孫澤飛，趙 健，郭鵬然，雷永乾*

（1.廣東省科學院測試分析研究所（中國廣州分析測試中心） 廣東省化學危害應急檢測技術重點實驗室，廣東省水環(huán)境污染在線監(jiān)測工程技術研究中心，廣東 廣州 510070；2.沈陽工業(yè)大學 環(huán)境與化學工程學院，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注［2－3］。美國EPA 對飲用水中汞的限值標準為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］中就將汞列為重點控制的重金屬元素之一。水環(huán)境中的汞主要為無機汞和有機汞，無機汞相比有機汞在環(huán)境中含量高，其在環(huán)境中可轉化為更高毒性的有機汞。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、響應速度快、靈敏度高、選擇性好、不依賴大型儀器等優(yōu)點，能充分滿足對水中Hg2+含量快速檢測的要求。熒光碳量子點（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，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 材料制備也是此領域研究的熱點，如水果汁［15］、糖［16］、油菜籽［17］等均被報道用于熒光CQDs 的制備。在量子點材料制備方面，采用廢棄物、廢水等材料進行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，并研究了其光學性質及影響因素?；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，并將該方法應用于實際水樣中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 實驗部分

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，廣州化學試劑廠）；檸檬酸鈉（分析純，天津市光復精細化工研究所）；二硫化四甲基秋蘭姆（分析純，上海麥克林生物化學有限公司）；汞標準溶液（GSBG62069－90，國家鋼鐵材料測試中心鋼鐵研究總院）；實驗室用水為去離子水，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，原液氨氮的質量濃度為2.7 g/L。

1.2 碳量子點（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 反應釜中，于200 ℃加熱4 h 后，取出放至室溫。將反應后的液體用孔徑為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 的質量濃度為35μg/L，采用1 mg/L HCl 與NaOH 調節(jié)溶液至pH 7.0，反應10 min 后測量溶液的熒光光譜，并比較溶液的熒光強度。

2 結果與討論

2.1 CQDs的制備與性質表征

2.1.1 CQDs的結構表征本實驗以檸檬酸鈉為碳源，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，量子點溶液呈橙色，經紫外光照射后呈現(xiàn)明亮的藍色熒光。從量子點的透射電鏡（TEM）圖（圖1A）可看出量子點形貌均勻，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 的熒光性質具有重要影響。比較Hg2+加入前后CQDs 溶液的熒光強度變化可知（圖1C），當三者同時作為反應物時，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，則無熒光響應或猝滅效果。

圖1 熒光碳量子點（CQDs）的TEM圖（A），粒徑分布圖（B），及不同組分制備CQDs的熒光強度對比圖（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 的熒光性質與其含有的功能基團密切相關，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。隨后根據(jù)CQDs 的X 射線光電子能譜（XPS）圖進一步分析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，證明了CQDs表面官能團存在N—H、O—H和S—H鍵（圖2D～F）。CQDs表面元素的組成對其性質具有重要影響，通過能譜（EDX）分析表明，本實驗所制備的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 熒光強度的影響，采用鹽酸與氫氧化鈉調節(jié)量子點溶液的pH 為1.0～14.0，由圖3B 可知，在酸性條件下CQDs 溶液的熒光強度明顯衰減，表明量子點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)生質子化反應導致熒光強度明顯下降［18］；在堿性條件下，氫離子與量子點上羧基陰離子間的質子化反應較弱，CQDs的熒光強度在溶液pH 大于7.0時熒光強度不受pH 值變化的影響，穩(wěn)定性較好。同時所制備的CQDs 的熒光強度對pH 值的變化具有可逆性，實驗過程中，將CQDs 溶液pH 值從10.0 調至3.0，再調至10.0時，其熒光強度保持不變。

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)化本實驗中熒光CQDs 材料制備基于水熱反應，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時間對熒光強度變化的影響，獲得一定濃度下Hg2+對CQDs熒光猝滅程度最佳的制備條件。

