基于聚乙烯吡咯烷酮功能化磁性氧化石墨烯固相萃取雞飼料中Cu（II）、Zn（II）、Cr（III）、Cd（II）和Pb（II）離子

邱素艷，俞熙仁，董一帆，魏益華，黃 琴，張大文*

（1.江西省農業科學院 農產品質量安全與標準研究所，江西 南昌 330200；2.江西省農產品質量安全重點實驗室，江西 南昌 330200）

我國16.67%的耕地受到了重金屬污染，重金屬可經食物鏈轉移到耕地的相關農作物中，如水稻、玉米、飼草等。這與近幾年發現的飼料及其原料中重金屬污染嚴重的現象相吻合。2012年，農業農村部對全國30 個省市的飼料重金屬含量進行了調查，發現70%的飼料原料中As、Cr、Pb、Cd 等重金屬元素含量超標。陳甫等［1］對山東省肉雞飼料原料中的重金屬污染情況進行了分析，發現原料中Cr 污染最為嚴重，且As、Cr、Pb、Cd 的檢出率分別高達32.29%、100.00%、7.29%和12.50%。楊柳等［2］對172份雞飼料原料中的重金屬污染進行調查，同樣發現Cr超標最為嚴重，其次為Pb，個別飼料出現As與Cd的超標。因此，對雞飼料樣品中重金屬殘留含量的快速檢測至關重要。

樣品快速前處理是實現大量樣品中重金屬殘留含量快速檢測的關鍵。目前實驗室常用的樣品前處理技術為以大量濃強酸進行消解［3-4］，其消解過程耗時、操作繁瑣、對微波消解儀依賴大，同時大量濃強酸的腐蝕作用對操作人員、周邊環境及物品都存在嚴重危害。因此，亟需開發操作簡單、效率高、綠色環保、易于現場實施的重金屬快速前處理技術。

目前，磁性固相萃取技術由于萃取能力強、選擇性高、分離簡單等特點而備受關注［5］，成為重金屬現場快速前處理的理想手段之一［6］，其使用的磁性材料還具有可重復利用、成本低、不易對環境造成二次污染等特性。磁性氧化石墨烯作為一種新型吸附材料，在磁性固相萃取技術領域得到了廣泛應用［7-12］。該材料不僅具有氧化石墨烯比表面積大、吸附效率高、化學穩定性好的特點，還具有磁性材料易分離、綠色環保、可重復利用等優勢［13］。

本文將聚乙烯吡咯烷酮（Polyvinylpyrrolidone，PVP）修飾在Fe3O4包埋的氧化石墨烯表面，大大改善了未修飾的Fe3O4包埋氧化石墨烯的分散性和穩定性，增加了氧化石墨烯的表面官能團，如含氮和含氧基團，使之可提供更多的結合位點；并以其為磁性固相萃取劑，實現了重金屬Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）離子的同時快速萃取。該方法具有萃取效率高、萃取速度快，易分離除去、不易對環境造成二次污染，無需依賴實驗室大型微波消解儀等特點，在飼料重金屬離子現場快速前處理領域有著較大的應用潛力。

1 實驗部分

1.1 儀器與試劑

JEOL JEM-2100 透射電子顯微鏡（TEM，日本JEOL 公司），傅里葉紅外光譜儀（FT-IR，美國Thermo 公司），900T 火焰原子吸收光譜儀（FAAS）、NexION 2000 電感耦合等離子體-發射光譜儀（ICP-OES）均為美國PerkinElmer公司產品，Milli-Q 超純水系統（美國Millipore 公司），磁力恒溫攪拌器（德國IKA公司）。

石墨粉購自中國科學院成都有機化學所。聚乙烯吡咯烷酮、氨水、FeSO4·7H2O、FeCl3·6H2O、水合肼從國藥集團化學試劑有限公司購買。除特別說明外，所用試劑均為分析純。

1.2 實驗方法

1.2.1 氧化石墨烯（Graphene oxide，GO）的制備

GO采用改進后的Hummers方法進行制備［14］，具體如下：取1 g石墨粉、1 g NaNO3、50 mL H2SO4在三頸瓶中混合，于冰浴中攪拌。隨后分3 次緩慢加入6 g KMnO4，繼續在冰浴中攪拌3 h 后，將上述溶液轉移至35 ℃的水浴中攪拌1 h，并在攪拌狀態下緩慢加入100 mL 超純水，加熱至98 ℃繼續攪拌45 min。然后向混合溶液中緩慢加入200 mL超純水和8 mL H2O2（30%），除去過多的MnO?4，此時溶液顏色由暗棕色變為黃色。最后，將混合溶液過濾，超純水清洗3次后，冷凍干燥，置4 ℃備用。

