孙泽飞，赵 健，郭鹏然，雷永乾*

（1.广东省科学院测试分析研究所（中国广州分析测试中心） 广东省化学危害应急检测技术重点实验室，广东省水环境污染在线监测工程技术研究中心，广东 广州 510070；2.沈阳工业大学 环境与化学工程学院，辽宁 沈阳 110870）

汞作为环境中有毒有害的重金属污染物之一，其在环境中可通过食物链的累积作用进入人体，从而危害人体健康［1］。近年来，随着环境中重金属污染事件的频发，重金属汞的污染防控备受关注［2－3］。美国EPA 对饮用水中汞的限值标准为2µg/L［4］，我国早在2011 年《重金属污染综合防治“十二五”规划》［5］中就将汞列为重点控制的重金属元素之一。水环境中的汞主要为无机汞和有机汞，无机汞相比有机汞在环境中含量高，其在环境中可转化为更高毒性的有机汞。因此，水中Hg2+的快速、便捷、有效防控与检测，对我国环境安全、人体健康具有重要意义。

目前对水中Hg2+的检测方法主要有电感耦合等离子体发射光谱法（ICP－OES）［6］、原子吸收光谱法（AAS）［7］、原子荧光光谱法（AFS）［8－9］、电感耦合等离子体质谱法（ICP－MS）［10］等，这些方法普遍无法同时满足便捷、快速、灵敏等现场检测要求。荧光检测法［11－12］具有操作简单、响应速度快、灵敏度高、选择性好、不依赖大型仪器等优点，能充分满足对水中Hg2+含量快速检测的要求。荧光碳量子点（CQDs）［13］是近年新兴的荧光纳米材料，具有稳定的荧光发射光谱、良好的水溶性以及较低的成本等优点，是环境友好型纳米材料，可做为荧光探针检测环境水中重金属离子［14］。荧光CQDs 制备材料来源广泛，基于不同碳源的荧光CQDs 材料制备也是此领域研究的热点，如水果汁［15］、糖［16］、油菜籽［17］等均被报道用于荧光CQDs 的制备。在量子点材料制备方面，采用废弃物、废水等材料进行CQDs 的制备，能显著降低成本，也为其综合利用提供了新思路。

为实现水中Hg2+的快速、有效防控，本研究以柠檬酸钠、垃圾渗滤液、二硫化四甲基秋兰姆为原材料，采用一步水热法合成了氮硫掺杂荧光CQDs，优化CQDs 制备条件，并研究了其光学性质及影响因素。基于Hg2+对CQDs 的荧光猝灭作用建立了水中Hg2+的快速检测方法，考察了时间、pH 值、干扰离子对检测方法的影响，并将该方法应用于实际水样中Hg2+的检测。本研究为新型CQDs的制备提供了新思路，并为水中Hg2+含量的现场快速检测提供了新方法。

1 实验部分

1.1 仪器与试剂

Talos F200X 透射电子显微镜（FEI），Gary 630 傅里叶变换红外光谱仪（Agilent Technologies），Aqualog 三维荧光光谱仪（HORIBA Scientific），Thermo Scientific K－Alpha + X 射线光电子能谱仪（Thermo Kalpha）。盐酸、硝酸、氢氧化钠（分析纯，广州化学试剂厂）；柠檬酸钠（分析纯，天津市光复精细化工研究所）；二硫化四甲基秋兰姆（分析纯，上海麦克林生物化学有限公司）；汞标准溶液（GSBG62069－90，国家钢铁材料测试中心钢铁研究总院）；实验室用水为去离子水，所用废水为广州市某生活垃圾卫生填埋场的垃圾渗滤液，原液氨氮的质量浓度为2.7 g/L。

1.2 碳量子点（CQDs）的制备

称取0.5 g柠檬酸钠与0.15 g二硫化四甲基秋兰姆至50 mL烧杯中，取8 mL垃圾渗滤液原液至烧杯中，稀释至20 mL。超声10 min，待柠檬酸钠完全溶解在溶液中，将混合液放入50 mL 反应釜中，于200 ℃加热4 h 后，取出放至室温。将反应后的液体用孔径为0.45µm 的滤膜过滤，并放入真空干燥箱中90 ℃烘干，得到橙红色粉末，加水稀释至50 mg/mL备用。

1.3 检测方法

取10µL CQDs 溶液加入5 mL 离心管中，采用含汞离子的水溶液与水分别稀释至4 mL，此时混合溶液中CQDs 的质量浓度为35µg/L，采用1 mg/L HCl 与NaOH 调节溶液至pH 7.0，反应10 min 后测量溶液的荧光光谱，并比较溶液的荧光强度。

