$，pH=4.6；实验所用的硫酸盐还原菌取自阜新市皮革园区生化池；纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料通过实验室配置获得：将氧氯化锆溶于95%乙醇溶液中，通过水解和缩聚反应获得氧化锆溶胶溶液，在200 mL氧化锆溶胶中加入0.6 g丙烯酰胺单体、0.05 g亚硫酸氢钠和0.05 g过硫酸钾作为引发剂^[19]，将混合溶液充分搅拌均匀，在恒温水浴中进行聚合反应一段时间后，得到以纳米氧化锆为核、以聚丙烯酰胺为壳的有机-无机杂化材料。

1) SRB固定化。称取质量比为2.5%的海藻酸钠于300 mL蒸馏水中，充分溶胀后，加入一定量无机-有机杂化材料混匀溶解，密封并于室温条件下存放8~12 h，再向混合溶液中加入质量比为2.5%的制孔剂聚乙二醇，以及一定量经驯化培养后处于对数期生长的菌液(细菌计数得到菌液对数期的菌密度为3×10⁸个·mL⁻¹)，充分混合后，利用注射器滴入到pH=6的2% CaCl₂饱和硼酸溶液中，以100 r·min⁻¹进行搅拌交联。4 h后取出颗粒，使用0.9%的生理盐水进行冲洗，再吸干表面水分^[20-25]，重复3次。小球使用前，再放入富集培养基中激活12 h。

2)单因素实验。SRB包埋处理中分别加入不同质量比的浓缩SRB菌液，保持其他物质的加入量相同，按固液比为1∶10的投加量，在35 ℃下处理模拟地下水样，每隔5 h测定各污染物浓度；以同样的方法，加入上述确定的最佳菌液量，分别加入不同体积的杂化材料，每隔5 h测定各污染物浓度；按上述确定的最佳投入量包埋细菌，控制反应在不同温度下进行，每隔5 h测定各个污染物浓度。

3)动力学实验。配置100 mL模拟地下水样若干份，投入质量为4.15 g (300 mL)的纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料，置于35 ℃下振荡反应，5 h后取出过滤，分别测定滤液中Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F⁻以及${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$浓度。对不同时间下经纳米ZrO₂-SRB颗粒处理后得到的Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F⁻以及${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$浓度与单独的纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料处理下得到的Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F⁻以及${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$浓度进行对比，可计算得出各个污染物被还原以及吸附的量。

Cr(Ⅵ)和${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$被SRB还原的过程是氧化还原反应过程，所以采用化学反应动力模型对相关数据进行拟合。本研究分别采用零级和一级反应动力学模型^[26]进行拟合，拟合方程分别如式(1)和式(2)所示。

式中：C₀为初始浓度，mg·L⁻¹；C_t为t时刻浓度，mg·L⁻¹；k₀为零级反应速率常数，mg·(L·h)⁻¹；k₁为一级反应速率常数，h⁻¹

用于描述固体吸附的一级吸附速率方程^[27-28]如式(3)和式(4)所示。

式中：${q_t}$为t时刻的吸附量，mg·g⁻¹；q_e为达到平衡时的吸附量，mg·g⁻¹；${k_1}$为一级吸附速率常数，min⁻¹；${k_{\rm{2}}}$为二级吸附速率常数，g·(mg·min)⁻¹。

4)水质检测。采用玻璃电极法检测pH；采用二苯碳酰二肼分光光度法测定Cr(Ⅵ)；采用高锰酸钾氧化-二苯碳酰二肼分光光度法测定Cr(Ⅲ)；采用铬酸钡分光光度法测定${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$；采用离子选择电极法测定F⁻。

1) SRB投加量对污染地下水的去除影响。对SRB进行包埋固定化处理，分别加入体积分数为0、10%、20%、30%、35%、40%、45%的处于对数期生长的SRB菌液(细菌计数得到菌液对数期的菌密度为3×10⁸个·mL⁻¹)，利用得到纳米ZrO₂-SRB颗粒处理等量模拟地下水样，每隔5 h测定污染物浓度，结果如图1所示。由图1可知，在反应50 h内，SRB的投加量对Cr(Ⅵ)、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的影响较对Cr(Ⅲ)、F⁻大；在SRB投加量为0时，纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料对${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F⁻的去除率分别为30.2%、87.7%、97.4%、92.2%。此外，杂化材料对污染物的吸附速率较快，在进行5 h时基本达到稳定。由图1(a)可知，对比不同SRB含量的颗粒，当SRB投加量为10%时，由于菌种的数量较少，过少的菌株无法适应水环境，使得溶液中${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$被还原的量也相对较少，为50.4%；当SRB投加量增加到35%时，${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的去除率达到70.4%，继续增加SRB的投加量，${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的去除率变化不是很大，所以选择SRB的最佳投加量为35%。由图1(b)可知：当SRB投加量为20%时，Cr(Ⅵ)的去除率为91.8%；当SRB投加量达到35%以上时，Cr(Ⅵ)的去除率可达到99.8%以上。这是因为当SRB的投加量较少时，由于Cr(Ⅵ)对细菌存在较强的毒害作用，使细菌还原Cr(Ⅵ)的能力减弱，但此时Cr(Ⅵ)的去除可以靠纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料的吸附去除，由此看出，当SRB投加量较少时，Cr(Ⅵ)的去除率也能在90%以上。由图1(c)和图1(d)可知，SRB的投加量对Cr(Ⅲ)、F⁻的去除率影响不大，这说明Cr(Ⅲ)的去除主要是通过纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料的吸附作用去除的，SRB的投加量不会影响到纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料的吸附容量，所以对Cr(Ⅲ)、F⁻的去除率没有影响。综上所述，考虑SRB对污染水处理效果的影响，最终确定较佳SRB投加量为35%。

