曹洪斌鄧 波李 冬劉振中申明金湯 迪甘玲莉

(1.川北醫(yī)學(xué)院基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)與法醫(yī)學(xué)院,四川 南充 637000;2.川北醫(yī)學(xué)院公共衛(wèi)生學(xué)院,四川 南充 637000;3.南充水務(wù)集團(tuán)有限(責(zé)任)公司水質(zhì)監(jiān)測中心,四川 南充 637000;4.川北醫(yī)學(xué)院臨床醫(yī)學(xué)院,四川 南充 637000)

中藥是世界傳統(tǒng)醫(yī)學(xué)的重要組成部分,也是中華民族的瑰寶。然而中藥重金屬含量超標(biāo)會危害人體健康,而且使中藥出口遭遇“綠色貿(mào)易壁壘”,同時也是中藥現(xiàn)代化和國際化的瓶頸。《中國藥典》制定了嚴(yán)格的重金屬限量標(biāo)準(zhǔn),其他國家也對進(jìn)口中藥的重金屬制定了限量標(biāo)準(zhǔn)。因此,控制中藥重金屬含量刻不容緩,當(dāng)務(wù)之急是采取行之有效的方法來降低中藥重金屬含量,以保障人體健康和加快推進(jìn)中藥國際化。

去除中藥重金屬的方法主要有絮凝沉淀法[1]、大孔螯合樹脂法[2]、超臨界CO2配合萃取法[3]、γ-巰丙基鍵合硅膠法[4],以及其他如EDTA絡(luò)合法[5]、NH3·H2O-NH4NO3法[6]、麥飯石吸附法[7]、陰離子交換樹脂法[8]、陽離子交換樹脂[9]和電吸附法[10]等。這些方法能有效降低中藥重金屬含量,但也存在一些不足,比如反應(yīng)機(jī)理不明確,或設(shè)備昂貴,或工藝復(fù)雜,或應(yīng)用重金屬元素有限等,因此在實(shí)際規(guī)?；瘧?yīng)用中受到限制。

近年來,國內(nèi)外研究的熱點(diǎn)主要是采用安全、經(jīng)濟(jì)的天然材料作為吸附劑處理重金屬,其中最主要的來源是低成本農(nóng)林副產(chǎn)品中的生物質(zhì)廢棄物。農(nóng)林廢棄物具有天然高分子結(jié)構(gòu),它主要包括纖維素、半纖維素和木質(zhì)素等。農(nóng)林廢棄物是一種新的吸附劑,具有成本低,對環(huán)境無二次污染,取材來源廣等特點(diǎn)。研究表明,農(nóng)林廢棄物如甘蔗渣[11]、核桃殼[12]、花生殼[13]、柚子皮[14]、玉米芯[15]和稻殼[16]等皆可用于廢水中重金屬離子的吸附,這也為去除中藥重金屬奠定了理論基礎(chǔ),但其在處理中藥重金屬方面的應(yīng)用卻鮮有報(bào)道。目前中藥重金屬研究主要集中在單一金屬的吸附,很少關(guān)注重金屬去除前后吸附劑形態(tài)或結(jié)構(gòu)的變化以及中藥有效成分的變化。

本研究以經(jīng)濟(jì)、環(huán)保、安全和資源再利用為出發(fā)點(diǎn),將花生殼等用于去除白芍水提液中的兩種重金屬(Pb2+和Cd2+),優(yōu)化吸附條件,比較不同農(nóng)林廢棄物的吸附能力,研究吸附中藥重金屬前后的藥液含固量和HPLC圖譜,分析吸附前后藥液中主要的化學(xué)成份變化情況,采用FTIR(Fourier transform infrared spectroscopy)、SEM(scanning electron microscope)和XRD(X-ray diffraction)分析花生殼的結(jié)構(gòu)或形態(tài)變化,探討花生殼的吸附機(jī)理,探索花生殼去除中藥重金屬的可行性以及技術(shù)的適用性,以期為處理中藥中重金屬提供一種新的思路和途徑,并為農(nóng)林廢棄物在中藥重金屬處理方面的實(shí)際應(yīng)用提供科學(xué)數(shù)據(jù),同時為農(nóng)林廢棄物的資源化利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