1.2.2 聚乙烯吡咯烷酮功能化Fe3O4包埋氧化石墨烯（PVP/Fe3O4/GO）復合物的制備

將0.93 g FeCl3·6H2O 和0.48 g FeSO4·7H2O 溶解在125 mL 水溶液中，形成混合溶液；在氮氣保護和攪拌條件下，慢慢加入0.1 g的GO，加熱至80 ℃；其后迅速加入70 mL氨水，控制溫度為85 ℃，繼續加入氨水直至反應混合液pH 值為10.0；繼續攪拌45 min，得到Fe3O4/GO 復合物；然后用1 mol/L 的HCl調至pH 7.0，繼續加入0.25 g聚乙烯吡咯烷酮和1.5 mL水合肼的混合物，并持續攪拌4 h，得到的黑色產物分別經外置磁鐵分離、乙醇/H2O清洗3次、干燥后，得到PVP/Fe3O4/GO復合物。

1.2.3 PVP/Fe3O4/GO復合物對Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）離子的萃取

將0.2 mL重金屬離子濃度小于或等于1 000 mg/L的Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）溶液分別加入10 mL 的PVP/Fe3O4/GO 復合物（0.2 mg/mL）溶液中，室溫下搖勻10 min 后經外置磁鐵分離，棄去上層清液后，向吸附了Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）離子的PVP/Fe3O4/GO復合物中加入2 mL 5%的硝酸溶液，超聲解吸10 min，釋放所吸附的重金屬離子，經外置磁鐵分離處理后，將PVP/Fe3O4/GO復合物用5 mL 5%的HNO3清洗1次?；旌蟽纱紊锨逡翰⒍ㄈ葜?0 mL進行FAAS檢測。解吸重金屬離子后的PVP/Fe3O4/GO 復合物再分別經乙醇/H2O 清洗3 次、干燥，得到的PVP/Fe3O4/GO 復合物循環使用。

1.2.4 雞飼料中重金屬離子的萃取

1.2.4.1 磁性固相萃取法將3 種雞飼料粉碎，過40 目篩，各稱取0.2 g，加入2.0 mL 濃HNO3，于加熱爐上100 ℃加熱30 min，以溶解出飼料樣品中的重金屬離子。過濾，并將濾液以NaOH調至pH 6.8左右，加入PVP/Fe3O4/GO 溶液（0.2 mg/mL），采用超純水定容至35 mL，按照“1.2.3”步驟進行重金屬離子萃取，通過FAAS檢測其中Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）的濃度。

1.2.4.2 微波消解法稱取上述3 種雞飼料樣品各0.2 g 于聚四氟乙烯微波消解管中，加入5 mL 濃HNO3，于加熱爐上100 ℃加熱30 min 以溶解出飼料樣品中的重金屬離子，然后置于微波消解儀中按程序消解，具體程序如表1 所示。待冷卻后，將微波消解管中的溶液倒入容量瓶中，分別以5 mL 5%的HNO3清洗微波消解管2 次，并將2 次的清洗液倒入容量瓶中，定容至25 mL，通過FAAS 檢測其中的Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ），若濃度較低，則采用ICP-OES檢測。

表1 微波消解儀的消解程序Table 1 Digestion program of microwave digestion system

2 結果與討論

2.1 PVP/Fe3O4/GO復合物的表征

PVP/Fe3O4/GO 復合物的形態如圖1A 所示，GO 呈褶皺的薄片結構，Fe3O4納米顆粒覆蓋在其表面。圖1B顯示，Fe3O4納米顆粒的尺寸約為10 nm，且能明顯看出其晶格紋路。上述結果表明Fe3O4納米顆粒與GO成功結合。

GO 和PVP/Fe3O4/GO 復合物的紅外光譜如圖1C 所示。從圖1C 曲線a 可知，1 730 cm-1和1 617 cm-1處分別歸屬于GO 上—COOH 基團和C===== C骨架的伸縮振動峰，表明GO 被成功制備。從圖1C曲線b可以明顯觀察到1 384、1 280、580 cm-1處均出現了新的振動峰，其中1 384 cm-1和1 280 cm-1處分別為甲基的彎曲振動和C—N 鍵的伸縮振動，而這兩個基團均來自PVP 分子［15］，說明PVP 成功結合在GO 表面。另外，580 cm-1處的峰由Fe—O鍵的伸縮振動引起，再次表明Fe3O4成功覆蓋在GO表面。