2 结果与讨论

2.1 CQDs的制备与性质表征

2.1.1 CQDs的结构表征本实验以柠檬酸钠为碳源，废水（垃圾渗滤液）、二硫化四甲基秋兰姆作氮硫掺杂，通过一步水热法制备了对Hg2+具有荧光识别特异性的氮硫掺杂荧光CQDs，量子点溶液呈橙色，经紫外光照射后呈现明亮的蓝色荧光。从量子点的透射电镜（TEM）图（图1A）可看出量子点形貌均匀，根据粒径分布图（图1B）可知颗粒的直径为2.0～2.5 nm，平均粒径为2.3 nm。在氮硫掺杂的荧光CQDs 制备过程中，柠檬酸钠、废水及二硫化四甲基秋兰姆对CQDs 的荧光性质具有重要影响。比较Hg2+加入前后CQDs 溶液的荧光强度变化可知（图1C），当三者同时作为反应物时，Hg2+对所制备CQDs有显著的荧光猝灭作用，而以其中两种组分制备CQDs时，则无荧光响应或猝灭效果。

图1 荧光碳量子点（CQDs）的TEM图（A），粒径分布图（B），及不同组分制备CQDs的荧光强度对比图（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的光谱性能CQDs 的荧光性质与其含有的功能基团密切相关，采用红外光谱对制备的CQDs、二硫化四甲基秋兰姆和柠檬酸钠进行对比分析（图2A）。比较三者的红外光谱可以看出，CQDs在3 429、2 069、1 573、1 412、1 139 cm－1处分别出现了强吸收峰，其在3 429 cm－1处的吸收峰为—OH的伸缩振动峰，在2 069 cm－1的吸收峰为C====C的伸缩振动吸收峰，在1 573 cm－1的吸收峰为COO—的拉伸振动峰，在1 412 cm－1处出现—NH2的振动峰，在1 139 cm－1的吸收峰为S—H键。红外光谱数据表明制备的CQDs 富含羟基与氨基等功能基团。随后根据CQDs 的X 射线光电子能谱（XPS）图进一步分析CQDs 的表面元素种类（图2B）。CQDs 的XPS 图谱表明其表面主要由C、N、O、S 元素组成，根据C1s分谱的谱峰拟合结果（图2C），CQDs表面C元素存在C====C、C—S、C—N和C====O键，C—S键的出现表明反应过程中，CQDs表面形成了S的掺杂。N1s、O1s、S2p分谱也充分与红外光谱对应，证明了CQDs表面官能团存在N—H、O—H和S—H键（图2D～F）。CQDs表面元素的组成对其性质具有重要影响，通过能谱（EDX）分析表明，本实验所制备的CQDs表面元素组成中，C∶N∶S的比例（wt%）为9.07∶2.84∶1。

图2 荧光CQDs的红外光谱（A），XPS谱（B）及C1s分谱（C）、N1s分谱（D）、O1s分谱（E）、S2p分谱（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

由图3A 可知CQDs 的最大吸收峰在339 nm 处，在激发波长（EX）为339 nm 时，最大荧光发射波长（EM）为440 nm。为评估不同酸碱条件对CQDs 荧光强度的影响，采用盐酸与氢氧化钠调节量子点溶液的pH 为1.0～14.0，由图3B 可知，在酸性条件下CQDs 溶液的荧光强度明显衰减，表明量子点对酸性条件较为敏感，这可能是由于CQDs 表面具有羧基阴离子，而酸性溶液中含有大量氢离子，二者之间发生质子化反应导致荧光强度明显下降［18］；在碱性条件下，氢离子与量子点上羧基阴离子间的质子化反应较弱，CQDs的荧光强度在溶液pH 大于7.0时荧光强度不受pH 值变化的影响，稳定性较好。同时所制备的CQDs 的荧光强度对pH 值的变化具有可逆性，实验过程中，将CQDs 溶液pH 值从10.0 调至3.0，再调至10.0时，其荧光强度保持不变。

图3 CQDs的紫外－吸收光谱、荧光激发与发射光谱（A），及其荧光强度随pH值的变化图（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制备条件的优化本实验中荧光CQDs 材料制备基于水热反应，为探究废水制备CQDs的最佳条件，通过比较不同组分含量及反应时间对荧光强度变化的影响，获得一定浓度下Hg2+对CQDs荧光猝灭程度最佳的制备条件。

