水体中重金属的检测论文参考文献

光谱法

光谱法主要包括原子吸收光谱法、原子荧光光谱法和电感耦合等离子体法。其中前二者检测的基本组件构成相同,分光系统、检测系统完全相同,见图1。

（1） 原子吸收光谱法

原子吸收光谱法是基于气态的原子外层电子对紫外光和可见光进行吸收为基础的分析方法。因此样品需要原子化,即通过原子化器提供合适的能量将试样中的被测元素转变为处于基态的原子。根据原子化器的作用不同将原子吸收光谱法分为火焰原子吸收光谱法( FAAS) 、石墨炉原子吸收光谱法( GFASS) 、冷原子吸收光谱法( CVASS) 和电热原子吸收光谱法( ETAAS) 。而原子吸收光谱法的技术和分析方法成熟,几乎涵盖了所有元素分析的领域。但是多种元素必须用相应的光源进行原子激发,而环境中的水含有大量不同种类的离子,分析物离子含量往往较低。给检测带来一定的困难。因此样品需要预处理,提高灵敏度和准确度,例如溶剂萃取、浊点萃取、固相萃取、电沉积、协同沉淀、膜过滤方法。固相萃取操作方便,且相比较液液萃取,有机试剂用量大为减少。Wadhwa等用FAAS 检测水中的铜和铅,以聚丁酸-b-聚乙二酸为吸附剂,用固相萃取的方法对样品进行富集。不仅消除钾、钠、铜、铅、铁、镍和锰等重金属离子和Cl-、SO42-离子的干扰,使回收率≥95%,同时使得吸附剂可以重复使用250 次,呈现较好的检测重复性。Ebrahimzadeh等以2-氨基吡啶作为Pb的模板制备印迹聚合物

作为固相萃取中的固相,富集蒸馏水、自来水以及海水中铅。该法对相同电荷和半径类似的离子均有很高的特异性,4 000 倍铅浓度的K+、Na+ 和1 000倍铅浓度的Mg2+、Ca2+、Co2+、Ni2+条件下铅的回收率在94. 9% —— 99%,有效减少其他离子的干扰。适用于环境中的水样检测。但是固相萃取吸附和洗脱操作比较耗时,且待测水样须过滤,否则可能发生堵塞影响实际水样中重金属离子的富集。而利用纳米磁性颗粒作为固相萃取中的吸附剂目前得到了一定应用。纳米颗粒突出的原子基团易和金属离子螯合,利用材料的磁性,分离和浓缩比其他的固相萃取方法简单、方便、快捷。但是这种裸露的纳米材料没有特异性,易受干扰离子的影响。所以需要改性,即对其表面进行修饰。现研究有对磁性颗粒Fe3O4修饰十六烷基三甲氧基溴化铵,对磁铁矿纳米粒子修饰了丁二酮肟合钴/十二烷基硫酸钠氧化铝,在氧化三铁纳米颗粒上包覆修饰锌试剂的二氧化硅,提高了其专一性,取得了良好的检测效果。

（2）原子荧光光谱法

原子荧光光谱法是对原子在辐射能激发下发射的荧光强度进行定量分析的发射光谱分析法。该法具有很高的灵敏度,且能进行多元素同时测定。但是存在荧光猝灭效应、散射光的干扰、用于复杂基体的样品测定比较困难等问题,因此通常需对分析样品进行分离纯化。