2)杂化材料投加量对污染地下水的去除影响。对SRB进行包埋固定化处理，每份分别加入0、100、200、300、400、500 mL纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料，利用所得到的纳米ZrO₂-SRB颗粒处理等量模拟地下水样，每隔5 h测定各污染物浓度及pH的提升效果，结果如图2所示。由图2可知，在杂化材料投加量为0时，${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)的去除率分别为55.6%、95.2%、67.4%，而对F⁻几乎没有去除效果，且在不投加杂化材料时反应进行的速率较慢；在反应前10 h时，不同的杂化材料投加量会影响到${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$、Cr(Ⅲ)的去除效果，这是因为该阶段SRB还未能适应水环境，污染物主要是靠杂化材料的吸附作用去除。由图2(a)可知，5种细菌颗粒对${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的最佳去除效果均可达70.4%，说明杂化材料投加量少时，${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$可以靠SRB的还原作用去除。由图2(b)可知，杂化材料的投加量不会影响Cr(Ⅵ)的最终去除率，这是因为包埋的SRB可以将Cr(Ⅵ)还原使其浓度降低，但在反应初期SRB未适应水环境之前，纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料投加量会影响Cr(Ⅵ)的去除效果，这说明该阶段是纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料对Cr(Ⅵ)的吸附作用。由图2(c)可知：当纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料投加量为100 mL时，Cr(Ⅲ)的去除率为83.4%；当投加量增加到300 mL时，Cr(Ⅲ)的去除率即可增加至99.7%,之后再增加杂化材料的投加量也不会提高Cr(Ⅲ)的去除率，说明Cr(Ⅲ)的去除已达上限。由图2(d)可知：当纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料投加量为100 mL时F⁻的最大去除率为79.8%，在投加量为300 mL时其去除率为92.4%；当投加量大于300 mL时再继续增大投加量，F⁻的去除率相对于投加量为300 mL的去除率仅增加1.1%左右。综合考虑经济成本问题，确定杂化材料的最佳投加量为300 mL。

3)反应温度对污染地下水的去除影响。按上述确定的最佳包埋成分配比对SRB进行固定化后，将固定好的细菌颗粒分别按固液比为1∶10的投加量加入到模拟地下水样中，分别置于反应温度为25、30、35、40、45 ℃条件下反应，每隔5 h测定各个污染物浓度及pH的提升效果，结果如图3所示。由图3可知，温度对${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$、Cr(Ⅵ)、pH的影响较大。由图3(a)可知，5个温度条件下对应的${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的去除率由大到小的顺序为35 ℃>40 ℃>30 ℃>45 ℃>25 ℃。由此可见，35 ℃为最佳的反应温度，对应的${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$去除率为70.4%，温度过高会影响SRB酶的活性，温度较低会使SRB的代谢速度减慢，该SRB菌属为中性菌，在温度为35 ℃时，可有利于SRB对${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的还原。由图3(b)可知，由于Cr(Ⅵ)的去除由SRB还原作用及纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料吸附作用，所以温度对Cr(Ⅵ)的影响没有对${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$大，在35 ℃时，Cr(Ⅵ)去除率最大为99.8%。由图3(c)可知，温度对Cr(Ⅲ)的去除率影响不大，这是因为Cr(Ⅲ)主要通过纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料的吸附作用去除。由图3(d)可知，仅当温度上升为45 ℃时，氟离子的去除率才受到影响，这是由于纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料中的纳米氧化锆吸附率受温度影响造成的。综上所述，综合确定最佳反应温度为35 ℃。