圖1 PVP/Fe3O4/GO復合物的透射電鏡圖（A）與放大透射電鏡圖（B），以及GO（a）與PVP/Fe3O4/GO復合物（b）的紅外光譜圖（C）Fig.1 TEM images of PVP/Fe3O4/GO composite at low magnification（A）and high magnification（B），FT-IR spectra（C）of GO（a）and PVP/Fe3O4/GO composite（b）

2.2 磁性固相萃取條件優化

由于萃取劑表面電荷、離子化程度均和溶液pH 值密切相關，因此pH 值是影響重金屬離子萃取的重要因素之一。圖2A揭示了Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）離子在不同pH值條件下萃取回收率的變化。結果顯示，除Pb（Ⅱ）外，Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）離子的萃取回收率首先隨著pH 值的上升逐漸增加，并在pH 6.8時達到最高，之后隨著pH 值的繼續上升，回收率迅速下降。其主要原因可能是，當溶液pH 值大于6.8 時，上述4 種金屬離子可能與OH-發生反應，生成沉淀，并在采用磁鐵分離時隨著上層清液被棄去，難以被儀器完全檢測到。而當溶液pH 值小于6.8時，溶液中的H+與Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）離子成為競爭關系，同時爭奪含氧基團或含氮基團，導致被萃取的重金屬離子的量降低。而Pb（Ⅱ）離子的萃取行為與上述金屬離子有所區別，其萃取回收率先隨著pH值的增加逐漸增大，并在pH 5.0～6.8范圍內相對穩定，說明Pb（Ⅱ）離子與PVP/Fe3O4/GO復合物的結合行為對pH 值具有較強的耐受力，當pH 值大于6.8 時，其萃取回收率迅速降低，與Christou 和Xie等的報道相似［16-17］。因此最終選擇6.8作為后續實驗的pH值。

PVP/Fe3O4/GO 復合物對上述5種重金屬離子的回收率隨萃取時間和解吸時間的變化如圖2B和圖2C所示。上述5 種重金屬離子的萃取和解吸回收率均先隨時間的增加而迅速增大，并在10 min 后趨于平衡，表明PVP/Fe3O4/GO復合物對Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）離子的萃取和解吸作用都非常迅速，能在10 min內吸附和解吸完全。因此萃取時間和解吸時間均選擇10 min。

圖2 pH值（A）、萃取時間（B）和解吸時間（C）對萃取回收率的影響Fig.2 Effect of pH value（A），extraction time（B）and desorption time（C）on the extraction recovery

2.3 吸附動力學研究

吸附容量是決定重金屬離子萃取效率和萃取劑用量的一個重要因素。不同的重金屬離子因尺寸、水化度和結合常數的差異，吸附容量有所不同。由于PVP/Fe3O4/GO 復合物對重金屬離子的吸附等溫線（圖3A）均為Langmuir 吸附模型，因此本文將達到吸附平衡時重金屬離子的質量濃度（Ce，mg/L）作為橫坐標，Ce/qe的比值作為縱坐標繪圖（圖3B）。采用計算每種重金屬離子的最大吸附容量（表2），其中qe與Ce分別為吸附平衡時的吸附容量（mg/g）和質量濃度（mg/L），kL為Langmuir 吸附常數（L/mg），q為最大吸附容量（mg/g）。k與q均可從圖3B的斜率和截距數據計算獲得。

圖3 PVP/Fe3O4/GO復合物對5種重金屬離子的吸附等溫線（A）和相應Langmuir等溫線模型的擬合（B）Fig.3 Adsorption isotherm（A）and linearized Langmuir model（B）for five heavy metal ions adsorption by PVP/Fe3O4/GO composite

從表2可知，PVP/Fe3O4/GO 復合物對Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）重金屬離子的最大吸附容量分別為68.03、103.63、13.82、36.51、555.56 mg/g。Pb（Ⅱ）離子的吸附容量最大，可能是因為聚乙烯吡咯烷酮和氧化石墨烯為Pb（Ⅱ）離子提供了更多的結合位點［18］。

表2 PVP/Fe3O4/GO復合物對5種重金屬離子的最大吸附量及相關參數Table 2 The maximum absorption capacity and relevant parameters for five heavy metal ions on PVP/Fe3O4/GO composite

