L-半胱氨酸键合硅胶分离富集铅

L-半胱氨酸键合硅胶分离富集铅
摘要：本文以L-半胱氨酸修饰硅胶为微柱吸附材料，对铅进行预富集分离，并利用石墨炉原子吸收光谱法（GFAAS）进行测定。

研究了铅的吸附和解吸条件，富
集溶液pH=5~6，洗脱溶液为1.0 mol?L-1盐酸溶液。

吸附剂对Pb（Ⅱ）的动态吸
附容量为17.20 mg?g-1。

该方法测定Pb（II）线性范围为0.05~0.25μg?mL-1，检出限为4.54 ng?mL-1，对0.2μg?mL-1 Pb（II）进行11次平行测定，相对标准偏差（RSD）为1.0%。

将本方法应用于海水和自来水中痕量Pb（Ⅱ）的测定，加标回
收率分别为100.4~101.3%和100.0~113.5%。

1 引言
近年来，随着工农业生产的迅速发展，工业采矿废水、汽车尾气、农药化肥以及石油开
采等人类生产活动的活跃，加剧了我国重金属铅的污染。

环境中的铅不能被生物降解，却能
在食物链的生物放大作用下发生富集，最后进入人体。

重金属在人体内能和蛋白质及酶等发
生相互作用，使它们失去活性，也可在人体某些器官中累积，造成慢性中毒，危害人体健康。

因此，环境以及食品等样品中铅的检测具有重要意义。

本文以大孔硅胶为载体，用氨丙基三乙氧基修饰活化硅胶得到的氨化硅胶（APSG），通过三聚氯氰上氯原子的反应性，将L-半胱氨酸键合到硅胶表面，制备L-半胱氨酸修饰硅胶吸
附剂（Cys-SG），用于Pb的预富集分离，然后用石墨炉原子吸收光谱法测定，建立适合环境
水样痕量Pb检测的灵敏、可靠的分离富集—石墨炉原子吸收光谱方法。

将本方法应用于海水和自来水中痕量Pb（II）的测定，结果令人满意。

2 实验部分
2.5 Pb（II）分离富集与测定
将自制的微型分离柱用硝酸溶液处理，二次水洗至中性，再用无水乙醇浸泡洗涤，二次
水洗涤数次备用。

取适量的Cys-SG湿法装柱，两端用少量玻璃棉封住，用二次水清洗至流出
液为中性。

将调节至合适pH值的Pb（II）溶液以适当的流速过柱分离富集，收集流出液用GFAAS测定其金属离子含量，按式（2.2）计算吸附率；然后用少量二次蒸馏水洗去未被吸附
的离子，用相应浓度和体积的洗脱液以适当流速洗脱吸附剂上的金属离子，收集洗脱液并用GFAAS测定金属离子含量，按式（2.3）计算回收率。

其中A（%）为吸附率；R（%）为洗脱率；C0（μg?mL-1）为富集前试液中的金属离子
浓度；V0（mL）为富集前试液的体积；C1（μg?mL-1）为富集过程中流出液中金属离子浓度；V1（mL）为富集过程中流出液的体积；C2（μg?mL-1）为反向洗脱过程中洗脱液中金属离子
浓度；V2（mL）为反向洗脱过程中洗脱液的体积。

3 结果与讨论
3.3 pH对Pb（II）吸附率的影响
在2.0-9.0pH范围内，考察了溶液pH对Pb（II）在Cys-SG上的吸附率的影响，当pH小
于5.0时，Cys-SG对Pb（II）的吸附率随着pH的增大而增大；当pH达到5.0~6.0时吸附率最大，pH大于6.0时，Pb（II）的吸附率逐渐降低。

因此，本实验选择pH=5.5的Pb（II）溶液
作为溶液pH。

3.4 进样流速对Pb（II）吸附率的影响
在Pb（II）的最佳吸附酸度条件下，在0.6~6ml?min-1范围内，考察进样流速对Pb（II）吸附率的影响。

结果表明，进样流速对于Pb（II）的吸附率影响不大，考虑到流速与时间的
关系，且流速越大，对蠕动泵的损耗和试剂消耗越大，因此后续实验选择样品溶液流速为
3.0 ml?min-1。

