陸可鈺， 孔令燦

(1.江南大學食品科學與技術國家重點實驗室，江蘇無錫 214122；2.無錫市疾病預防控制中心，江蘇無錫 214023)

隨著全球化、工業(yè)化和城市化的飛速發(fā)展，重金屬污染已經(jīng)成為一個嚴重的環(huán)境問題。銀因具有極好的殺菌特性和光電特性而被廣泛應用于臨床、影像、化妝品等領域[1 - 2]。但如今，由于其高毒性、非生物降解，Ag+污染已經(jīng)成為一個對人類健康最有害的重金屬離子之一。人體中Ag+的積累可導致多種癥狀，如頭痛和器官功能衰竭等[3 - 4]。傳統(tǒng)檢測Ag+的方法主要有原子吸收光譜法、電感耦合等離子體質譜法、電化學分析法等[5 - 7]。然而，這些技術往往由于成本較高、操作復雜、耗時等原因，無法對樣品(特別是復雜基質樣品，如血液、尿液和食物)中的Ag+實現(xiàn)實時的檢測。因此發(fā)展高效、簡易、環(huán)保、靈敏的檢測Ag+的方法就顯得尤為重要。

金屬納米簇一般是由幾個至幾百個金屬原子組成，粒徑大小接近于電子的費米波長，因此呈現(xiàn)出很多不同于金屬納米粒子的光學和電學性質，如較強的熒光性、良好的光穩(wěn)定性等[8 - 12]。這些性質為金屬納米簇在化學傳感和光電等領域中的應用提供了可能。例如，Wang等人利用納米簇實現(xiàn)了Pb2+的檢測[13]；Yang等人利用銅納米簇實現(xiàn)了汞離子的檢測[14]。然而，這些研究主要是通過調(diào)節(jié)配體間的相互作用來實現(xiàn)金屬離子的檢測。相應的通過調(diào)整金屬間的相互作用特別是聚集誘導發(fā)光的方法來高效、靈敏地檢測重金屬離子的研究報道較少。

本文在水溶液中以D -青霉胺為配體，在室溫下通過一鍋法制備出具有聚集誘導發(fā)光的銅/銀合金納米簇(Cu/AgNCs)發(fā)光探針，而且Ag+的摻雜會使探針的發(fā)光表現(xiàn)出了明顯的藍移效應，基于此，建立了Ag+的比率發(fā)光檢測方法，該方法不僅快速、靈敏，而且其他常見的金屬離子對Ag+的檢測沒有明顯的干擾作用，并將其成功地應用于人體尿樣和環(huán)境水樣中Ag+的測定。

1 實驗部分

1.1 儀器與試劑

F-4500型熒光光譜儀、UV-2450型紫外-可見分光光度計(日本，島津公司)；JEM-2100型透射電子顯微鏡(日本，JEOL公司)；Nexus670型傅里葉變換紅外光譜儀(美國，Nicolet公司)；6220型 LC-TOF MS儀(美國，Agilent公司)；量子產(chǎn)率測量系統(tǒng)(日本，Hamamatsu Photonics K.K.公司)。

氯金酸(HAuCl4)、D -青霉胺(純度98%)購自西格瑪奧德里奇(上海)貿(mào)易有限公司。CuSO4·5H2O(純度98%)、AgNO3(純度99%)購自阿拉丁試劑(中國)公司。所用試劑均為分析純。實驗用水為Millipore Milli-Q純水系統(tǒng)制備的超純水。

1.2 Cu/Ag納米簇(Cu/AgCNs)的制備

參考文獻方法[15]，稍加改進制備Cu/AgNCs。具體如下：室溫下將70 μL的CuSO4溶液(100 mmol/L)和50 μL 100 mmol/L的AgNO3溶液，依次加入到5 mL的D -青霉胺溶液(3 g/L)中，攪拌5 min后離心，取沉淀物待用。

1.3 Ag+檢測的靈敏度和選擇性實驗

將一系列不同濃度的AgNO3標準溶液和70 μL的CuSO4溶液(100 mmol/L)，依次加入到5 mL的D -青霉胺溶液(3 g/L)中，室溫攪拌5 min后，收集相應的熒光光譜數(shù)據(jù)。根據(jù)比率發(fā)光數(shù)值(I570/I615)和Ag+濃度之間的比例關系建立標準曲線。在Ag+加入量不變的情況下(50 μL，100 mmol/L)，分別加入等量的其它金屬離子或HAuCl4，并保持其他條件不變，研究Cu/AgNCs比率熒光探針對Ag+的選擇性。