實(shí)驗(yàn)用的不同目數(shù)花生殼粉:購自江蘇連云港;白芍飲片:四川聚元藥業(yè)有限公司;鉛、鎘標(biāo)準(zhǔn)溶液(1 000μg/m L):國家有色金屬及電子材料分析測試中心;芍藥苷對照品(批號110736-202145):中國食品藥品檢定研究院;硝酸(優(yōu)級純),30%過氧化氫(優(yōu)級純),氫氧化鈉(分析純):成都市科隆化學(xué)品有限公司;超純水:實(shí)驗(yàn)室純水機(jī)制備。所用器皿均經(jīng)5%硝酸浸泡過夜,并用超純水洗凈,晾干備用。

1.2 儀器與設(shè)備

THZ-82恒溫振蕩器:常州市國旺儀器制造有限公司;電感耦合等離子體質(zhì)譜儀,微波消解儀:美國PerkinElmer公司;Nicolet iS5型傅立葉變換紅外光譜儀,賽默飛U3000高效液相儀:美國賽默飛世爾科技公司;日立S4800場發(fā)射掃描電鏡儀:日本日立公司;Bruker D8 Advance X射線多晶衍射儀:德國Bruker科技有限公司;旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器:上海亞榮生化儀器廠;TDZ4-WS 離心機(jī):湖南湘儀實(shí)驗(yàn)室儀器開發(fā)有限公司;電子天平:上海舜宇恒平科學(xué)儀器有限公司;PHS-3C型p H 計(jì):上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司。

1.3 方 法

1.3.1 吸附劑的制備

花生殼粉置干燥箱內(nèi)于80℃下烘干至恒量,分別過40目、60目、80目、100目、120目和150目篩,然后置于干燥器中備用。采用ICP-MS測定該花生殼Pb(II)和Cd(II)的含量,分別為0.740 0 mg/kg和0.092 36 mg/kg,遠(yuǎn)低于限量標(biāo)準(zhǔn),因此該花生殼含有的Pb(II)和Cd(II)對白芍藥液重金屬的吸附影響可以忽略。

1.3.2 含鉛和鎘白芍藥液的制備

適量的白芍飲片于80℃下烘干至恒量,取其100 g,加入超純水,浸泡30 min,加熱回流提取2次,第一次加1 000 mL超純水回流提取1.5 h,第二次加800 mL,回流提取1.5 h[17],過濾,合并提取液,70℃下進(jìn)行旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至接近1 L,離心,經(jīng)0.45μm 微孔濾膜過濾,加入適量鉛和鎘的標(biāo)準(zhǔn)溶液,搖勻,然后加入適量NaOH 調(diào)節(jié)藥液p H 至5.0[18],用超純水定容至1 L。此時藥液濃度為100 g/L,即每1 mL相當(dāng)于藥材0.1 g,含鉛1μg和鎘0.2μg。

1.3.3 吸附實(shí)驗(yàn)

在錐形瓶中加入一定質(zhì)量和一定粒徑的花生殼吸附劑,加入50 mL含鉛和鎘白芍藥液,然后置于恒溫振蕩器振蕩(150 r/min)一定時間后,離心,微孔濾膜過濾。取一定體積的濾液經(jīng)微波消解后,采用ICP-MS測定藥液中Pb2+和Cd2+的濃度。各影響因素的吸附實(shí)驗(yàn)則通過改變相應(yīng)的實(shí)驗(yàn)條件。Pb2+和Cd2+去除率R的計(jì)算公式為:

式中:c0/(μg·L-1)和ct/(μg·L-1)分別為吸附前Pb2+或Cd2+的初始濃度和吸附t時刻的濃度。

1.3.4 樣品的消解及鉛鎘含量測定

準(zhǔn)確移取吸附前后的白芍藥液5.00 mL至微波消解罐,加入5 mL濃HNO3和2 mL H2O2,設(shè)置微波消解程序,進(jìn)行消解至無色。消解結(jié)束后,放冷,轉(zhuǎn)移至聚四氟燒杯,然后趕酸至約2 mL,轉(zhuǎn)移至50 mL容量瓶中,用超純水定容。同法操作制得空白溶液。采用ICP-MS測定重金屬含量。