2.4 磁性固相萃取方法分析性能

2.4.1 線性回歸方程與檢出限

實驗發現，在最優條件下，Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）和Cd（Ⅱ）的FAAS 吸光度隨其濃度的變化趨勢較為相似，即隨著濃度的增加，吸光度逐漸增強，在高濃度時，增強較為緩慢。對于Pb（Ⅱ）離子，其吸光度與濃度呈線性增大趨勢，即使在高濃度時，仍呈線性增加。這可能是因為PVP/Fe3O4/GO 復合物對Pb（Ⅱ）離子的萃取能力強，吸附容量大，導致其質量濃度為60 mg/L時，仍未達到飽和吸附。上述5種重金屬離子的線性回歸方程、相關系數、線性范圍及檢出限（3σ/S，其中σ為10次空白信號的標準偏差，S為標準曲線的斜率）如表3所示，其檢出限分別為0.32、0.092、3.46、0.38、0.021 μg/L，線性相關系數r值均不小于0.983 3，其中Pb（Ⅱ）離子的線性范圍最寬，為0.004～60 mg/L。

表3 5種重金屬離子的線性回歸方程、相關系數、線性范圍及檢出限Table 3 Linear regression equations，correlation coefficients（r），linear ranges and limits ofdetection（LODs）of five heavy metal ions

2.4.2 其它共存金屬離子的影響

除上述5 種重金屬離子外，飼料樣品中含量較高的金屬離子還有Na（Ⅰ）、K（Ⅰ）、Mg（Ⅱ）、Mn（Ⅱ）等，因此考察了這4種金屬離子對本方法的影響。當Na（Ⅰ）、K（Ⅰ）、Mg（Ⅱ）和Mn（Ⅱ）的質量濃度分別為5、5、1、1 mg/L，Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）的質量濃度均為1 mg/L 時，Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）的萃取回收率為88.6%～110%。因此，上述金屬離子的存在對5種重金屬離子的萃取回收率無明顯影響。這可能是因為PVP/Fe3O4/GO 復合物對Na（Ⅰ）、K（Ⅰ）、Mg（Ⅱ）、Mn（Ⅱ）離子的吸附作用較弱，吸附容量較低導致。

2.4.3 與文獻的比較

本文所提出的磁性固相萃取技術可與近幾年文獻報道的非磁性萃取技術檢出限相媲美，且萃取時間和解吸時間均比文獻報道的短，萃取的重金屬離子種類也多［19-22］。此外，本方法所用的磁性固相萃取劑經洗脫后可重復利用，降低了檢測成本，且不易對環境造成二次污染。

2.5 實際飼料樣品分析

以PVP/Fe3O4/GO 復合物為磁性固相萃取劑，對3種雞飼料中的Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）離子進行萃取。分別稱取0.2、0.5、1 g 雞飼料，加入少量硝酸進行預消解，發現上述重金屬離子的回收率隨著飼料質量的增加逐漸降低，當飼料為0.2 g 時，5 種離子的回收率最高（分別為86.0%、86.2%、83.9%、103%和98.0%）。其主要原因可能是飼料的用量越高，加入的強酸用量不足以完全解離出所含的重金屬離子，導致萃取回收率較低。實驗發現，PVP/Fe3O4/GO復合物對0.2 g不同雞飼料樣品中的上述重金屬離子的萃取回收率為80.0%～120%，初步表明PVP/Fe3O4/GO 復合物作為磁性固相萃取劑能夠應用于對雞飼料中上述5種重金屬離子的現場快速萃取。

表4顯示，本方法與采用微波消解法萃取雞飼料中Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）離子的結果接近，相對誤差為-18.73%～7.50%。表明將PVP/Fe3O4/GO 復合物作為飼料中重金屬離子的現場快速固相萃取劑有著較高的潛在應用價值。

表4 實際雞飼料樣品中5種重金屬離子的檢測（n=3）Table 4 Determination of five heavy metal ions in real chicken feed samples（n=3）

3 結 論

本研究合成了一種PVP/Fe3O4/GO 復合物，PVP 不僅能顯著改善未修飾的Fe3O4包埋氧化石墨烯的分散性和穩定性，而且增加了氧化石墨烯表面的官能團，使之可提供更多的結合位點。將PVP/Fe3O4/GO 復合物作為Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）、Cr（Ⅲ）、Cd（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）離子的磁性固相萃取劑，構建了一種檢測雞飼料中上述5 種重金屬離子的磁性固相萃取/火焰原子吸收光譜法。所建方法的檢出限為0.021～3.46 μg/L，與文獻報道相近，其它共存金屬離子如Na（Ⅰ）、K（Ⅰ）、Mg（Ⅱ）、Mn（Ⅱ）對測定無明顯影響。該方法耗時短、易分離、萃取效率高、強酸用量小，且不易對環境造成二次污染，已成功應用于雞飼料中上述5 種重金屬離子的萃取。