3.5 进样体积对Pb（II）吸附率的影响
进样体积是获得较高富集因子的重要参数之一。

在最佳吸附酸度以及进样流速条件下，
在5.0~40.0 mL进样体积范围内考察进样体积与吸附率的关系。

结果表明，进样体积大于
10ml，吸附率下降且降低了分析速率。

综合考虑，确定Pb（II）的进样体积为10.0mL。

3.6 洗脱液及其浓度对Pb（II）吸附率的影响
本实验中，以HNO3、HCl和硫脲作为洗脱液，分别考察其对Pb（II）、Cd（II）的洗脱
效果的影响。

实验结果表明，以HCl作为洗脱液，洗脱效果较为理想。

在上述选定条件下，分别以0.05～4.0 mol?L-1的盐酸溶液10mL对吸附在Cys-SG上的
Pb（II）进行洗脱，考察洗脱液浓度对回收率的影响。

结果表明，增大洗脱液的浓度，Pb（II）回收率也随之增加，当洗脱液浓度太大时，回收率迅速下降。

因此，后续实验中选择1.0 mol?L-1 HCl作为洗脱液。

3.7 洗脱流速对Pb（II）回收率的影响
在上述选定实验条件下，在0.6~5.4ml?min-1范围内考察洗脱流速对Pb（II）回收率的影响。

结果表明，洗脱流速越大，回收率越高，当洗脱流速大于3.0ml ?min-1时，回收率开始
有所下降。

因此，后续实验选择Pb（II）的洗脱流速为3.0ml ?min-1。

3.8 洗脱体积对Pb（II）回收率的影响
在5.0~30.0 mL范围内考察洗脱体积与回收率的关系。

结果表明随着洗脱液体积的增大，回收率越高，当洗脱体积为15ml时，回收率高达100%。

因此，为了保证能完全洗脱被Cys-SG吸附的Pb（II）离子，盐酸洗脱液体积选择为15.0 mL。

3.12 分析性能
在优化后的实验条件下，配置系列浓度的Pb（II）溶液，进行富集分离并用GFAAS进行
测定。

对0.2μg/ml的铅溶液独立吸附洗脱11次然后测定，计算相对标准偏差；对空白溶液
进行11次富集分离和测定，计算标准偏差δ，由3δ/S（S是工作曲线斜率）得出方法检出限。

结果表明，该方法用于痕量Pb（II）的分析具有良好的精密度，对Pb（II）的检出限分别为4.54ng?mL-1，可满足痕量分析的要求。

4 样品分析
4.1 水样采集与存储
将20L聚乙烯塑料瓶洗涤干净后，用1：1的硝酸溶液浸泡，再用二次水洗涤干净备用。

采集海水样用于测定。

实验室自来水现取现用。

4.2 水样中Pb（II）的测定及加标回收试验
（1）取500ml海水样，过滤；（2）直接取实验室自来水500ml。

然后将水样调节至方
法所要求的pH值，取50.0 mL样品溶液在上述最佳实验条件下，按方法2.5进行富集分离、
测定和加标回收试验，每种水样进行3次平行试验，实验结果如表3.5所示。

该方法应用于
环境水样中痕量Pb（II）的测定，其中海水的加标回收率为100.4~101.3%，自来水的加标回
收率为100.0~113.5%，结果表明，利用本文建立的方法可进行实际海水自来水Pb（II）的分
析检测。

5 结论
（1）以Cys-SG为微柱填料应用于铅的预分离富集，以GFAAS为检测手段，对溶液pH 值、进样流速、富集体积、洗脱剂、洗脱液浓度、洗脱流速和洗脱体积等条件进行了优化，
建立了分离富集-石墨炉原子吸收光谱测定Pb（II）的方法。

优化后的实验条件为：①pH为
5.5；②进样流速为3.0ml?min-1；③10ml的进样体积；④盐酸洗脱液的浓度为1.0 mol?L-1；
⑤洗脱流速为3.0ml?min-1；⑥15ml的洗脱体积。

（2）用动态吸附实验考察吸附剂的吸附容量，结果得出Cys-SG对Pb（II）的吸附容量
为17.20 mg?g-1，干扰实验结果表明，Cys-SG富集Pb（II）时具有良好的抗干扰能力。

在优
化条件下，该方法测定Pb（II）的检出限为4.54 ng?mL-1，线性范围为0.05~0.25μg.ml-1，对0.2μg.ml-1的铅溶液进行11次平行测定，相对标准偏差（RSD）为1.0%。

（3）将本方法应用于环境水样中痕量Pb（II）的测定，其中海水的加标回收率为
100.4~101.3%，自来水的加标回收率为100.0~113.5%，结果令人满意。

参考文献：
[1]刘晶．原子吸收光谱测定重金属影响因素分析[J]．环境研究与监测，2006，19（4）：35-36.
[2]韦玮，硅胶基质固相萃取填料及其在医药、食品、环境分析中的应用[ D]，天津大学，2007.。