2 結果與討論

2.1 Cu/AgCNs比率熒光探針的制備與表征

根據(jù)1.2節(jié)合成方法制備出不同Ag+摻雜量的Cu/AgNCs，并分別命名為N1、N2、N3，見表1。從傅里葉變換紅外(FT-IR)光譜結果(圖1)可以看出，相比于純的D -青霉胺，Cu/AgNCs(N1和N2)在2 520 cm-1處的峰消失了，這是由于S-H鍵發(fā)生了斷裂并形成了新的S-Cu(Ag)鍵。從Cu/AgNCs的電噴霧電離-飛行時間質譜(ESI-TOF MS)(圖2)結果可以看出，在Cu/AgNCs中存在許多Cu/Ag離子碎片，比如Cu2Ag2L2，Cu3AgL3，Cu3Ag2L4等(L代表配體D -青霉胺)。透射電鏡(TEM)結果(圖3)顯示N1表現(xiàn)為不規(guī)則的組裝結構，而Cu/AgNCs(N2、N3)變成相對規(guī)整的近球形結構。隨著Ag+摻雜量的增加，這些球狀結構隨著尺寸的增大而進一步融合成不規(guī)則的組裝結構，Cu/AgNCs的平均尺寸由30 nm(N2)增加到125 nm(N3)。以上結果都表明確實形成了Cu/AgNCs。

表1 Cu/AgNCs(N1-N3)合成條件及其發(fā)射峰的位置

a：D -penicillamine.

圖1 D -青霉胺(a)、N1(b)和N2(c)的紅外(IR)光譜圖Fig.1 IR spectra of D -penicillamine(a)，N1(b) andN2(c)

圖2 Cu/AgNCs N1和N2的ESI-TOF MS數(shù)據(jù)Fig.2 The ESI-TOF MS data of Cu/AgNCs N1 and N2

圖3 N1(a)、N2(b)和N3(c)的透射電鏡(TEM)照片F(xiàn)ig.3 TEM images of N1(a),N2(b) and N3(c)

2.2 Cu/AgNCs的聚集誘導發(fā)光性質及其內(nèi)在機制

圖4(a)為Cu/AgNCs在水中的紫外-可見吸收光譜，可以看出它們(N1、N2和N3)的吸收光譜比較相似，都在276～407 nm范圍內(nèi)。在用波長360 nm 紫外光激發(fā)時 Cu/AgNCs表現(xiàn)出較強的聚集誘導發(fā)光性質，如圖4(b)所示。而且，隨著Ag+摻雜量的增加，它們的最大發(fā)射峰位置出現(xiàn)明顯的藍移，從615 nm(N1)移動到576 nm(N3)。

圖4 (a)N1-N3水溶液的紫外-可見(UV-Vis)吸收光譜；(b)N1-N3水溶液中在紫外光下的發(fā)射光譜Fig.4 (a) UV-Vis absorption spectra of N1-N3 in aqueous solution;(b) Emission spectra of N1-N3 in aqueous solution under UV light(λex=360 nm)

高分辨透射電鏡(HRTEM)結果(圖5)顯示Cu/AgNCs中有明顯的晶格條紋。由于Cu元素的晶格常數(shù)小于Ag元素，所以可以預測Cu納米簇(CuNCs)的平均晶格間距要小于Cu/AgNCs。而事實上，CuNCs(N1)平均晶格距離為2.68 ?，要大于Cu/AgNCs(N2和N3，分別為2.25 ?和2.37 ?)，這個現(xiàn)象是由于小納米粒子中存在晶格張力而導致的[16]。以上結果表明Ag+成功地摻雜到Cu/AgNCs中。值得注意的是，CuNCs和Cu/AgNCs有序的微觀結構促進了配體與金屬間的電荷轉移(LMCT)以及配體與金屬-金屬間的電荷轉移(LMMCT)，從而導致聚集誘導發(fā)光行為的出現(xiàn)[17 - 18]；而且，隨著Ag+含量的增加，可能導致微觀結構的排斥力減少以及金屬-金屬作用的增強，從而增加了Cu/AgNCs超結構中金屬-金屬間的平均距離，最終導致了發(fā)光光譜的藍移[19]。

圖5 N1(a)、N2(b)和N3(c)的高分辨透射電鏡(HRTEM)照片(它們的晶格間距分別為2.68 ?、2.25 ?和2.37 ?)Fig.5 HRTEM images of N1(a),N2(b) and N3(c)(Their lattice distances are 2.68 ?,2.25 ?,and 2.37 ?,respectively)

