孫澤飛，趙 健，郭鵬然，雷永乾*

（1.廣東省科學(xué)院測試分析研究所（中國廣州分析測試中心） 廣東省化學(xué)危害應(yīng)急檢測技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東省水環(huán)境污染在線監(jiān)測工程技術(shù)研究中心，廣東 廣州 510070；2.沈陽工業(yè)大學(xué) 環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院，遼寧 沈陽 110870）

汞作為環(huán)境中有毒有害的重金屬污染物之一，其在環(huán)境中可通過食物鏈的累積作用進(jìn)入人體，從而危害人體健康［1］。近年來，隨著環(huán)境中重金屬污染事件的頻發(fā)，重金屬汞的污染防控備受關(guān)注［2－3］。美國EPA 對飲用水中汞的限值標(biāo)準(zhǔn)為2μg/L［4］，我國早在2011 年《重金屬污染綜合防治“十二五”規(guī)劃》［5］中就將汞列為重點(diǎn)控制的重金屬元素之一。水環(huán)境中的汞主要為無機(jī)汞和有機(jī)汞，無機(jī)汞相比有機(jī)汞在環(huán)境中含量高，其在環(huán)境中可轉(zhuǎn)化為更高毒性的有機(jī)汞。因此，水中Hg2+的快速、便捷、有效防控與檢測，對我國環(huán)境安全、人體健康具有重要意義。

目前對水中Hg2+的檢測方法主要有電感耦合等離子體發(fā)射光譜法（ICP－OES）［6］、原子吸收光譜法（AAS）［7］、原子熒光光譜法（AFS）［8－9］、電感耦合等離子體質(zhì)譜法（ICP－MS）［10］等，這些方法普遍無法同時滿足便捷、快速、靈敏等現(xiàn)場檢測要求。熒光檢測法［11－12］具有操作簡單、響應(yīng)速度快、靈敏度高、選擇性好、不依賴大型儀器等優(yōu)點(diǎn)，能充分滿足對水中Hg2+含量快速檢測的要求。熒光碳量子點(diǎn)（CQDs）［13］是近年新興的熒光納米材料，具有穩(wěn)定的熒光發(fā)射光譜、良好的水溶性以及較低的成本等優(yōu)點(diǎn)，是環(huán)境友好型納米材料，可做為熒光探針檢測環(huán)境水中重金屬離子［14］。熒光CQDs 制備材料來源廣泛，基于不同碳源的熒光CQDs 材料制備也是此領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)，如水果汁［15］、糖［16］、油菜籽［17］等均被報道用于熒光CQDs 的制備。在量子點(diǎn)材料制備方面，采用廢棄物、廢水等材料進(jìn)行CQDs 的制備，能顯著降低成本，也為其綜合利用提供了新思路。

為實(shí)現(xiàn)水中Hg2+的快速、有效防控，本研究以檸檬酸鈉、垃圾滲濾液、二硫化四甲基秋蘭姆為原材料，采用一步水熱法合成了氮硫摻雜熒光CQDs，優(yōu)化CQDs 制備條件，并研究了其光學(xué)性質(zhì)及影響因素?；贖g2+對CQDs 的熒光猝滅作用建立了水中Hg2+的快速檢測方法，考察了時間、pH 值、干擾離子對檢測方法的影響，并將該方法應(yīng)用于實(shí)際水樣中Hg2+的檢測。本研究為新型CQDs的制備提供了新思路，并為水中Hg2+含量的現(xiàn)場快速檢測提供了新方法。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 儀器與試劑