Guzman-Mar 等联合分子筛层析和原子荧光光谱法检测了环境水样中的无机汞、甲基汞和乙基汞。利用分子筛层析有效分离不同状态的汞,紫外光辐射氧化,在酸性条件下被氯化亚锡还原成原子化用于荧光检测。该分离方法高效,解决了传统高效液相色谱法流动相和固定相之间传质慢以及反压不断上升的问题,分离时间仅需10 min,检测限分别为0.11,0.03,0.09 μg /L,相对标准偏差为2. 4% ——4. 0%,回收率> 96%,符合并提高了环境检测的要求并提高了检测效率。Wu 等以吡咯烷二硫代氨基甲酸铵作为固相萃取柱的表面吸附剂结合原子荧光联用检测自然界中水样中的As3+和Sb3+。检测限分别为0. 003 8,0. 002 1 μg /L,优于ICP-MS 法。相对标准偏差< 5%,检测具有很好的重复性。Zhou等用原子荧光法检测水样中的铅前,用分散液液微萃取的方法处理获得0. 000 95 μg/L的检测限以及92. 9% —— 97. 4%的回收率,且绝大多数离子不影响铅的富集( Cu2+ 和Ni2+略有影响) 。这使得该法能够应用的废水中铅的检测。该法消耗有机试剂少,是一种环境友好型的检测手段。

（3）电感耦合等离子体法

电感耦合等离子体法测定水中的重金属主要包括电感耦合等离子体质谱法( ICP-MS) 法和电感耦合等离子发射光谱法( ICP-AES) 。前者是利用电感耦合等离子体使样品原子化,待测金属元素进入质谱,通过测定荷质比进行定性和定量分析; 后者是利用高频电流产生的高温将反应气加热并电离,利用元素发出的特征谱线进行测定。检测流程见图2。电感耦合等离子体法可以对多种元素同时进行检测。

Ardini等通过向海水样品加入氨和氢氧化镁,调节pH,使预检测的元素Cr、Fe、Mn、Pb和Zn沉积,然后将沉淀溶解再进行ICP-MS 检测,检测限分别为0.001,0.0056,0.00055,0.0004,0. 012 μg /L,标准偏差在3%——16%。该法检测简单、迅速、成本低,并且具有较好的精确度,良好的实用价值。但是该法对沉淀不敏感的元素如Cd、Co不适合。因此更广泛的应用有待进一步的研究。Chen等将阳离子交换色谱和ICP-MS 联用,检测海水和海鱼中的汞。检测限分别为0.019,0.027,0.031,0.022 μg /L。相对标准偏差< 3%,回收率为96% —— 102%,该法分离不同状态的汞速度快,比一般的分离方法快2 倍,因此不仅提高检测效率,减少流动相用量,同时也降低了联合检测时ICP-MS中Ar的消耗,满足绿色检测中环保高效的要求。Escudero等采用液液微萃取的方法,先让待测元素铊和氯离子结合形成[TlCl4]-,用十四烷基( 三己基) 氯化鏻离子溶液作为萃取剂提取[TlCl4]-,最后再加入*和乙醇。使富含铊( I) 的上层水相和富含铊(III) 的有机分离进而用来ICP-MS 检测。检测限为0.000 4 μg/L,相对标准偏差分别为1.3%,1.5%,目前该法应用到河水和自来水中的检测,对铊的回收率> 95%。该法分离速度快,且消耗有机试剂少,是一种值得开发应用的技术。Yilmaz等以Cu2+为模板离子,硫代甲基丙烯酰胺为功能单体制备Cu2+离子印迹聚合物,特异性的结合海水中的Cu2+。模板的特异性结合使得该法能够有效纯化样品,排除Cd、Co、Cr、Fe、Mn、Ni、Pb、Zn 的干扰。检测限为0.4 μg /L,相对标准偏差是3.2%,回收率是91% —— 96%。离子印迹聚合物稳定且可以重复使用,该法检测限适合检测复杂样品中的Cu2+。