2.3 Ag+的檢測及選擇性試驗

將不同體積的100 mmol/L AgNO3溶液(0、1、2、4、8、12、16、20、24、30、40、80、120、160、200 μL)，以及100 mmol/L CuSO4溶液(70 μL)，依次加入到5 mL D -青霉胺溶液(3 g/L)中，在室溫下反應5 min，之后進行光譜測量。為了清楚地研究Cu/AgNCs的比率熒光變化，其歸一化的發(fā)射光譜如圖6(a)所示?？梢杂^察到，隨著Ag+量的增加它們的光致發(fā)光光譜呈現(xiàn)明顯的藍移(從右到左Ag+體積為0～120 μL)。此外，比率熒光強度(I570/I615)與Ag+濃度(0～80 μL或0～1 600 μmol/L)之間有良好的線性關系，檢出限(S/N=3)為0.9 μmol/L(圖6(b))。

圖6 不同劑量AgNO3制備所得Cu/AgNCs的歸一化發(fā)射光譜(a)、比率熒光強度(I570/I615)和Ag+濃度(0～80 μL或0～1 600 μmol/L)的線性關系(b)Fig.6 The normalized emission spectra of Cu/AgNCs prepared upon addition of different volumes of AgNO3(a),the linear relationship between the ratios of emission intensity(I570/I615) and the concentration of Ag+(0 - 80 μL or 0 - 1 600 μmol/L)(b)(a):(a-o)0,1,2,4,8,12,16,20,24,30,40,80,120,160,200 μg AgNO3.

圖7 不同金屬離子對比率熒光強度(I570/I615)的影響Fig.7 Effects of metal ions on ratio fluorescence intensity(I570/I615)metal ions(1→15):Na+,Mg2+,Pb2+,Ba2+,Cd2+,Fe2+,Fe3+,Ag+,K+,Mn2+,Zn2+,Ca2+,Co2+,Hg2+,HAuCl4.

為深入了解Cu/AgNCs熒光探針是否可用于實際樣品中Ag+的特異性檢測，我們考察了水體系中可能存在的其它金屬離子Na+、K+、Mg2+、Mn2+、Pb2+、Zn2+、Ba2+、Ca2+、Cd2+、Co2+、Fe2+、Hg2+、Fe3+或HAuCl4等對該探針檢測Ag+的干擾。如圖7所示，當Ag+濃度保持不變(50 μL，100 mmol/L)，且其他實驗條件相同的情況下，向體系中分別加入等量的不同金屬陽離子時，可以看到探針的比率熒光強度(I570/I615)只有輕微的變化，這說明，當這些陽離子或HAuCl4和Ag+共同存在時，它們幾乎對Ag+的檢測無干擾作用，進一步說明了該探針對Ag+具有較好的選擇性。

2.4 實際樣品中Ag+檢測

基于該Cu/AgNCs在Ag+的檢測中具有良好的靈敏度和選擇性，將其應用于人體尿樣及實際水樣中Ag+的檢測。尿樣(先用去離子水稀釋50倍混勻)或水樣經(jīng)過靜置、過濾后取上層清液，采用加入回收法進行檢測。在實驗條件下，向樣品中分別加入不同濃度(10.2、25.3、50.5 μmol/L)的AgNO3溶液，然后進行測定，每個濃度平行測定3次，結果列于表2中?？梢杂^察到加標人體尿液和水樣中Ag+的回收率在93%～99%之間，相對標準偏差(RSD)在3.6%～5.9%之間(表2)。為了驗證此方法的準確性，利用火焰原子吸收光譜法(FAAS)對實際樣品進行了檢測，結果顯示人體尿液和水樣中Ag+的加標回收率和相對標準偏差分別在94%～98%和3.2%～5.6%范圍內(nèi)，與本文所建立方法結果一致。

表2 人體尿樣和水樣中Ag+含量測定結果(n=3)

a:the flame atomic absorption spectrometric method.

3 結論

本研究利用D -青霉胺為配體，在室溫下通過一鍋法制備出具有聚集誘導發(fā)光行為的Cu/Ag納米簇比率型熒光探針，探究了其內(nèi)在機制?；贏g+的摻雜會對該探針的熒光做出明顯的藍移效應，建立了快速靈敏檢測Ag+的方法，并已成功地應用于人體尿樣和實際水樣中Ag+的測定。該方法由于其廉價易得、簡單快速，并具有很高的選擇性，將在分析檢測領域中具有較好的應用前景。