Talos F200X 透射電子顯微鏡（FEI），Gary 630 傅里葉變換紅外光譜儀（Agilent Technologies），Aqualog 三維熒光光譜儀（HORIBA Scientific），Thermo Scientific K－Alpha + X 射線光電子能譜儀（Thermo Kalpha）。鹽酸、硝酸、氫氧化鈉（分析純，廣州化學(xué)試劑廠）；檸檬酸鈉（分析純，天津市光復(fù)精細(xì)化工研究所）；二硫化四甲基秋蘭姆（分析純，上海麥克林生物化學(xué)有限公司）；汞標(biāo)準(zhǔn)溶液（GSBG62069－90，國家鋼鐵材料測試中心鋼鐵研究總院）；實(shí)驗(yàn)室用水為去離子水，所用廢水為廣州市某生活垃圾衛(wèi)生填埋場的垃圾滲濾液，原液氨氮的質(zhì)量濃度為2.7 g/L。

1.2 碳量子點(diǎn)（CQDs）的制備

稱取0.5 g檸檬酸鈉與0.15 g二硫化四甲基秋蘭姆至50 mL燒杯中，取8 mL垃圾滲濾液原液至燒杯中，稀釋至20 mL。超聲10 min，待檸檬酸鈉完全溶解在溶液中，將混合液放入50 mL 反應(yīng)釜中，于200 ℃加熱4 h 后，取出放至室溫。將反應(yīng)后的液體用孔徑為0.45μm 的濾膜過濾，并放入真空干燥箱中90 ℃烘干，得到橙紅色粉末，加水稀釋至50 mg/mL備用。

1.3 檢測方法

取10μL CQDs 溶液加入5 mL 離心管中，采用含汞離子的水溶液與水分別稀釋至4 mL，此時混合溶液中CQDs 的質(zhì)量濃度為35μg/L，采用1 mg/L HCl 與NaOH 調(diào)節(jié)溶液至pH 7.0，反應(yīng)10 min 后測量溶液的熒光光譜，并比較溶液的熒光強(qiáng)度。

2 結(jié)果與討論

2.1 CQDs的制備與性質(zhì)表征

2.1.1 CQDs的結(jié)構(gòu)表征本實(shí)驗(yàn)以檸檬酸鈉為碳源，廢水（垃圾滲濾液）、二硫化四甲基秋蘭姆作氮硫摻雜，通過一步水熱法制備了對Hg2+具有熒光識別特異性的氮硫摻雜熒光CQDs，量子點(diǎn)溶液呈橙色，經(jīng)紫外光照射后呈現(xiàn)明亮的藍(lán)色熒光。從量子點(diǎn)的透射電鏡（TEM）圖（圖1A）可看出量子點(diǎn)形貌均勻，根據(jù)粒徑分布圖（圖1B）可知顆粒的直徑為2.0～2.5 nm，平均粒徑為2.3 nm。在氮硫摻雜的熒光CQDs 制備過程中，檸檬酸鈉、廢水及二硫化四甲基秋蘭姆對CQDs 的熒光性質(zhì)具有重要影響。比較Hg2+加入前后CQDs 溶液的熒光強(qiáng)度變化可知（圖1C），當(dāng)三者同時作為反應(yīng)物時，Hg2+對所制備CQDs有顯著的熒光猝滅作用，而以其中兩種組分制備CQDs時，則無熒光響應(yīng)或猝滅效果。

圖1 熒光碳量子點(diǎn)（CQDs）的TEM圖（A），粒徑分布圖（B），及不同組分制備CQDs的熒光強(qiáng)度對比圖（C）Fig.1 TEM image（A）and particle size distribution（B）of carbon quantum dots（CQDs），and comparison of fluorescence intensity of CQDs prapared with different materials（C）