1.3.5 吸附前后的花生殼FTIR、SEM 和XRD分析

分別取適量的吸附重金屬前后的花生殼,用KBr壓片,在4 000～400 cm-1范圍內(nèi)測定紅外吸收光譜。對吸附前后的花生殼,進(jìn)行不同放大倍數(shù)掃描電鏡分析?；ㄉ鷼さ腦RD 分析,采用德國Bruker D8 Advance X-Ray儀,以Cu靶,Kα為輻射源,管電壓為40 k V,管電流為40 m A,掃描步長0.15°/s,掃描范圍5～90°。

2 結(jié)果與分析

2.1 吸附因素試驗(yàn)結(jié)果與分析

2.1.1 吸附劑用量的影響

從圖1可知,隨著花生殼用量的增加,Pb2+和Cd2+的去除率提高,這是因?yàn)槿芤褐形絼┰蕉?表面積就越大,金屬離子可交換位點(diǎn)也越多,吸附效率就越高。當(dāng)花生殼的用量達(dá)到3.6 g后,Pb2+和Cd2+去除率分別保持在86%和72%以上,且變化幅度較小。表明花生殼用量的增加有利于重金屬的去除,但達(dá)到平衡后,過量吸附劑并不能顯著地提高吸附率,可能是因?yàn)槲絼╊w粒的聚集或結(jié)塊,以及重金屬離子吸附于顆粒的表面后,由于顆粒間的擁擠而使表面的空吸附位減少,導(dǎo)致去除率不會明顯增加[19]。為提高花生殼利用率和吸附率,適宜的花生殼用量為3.8 g。

圖1 吸附劑的用量對Pb2+和Cd2+去除率的影響Fig.1 Effect of adsorbent dosage on the removal rate of Pb2+and Cd2+

2.1.2 吸附時間的影響

由圖2可見,Pb2+和Cd2+去除率隨時間的增加而增加,吸附1 h,Pb2+和Cd2+去除率分別達(dá)85.78%和73.53%,當(dāng)吸附2.5 h后,重金屬去除率趨于穩(wěn)定。這可能是因?yàn)閯傞_始吸附時,藥液中重金屬離子濃度相對較高,花生殼表面的活性位點(diǎn)未被占據(jù),Pb2+和Cd2+主要吸附在花生殼表面,因此吸附速度較快;隨著吸附過程的進(jìn)行,重金屬離子逐步進(jìn)入花生殼空隙中,并隨著在空隙中傳質(zhì)動力的逐步降低,重金屬離子去除率隨時間緩慢增加,直到吸附平衡[20]。因此選定吸附達(dá)到平衡的時間為2.5 h。

圖2 吸附時間對Pb2+和Cd2+去除率的影響Fig.2 Effect of adsorption time on the removal rate of Pb2+and Cd2+

2.1.3 花生殼粒徑的影響

由圖3可知,隨著花生殼的目數(shù)增大,藥液中Pb2+和Cd2+的去除率也增大,這可能是因?yàn)榛ㄉ鷼さ哪繑?shù)越大,單位質(zhì)量花生殼的表面積就越大,所提供的吸附活性位點(diǎn)越多,使去除率提高。但花生殼粒徑越小,后續(xù)的離心和過濾難度將增大。因此選用100目的花生殼進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。

圖3 花生殼的粒徑對Pb2+和Cd2+去除率的影響Fig.3 Effect of peanut shell particle size on the removal rate of Pb2+and Cd2+