电化学法

电化学法主要为溶出伏安法( DPASV) 。该法是利用两个电极在一定电压条件下,先将溶液中的待测元素还原使其电沉积,再通入反向电压,使沉积在电极表面的重金属离子氧化溶解,形成峰电流,电流大小和被测金属离子浓度成正比。有的虽然能够达到检测要求,但是通电时间较长。Chen 等用铋涂层多孔碳电极检测自然界中水样中Pb2+和Cd2+。仅耗时5 min 即可实现,Pb2+和Cd2+ 0.03,0.34 μg/L的检测限。该法操作简单,但Cu2+能和Bi3+ 争夺电极表面位点对结果产生干扰。Es'haghi等[19]将溶胶-凝胶技术融合到传统固相微萃取技术( SPME) ,使用中空纤维作为固定相,利用其内部的多孔性以及材质的硬度和吸附性对水样中痕量重金属进行富集铅和镉,然后进行DPASV检测。检测限相对一般的溶出伏安法得到大幅度提高,分别为0. 015,0.012 μg/L,富集倍数达2 440 倍以上。但是分离待测元素需耗时1 h。Wei 等用氨气等离子体处理多壁碳纳米管,该碳纳米管能够捕获金属离子并同时作为电极进行检测。在不同的反向电压下检测水中的Zn2+、Cd2+、Cu2+、Hg2+。该处理使得检测限分别为0.0,0.003,0.014,0.028 8 μg/L,远远超出国家饮用水检测标准要求,耗时仅150 s,优于法。

生物化学法

（1）酶抑制法

重金属离子和酶活中心的活性部位结合,占据部分活性位点,引发酶活力的降低,从而影响酶和底物的反应。反应变化和重金属的含量具有相关性,可达到良好的检测效果,检测限比光谱法和电化学法偏低,但其能够达到国家标准检测要求。目前已有过氧化氢酶、葡萄糖氧化酶、脲酶、磷酸酯酶用于重金属的检测,但是酶的种类仍需要开发。Guo等利用Cu2+对醇氧化酶活性的抑制作用,结合甲醇被醇氧化酶催化产生的过氧化氢能够使碲化镉量子点荧光信号降低,实现Cu2+的检测。检测限为0. 176 μg /L。在实际应用中比较该法和ICP 法对废水、农业灌溉用水、湖水中的铜的检测,回收率均在93.3%——103.6%,相对标准偏差均<5%。因此该法可作为环境水样中Cu 的一种快速检测的可靠方法。

（2）核酸适配体检测法

利用核酸适配体检测重金属是近年来研究的热点。核酸适配体检测重金属具有较好的检测稳定性、检测成本低、适配体序列自行设计的广泛应用性。目前,基于功能核酸的Hg2+、Cu2+、Pb2+、K+的传感器都已经有一些文献报道。曹阳利用修饰有荧光基团的适配体与Ag + 发生特异性的结合,生成C-Ag-C 的双链结构,避免了石墨烯对单链DNA 上荧光基团的猝灭作用,提高了荧光信号噪比,对Ag+的检测限可达2.5 μg/L。Chung 等将富含G 碱基和T 碱基的DNA 序列固定在纳米金表面上,检测体液中Pb2+和Hg2+。该法较好的固定游离在水溶液中的DNA,从而有效的降低DNA 的降解,并且在较宽的波长范围里纳米金颗粒具有较优的荧光猝灭效率。结果表明,即使在DNA 酶存在的条件下,能够同时检测水溶液中的Pb2+、Hg2+。检测限分别为0. 026,0.024 μg/L。在体液富含K+和Na+条件下,检测仍不受影响。Chen 等将固定有大量适配体的纳米金作为电传感元件,检测湖水中的Cu2+。检测限达到6.4×10-6 μg/L,检测限极低。但Ca2+、Co2+、Mg2+、Ni2+、Pb2+、Sn2+、Zn2+对电化学检测信号干扰率在10%左右,因此抗干扰率有待提高。

（3）免疫检测技术

免疫检测技术是基于抗原抗体特异性反应建立起来的一种生物化学分析方法。重金属免疫检测技术的检测速度快、灵敏度高、特异性强,检测的精确度主要取决于抗体和抗原之间的结合程度。但金属离子很难直接作为抗原结合抗体,它需要螯合剂,通过螯合剂再结合蛋白质进而引起免疫反应得到相应的抗体。因此,开发新型螯合剂并筛选出特异性好的单克隆抗体随着近几年化学、重组单克隆抗体和基因重组科学的发展得到不断改进。