2.1.2 CQDs的光譜性能CQDs 的熒光性質(zhì)與其含有的功能基團(tuán)密切相關(guān)，采用紅外光譜對制備的CQDs、二硫化四甲基秋蘭姆和檸檬酸鈉進(jìn)行對比分析（圖2A）。比較三者的紅外光譜可以看出，CQDs在3 429、2 069、1 573、1 412、1 139 cm－1處分別出現(xiàn)了強(qiáng)吸收峰，其在3 429 cm－1處的吸收峰為—OH的伸縮振動峰，在2 069 cm－1的吸收峰為C====C的伸縮振動吸收峰，在1 573 cm－1的吸收峰為COO—的拉伸振動峰，在1 412 cm－1處出現(xiàn)—NH2的振動峰，在1 139 cm－1的吸收峰為S—H鍵。紅外光譜數(shù)據(jù)表明制備的CQDs 富含羥基與氨基等功能基團(tuán)。隨后根據(jù)CQDs 的X 射線光電子能譜（XPS）圖進(jìn)一步分析CQDs 的表面元素種類（圖2B）。CQDs 的XPS 圖譜表明其表面主要由C、N、O、S 元素組成，根據(jù)C1s分譜的譜峰擬合結(jié)果（圖2C），CQDs表面C元素存在C====C、C—S、C—N和C====O鍵，C—S鍵的出現(xiàn)表明反應(yīng)過程中，CQDs表面形成了S的摻雜。N1s、O1s、S2p分譜也充分與紅外光譜對應(yīng)，證明了CQDs表面官能團(tuán)存在N—H、O—H和S—H鍵（圖2D～F）。CQDs表面元素的組成對其性質(zhì)具有重要影響，通過能譜（EDX）分析表明，本實(shí)驗(yàn)所制備的CQDs表面元素組成中，C∶N∶S的比例（wt%）為9.07∶2.84∶1。

圖2 熒光CQDs的紅外光譜（A），XPS譜（B）及C1s分譜（C）、N1s分譜（D）、O1s分譜（E）、S2p分譜（F）Fig.2 Infrared spectra（A），XPS spectra（B）and corresponding C1s spectra（C），N1s spectra（D），O1s spectra（E），S2p spectra（F）of fluorescent CQDs

由圖3A 可知CQDs 的最大吸收峰在339 nm 處，在激發(fā)波長（EX）為339 nm 時，最大熒光發(fā)射波長（EM）為440 nm。為評估不同酸堿條件對CQDs 熒光強(qiáng)度的影響，采用鹽酸與氫氧化鈉調(diào)節(jié)量子點(diǎn)溶液的pH 為1.0～14.0，由圖3B 可知，在酸性條件下CQDs 溶液的熒光強(qiáng)度明顯衰減，表明量子點(diǎn)對酸性條件較為敏感，這可能是由于CQDs 表面具有羧基陰離子，而酸性溶液中含有大量氫離子，二者之間發(fā)生質(zhì)子化反應(yīng)導(dǎo)致熒光強(qiáng)度明顯下降［18］；在堿性條件下，氫離子與量子點(diǎn)上羧基陰離子間的質(zhì)子化反應(yīng)較弱，CQDs的熒光強(qiáng)度在溶液pH 大于7.0時熒光強(qiáng)度不受pH 值變化的影響，穩(wěn)定性較好。同時所制備的CQDs 的熒光強(qiáng)度對pH 值的變化具有可逆性，實(shí)驗(yàn)過程中，將CQDs 溶液pH 值從10.0 調(diào)至3.0，再調(diào)至10.0時，其熒光強(qiáng)度保持不變。

圖3 CQDs的紫外－吸收光譜、熒光激發(fā)與發(fā)射光譜（A），及其熒光強(qiáng)度隨pH值的變化圖（B）Fig.3 UV－absorption spectrum，fluorescence excitation and emission spectra of CQDs（A），and its fluorescence intensity change with pH value（B）

2.1.3 CQDs制備條件的優(yōu)化本實(shí)驗(yàn)中熒光CQDs 材料制備基于水熱反應(yīng)，為探究廢水制備CQDs的最佳條件，通過比較不同組分含量及反應(yīng)時間對熒光強(qiáng)度變化的影響，獲得一定濃度下Hg2+對CQDs熒光猝滅程度最佳的制備條件。