2.1.4 初始濃度的影響

從圖4可見,去除率取決于重金屬離子的初始濃度。去除率隨Pb2+和Cd2+濃度的增加而降低,其中Pb2+去除率變化不大,而Cd2+去除率降低顯著。對于一定量的花生殼,重金屬離子的吸附活性位點(diǎn)是有限的,重金屬離子濃度較低時,吸附能力較強(qiáng)的活性中心優(yōu)先被占據(jù),而隨著初始濃度的增加,藥液中總的重金屬離子也增加,由于強(qiáng)吸附活性位點(diǎn)達(dá)到飽和狀態(tài),此時再占據(jù)活性較弱的吸附中心,因此更多的重金屬離子在較高濃度藥液中未被吸附,而導(dǎo)致較低的吸附率[21-22]。另外,也可能是由于靜電排斥作用和重金屬離子之間競爭吸附有限的活性位點(diǎn),以及在較高重金屬離子濃度下Pb2+或Cd2+的活度系數(shù)較低所造成[23-24]。從圖中還可看出,隨著重金屬離子濃度的增加,Pb2+的去除率遠(yuǎn)高于Cd2+,說明Pb2+與花生殼的吸附反應(yīng)能力強(qiáng)于Cd2+,吸附劑對Pb2+的選擇性、吸附親和性優(yōu)于Cd2+,同時Pb2+與Cd2+之間還存在競爭吸附且兩種離子的吸附相互干擾。

圖4 初始金屬離子濃度對Pb2+和Cd2+去除率的影響Fig.4 Effect of initial metal ion concentration on the removal rate of Pb2+and Cd2+

2.1.5 不同農(nóng)林廢棄物對重金屬的吸附能力的影響

從圖5 可知,三種農(nóng)林廢棄物對藥液中的Pb2+和Cd2+去除效果存在差異,但去除率均在55%以上,總的吸附性能為:花生殼＞稻殼＞玉米芯,其中,花生殼對Pb2+和Cd2+的吸附效果最好,分別達(dá)87.56%和75.44%,可能是花生殼的比表面積較大,或含有的吸附活性位點(diǎn)較多,因此花生殼有更好的吸附性能。

圖5 不同農(nóng)林廢棄物對Pb2+和Cd2+的吸附能力比較Fig.5 Comparison of the adsorption capacity of different agroforestry wastes for Pb2+and Cd2+

2.2 吸附前后藥液主要化學(xué)成分的變化結(jié)果與分析

2.2.1 含固量

分別準(zhǔn)確移取吸附重金屬前后的白芍藥液25.00 mL于已恒量的蒸發(fā)皿,水浴濃縮至干后轉(zhuǎn)至烘箱于105℃干燥至恒量,稱質(zhì)量。結(jié)果顯示,經(jīng)過花生殼吸附后,白芍藥液含固量由0.023 17 g/m L變?yōu)?.022 16 g/m L,含固量減少4.586%,說明吸附重金屬后,藥液含固量略有減少。

2.2.2 色譜條件

Hypersil Gold C18色譜柱(4.6 mm×250 mm,5μm);流動相:乙腈(A)和0.05%磷酸水溶液(B);檢測波長為230 nm;柱溫35℃;流速1 mL/min;進(jìn)樣量10μL;采集時間65 min。采用梯度洗脫,程序見表1。

表1 梯度洗脫程序Table 1 Gradient elution procedure

2.2.3 芍藥苷含量的測定

準(zhǔn)確稱取芍藥苷對照品適量,分別加甲醇定容,制成1 mL 含0.063、0.315、0.630、1.050和2.100 mg的對照品溶液。分別準(zhǔn)確移取10μL注入HPLC,測定峰面積。以濃度為橫坐標(biāo),峰面積為縱坐標(biāo),進(jìn)行線性回歸處理。芍藥苷的線性回歸方程為y=0.226 4x-5.905,R2=0.999 7。圖6為芍藥苷對照品的HPLC圖。

圖6 芍藥苷對照品的HPLC圖Fig.6 HPLC chromatogram of paeoniflorin reference substance

吸附重金屬前后的白芍藥液,經(jīng)0.22μm 的微孔濾膜過濾后,準(zhǔn)確移取10μL注入HPLC,測定藥液中主要有效成分芍藥苷的含量。結(jié)果表明,吸附重金屬前后,白芍藥液中芍藥苷的含量分別為1 884.355 1 mg/L和1 819.443 5 mg/L,僅損失了3.44%,這說明花生殼對白芍藥液中芍藥苷沒有明顯的吸附作用。