Zhou 等用酶联免疫吸附法检测矿泉水、自来水和湖水中的Hg2+、Pb2+、Cd2+离子。该法将3种重金属完全抗原和3 条单克隆抗体放在一个ELISA 系统中,创新的实现了对这3 种金属离子一次性的检测,检测限分别为5.48,0. 807,1.776 μg/L,回收率> 92%。和ICP-MS 相比具有与之媲美的检测效果。在免疫检测基础上发展的金标法在水溶液中重金属检测近些年得到广泛关注。Liu 等通过纳米金离子包被单克隆抗体制备出的金标试纸能够快速、准确的检测水和血清样品中的铬离子。将抗Cr3+-EDTA 单克隆抗体标记到金颗粒后,包被于玻璃纤维上,同时把Cr3+ -EDTA-BSA抗原毓羊抗鼠IgG二抗分别结合于硝酸纤维薄膜上作为检测线和质控线。通过表面颜色观察到的最低检测浓度达50 μg /L。将试纸条改进,加入一个阅读器,最低检测限为5 μg/L。该法还能够分别检测出三价和六价铬,对其他离子具有抗干扰能力。在37 ℃条件下可保存使用84 d,表现了较好的稳定性。检测时间仅耗时不到5 min。因此是一例检测重金属的成功应用。Zhou 等制备的金标试纸能够同时检测水样中的Hg2+、Cd2+、Pb2+ ,用肉眼观察试纸颜色的检测限分别为1. 6,0.67,1.2 μg /L,检测时间<10 min。较检测效果好,且同时可以检测3 种金属。但是保存条件较之严格,需在4 ℃条件下,可存贮8 周。Zhu 等创新设计的胶体金垫是纳米金和富含T 碱基的适配体的探针,利用该适配体特异性结合Hg2+,形成的空间结构改变纳米金的颜色,在纸条上有颜色显示,对饮用水中的Hg2+检测限达0.005 μg/L,极大的改善一般金标试纸检测汞检测限,并且在100 μg/L 干扰离子条件下检测不受影响。同时适配体相对于抗体稳定,因此该法较中金标试纸优。

1. 《食品科学》2015年第36卷第10期2. 《食品科技》2012年第36卷第6期3. 《营养学报》2013年第35卷第4期4. 《食品与营养研究》2014年第2期明确结论：《我爱喝水》参考文献共有4篇。解释原因：这4篇文献都是对于水的营养、安全、生产等方面的研究和探讨，与《我爱喝水》中所呈现的主题密切相关。内容延伸：此外，还可以通过在学术搜索引擎中输入相关关键词，继续寻找更多相关的研究文献来增加对水的了解。

快速检测方法很多方法一，使用便携式仪器检测方法二，使用试纸法快速检测水中重金属方法三，检测重金属污染程度的可能性.在CA培养基内分别加入不同浓度的锌、铜、铅等重金属,再将水霉菌菌株移至此些培养基上培养.由实验结果得知,培养基内含500 ppm硫酸锌、40 ppm硫酸铜与500ppm硝酸铅时,皆会使水霉无法生长；而含有450 ppm硫酸锌、30 ppm硫酸铜与450ppm硝酸铅时,水霉虽生长不佳,但仍可生长、繁殖. 由于水霉菌在适当湿度、温度并提供适量光照的环境下生长十分快速,约1～2日,所以可以十分快速检验水中重金属的含量,加上菌株容易取得、培养材料十分便宜,因此,利用水霉或检测水中水霉含量即可作为检测重金属污染程度一项十分经济、快速、简便且准确的参考指标之一.至于有关水霉菌对各种重金属的灵敏度与如何推广应用水霉来检测水中,甚至土壤中重金属污染程度则有待进一步试验和改善.