通過控制不同反應(yīng)時間（2、3、4、5、6 h）考察同一濃度下CQDs 溶液熒光強(qiáng)度隨時間的變化，最終確定制備時間4 h時，CQDs能獲得最大熒光強(qiáng)度。采用不同含量廢水（15%～50%）合成量子點(diǎn)，并比較了加入Hg2+前后CQDs 熒光強(qiáng)度的變化。結(jié)果顯示（圖4A），量子點(diǎn)的熒光強(qiáng)度隨廢水含量的增加而增加，當(dāng)廢水含量達(dá)到40%時，CQDs的熒光強(qiáng)度達(dá)到最大值，隨著廢水含量繼續(xù)提升熒光強(qiáng)度不再變化，而Hg2+對CQDs 的熒光猝滅程度開始減弱，因此確定廢水的最佳含量為40%。圖4B 考察了不同檸檬酸鈉加入量（0.5、0.75、1.0、1.25、1.5 g）對CQDs 熒光強(qiáng)度與Hg2+對CQDs 熒光猝滅程度的影響。結(jié)果顯示，隨著檸檬酸鈉加入量的增加，CQDs 熒光強(qiáng)度無明顯變化，但Hg2+對CQDs 的熒光猝滅程度逐漸減弱，從而導(dǎo)致Hg2+的檢測范圍降低。因此，選擇檸檬酸鈉的最佳加入量為0.5 g。由于二硫化四甲基秋蘭姆中的二硫鍵在反應(yīng)過程中易生成巰基鍵，而巰基鍵對Hg2+具有很強(qiáng)的結(jié)合力，因此，考察了二硫化四甲基秋蘭姆在不同加入量（0.1、0.15、0.2、0.25、0.3、0.35 g）時對量子點(diǎn)熒光強(qiáng)度的影響（圖4C）。結(jié)果顯示，二硫化四甲基秋蘭姆的加入量為0.15 g 時，Hg2+對量子點(diǎn)的熒光猝滅效果達(dá)到最大。最終確定CQDs的最佳制備條件為反應(yīng)時間4 h，廢水含量40%，檸檬酸鈉的加入量為0.5 g，二硫化四甲基秋蘭姆的加入量為0.15 g。

圖4 不同實(shí)驗(yàn)條件對制備CQDs的影響Fig.4 Effect of different reaction conditions on the preparation of CQDs

2.2 熒光檢測條件的優(yōu)化

2.2.1 CQDs濃度的影響為考察CQDs 對Hg2+的最佳熒光猝滅效果，取不同質(zhì)量濃度CQDs 溶液與10μg/L Hg2+混合后測其最強(qiáng)發(fā)射峰隨CQDs濃度的變化。從圖5可看出，Hg2+對CQDs的熒光猝滅程度隨著CQDs質(zhì)量濃度的降低呈現(xiàn)先增加后下降的趨勢，在CQDs質(zhì)量濃度為35μg/L時，體系的熒光強(qiáng)度變化最大，故后續(xù)選擇35μg/L熒光CQDs濃度對Hg2+進(jìn)行檢測。

圖5 不同質(zhì)量濃度CQDs溶液對體系熒光猝滅程度的影響Fig.5 Effect of different concentrations of CQDs on fluorescence quenching degree of the system

2.2.2 pH值及時間的影響考察了溶液不同pH 值（5.0、6.0、7.0、8.0、9.0）對檢測體系的影響。結(jié)果表明，酸性和堿性條件對Hg2+與量子點(diǎn)的熒光猝滅作用影響較大，將溶液調(diào)至中性時熒光猝滅效果最佳（圖6），因此實(shí)驗(yàn)選擇將待檢測溶液pH 值調(diào)至7.0后檢測熒光強(qiáng)度。在熒光CQDs對Hg2+的檢測過程中，其熒光穩(wěn)定性對現(xiàn)場檢測也至關(guān)重要。選擇CQDs 濃度為35μg/L，溶液pH 7.0，考察了不同時間（0～10 h）下Hg2+對熒光CQDs 猝滅作用的影響。結(jié)果顯示，所制備的熒光CQDs 對Hg2+的猝滅作用具有很好的穩(wěn)定性，初始熒光猝滅與10 h后的熒光猝滅程度無明顯差異，表明熒光CQDs溶液與Hg2+的熒光猝滅反應(yīng)穩(wěn)定、快速，能充分滿足實(shí)際檢測的需要。