通過控制不同反應時間（2、3、4、5、6 h）考察同一濃度下CQDs 溶液熒光強度隨時間的變化，最終確定制備時間4 h時，CQDs能獲得最大熒光強度。采用不同含量廢水（15%～50%）合成量子點，并比較了加入Hg2+前后CQDs 熒光強度的變化。結果顯示（圖4A），量子點的熒光強度隨廢水含量的增加而增加，當廢水含量達到40%時，CQDs的熒光強度達到最大值，隨著廢水含量繼續(xù)提升熒光強度不再變化，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 熒光強度與Hg2+對CQDs 熒光猝滅程度的影響。結果顯示，隨著檸檬酸鈉加入量的增加，CQDs 熒光強度無明顯變化，但Hg2+對CQDs 的熒光猝滅程度逐漸減弱，從而導致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過程中易生成巰基鍵，而巰基鍵對Hg2+具有很強的結合力，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）時對量子點熒光強度的影響（圖4C）。結果顯示，二硫化四甲基秋蘭姆的加入量為0.15 g 時，Hg2+對量子點的熒光猝滅效果達到最大。最終確定CQDs的最佳制備條件為反應時間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 不同實驗條件對制備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，取不同質量濃度CQDs 溶液與10μg/L Hg2+混合后測其最強發(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質量濃度的降低呈現(xiàn)先增加后下降的趨勢，在CQDs質量濃度為35μg/L時，體系的熒光強度變化最大，故后續(xù)選擇35μg/L熒光CQDs濃度對Hg2+進行檢測。

圖5 不同質量濃度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。結果表明，酸性和堿性條件對Hg2+與量子點的熒光猝滅作用影響較大，將溶液調至中性時熒光猝滅效果最佳（圖6），因此實驗選擇將待檢測溶液pH 值調至7.0后檢測熒光強度。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+的熒光猝滅反應穩(wěn)定、快速，能充分滿足實際檢測的需要。

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（圖7A）。結果顯示，當Hg2+濃度為10μg/L時，量子點熒光基本猝滅。由圖7B 可知，Hg2+的質量濃度為1～6μg/L 時，CQDs 的熒光猝滅效果明顯，且熒光強度的變化與Hg2+的質量濃度之間呈良好的線性關系，其線性方程為y=0.143 8x－0.137 2，相關系數(shù)（r2）為0.993 5。而Hg2+在6～10μg/L 范圍內的熒光猝滅效果趨于平緩。以此方法對空白水樣進行測試，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)境質量標準中水中（Ⅳ類）汞的最低檢出限值的要求，表明該方法可用于實際水樣中微量Hg2+的檢測。

圖7 不同質量濃度Hg2+對CQDs的熒光猝滅譜圖（A）及熒光猝滅標準曲線（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為起始熒光強度，IF為猝滅熒光強度。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，其IF0/IF與濃度呈非線性關系，故在此體系中，汞離子與CQDs的猝滅機理為靜態(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具有更強的親和力，極易與巰基基團發(fā)生配位作用而形成不發(fā)光的基態(tài)物質，從而產生靜態(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)轉變?yōu)榛鶓B(tài)。

圖8 Hg2+在1～6μg/L范圍內對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－）對量子點的熒光猝滅效果。結果表明所制備的CQDs 對Hg2+具有很好的選擇性。由于實際檢測Hg2+的環(huán)境較復雜、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用于復雜環(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 方法的應用

以實際地表水和湖水驗證該方法對地表水中Hg2+檢測的準確性。在水樣中加入3種不同質量濃度的Hg2+標液考察加標樣品的回收率和穩(wěn)定性，并與ICP－MS 測定結果比對。結果如表1 所示，Hg2+的加標回收率為100%～126%，相對標準偏差（RSD）為0.31%～3.9%。對應采用ICP－MS測得Hg2+的加標回收率為97.7%～102%，RSD為0.74%～9.8%。結果表明，基于CQDs 的檢測方法能夠準確實現(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回收率及相對標準偏差Table 1 The recoveries and RSDs of mercury in surface water by fluorescence and ICP－MS methods

3 結 論

本文以廢水、檸檬酸鈉、二硫化四甲基秋蘭姆為反應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，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。氮硫元素摻雜可以顯著增強CQDs 的熒光強度，CQDs 中巰基對Hg2+具有獨特的選擇性，導致其對Hg2+具有高選擇性和高靈敏度。在優(yōu)化條件下，CQDs的熒光猝滅強度與Hg2+濃度之間呈良好線性關系，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，本實驗的熒光CQDs 制備方法簡便、操作簡單、性質穩(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。