1)微观结构及特性分析。将纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料在60 ℃条件下烘干，分别采用SEM在放大倍数为2 000倍下观察材料的表观结构、EDS能谱、FT-IR红外光谱分析，结果如图4所示。由图4可知，纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料表面孔隙明显，质地均匀，分散性较好，主要含O、C、H、N、Zr等元素，N—H、C—H、C=O、C—N、Zr—O—Zr特征峰，杂化材料中既有有机物的吸收峰又有无机物的吸收峰出现，纳米ZrO₂与聚丙烯酰胺间是通过共价键连接的。

1 600倍油镜下镜检SRB的革兰氏染色结果、经番红复染的芽孢染色结果和SRB的透射电镜放大30 000倍的检测结果如图5(a)~图5(c)所示。将菌株分别在好氧和厌氧2种条件下培养3 d后进行基因测序，得到2种条件下培养菌株的DNA测序结果是相同的。由此可见，实验中所用的SRB无芽孢，有鞭毛，为柠檬酸性杆菌，生化类型为兼性厌氧型。

将SRB按最佳成分配比进行包埋后得到的细菌颗粒在60 ℃下烘干，采用SEM在放大2 000倍时观察材料的表观结构，进行EDS能谱分析以及XRD分析，结果如图6所示。由图6可知，细菌颗粒在处理污染水前，呈明显的微球状，孔道通畅，表面较为光滑；主要含C、O、N、Na、H、Zr等元素；主要含有的成分是ZrO₂和CH₄N₂O·C₂H₂O₄。

将纳米ZrO₂-SRB处理污染地下水后得到的颗粒在60 ℃下烘干，采用SEM在2 000倍下观察材料的表观结构并进行EDS能谱分析，结果如图7(a)和图7(b)所示。利用纳米ZrO₂-SRB颗粒处理不含Cr(Ⅲ)的复合污染水样后得到的颗粒，经60 ℃烘干后研磨至200目粉末，进行XRD分析，结果如图7(c)所示。由图7可知，吸附处理污染水后的细菌颗粒形状变得不明显，且表面变得粗糙，出现大量的凸形褶皱，主要含有C、O、Zr、S、H、Cr、F等。由此可见，细菌颗粒在吸附污染水后出现明显S、Cr、F吸收峰；出现的新物质为ZrCr₂H₁₀、C₆Cr₂O₁₂、ZrS_0.67、ZrO_0.67F₂、Cr(OH)₃。这说明SRB可将溶液中的Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)，可将${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$还原为S²⁻，Cr(Ⅲ)和S²⁻再与颗粒中的物质进行结合，最终以ZrCr₂H₁₀、Cr(OH)₃、ZrS_0.67的形式存在，且最终产物中含有Cr(Ⅵ)，为C₆Cr₂O₁₂，这说明在有杂化材料的吸附过程中，水中F⁻最终以ZrO_0.67F₂形式被去除。

2)动力学分析。采用零级和一级反应动力学模型对Cr(Ⅵ)、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$还原过程进行拟合，拟合结果如表1所示。由表1可知，相比于零级反应动力学(R²=0.903 2)来说，Cr(Ⅵ)的还原过程可以更好地用一级反应动力学(R²=0.994 5)进行拟合。主要原因是当SRB接触含Cr(Ⅵ)溶液时，由于Cr(Ⅵ)具有很强的毒害作用，会对细胞内的还原酶产生一定的抑制作用，且会使细菌的生长出现一定程度的延迟，而这点对零级反应动力学影响较大，所以用一级还原动力学模型可以更好地描述SRB还原Cr(Ⅵ)的过程；一级还原动力学(R²=0.994 3)比零级还原动力学(R²=0.939 7)可以更好地拟合${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的还原过程，且通过一级还原动力学可得到速率常数为0.004 07 h⁻¹。

Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F⁻、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的吸附动力学拟合结果如表2所示。由表2可知，Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F⁻、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的吸附过程可以更好地用二级反应动力学模型来描述。

1)纳米ZrO₂-SRB颗粒对复合污染地下水处理效果要优于单独的杂化材料和单独的SRB处理效果，且在SRB的体积分数为35%、杂化材料的投加量为300 mL、反应温度为35 ℃时，地下水中F⁻、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的去除率分别可达到92.4%、99.8%、99.7%、70.4%。

2)纳米ZrO₂-聚丙烯酰胺杂化材料之间是通过共价键相连接的，实验所用的SRB为无芽孢，有鞭毛，为柠檬酸性杆菌，生化类型为兼性厌氧型，纳米ZrO₂-SRB颗粒在处理污水后，结构发生了明显的改变，纳米ZrO₂-SRB颗粒对污染地下水的去除作用包含了SRB的还原作用和ZrO₂的吸附作用。

3) Cr(Ⅵ)、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$还原过程符合一级反应动力学；Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)、F⁻、${\rm{SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}$的吸附过程可以更好地用二级反应动力学模型来描述。