圖6 不同pH值對體系熒光猝滅程度的影響Fig.6 Effect of different pH values on fluorescence quenching degree of the system

2.3 檢測方法的建立

在優(yōu)化條件下，通過CQDs溶液測試其對不同濃度Hg2+的熒光響應(yīng)（圖7A）。結(jié)果顯示，當(dāng)Hg2+濃度為10μg/L時，量子點(diǎn)熒光基本猝滅。由圖7B 可知，Hg2+的質(zhì)量濃度為1～6μg/L 時，CQDs 的熒光猝滅效果明顯，且熒光強(qiáng)度的變化與Hg2+的質(zhì)量濃度之間呈良好的線性關(guān)系，其線性方程為y=0.143 8x－0.137 2，相關(guān)系數(shù)（r2）為0.993 5。而Hg2+在6～10μg/L 范圍內(nèi)的熒光猝滅效果趨于平緩。以此方法對空白水樣進(jìn)行測試，根據(jù)檢出限的計算方法（LOD=3σ/S）測得方法的檢出限為0.95μg/L，低于現(xiàn)有水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中水中（Ⅳ類）汞的最低檢出限值的要求，表明該方法可用于實(shí)際水樣中微量Hg2+的檢測。

圖7 不同質(zhì)量濃度Hg2+對CQDs的熒光猝滅譜圖（A）及熒光猝滅標(biāo)準(zhǔn)曲線（B）Fig.7 Fluorescence quenching spectra of different concentrations of Hg2+on CQDs（A）and the standard curve of fluorescence quenching（B）

2.4 猝滅機(jī)理分析

根據(jù)熒光檢測的猝滅理論［19］，由Hg2+引發(fā)的動態(tài)或靜態(tài)熒光猝滅，其過程符合Stern－Volmer方程，即：IF0/IF=1+k［Hg2+］，其中k為猝滅常數(shù)，IF0為起始熒光強(qiáng)度，IF為猝滅熒光強(qiáng)度。在此情況下，以IF0/IF對Hg2+濃度作圖，單一靜態(tài)猝滅或動態(tài)猝滅將得到一條直線，而在動態(tài)與靜態(tài)的聯(lián)合猝滅下獲得的Stern－Volmer方程則變?yōu)椋篒F0/IF=1+k1［Hg2+］+k2［Hg2+］2，其中k1、k2為猝滅常數(shù)。

由圖8可知，Hg2+濃度在1～6μg/L范圍內(nèi)，其IF0/IF與濃度呈非線性關(guān)系，故在此體系中，汞離子與CQDs的猝滅機(jī)理為靜態(tài)與動態(tài)的聯(lián)合猝滅。相比較其他金屬離子，汞離子對CQDs表面的羧基或巰基基團(tuán)具有更強(qiáng)的親和力，極易與巰基基團(tuán)發(fā)生配位作用而形成不發(fā)光的基態(tài)物質(zhì)，從而產(chǎn)生靜態(tài)猝滅。而與此同時，在靜態(tài)猝滅的過程中伴隨著CQDs與Hg2+發(fā)生“碰撞”的動態(tài)猝滅，使得CQDs從激發(fā)態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榛鶓B(tài)。

圖8 Hg2+在1～6μg/L范圍內(nèi)對CQDs的熒光猝滅效率Fig.8 Fluorescence quenching efficiencies of CQDs in concentration range of 1－6μg/L Hg2+