2.2.4 吸附前后的HPLC圖譜分析

吸附重金屬前后的HPLC圖譜見圖7。為了考察吸附重金屬前后,白芍藥液中主要的化學(xué)成分變化情況,對色譜圖中各主要色譜峰(主要色譜峰的數(shù)量和峰面積)進(jìn)行比較。

式中,VR/%表示吸附重金屬前后保留時間或峰面積的變化率,D前表示吸附前保留時間或峰面積的數(shù)值,D后表示吸附后保留時間或峰面積的數(shù)值。

表2可知,花生殼吸附白芍藥液重金屬前后的HPLC圖譜中,各主要色譜峰數(shù)量和峰面積都沒有明顯變化(僅有一些次要的色譜峰的峰面積發(fā)生明顯改變,如8號峰、10號峰)。結(jié)合含固量(損失4.586%)考慮,表明白芍藥液經(jīng)花生殼處理重金屬后,其主要的化學(xué)成分未有明顯改變。

表2 吸附Pb2+和Cd2+前后白芍藥液共有峰保留時間和峰面積的變化Table 2 Changes of retention times and peak areas of common peaks from aqueous extract of Paeoniae Radix Alba before and after adsorption of Pb2+and Cd2+

2.3 吸附機(jī)理

2.3.1 紅外光譜分析

花生殼吸附白芍藥液中Pb2+和Cd2+前后的紅外光譜見圖8?；ㄉ鷼け砻婧胸S富的含氧官能團(tuán)。3 409 cm-1吸收峰為O-H 伸縮振動峰,提示有醇類和酚類物質(zhì),這也表明花生殼中存在纖維素和木質(zhì)素,有利于吸附重金屬離子[25]。2 925 cm-1處的峰為花生殼中木質(zhì)素結(jié)構(gòu)中甲基和亞甲基的C-H 伸縮振動峰[26]。1 649 cm-1的峰歸屬于酮基中C=O特征伸縮振動峰。1 512 cm-1的峰來自于木質(zhì)素的芳香環(huán)的C=C伸縮振動峰。1 426 cm-1的峰是羧基中C-O 伸縮振動引起。1 099 cm-1處的峰為半纖維素和纖維素的C-OH 伸縮振動峰[27]。在1 000 cm-1以下吸收峰比較復(fù)雜,不易確定某種官能團(tuán)的伸縮振動[28]。吸附前后,花生殼的紅外光譜的譜帶基本保持不變,表明官能團(tuán)沒有發(fā)生變化。但是吸附后,O-H 和C-H 振動峰,分別向低波數(shù)移動了約4 cm-1和1 cm-1,酮基中C=O和C-OH 振動峰分別向高波數(shù)移動了約4 cm-1和1 cm-1;而且在1 400～3 500 cm-1之間的振動峰強(qiáng)度有所增強(qiáng),可能吸附后,這些官能團(tuán)的相對含量增多[29]。因此,對比吸附前后的波數(shù)和峰強(qiáng),可知花生殼中的O-H、C-H、C=O、C=C、C-O 基團(tuán)是花生殼吸附重金屬離子的主要官能團(tuán)。

圖8 花生殼吸附Pb2+和Cd2+前后的紅外光譜Fig.8 FTIR spectra of peanut shell before and after adsorption of Pb2+and Cd2+

2.3.2 掃描電鏡分析

SEM 常用于觀察物質(zhì)的微觀結(jié)構(gòu)。從圖9可知,吸附重金屬后的花生殼表面形態(tài)與吸附前的花生殼略有不同。在相同倍率(2 500倍)下,吸附前,花生殼表面分布著不規(guī)則的和不同大小的孔徑,表面相對光滑;但是吸附重金屬后,其表面變得略微粗糙,這可能是因?yàn)橹亟饘匐x子吸附在花生殼表面并浸漬到花生殼內(nèi)部。這與Shan等通過熱解花生殼制備生物炭處理重金屬前后的形態(tài)類似[30]。

