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(cè)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(huì)危害人體健康,而且使中藥出口遭遇“綠色貿(mào)易壁壘”,同時(shí)也是中藥現(xiàn)代化和國(guó)際化的瓶頸。《中國(guó)藥典》制定了嚴(yán)格的重金屬限量標(biāo)準(zhǔn),其他國(guó)家也對(duì)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(lái)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(guó)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(shù)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(shù)脂法[8]、陽(yáng)離子交換樹(shù)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(lái),國(guó)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(lái)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(duì)環(huán)境無(wú)二次污染,取材來(lái)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(shí)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(gòu)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(guó)家有色金屬及電子材料分析測(cè)試中心;芍藥苷對(duì)照品(批號(hào)110736-202145):中國(guó)食品藥品檢定研究院;硝酸(優(yōu)級(jí)純),30%過(guò)氧化氫(優(yōu)級(jí)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(guò)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(guó)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(guó)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(guó)賽默飛世爾科技公司;日立S4800場(chǎng)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(guó)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(kāi)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(guò)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(cè)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(duì)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(guò)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(guò)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(shí)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(shí)間后,離心,微孔濾膜過(guò)濾。取一定體積的濾液經(jīng)微波消解后,采用ICP-MS測(cè)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(guò)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(shí)刻的濃度。

1.3.4 樣品的消解及鉛鎘含量測(cè)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(wú)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(cè)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(cè)定紅外吸收光譜。對(duì)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(guó)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(zhǎng)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(guò)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(huì)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(duì)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(shí)間的影響

由圖2可見(jiàn),Pb2+和Cd2+去除率隨時(shí)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_(kāi)始吸附時(shí),藥液中重金屬離子濃度相對(duì)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(guò)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(dòng)力的逐步降低,重金屬離子去除率隨時(shí)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(shí)間為2.5 h。

圖2 吸附時(shí)間對(duì)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(guò)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(duì)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(jiàn),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(duì)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(shí),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(shí)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(jìng)爭(zhēng)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(shuō)明Pb2+與花生殼的吸附反應(yīng)能力強(qiáng)于Cd2+,吸附劑對(duì)Pb2+的選擇性、吸附親和性優(yōu)于Cd2+,同時(shí)Pb2+與Cd2+之間還存在競(jìng)爭(zhēng)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(duì)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(duì)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(duì)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(duì)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(duì)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(guò)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(shuō)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(dòng)相:乙腈(A)和0.05%磷酸水溶液(B);檢測(cè)波長(zhǎng)為230 nm;柱溫35℃;流速1 mL/min;進(jìn)樣量10μL;采集時(shí)間65 min。采用梯度洗脫,程序見(jiàn)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(cè)定

準(zhǔn)確稱取芍藥苷對(duì)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(duì)照品溶液。分別準(zhǔn)確移取10μL注入HPLC,測(cè)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(duì)照品的HPLC圖。

圖6 芍藥苷對(duì)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(guò)濾后,準(zhǔn)確移取10μL注入HPLC,測(cè)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(shuō)明花生殼對(duì)白芍藥液中芍藥苷沒(méi)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(jiàn)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(duì)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(shí)間或峰面積的變化率,D前表示吸附前保留時(shí)間或峰面積的數(shù)值,D后表示吸附后保留時(shí)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(méi)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(hào)峰、10號(hào)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(shí)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(jiàn)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(dòng)峰,提示有醇類(lèi)和酚類(lèi)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(dòng)峰[26]。1 649 cm-1的峰歸屬于酮基中C=O特征伸縮振動(dòng)峰。1 512 cm-1的峰來(lái)自于木質(zhì)素的芳香環(huán)的C=C伸縮振動(dòng)峰。1 426 cm-1的峰是羧基中C-O 伸縮振動(dòng)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(dòng)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(dòng)[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(méi)有發(fā)生變化。但是吸附后,O-H 和C-H 振動(dòng)峰,分別向低波數(shù)移動(dòng)了約4 cm-1和1 cm-1,酮基中C=O和C-OH 振動(dòng)峰分別向高波數(shù)移動(dòng)了約4 cm-1和1 cm-1;而且在1 400～3 500 cm-1之間的振動(dòng)峰強(qiáng)度有所增強(qiáng),可能吸附后,這些官能團(tuán)的相對(duì)含量增多[29]。因此,對(duì)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(duì)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(guò)熱解花生殼制備生物炭處理重金屬前后的形態(tài)類(lèi)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(jiàn)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(gè)主峰和次峰,這2個(gè)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(wú)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(wú)定形纖維素)總量的比值。通過(guò)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(guò)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(jiàn)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(guó)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(duì)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(shuō)明花生殼吸附Pb2+和Cd2+后,不會(huì)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(jiàn)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(shuō)明花生殼與重金屬之間發(fā)生了吸附反應(yīng)。花生殼的XRD 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(méi)有明顯變化,但纖維素的結(jié)晶度略微降低。

(5) 花生殼對(duì)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(huì)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。