通过控制不同反应时间（2、3、4、5、6 h）考察同一浓度下CQDs 溶液荧光强度随时间的变化，最终确定制备时间4 h时，CQDs能获得最大荧光强度。采用不同含量废水（15%～50%）合成量子点，并比较了加入Hg2+前后CQDs 荧光强度的变化。结果显示（图4A），量子点的荧光强度随废水含量的增加而增加，当废水含量达到40%时，CQDs的荧光强度达到最大值，随着废水含量继续提升荧光强度不再变化，而Hg2+对CQDs 的荧光猝灭程度开始减弱，因此确定废水的最佳含量为40%。图4B 考察了不同柠檬酸钠加入量（0.5、0.75、1.0、1.25、1.5 g）对CQDs 荧光强度与Hg2+对CQDs 荧光猝灭程度的影响。结果显示，随着柠檬酸钠加入量的增加，CQDs 荧光强度无明显变化，但Hg2+对CQDs 的荧光猝灭程度逐渐减弱，从而导致Hg2+的检测范围降低。因此，选择柠檬酸钠的最佳加入量为0.5 g。由于二硫化四甲基秋兰姆中的二硫键在反应过程中易生成巯基键，而巯基键对Hg2+具有很强的结合力，因此，考察了二硫化四甲基秋兰姆在不同加入量（0.1、0.15、0.2、0.25、0.3、0.35 g）时对量子点荧光强度的影响（图4C）。结果显示，二硫化四甲基秋兰姆的加入量为0.15 g 时，Hg2+对量子点的荧光猝灭效果达到最大。最终确定CQDs的最佳制备条件为反应时间4 h，废水含量40%，柠檬酸钠的加入量为0.5 g，二硫化四甲基秋兰姆的加入量为0.15 g。

图4 不同实验条件对制备CQDs的影响Fig.4 Effect of different reaction conditions on the preparation of CQDs

2.2 荧光检测条件的优化

2.2.1 CQDs浓度的影响为考察CQDs 对Hg2+的最佳荧光猝灭效果，取不同质量浓度CQDs 溶液与10µg/L Hg2+混合后测其最强发射峰随CQDs浓度的变化。从图5可看出，Hg2+对CQDs的荧光猝灭程度随着CQDs质量浓度的降低呈现先增加后下降的趋势，在CQDs质量浓度为35µg/L时，体系的荧光强度变化最大，故后续选择35µg/L荧光CQDs浓度对Hg2+进行检测。

图5 不同质量浓度CQDs溶液对体系荧光猝灭程度的影响Fig.5 Effect of different concentrations of CQDs on fluorescence quenching degree of the system

2.2.2 pH值及时间的影响考察了溶液不同pH 值（5.0、6.0、7.0、8.0、9.0）对检测体系的影响。结果表明，酸性和碱性条件对Hg2+与量子点的荧光猝灭作用影响较大，将溶液调至中性时荧光猝灭效果最佳（图6），因此实验选择将待检测溶液pH 值调至7.0后检测荧光强度。在荧光CQDs对Hg2+的检测过程中，其荧光稳定性对现场检测也至关重要。选择CQDs 浓度为35µg/L，溶液pH 7.0，考察了不同时间（0～10 h）下Hg2+对荧光CQDs 猝灭作用的影响。结果显示，所制备的荧光CQDs 对Hg2+的猝灭作用具有很好的稳定性，初始荧光猝灭与10 h后的荧光猝灭程度无明显差异，表明荧光CQDs溶液与Hg2+的荧光猝灭反应稳定、快速，能充分满足实际检测的需要。

图6 不同pH值对体系荧光猝灭程度的影响Fig.6 Effect of different pH values on fluorescence quenching degree of the system

2.3 检测方法的建立

在优化条件下，通过CQDs溶液测试其对不同浓度Hg2+的荧光响应（图7A）。结果显示，当Hg2+浓度为10µg/L时，量子点荧光基本猝灭。由图7B 可知，Hg2+的质量浓度为1～6µg/L 时，CQDs 的荧光猝灭效果明显，且荧光强度的变化与Hg2+的质量浓度之间呈良好的线性关系，其线性方程为y=0.143 8x－0.137 2，相关系数（r2）为0.993 5。而Hg2+在6～10µg/L 范围内的荧光猝灭效果趋于平缓。以此方法对空白水样进行测试，根据检出限的计算方法（LOD=3σ/S）测得方法的检出限为0.95µg/L，低于现有水环境质量标准中水中（Ⅳ类）汞的最低检出限值的要求，表明该方法可用于实际水样中微量Hg2+的检测。

图7 不同质量浓度Hg2+对CQDs的荧光猝灭谱图（A）及荧光猝灭标准曲线（B）Fig.7 Fluorescence quenching spectra of different concentrations of Hg2+on CQDs（A）and the standard curve of fluorescence quenching（B）