圖9 花生殼吸附Pb2+和Cd2+前后的SEM 圖Fig.9 SEM morphologies of peanut shell before and after adsorption of Pb2+and Cd2+

2.3.3 X 射線衍射分析

XRD分析可用于研究物質(zhì)的物相和晶體結(jié)構(gòu)。吸附重金屬前后的花生殼XRD圖譜見圖10。從圖中可以看出,吸附前的花生殼XRD圖譜與吸附后的花生殼基本相同,在2θ=22°和16°分別有一個主峰和次峰,這2個衍射峰是纖維素的特征峰。主峰代表排列比較規(guī)則的“結(jié)晶”纖維素結(jié)構(gòu),次峰代表有序度較低的“無定形”纖維素結(jié)構(gòu)[31]。結(jié)晶度是指結(jié)晶纖維素的量與樣品物質(zhì)(包括結(jié)晶和無定形纖維素)總量的比值。通過Jade 9分析,發(fā)現(xiàn)花生殼結(jié)晶度為44.31%,吸附后的花生殼結(jié)晶度略微降低至43.67%,這可能是因?yàn)槔w維素結(jié)構(gòu)中的羥基氫鍵被打破,導(dǎo)致結(jié)晶度降低[32]。

圖10 花生殼吸附Pb2+和Cd2+前后的XRDFig.10 X-ray diffraction patterns of peanut shell before and after adsorption of Pb2+and Cd2+

花生殼吸附重金屬離子的機(jī)理非常復(fù)雜,通過FTIR、SEM 和XRD 分析可知,其機(jī)理可能主要包括物理吸附和化學(xué)吸附。其中,物理吸附主要包括表面和孔道內(nèi)部的吸附、表面沉淀、擴(kuò)散等;化學(xué)吸附主要包括表面絡(luò)合和離子交換[30,33]。其吸附機(jī)理見圖11。

圖11 花生殼的吸附機(jī)理[30,33]Fig.11 The mechanism of adsorption by peanut shell

3 結(jié)論

本文首次采用花生殼吸附中藥中兩種重金屬(Pb2+和Cd2+),得出如下結(jié)論:

(1) 在p H 5.0的含Pb2+和Cd2+初始濃度分別為1 mg/L和0.2 mg/L的50 mL白芍水提液(100 g/L)中,加入3.8 g 100目的花生殼,室溫下振蕩(150 r/min)2.5 h,Pb2+和Cd2+的去除率分別高達(dá)87.81%和75.42%,藥液中殘留Pb2+和Cd2+遠(yuǎn)低于《中國藥典》2020版中藥重金屬的限量標(biāo)準(zhǔn) (鉛≤5 mg/kg,鎘≤1 mg/kg)。

(2) 不同農(nóng)林廢棄物對重金屬的吸附能力為:花生殼＞稻殼＞玉米芯。

(3) 吸附重金屬前后,藥液的含固量、主要成分芍藥苷的含量和HPLC圖譜均未有明顯變化,說明花生殼吸附Pb2+和Cd2+后,不會引起中藥中主要化學(xué)成分的變化。

(4) 吸附重金屬前后的花生殼FTIR 分析表明,花生殼中的O-H、C-H、C=O、C=C、C-O基團(tuán)是花生殼吸附重金屬離子的主要官能團(tuán)。SEM 分析則表明,花生殼表面可見許多不規(guī)則的和不同大小的孔徑,吸附后,花生殼表面的光滑程度發(fā)生改變,說明花生殼與重金屬之間發(fā)生了吸附反應(yīng)?；ㄉ鷼さ腦RD 分析顯示了纖維素材料的典型光譜,吸附后的花生殼纖維素晶型沒有明顯變化,但纖維素的結(jié)晶度略微降低。

(5) 花生殼對Pb2+和Cd2+的吸附主要為物理吸附和化學(xué)吸附。

本研究所采用的花生殼具有經(jīng)濟(jì)、環(huán)保和安全等特點(diǎn),是一種去除中藥重金屬的有效吸附劑,且不會引入新的雜質(zhì)以及污染中藥,實(shí)現(xiàn)了農(nóng)林廢棄物的資源化再利用。