2.5 方法的抗干擾性

在優(yōu)化條件下，以金屬離子和酸根離子考察CQDs 對檢測Hg2+離子的抗干擾能力。如圖9 所示，在熒光CQDs為35μg/L，pH 7.0 條件下，測定10μg/L Hg2+與其他金屬離子、酸根離子（As3+、Ba2+、Cd2+、Cu2+、Fe3+、La3+、Mg2+、Na+、Pb2+、Sb5+、Sn2+、Sr2+、NO-3、SO2-4、Cl－）對量子點(diǎn)的熒光猝滅效果。結(jié)果表明所制備的CQDs 對Hg2+具有很好的選擇性。由于實(shí)際檢測Hg2+的環(huán)境較復(fù)雜、干擾離子較多，因此考察混合干擾離子對方法的影響十分必要。取同一濃度離子混合成干擾離子溶液，取不同濃度混合干擾離子溶液與10 μg/L Hg2+溶液配成混合溶液，比較CQDs 的熒光猝滅程度。結(jié)果顯示干擾離子在0～100μg/L濃度范圍時對Hg2+的熒光檢測無影響，表明所制備的CQDs 對Hg2+具有很好的抗干擾性，基于此建立的熒光檢測方法可應(yīng)用于復(fù)雜環(huán)境中Hg2+的檢測。

圖9 不同金屬離子與酸根離子對CQDs的熒光猝滅效果Fig.9 Fluorescence quenching effects of different metal ions and acid radical ions on CQDs

2.6 方法的應(yīng)用

以實(shí)際地表水和湖水驗(yàn)證該方法對地表水中Hg2+檢測的準(zhǔn)確性。在水樣中加入3種不同質(zhì)量濃度的Hg2+標(biāo)液考察加標(biāo)樣品的回收率和穩(wěn)定性，并與ICP－MS 測定結(jié)果比對。結(jié)果如表1 所示，Hg2+的加標(biāo)回收率為100%～126%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差（RSD）為0.31%～3.9%。對應(yīng)采用ICP－MS測得Hg2+的加標(biāo)回收率為97.7%～102%，RSD為0.74%～9.8%。結(jié)果表明，基于CQDs 的檢測方法能夠準(zhǔn)確實(shí)現(xiàn)對水中Hg2+的檢測，本方法相比于ICP－MS 法操作簡單、儀器便捷，更適合現(xiàn)場快速檢測。

表1 熒光與ICP－MS對地表水中汞的加標(biāo)回收率及相對標(biāo)準(zhǔn)偏差Table 1 The recoveries and RSDs of mercury in surface water by fluorescence and ICP－MS methods

3 結(jié) 論

本文以廢水、檸檬酸鈉、二硫化四甲基秋蘭姆為反應(yīng)原料通過一步水熱法合成了氮硫摻雜熒光CQDs，基于Hg2+對CQDs 的熒光猝滅效應(yīng)，以及CQDs 對Hg2+的選擇性，建立了廢水制備氮硫摻雜CQDs 熒光納米探針測定水中Hg2+的快速檢測方法。氮硫元素?fù)诫s可以顯著增強(qiáng)CQDs 的熒光強(qiáng)度，CQDs 中巰基對Hg2+具有獨(dú)特的選擇性，導(dǎo)致其對Hg2+具有高選擇性和高靈敏度。在優(yōu)化條件下，CQDs的熒光猝滅強(qiáng)度與Hg2+濃度之間呈良好線性關(guān)系，基于此建立了水中Hg2+的CQDs 檢測方法，其線性范圍為1～6μg/L，檢出限為0.95μg/L，用于實(shí)際水樣中Hg2+的檢測，獲得了良好的檢測效果。與ICP－MS方法相比，本實(shí)驗(yàn)的熒光CQDs 制備方法簡便、操作簡單、性質(zhì)穩(wěn)定，為新型CQDs的制備提供了新思路，也為水中Hg2+的現(xiàn)場快速檢測提供了新方法。