2.4 猝灭机理分析

根据荧光检测的猝灭理论［19］，由Hg2+引发的动态或静态荧光猝灭，其过程符合Stern－Volmer方程，即：IF0/IF=1+k［Hg2+］，其中k为猝灭常数，IF0为起始荧光强度，IF为猝灭荧光强度。在此情况下，以IF0/IF对Hg2+浓度作图，单一静态猝灭或动态猝灭将得到一条直线，而在动态与静态的联合猝灭下获得的Stern－Volmer方程则变为：IF0/IF=1+k1［Hg2+］+k2［Hg2+］2，其中k1、k2为猝灭常数。

由图8可知，Hg2+浓度在1～6µg/L范围内，其IF0/IF与浓度呈非线性关系，故在此体系中，汞离子与CQDs的猝灭机理为静态与动态的联合猝灭。相比较其他金属离子，汞离子对CQDs表面的羧基或巯基基团具有更强的亲和力，极易与巯基基团发生配位作用而形成不发光的基态物质，从而产生静态猝灭。而与此同时，在静态猝灭的过程中伴随着CQDs与Hg2+发生“碰撞”的动态猝灭，使得CQDs从激发态转变为基态。

图8 Hg2+在1～6µg/L范围内对CQDs的荧光猝灭效率Fig.8 Fluorescence quenching efficiencies of CQDs in concentration range of 1－6µg/L Hg2+

2.5 方法的抗干扰性

在优化条件下，以金属离子和酸根离子考察CQDs 对检测Hg2+离子的抗干扰能力。如图9 所示，在荧光CQDs为35µg/L，pH 7.0 条件下，测定10µg/L Hg2+与其他金属离子、酸根离子（As3+、Ba2+、Cd2+、Cu2+、Fe3+、La3+、Mg2+、Na+、Pb2+、Sb5+、Sn2+、Sr2+、NO-3、SO2-4、Cl－）对量子点的荧光猝灭效果。结果表明所制备的CQDs 对Hg2+具有很好的选择性。由于实际检测Hg2+的环境较复杂、干扰离子较多，因此考察混合干扰离子对方法的影响十分必要。取同一浓度离子混合成干扰离子溶液，取不同浓度混合干扰离子溶液与10 µg/L Hg2+溶液配成混合溶液，比较CQDs 的荧光猝灭程度。结果显示干扰离子在0～100µg/L浓度范围时对Hg2+的荧光检测无影响，表明所制备的CQDs 对Hg2+具有很好的抗干扰性，基于此建立的荧光检测方法可应用于复杂环境中Hg2+的检测。

图9 不同金属离子与酸根离子对CQDs的荧光猝灭效果Fig.9 Fluorescence quenching effects of different metal ions and acid radical ions on CQDs

2.6 方法的应用

以实际地表水和湖水验证该方法对地表水中Hg2+检测的准确性。在水样中加入3种不同质量浓度的Hg2+标液考察加标样品的回收率和稳定性，并与ICP－MS 测定结果比对。结果如表1 所示，Hg2+的加标回收率为100%～126%，相对标准偏差（RSD）为0.31%～3.9%。对应采用ICP－MS测得Hg2+的加标回收率为97.7%～102%，RSD为0.74%～9.8%。结果表明，基于CQDs 的检测方法能够准确实现对水中Hg2+的检测，本方法相比于ICP－MS 法操作简单、仪器便捷，更适合现场快速检测。

表1 荧光与ICP－MS对地表水中汞的加标回收率及相对标准偏差Table 1 The recoveries and RSDs of mercury in surface water by fluorescence and ICP－MS methods

3 结 论

本文以废水、柠檬酸钠、二硫化四甲基秋兰姆为反应原料通过一步水热法合成了氮硫掺杂荧光CQDs，基于Hg2+对CQDs 的荧光猝灭效应，以及CQDs 对Hg2+的选择性，建立了废水制备氮硫掺杂CQDs 荧光纳米探针测定水中Hg2+的快速检测方法。氮硫元素掺杂可以显著增强CQDs 的荧光强度，CQDs 中巯基对Hg2+具有独特的选择性，导致其对Hg2+具有高选择性和高灵敏度。在优化条件下，CQDs的荧光猝灭强度与Hg2+浓度之间呈良好线性关系，基于此建立了水中Hg2+的CQDs 检测方法，其线性范围为1～6µg/L，检出限为0.95µg/L，用于实际水样中Hg2+的检测，获得了良好的检测效果。与ICP－MS方法相比，本实验的荧光CQDs 制备方法简便、操作简单、性质稳定，为新型CQDs的制备提供了新思路，也为水中Hg2+的现场快速检测提供了新方法。